Vorkommen und Verhalten von Naphthalin-

sulfonaten in der biologischen Abwasserbehandlung

Untersuchungen mittels Kopplung von Hochleistungs-

flüssigchromatographie und Massenspektrometrie

Markus Stüber

Fakultät III

- Prozesswissenschaften -

der Technischen Universität Berlin

Berlin 2005

D83

Vorkommen und Verhalten von Naphthalinsulfonaten in der biologischen Abwasserbehandlung

Untersuchungen mittels Kopplung von Hochleistungs-

flüssigchromatographie und Massenspektrometrie

vorgelegt von

Diplom-Chemiker Markus Stüber

Von der Fakultät III – Prozesswissenschaften – der Technischen Universität Berlin

zur Erlangung des akademischen Grades

Doktor der Naturwissenschaften - Dr. rer. nat. -

genehmigte Dissertation

Promotionsausschuss:

Vorsitzender: Professor Dr. rer. nat. H. Görisch

Berichter: Professor Dr.-Ing. M. Jekel

Berichter: Professor Dr. rer. nat. W. Rotard

Berichter: Priv.-Doz. Dr.-Ing. T. Reemtsma

Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 23. Februar 2005

Berlin 2005

D83

Die vorliegende Arbeit entstand im Zeitraum zwischen April 2000 und Dezember 2003 im

Fachgebiet Wasserreinhaltung des Institutes für Technischen Umweltschutz der Technischen

Universität Berlin bei Herrn Professor Dr.-Ing. M. Jekel.

Mein Dank gilt

Herrn Professor Dr. M. Jekel für die interessante Themenstellung, die Förderung meiner

Arbeit, seine vorbehaltlose Unterstützung und die Begutachtung der Arbeit.

Herrn Professor Dr. W. Rotard für die Begutachtung der Arbeit.

Herrn Priv.-Doz. Dr. T. Reemtsma für die engagierte Leitung der Forschungsprojekte, die

vielfältigen Anregungen, die permanente Diskussions- und Hilfsbereitschaft und die

Begutachtung der Arbeit.

Herrn Professor Dr. H. Görisch für die Übernahme des Prüfungsvorsitzes.

Jutta Jakobs für Ihr großes Engagement und Ihre Geduld.

Allen aktuellen und ehemaligen Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern des Fachgebietes für die

Hilfs- und Diskussionsbereitschaft und das angenehme Arbeitsklima. Mein besonderer Dank

gilt Karin von Nordheim, Wolfgang Wichmann und Hans Rietdorf.

Den Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern des Klärwerks Ruhleben und des Gerbereibetriebes

für den persönlichen Einsatz bei den zahlreichen Probenahmen.

Allen meinen Freunden, im besonderen Thilo, Karsten und Jürgen.

Meinen Eltern, Astrid und meinen Geschwistern für jede nur erdenkliche Hilfe.

Die Sonne lähmt die Neugier auf das,

was im Schatten vor sich geht.

Philip Larkin (The Whitsun Weddings)

Zusammenfassung

In der vorliegenden Arbeit werden Untersuchungen zum Vorkommen von Naphthalinsulfonaten in industriellen und kommunalen Abwässern sowie in Niederschlagsabflüssen vorgestellt. Außerdem wurde das Verhalten von Naphthalinsulfonaten und Azofarbstoffen bei der biologischen Abwasserbehandlung untersucht.

Die Bestimmung der Analyten erfolgte durch Kopplung von Ionenpaar-Hochleistungsflüssigchromatographie und tandem-massenspektrometrischer Detektion. Die Bestimmungsgrenzen lagen bei Direktinjektion um 0,5 µg/L. Die Entwicklung einer Anreicherungsmethode mittels Festphasenextraktion ermöglichte quantitative Bestimmungen im unteren ng/L-Bereich. Ein wesentliches Problem bei quantitativen HPLC-ESI-MS/MS-Analysen ist die Beeinflussung der Signalintensitäten durch die Probenmatrix. Die Untersuchungen zur Kompensation von Matrixeffekten mittels verschiedener Kalibrierungsmethoden zeigten, dass für hochbelastete Abwässer nur mit Standardaddition zuverlässige und reproduzierbare Ergebnisse erhalten werden, während für weniger stark belastete Abwässer mit einheitlicherer Matrix in den meisten Fällen auch weniger aufwendige Quantifizierungsmethoden geeignet sind.

Die Naphthalinsulfonate wurden sowohl in gewerblichen als auch in kommunalen Abwässern bestimmt. Um die Eliminationsleistung verschiedener biologischer Abwasserbehandlungsverfahren vergleichen zu können, wurde eine konventionelle Belebungsanlage und unterschiedlich konfigurierte Membranbioreaktoren beprobt. In allen Proben wurden Naphthalinsulfonate gefunden. Im unbehandelten Gerbereiabwasser lagen die Konzentrationen der Targetanalyten im mittleren bis oberen µg/L-Bereich. Die Konzentrationen im Kommunalabwasser waren um zwei bis drei Größenordnungen niedriger. Die Naphthalinmonosulfonate wurden annähernd vollständig entfernt, während das Eliminationsverhalten der Naphthalindisulfonate stark von ihrem Substitutionsmuster abhing. Eine Überlegenheit der Membranverfahren gegenüber der Belebtschlammverfahren konnte hinsichtlich der Eliminationsleistung für Naphthalinsulfonate nicht festgestellt werden.

Weiterhin wurden einige Azofarbstoffe untersucht, da sulfonierte Naphthalinsysteme häufig als Grundbausteine bei der Synthese von Azofarbstoffen eingesetzt werden. Zur Charakterisierung der Transformationsprodukte von Azofarbstoffen nach reduktiver Spaltung bei der anaerob-aerob Behandlung wurden komplementäre massenspektrometrische Methoden wie exakte Massenbestimmung und MS/MS-Untersuchungen eingesetzt. Auf diese Weise konnten für eine Reihe von charakteristischen Oxidations-, Substitutions- und Additionsprodukte Strukturvorschläge erarbeitet werden. Die primär gebildeten, hochsubstituierten Reaktionsprodukte reagierten spontan mit diversen potentiellen Abwasserinhaltsstoffen weiter. Diese Reaktionssequenzen führten schließlich zu einer großen Vielfalt an Transformationsprodukten. In aeroben Abbauversuchen erwiesen sich diese Transformationsprodukte als nicht oder nur begrenzt biologisch abbaubar. Diese Ergebnisse lassen darauf schließen, dass der Einsatz der häufig propagierten anaerob-aerob Behandlung nicht der geeignete Weg zur Mineralisierung der in azofarbstoffhaltigen Abwässern entstehenden Transformationsprodukte ist.

Summary

In this study we investigated the occurrence of naphthalene sulfonates in industrial and municipal wastewaters as well as in stormwater runoffs. Furthermore the fate of naphthalene sulfonates and azo dyes in biological wastewater treatment was studied.

The analytes were investigated by coupling of ion-pair high-performance liquid chromatography and tandem mass spectrometric detection. The quantification limits were around 0.5 µg/L upon direct injection. An additional enrichment step using solid-phase extraction allowed the quantification down to the low ng/L-range. In quantitative analysis of environmental samples using HPLC-ESI-MS/MS one of the major problems is the suppression or enhancement of analyte signals in the presence of matrix components. Standard addition was the only suitable quantification method compensating matrix effects in highly loaded, untreated wastewater with highly variable matrix. For less heavily loaded and less variable samples like treated wastewater a kind of matrix-matched calibration provided reasonable results.

Removal of naphthalene sulfonates by biological wastewater treatment was investigated in tannery as well as in municipal wastewaters. The wastewater treatment plants investigated were equipped either with a conventional activated sludge treatment or with a membrane bioreactor. In all influents and effluents naphthalene sulfonate concentrations were above the limit of quantification. For the untreated tannery wastewater the contents of the target analytes were in the medium to higher µg/L-range. In municipal wastewater the concentrations were two to three orders of magnitude lower. The naphthalene monosulfonates were almost completely removed whereas the elimination of naphthalene disulfonates strongly depends on the substitution patterns of the analytes and varied between 10-90 %. Generally the removal of naphthalene sulfonates was not significantly better in membrane bioreactors.

Moreover we were interested in the fate of azo dyes and their metabolites because sulfonated naphthalene systems are frequently used as building blocks for the synthesis of azo dyes. For the characterisation of transformation and degradation products of azo dyes after reductive fission by anaerobic-aerobic treatment mass spectrometric methods like exact mass measurement and product-ion recording were used. By this approach the structures of several characteristic oxidation, substitution and addition products of model compounds as well as of real azo dyes could be elucidated. The highly substituted primary reduction products were reacting with various wastewater components spontaneously. Finally the reaction cascades led to a wide variety of transformation products. In aerobic degradation tests with activated sludge none of the transformation products was readily biodegradable. As a consequence of these results a combined anaerobic-aerobic treatment of azo dyes appears not as a promising strategy to mineralise the transformation products originating of azo dyes in biological treatment.

Inhaltsverzeichnis Danksagung ii Zusammenfassung v Summary vi Inhaltsverzeichnis vii Abkürzungsverzeichnis x 1 Einleitung 1

1.1 Naphthalinsulfonate 1 1.1.1 Darstellung und Eigenschaften 2 1.1.2 Biologischer Abbau 4 1.1.3 Vorkommen in der aquatischen Umwelt 7

1.2 Azofarbstoffe 8 1.2.1 Darstellung und Eigenschaften 9 1.2.2 Behandlung farbstoffhaltiger Abwässer 10 1.2.3 Umweltproblematik 12

1.3 Spurenanalytik 13 1.3.1 Extraktion zur Aufreinigung und Anreicherung 13 1.3.2 Chromatographische Trennung 14 1.3.3 Massenspektrometrische Methoden 16 1.3.4 Kopplung von Chromatographie und Massenspektrometrie 17

1.4 Ziele und Struktur der Arbeit 20 2 Analytik von Naphthalinsulfonaten 22

2.1 Anreicherung mittels Festphasenextraktion 22 2.2 Quantifizierung mittels LC-MS/MS 28 2.3 Matrixeffekte 35

2.3.1 Die Crux mit der Matrix 37 2.3.2 Strategien zur Kompensation von Matrixeffekten 41 2.3.3 Untersuchte Kalibrierungsmethoden zur Kompensation

von Matrixeffekten 42 2.3.4 Beurteilung der Strategien 43

2.4 Strukturaufklärung mittels LC-MS und LC-MS/MS 47 2.5 Exakte Massenbestimmung mittels Quadrupol-MS 48

3 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 51

3.1 Industrieabwasser 51 3.1.1 Gerbereiabwasser 52 3.1.2 Eliminationsverhalten 54 3.1.3 Einfluss chemischer Oxidation 58

3.2 Kommunalabwasser 59 3.2.1 Abwasser des Klärwerks Ruhleben (Berlin) 61

viii Inhaltsverzeichnis

3.2.2 Eliminationsverhalten 66 3.3 Niederschlagsabfluss versiegelter Flächen 71

3.3.1 Elutionsversuche mit Reifenabrieb und Straßenstaub 72 3.3.2 Straßenablauf im Stadtgebiet Berlins (Halensee) 74

4 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 80

4.1 Chemische Reduktion 81 4.2 Aminohydroxynaphthalinsulfonate 90

4.2.1 Stabilitätsuntersuchungen 91 4.2.2 Umsetzungen mit Nukleophilen 93

4.3 Massenspektrometrische Untersuchung der Reduktionsprodukte 96 4.4 Biologische Abbaubarkeit der Reduktionsprodukte 106 4.5 Auswirkungen auf das Konzept der anaerob-aerob Behandlung 112

5 Zusammenfassende Diskussion 114

5.1 Analytik von Naphthalinsulfonaten 114 5.2 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 115 5.3 Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 117

A Anhang 118 A.1 Material und Methoden 118

A.1.1 Verwendete Substanzen und Reagenzien 118 A.1.2 Probenvorbereitung 119

A.1.2.1 Industrieabwasser 119 A.1.2.2 Kommunalabwasser 119 A.1.2.3 Extraktionsversuche mit Reifenabrieb und Straßenstaub 120 A.1.2.4 Niederschlagsabfluss versiegelter Flächen 120

A.1.3 Chemische Umsetzungen 120 A.1.4 Festphasenextraktion 122

A.1.4.1 Verwendetes System und Lösungen 122 A.1.4.2 Verwendete Methode 122

A.1.5 Hochleistungsflüssigchromatographie 123 A.1.5.1 Verwendetes System 123 A.1.5.2 Chromatographische Trennsysteme 124

A.1.6 Massenspektrometrie 124 A.1.6.1 Verwendetes System 124 A.1.6.2 Detektionsmodi 126 A.1.6.3 Exakte Massenbestimmung 126 A.1.6.4 Quantifizierung 127 A.1.6.5 Kalibrierung 128

A.1.7 Ionenchromatographie 129 A.1.8 1H-Kernresonanzspektroskopie 129 A.1.9 Photometrie 130 A.1.10 Gelöster organischer Kohlenstoff 130 A.1.11 Chemischer Sauerstoffbedarf 130 A.1.12 Wasserstoffperoxid-Bestimmung 130 A.1.13 Aerobe Abbauversuche 130 A.1.14 Kläranlage des Gerbereibetriebes 131 A.1.15 Kommunale Kläranlage Ruhleben (Berlin) 133

Inhaltsverzeichnis ix

A.1.16 Beschreibung des Gebietes für die Untersuchung des Niederschlagsabflusses 134

A.2 Daten 136

A.2.1 Daten Festphasenextraktion 136 A.2.2 Daten Matrixeffekte 140 A.2.3 Daten Gerbereiabwasser 152 A.2.4 Daten Kommunalabwasser 164 A.2.5 Daten Niederschlagsabfluss 189 A.2.6 Daten Abbauversuche 193

Literaturverzeichnis 200

Abkürzungsverzeichnis 1,3,5,7-NTSA Naphthalin-1,3,5,7-tetrasulfonat 1,3,5-NTSA Naphthalin-1,3,5-trisulfonat 1,3,6-NTSA Naphthalin-1,3,6-trisulfonat 1,3,7-NTSA Naphthalin-1,3,7-trisulfonat 1,2,8-TH-3,6-NDSA 1,2,8-Trihydroxynaphthalin-3,6-disulfonat 1,2-DH-3,4,6-NTSA 1,2-Dihydroxynaphthalin-3,4,6-trisulfonat 1,2-DH-3,6-NDSA 1,2-Dihydroxynaphthalin-3,6-disulfonat 1,2-DH-4,5-NDSA 1,2-Dihydroxynaphthalin-4,5-disulfonat 1,2-DH-4-NSA 1,2-Dihydroxynaphthalin-4-sulfonat 1,3-NDSA Naphthalin-1,3-disulfonat 1,5-NDSA Naphthalin-1,5-disulfonat 1,6-NDSA Naphthalin-1,6-disulfonat 1,7-NDSA Naphthalin-1,7-disulfonat 1-A-2-H-3,6-NDSA 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-3,6-disulfonat 1-A-2-H-4-NSA 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat 1-A-8-H-4-NSA 1-Amino-8-hydroxynaphthalin-4-sulfonat 1-A-4-NSA 1-Aminonaphthalin-4-sulfonat 1-NSA Naphthalin-1-sulfonat 2,6-NDSA Naphthalin-2,6-disulfonat 2,7-NDSA Naphthalin-2,7-disulfonat 2-NSA Naphthalin-2-sulfonat 2-A-1,8-DH-3,6-NDSA 2-Amino-1,8-dihydroxynaphthalin-3,6-disulfonat 3-ABSA 3-Aminobenzosulfonat 6-A-1-H-3-NSA 6-Amino-1-hydroxynaphthalin-3-sulfonat ACM Accurate Mass Measurement ACN Acetonitril amu Atomare Masseneinheiten (atomic mass unit) APCI Atmospheric Pressure Chemical Ionisation API Atmospheric Pressure Ionisation AR27 Acid Red 27 (Farbstoff), auch Amaranth genannt AR29 Acid Red 29 (Farbstoff) AU Willkürliche Einheiten (Arbitrary Units) BG Bestimmungsgrenze BSB Biologischer Sauerstoffbedarf BWB Berliner Wasserbetriebe c Konzentration c0 Ausgangskonzentration cmax Maximale Konzentration C18 Oktadecyl-derivatisierte stationäre Phase CE Kollisionsenergie (Collision Energy) CE Kapillarelektrophorese (Capillary Electrophoresis) CI Chemische Ionisation

Abkürzungsverzeichnis xi

CID Stoßinduzierte Fragmentierung (Collision Induced Dissociation) CSB Chemischer Sauerstoffbedarf CV Cone Voltage D Dalton d Tag DAD Diodenarray Detektor DHNDO Dihydroxynaphthalin-Dioxygenase DOC Gelöster Organischer Kohlenstoff (Dissolved Organic Carbon) DON Gelöster Organischer Stickstoff (Dissolved Organic Nitrogen) DRW Kläranlagenzulauf (Degritted Raw Water) EI Elektronenstoß-Ionisierung (Electron Impact Ionisation) ELGA Reinstes Wasser ESI Elektrospray-Ionisierung (Electrospray Ionisation) eV Elektronenvolt (eV = 1,602·10-19J) FAB Fast Atom Bombardment FD Felddesorption (Field Desorption) FLD Fluoreszenz-Detektion FT-ICR Fourier Transform-Ion Cyclotron Resonance g Gramm GC Gaschromatographie GPC Gelpermeationschromatographie h Stunde H2O2 Wasserstoffperoxid HOAc Essigsäure HPLC Hochleistungsflüssigchromatographie

(High Performance Liquid Chromatography) IC Ionenchromatographie IP Ionenpaar IPC Ionenpaarchromatographie k Kilo KW Klärwerk L Liter LC-MS Flüssigchromatographie-Massenspektrometrie

(Liquid Chromatography-Mass Spectrometry) LC-MS/MS Flüssigchromatographie-Tandem-Massenspektrometrie

(Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry) LLE Flüssig-flüssig Extraktion (liquid-liquid extraction) LW Leitungswasser m Milli (10-3) M molar m/z Masse/Ladung m/∆m Massenauflösung MALDI Matrix-unterstützte Laserdesorption/-Ionisierung

(Matrix Assisted Laser Desorption/Ionisation) MBR Membranbioreaktor MeOH Methanol MF Membranfiltration min Minute mmu milli mass unit MRM Multiple Reaction Monitoring

xii Abkürzungsverzeichnis

MS Massenspektrometrie, Massenspektrometer MS/MS Tandem-Massenspektrometrie MW Molekulargewicht n Nano (10-9) n.b. nicht bestimmt n.d. nicht detektiert NDSA Naphthalindisulfonat (Naphthalene disulfonic acid) NG Nachweisgrenze NK Kläranlagenablauf der konventionellen Belebung (Nachklärung) NMR Kernspinresonanz (Nuclear Magnetic Resonance) NSA Naphthalinsulfonat (Naphthalene sulfonic acid) NSADO Naphthalinsulfonsäure-Dioxygenase NTSA Naphthalintrisulfonat (Naphthalene trisulfonic acid) OFW Oberflächenwasser p Piko (10-12) PB Particle Beam PD Plasmadesorption (Plasma Desorption) PEG Polyethylenglykol PEGMME Polyethylenglykolmonomethylether PEGSPE Polyethylenglykolsulfopropylether pH pH-Wert pKs Säurekonstante ppm Parts per million QC Kontrollproben (Quality Control) R Pearsonscher Korrelationskoeffizient RF Responsefaktor RIC Reconstructed Ion Chromatogram RO16 Reactive Orange 16 (Farbstoff) RP Umkehrphase (Reversed Phase) RR2 Reactive Red 2 (Farbstoff) RT Raumtemperatur s Sekunde SAK Spektraler Absorptionskoeffizient SFE Überkritische Flüssigextraktion (Supercritical Fluid Extraction) SIM Selected Ion Monitoring SLES Natriumlaurylethersulfat (Sodiated Lauryl Ether Sulfate) S/N Signal/Rausch-Verhältnis (signal-to-noise) SNFK Sulfonierte Naphthalin-Formaldehyd-Kondensate SPE Festphasenextraktion (Solid Phase Extraction) SPME Festphasenmikroextraktion (Solid Phase Micro Extraction) t Zeit tR Retentionszeit TBA Tetrabutylammonium TIC Gesamtgehalt anorganischer Kohlenstoff (Total Inorganic Carbon)TLC Dünnschichtchromatographie (Thin Layer Chromatography) TOC Gesamtgehalt organischer Kohlenstoff (Total Organic Carbon) TOF-MS Flugzeitmassenspektrometer (Time-Of-Flight) TrBA Tri-n-butylamin TSI Thermospray-Ionisierung u Masseneinheit (u = 1/12 m(12C) = 1,66·10-27kg)

Abkürzungsverzeichnis xiii

UF Ultrafiltration UV Ultraviolett UV/VIS Ultraviolett/Sichtbar (Visible) V Volt z Ladungszahl µ Mikro (10-6) °C Grad Celsius

1 Einleitung

Die im folgenden beschriebenen Forschungsarbeiten wurden am Fachgebiet Wasserreinhaltung des Institutes für technischen Umweltschutz der Technischen Universität Berlin zwischen April 2000 und Dezember 2003 durchgeführt. Die Arbeiten waren Teil von drei Forschungsprojekten, dem von der Deutschen Forschungsgemeinschaft (DFG) geförderten Sonderforschungsbereich 193 „Biologische Behandlung industrieller und gewerblicher Abwässer“ im Teilprojekt A14 und den vom Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) geförderten Deutsch-Chinesischen Kooperationsprojekten „Weitergehende Entfernung organischer Stoffe aus kommunalen Abwässern und deren Eignung zur Grundwasseranreicherung“ und „Neue Konzepte der Regenwasserbewirtschaftung in Stadtgebieten“ im Teilprojekt 5 „Entfernung von Kolloiden und gelösten Stoffen bei der Versickerung von Regenwasser“. Der Schwerpunkt der Forschungsarbeiten war die Untersuchung des Verhaltens von polaren, organischen aromatischen Verbindungen wie Naphthalinsulfonaten oder sulfonierten Azofarbstoffen bei der Abwasserbehandlung. Zur quantitativen Bestimmung und strukturellen Charakterisierung dieser Verbindungen, auch in komplexen Matrices, wurden etablierte Methoden der Hochleistungsflüssigchromatographie, gekoppelt mit Massenspektrometrie, modifiziert, optimiert und angewandt.

1.1 Naphthalinsulfonate

Naphthalinsulfonate gehören zur Stoffklasse der aromatischen Sulfonate. Aromatische Sulfonate sind organische Verbindungen mit mindestens einer kohlenstoffgebundenen Sulfonatgruppe und sind im Gegensatz zu den aliphatischen Sulfonaten sehr selten natürlichen Ursprungs (Kertesz, 1999). Es gibt nur einige wenige Naturstoffe dieser Substanzklasse (Schröder et al., 1995). Es handelt sich bei diesen Verbindungen somit um typische Xenobiotika und man kann ganz allgemein sagen, dass aromatische Sulfonate in der Umwelt im Regelfall anthropogener Herkunft sind.

Synthetische aromatische Sulfonate spielen seit den Anfängen der industriellen Chemie in der zweiten Hälfte des 19. Jahrhunderts bei den verschiedensten industriellen Prozessen eine wichtige Rolle. Die Sulfonierung von chemischen Verbindungen ist ein sehr häufig eingesetztes Mittel, um die Wasserlöslichkeit zu erhöhen. Aromatische Sulfonate werden als Detergentien in Industrie und Haushalten eingesetzt, finden als Dispergiermittel in wässrigen Produktionsprozessen Anwendung und werden in Form von Kondensationsprodukten mit Formaldehyd als Betonverflüssiger, Dispergiermittel und synthetische Gerbstoffe verwendet. Bei der Herstellung von Farbstoffen, Pharmazeutika und optischen Aufhellern sind sie wichtige Zwischenprodukte.

Aufgrund der Vielzahl der Hersteller und der großen Anzahl verschiedener Produkte sind genaue Produktionszahlen und Einsatzmengen von aromatischen Sulfonaten nur schwer

2 Einleitung

zugänglich. Zu den bedeutendsten Quellen zählen sicher die Sulfonierten Naphthalin-Formaldehyd Kondensate (SNFK) sowie die sulfonierten Farbstoffe und deren Zwischen- und Nebenprodukte. Die Weltjahresproduktion von SNFK lag 1995 nach einer Schätzung bei 3·105 t (Gälli und Bachmann, 1995). Die Menge der eingesetzten Farbstoffe wurde Mitte der neunziger Jahre weltweit auf 5·105 t geschätzt (Grütze et al., 1995). Ungefähr ein Drittel dieser Farbstoffe zählte zu den sulfonierten Verbindungen und es ist davon auszugehen, dass durch den vermehrten Einsatz moderner Reaktivfarbstoffe der Anteil der sulfonierten Farbstoffe noch deutlich gestiegen ist und weiter steigen wird. Eine weitere nennenswerte Quelle aromatischer Sulfonate ist die Zellstoffindustrie mit 106 t/a (van Loon et al., 1993). Bei der am weitesten verbreiteten Aufschlussmethode (Sulfit-Verfahren) werden zu Beginn des Herstellungsprozesses die Lignine zum Großteil als Ligninsulfonate aus dem Holz herausgelöst.

Diese vielfältige und auch mengenmäßig bedeutende Anwendung vieler Vertreter dieser Stoffklasse in Industrie, verarbeitendem Gewerbe und privaten Haushalten hat zu einer ubiquitären Verbreitung dieser Substanzen in der aquatischen Umwelt geführt.

1.1.1 Darstellung und Eigenschaften

Die kontrollierte Sulfonierung von Naphthalin führt unter Verwendung verschiedener Sulfonierungsmittel (konzentrierte bzw. rauchende Schwefelsäure oder Chlorsulfonsäure) und unterschiedlicher Reaktionsbedingungen zu Mono-, Di-, Tri- und Tetrasulfonaten, deren Isolierung häufig durch Desulfonierungs- oder Isomerisierungsreaktionen erschwert wird (Elvers et al., 1991).

Mechanistisch handelt es sich hierbei um elektrophile Substitutionsreaktionen, bei denen Wasserstoffatome am aromatischen Ring durch Schwefeltrioxid ersetzt werden. Die üblicherweise entstehenden zwölf Sulfonierungsprodukte von Naphthalin sind in Abbildung 1 dargestellt. Die Naphthalinsulfonate können durch Ionenaustausch-, Ionenpaar- oder Hochleistungsflüssigchromatographie aufgetrennt werden (Kirkland, 1971; Snyder et al., 1979).

Naphthalinmonosulfonate werden zu Naphthalindisulfonaten und Hydroxynaphthalinen weiter umgesetzt. Naphthalindisulfonate werden in Hydroxynaphthalinsulfonate überführt, nach Nitrierung zu Aminonaphthalindisulfonaten und Aminohydroxynaphthalinsulfonaten umgesetzt oder weiter sulfoniert zu Naphthalintrisulfonaten. Entsprechend sind Naphthalintrisulfonate die Edukte für einen möglichen Syntheseweg von Aminohydroxy-naphthalindisulfonaten (Elvers et al., 1991). Die Bedeutung der verschiedenen ein- und zweifach hydroxylierten Naphthalinsulfonate verdeutlicht allein schon die Tatsache, dass ungefähr zwei Dutzend dieser Verbindungen einen Trivialnamen haben und über viele Jahre hinweg in großen Mengen produziert wurden und noch werden. Das gleiche gilt für eine Vielzahl von Aminonaphthalinsulfonaten.

Die meisten dieser Verbindungen werden entweder direkt als Bausteine bei der Herstellung von Azofarbstoffen eingesetzt oder in höher substituierte Zwischenprodukte der Azofarbstoffsynthese überführt.

Einleitung 3

SO3H

SO3H

SO3H

SO3H

SO3H

SO3H

SO3H

HO3S

SO3HHO3S SO3H

HO3S

SO3HHO3S

SO3H

SO3HSO3H

SO3H

HO3S SO3H

SO3HHO3S

SO3H

SO3H

SO3HSO3H

HO3S

1 23

45 6 7 8

910 11

12

Abbildung 1.1: Produkte der Sulfonierung von Naphthalin (1: 1-NSA, 2: 2-NSA, 3: 1,3-NDSA, 4: 1,5-NDSA, 5: 1,6-NDSA, 6: 1,7-NDSA, 7: 2,6-NDSA, 8: 2,7-NDSA, 9: 1,3,5-NTSA, 10: 1,3,6-NTSA, 11: 1,3,7-NTSA, 12: 1,3,5,7-NTSA).

Wichtige Vertreter der bei der Herstellung von wasserlöslichen Azofarbstoffen in großen Mengen eingesetzten Aminohydroxynaphthalinsulfonaten sind die als H-, J- und γ-Säure bekannten Verbindungen (Abbildung 2).

NH2 OH

SO3HO3S

OH

NH2O3S

OH

SO3

NH2

- -

1 2 3

-

Abbildung 1.2: Strukturen der H-Säure (1), J-Säure (2) und γ-Säure (3).

Die Naphthalinsulfonate sind starke Säuren und dadurch extrem gut wasserlöslich. Sie sind in der Regel nur als Alkalisalze käuflich erhältlich, die ebenfalls gut wasserlöslich sind. Die pKs-Werte der ein- und mehrfach sulfonierten Naphthaline liegen im Bereich von –1 bis 2

4 Einleitung

(King, 1991; Lide, 1998). Folglich liegen Naphthalinsulfonate in wässriger Lösung oberhalb von pH = 2 vollständig dissoziiert als Anionen vor. Diese Eigenschaft ist die Grundlage für die Oberflächenaktivität der Naphthalinsulfonate. Gleichzeitig wirkt sich die ionische Natur der Naphthalinsulfonate aber auch auf deren Sorptionsverhalten aus (Lange et al., 1998; Neitzel et al., 1998). Die Sorption an Biomasse, die für unpolare Verbindungen eine wichtige Form der Elimination bei der biologischen Abwasserreinigung darstellt, spielt bei den polaren monomeren Naphthalinsulfonaten wahrscheinlich so gut wie keine Rolle. Im Gegensatz dazu haben jüngste Untersuchungen gezeigt, dass die polymeren SNFK in nennenswerten Konzentrationen (mg/kg-Bereich) an im Wasser suspendierte Feststoffe wie Klärschlamm adsorbieren (Lange et al., 2004).

1.1.2 Biologischer Abbau

Aromatische Sulfonate haben großtechnische Bedeutung und belasten damit die Abwässer und über die Klarläufe der Kläranlagen bei unvollständiger Entfernung letztendlich auch die Oberflächengewässer. Vor dem Hintergrund, dass durch die ionische Natur der Sulfonate eine Entfernung mittels Sorption unwahrscheinlich ist, kommt dem biologischen Abbau eine zentrale Bedeutung zu. Es gab bereits zahlreiche Forschungsaktivitäten, um die Möglichkeit einer biologischen Entfernung aromatischer Sulfonate und möglicher zugrunde liegender Mechanismen zu untersuchen (Cook et al., 1998; Kertesz et al., 1994; Kertesz, 1999).

Die in der Natur praktisch unbekannte Stoffklasse der sulfonierten Aromaten stellt gewöhnliche aromatenverwertende Mikroorganismenpopulationen vor erhebliche Probleme. Gewöhnliche ein- oder zweikernige Aromaten unterliegen ohne weiteres dem biologischen Abbau. Die bakteriellen Initialreaktionen des Abbaus werden unter aeroben Bedingungen durch Mono- und Dioxygenasen katalysiert (Abbildung 3).

OHH

OHH

Dioxygenase

Abbildung 1.3: Initialreaktion des bakteriellen Naphthalinabbaus mit Dioxygenasen.

Wie Halogen- und Nitrosubstituenten erschwert auch die Sulfonatgruppe den elektrophilen Angriff der Dioxygenasen aus sterischen Gründen sowie durch eine Herabsetzung der Elektronendichte im aromatischen Kern. Dieser Effekt kann durch weitere Substituenten verstärkt oder abgeschwächt werden, je nachdem, ob die zusätzlichen Substituenten die Elektronendichte im aromatischen System weiter erniedrigen oder dem elektronenziehenden Effekt der Sulfonatgruppe entgegenwirken. Im Fall von mehrfach sulfonierten Verbindungen ist folglich mit zunehmendem Sulfonierungsgrad von einer immer schlechteren biologischen Abbaubarkeit auszugehen.

Da die Sulfonatgruppe bei physiologischem pH-Wert vollständig dissoziiert ist, könnte auch die Aufnahme des Substrates durch die Bakterienzelle einen kritischen Reaktionsschritt darstellen. Es ist zu erwarten, dass sulfonierte Aromaten nur über einen aktiven, energieabhängigen Transportmechanismus durch die ebenfalls negativ geladene Zellmembran

Einleitung 5

von Bakterien in die Zelle gelangen können, insbesondere dann, wenn noch zusätzliche geladene Substituenten vorhanden sind oder wie im Fall von Aminonaphthalinsulfonaten Betainstrukturen vorliegen. Die Aufnahme des Substrates in die Bakterienzelle hängt aber nicht nur von dessen physiko-chemischen Eigenschaften ab, sondern auch vom Molekulargewicht der Verbindung. Ab einer bestimmten Größe ist eine Aufnahme in die Zelle nicht mehr möglich, was für einige Azofarbstoffe und polymere aromatische Sulfonate zutrifft. Damit ist auch nicht mehr von einer biologischen Abbaubarkeit auszugehen, es sei denn, der Abbau findet extrazellulär statt, z.B. unter Beteiligung eines Redoxmediators (Knackmuss et al., 1997; Rau et al., 2002).

Trotz all dieser Limitierungen gibt es zahlreiche Organismen, die Naphthalinsulfonate als Kohlenstoff- oder Schwefel-Quellen nutzen können. Dass alle bisher beschriebenen Abbauwege für aromatische Sulfonate durch eine desulfonierende Initialreaktion eingeleitet werden, erscheint als sinnvoller Mechanismus (Abbildung 4). Anderenfalls könnte eine Konvergenz mit den bekannten Sequenzen des Aromatenabbaus nicht gleich nach der Initialreaktion, sondern erst auf einer späteren Stufe erfolgen.

SO3 SO3

OH

HOHOH

OH

2-NSA

- -

- HSO3-

Abbildung 1.4: Desulfonierende Initialreaktion beim Abbau von Naphthalinsulfonaten.

Durch eine kontinuierliche Adaption von naphthalinverwertenden Bakterienpopulationen gelang es, Mikroorganismen zu isolieren, die imstande sind, neben Naphthalin auch Naphthalinsulfonate abzubauen (Brilon et al., 1981a). Diese Fähigkeit beruht auf der Naphthalinsulfonsäure-Dioxygenase, die im Vergleich zu der des klassischen Naphthalinabbaus sehr unspezifisch ist. Am Beispiel des Abbaus von Naphthalin-2-sulfonsäure durch Pseudomonas testosteroni A3 konnte gezeigt werden, dass durch regioselektive Dioxygenierung in 1,2-Position die C-S-Bindung labil wird. Das instabile Zwischenprodukt, die hypothetische 1,2-Dihydroxy-1,2-dihydronaphthalin-2-sulfonsäure, eliminiert die Sulfonatgruppe spontan als Sulfit (Nörtemann und Knackmuss, 1988). Das dabei entstehende Rearomatisierungsprodukt, 1,2-Dihydroxynaphthalin, ist ein Metabolit des gewöhnlichen Naphthalin-Abbauweges. 1,2-Dihydroxynaphthalin wird mit Hilfe der Dihydroxynaphthalin-Dioxygenase weiteroxidiert und unter Ringöffnung und Pyruvat-Abspaltung entsteht schließlich Salicylsäure (Abbildung 5).

In diesem Fall wird für die Desulfonierung kein völlig neues Abbauenzym benötigt, sondern lediglich ein vorhandenes Enzym mit veränderter Substratspezifität. Der Abbau des Fremdstoffes mündet unmittelbar nach dem ersten katabolischen Schritt in den klassischen Abbauweg des Naphthalins. Der Angriff der Dioxygenase kann beim Abbau von Naphthalin-2-sulfonat durch Pseudomonas sp. TA1 aber auch an der 3,4-Position des Ringes stattfinden (Ohe et al., 1990). Das entstehende Nebenprodukt 3,4-Dihydro-3,4-dihydroxynaphthalin-2-sulfonat ist ein „Dead-End“-Produkt. Unter sulfatlimitierten Bedingungen werden die Naphthalinsulfonate primär als Schwefel-Quelle genutzt (Luther und Soeder, 1987; Wittich et al., 1988; Zürrer et al., 1987). Der Mechanismus der Desulfonierung zum korrespondierenden

6 Einleitung

Naphthol ist noch unbekannt. Es gibt allerdings Anhaltspunkte, die für einen Angriff einer Monooxygenase als initialen Schritt sprechen (Kneifel et al., 1997).

SO3 SO3

OH

HOHOH

OH

O COOOH

OH

COO

2-NSA

NSADO- -

- HSO3-

DHNDO

-

-CH3COCOO--

Salicylat

Abbildung 1.5: Abbauweg von Naphthalin-2-sulfonat zur Salicylsäure.

Ein noch größeres Problem für nicht adaptierte Klärfloren stellen die Naphthalindi- und -trisulfonate dar, deren xenobiotischer Charakter aufgrund der zweiten bzw. dritten Sulfonatgruppe noch verstärkt wird. Dennoch lassen sich in der Natur Enzyme finden, welche mehrere Sulfonatgruppen eliminieren und den Fremdstoff vollständig abbauen. Moraxella ASL4 kann Naphthalin-2,6-disulfonat analog zum bekannten Abbauweg des Naphthalin-2-sulfonates verwerten (Wittich et al., 1988). Zudem kann dieser Stamm auch mit Naphthalin-1,6-disulfonat wachsen. Bemerkenswerterweise wird die zweite Sulfonatgruppe erst auf der Stufe der 5-Sulfosalicylsäure eliminiert. Überraschenderweise erschweren zusätzlich am Naphthalingerüst befindliche OH- oder NH2-Gruppen den biologischen Abbau, obwohl es sich bei diesen Substituenten nicht um fremdstoffartige Strukturelemente handelt.

In erster Linie hängt der biologische Abbau von Naphthalinsulfonaten also ganz wesentlich vom Vorhandensein von spezialisierten oder adaptierten Mikroorganismen ab. Die erforderliche Adaption kann in der Praxis zu langen Anlaufphasen führen. Um so wichtiger ist es, die einmal erreichten Abbauleistungen durch die permanente Zuführung der Substrate aufrecht zu erhalten. Für den Fall, dass die Naphthalinsulfonate vorübergehend nicht als Substrate zur Verfügung stehen, stellt die hohe Spezialisierung für die abbauenden Mikroorganismen einen Selektionsnachteil dar. Wie sowohl an Zellkulturen (Brilon et al., 1981b) als auch anhand einer kommunalen Kläranlage mit schwankendem Industrieabwasseraufkommen (Altenbach, 1996) beobachtet wurde, kann es innerhalb weniger Bakteriengenerationen zum Verlust der einmal erreichten Abbauleistung kommen. Neben der Spezialisierung der Mikroorganismen gibt es einen weiteren limitierenden Faktor, der für einen möglichen biologischen Abbau xenobiotischer Verbindungen wichtig ist, die Substratkonzentration. Es ist bekannt, dass es im Spurenbereich Grenzkonzentrationen gibt, unterhalb derer kein biologischer Abbau mehr stattfindet (Janssens et al., 1997). Derart geringe Substratkonzentrationen ermöglichen keinen für eine Adaption notwendigen Selektionsvorteil. Dies kann dazu führen, dass grundsätzlich abbaubare Substanzen im Spurenbereich nicht eliminiert werden. Der Abbau in Oberflächen- oder Grundwässern ist tatsächlich in vielen Fällen langsamer (Gayte et al., 1999). Außerdem kann hier eine

Einleitung 7

Nährstofflimitierung erschwerend hinzukommen. In biologischen Kläranlagen hingegen ermöglichen die hohen Bakteriendichten und die hohen Substrat - und Cosubstratkonzentra-tionen gute Abbauleistungen. Allerdings sind hier für Substrate xenobiotischer Herkunft oftmals die begrenzten Aufenthaltszeiten ein limitierender Faktor für die Abbauleistung.

Die verschiedenen isomeren Naphthalinsulfonate zeigen große Unterschiede bei der biologischen Abbaubarkeit. Die Naphthalinmonosulfonate (1-NSA und 2-NSA) sind biologisch gut abbaubare Verbindungen (Altenbach, 1996), werden aber in solch großen Mengen eingesetzt, dass man sie häufig trotzdem in der aquatischen Umwelt finden kann (Lange et al., 1998; Neitzel et al., 1998). Die Naphthalindi- und -trisulfonate sind uneinheitlich in ihrem biologischen Abbauverhalten. Einige wie beispielsweise Naphthalin-2,6-disulfonat werden in der Regel zumindest teilweise abgebaut, während andere wie Naphthalin-1,5-disulfonat sich selbst unter günstigen Bedingungen oft als kaum oder gar nicht abbaubar erwiesen (Altenbach, 1996; Neitzel et al., 1998). Bei den teilweise oder kaum biologisch abbaubaren Verbindungen zeigen sich die Einflüsse von äußeren Faktoren auf den Abbau wie Temperatur, Abwasseraufkommen und Adaption der Bakterien am deutlichsten. Amino- und hydroxysubstituierte Naphthalinsulfonate gelten ebenfalls als biologisch abbaubar oder zumindest metabolisierbar (Brilon et al., 1981a; Diekmann et al., 1988; Nörtemann et al., 1986). Teilweise entstehen nicht weiter abbaubare Metabolite, die quantitativ ausgeschieden werden und somit Kohlenstoff- und Energiequellen für andere Mikroorganismen liefern (Nörtemann und Knackmuss, 1988).

Abschließend kann man allgemein sagen, dass die Naphthalinsulfonate grundsätzlich dem biologischen Abbau unterliegen, aber trotzdem über industrielle, gewerbliche und kommunale Abwässer in die aquatische Umwelt gelangen. Aufgrund ihrer physiko-chemischen Eigenschaften besitzen sie eine hohe Mobilität.

1.1.3 Vorkommen in der aquatischen Umwelt

Aufgrund ihrer vielfältigen Anwendungsfelder kann bei Naphthalinsulfonaten von einer ubiquitären Verbreitung in allen anthropogen beeinflussten Wasserkompartimenten ausgegangen werden. Tatsächlich wurden Naphthalinsulfonate in Industrieabwasser (Alonso et al., 1999; Alonso und Barceló, 1999; Lange et al., 1998; Storm et al., 1999; Storm et al., 2000), Kommunalabwasser (Altenbach und Giger, 1995; Altenbach, 1996; Lange et al., 1998), Oberflächenwasser (Brouwer et al., 1992; Lange et al., 1995; Lange et al., 1998; Pocurull et al., 1999; Gimeno et al., 2001), Grundwasser (Kim et al., 1991; Lange et al., 1998), Trinkwasser (Brouwer et al., 1992; Lange et al., 1998), Uferfiltraten (Kim et al., 1991; Lange et al., 1998; Neitzel et al., 1998) und Deponiesickerwasser (Riedicker, 1999; Riedicker et al., 2000; Suter et al., 1999) nachgewiesen.

Somit muss man die Naphthalinsulfonate zu den bedeutsamen Umweltkontaminanten in der aquatischen Umwelt zählen. Allerdings hat sich herausgestellt, dass nicht nur die direkt monomer eingesetzten Naphthalinsulfonate eine Rolle spielen, sondern auch die in sehr großen Mengen eingesetzten polymeren SNFK zur Belastung an monomeren Naphthalinsulfonaten in der Umwelt beitragen. Die Erfahrung hat gezeigt, dass neben SNFK in allen Proben praktisch immer auch monomere Naphthalinsulfonate nachgewiesen werden konnten (Lange et al., 1998). Das ist nicht weiter verwunderlich, denn die Monomeren sind

8 Einleitung

sowohl Edukte als auch Reaktionsnebenprodukte bei der Herstellung von SNFK. In Anbetracht der Mengen von SNFK, die jedes Jahr weltweit alleine bei der Verarbeitung von Beton in der Bauindustrie eingesetzt werden (105 t/a) (Gälli und Bachmann, 1995), kann man sogar davon ausgehen, dass ein nicht unerheblicher Teil der monomeren Naphthalinsulfonate in der aquatischen Umwelt durch die Herstellung und Verwendung der SNFK eingetragen wird.

Verschiedene Oligomere der SNFK wurden in Kläranlagenabläufen sowie in Oberflächen- und Grundwasser im µg/L-Bereich detektiert (Lange et al., 1998; Wolf, 1999; Wolf et al., 2000). Die nachgewiesenen Konzentrationen monomerer Naphthalinsulfonate in Industrieabwasser reichten bis in den unteren mg/L-Bereich (Storm, 2002), wohingegen sie in kommunalen Kläranlagen, Oberflächenwasser, Uferfiltrat und Grundwasser im Normalfall nur im Spurenbereich (ng/L-Bereich bis unterer µg/L-Bereich) lagen (Lange et al., 1998). Die quantitative Bestimmung der Naphthalinsulfonate im Spurenbereich ist nur mit empfindlichen und selektiven analytischen Methoden möglich.

Es muss allerdings berücksichtigt werden, dass alle bisherigen Untersuchungen zu den monomeren Naphthalinsulfonaten anhand von Stichproben (Lange et al., 1998) oder sehr kleinen Datensätzen durchgeführt wurden (Storm, 2002). Die einzige umfassendere Untersuchung beschäftigte sich mit einem kommunalen Abwasser mit variablem Industrieabwasseranteil, was letztendlich keine eindeutigen Aussagen über die Herkunft der Naphthalinsulfonate zulässt. Die durch diese Untersuchungen erhaltenen Ergebnisse haben somit eine eingeschränkte Aussagekraft und erlauben nur Aussagen über Größenordungen und generelle Trends. In dieser Arbeit wurde sowohl das Industrieabwasser eines Gerbereibetriebes als auch das kommunale Abwasser eines großen, kommunalen Berliner Klärwerks systematisch auf Naphthalinsulfonate untersucht und das Stoffverhalten der Analyten und die Eliminationsleistungen der verschiedenen beprobten Kläranlagen diskutiert. Außerdem wurde erstmals der Regenabfluss einer stark anthropogen beeinflussten, versiegelten Fläche im Stadtgebiet Berlins auf Naphthalinsulfonate hin untersucht. Die dabei erhaltenen Ergebnisse erlauben im Fall einer Mischkanalisation Aussagen über einen möglichen Einfluss der durch Regenabflüsse mobilisierten Naphthalinsulfonate auf die Gesamtbelastung des kommunalen Abwassers.

1.2 Azofarbstoffe

Azofarbstoffe sind die mengenmäßig wichtigste Gruppe organischer Farbstoffe, die in der Textilindustrie eingesetzt werden. Bei vielen Färbeprozessen stellt die Entfärbung der Abwässer ein großes Problem dar, da Azofarbstoffe in herkömmlichen aeroben Kläranlagen nicht oder nur geringfügig biologisch abgebaut werden (Rau, 2002). Dies führt für die Färbereien zu erheblichen Problemen und wirtschaftlichen Belastungen, da gefärbte Waschwässer nicht mehrfach verwendet werden können, und die die Restfärbung betreffenden behördlichen Richtlinien für die Einleitung von Abwässern sehr streng sind.

Einleitung 9

1.2.1 Darstellung und Eigenschaften

Vor Beginn der industriellen Revolution im 18. Jahrhundert wurden für die Textilfärberei in Mitteleuropa hauptsächlich Produkte pflanzlichen Ursprungs wie die blauen Farbstoffe aus Färberwaid und Indigo verwendet. Mit dem ersten Patent 1855 für einen Anilinfarbstoff begann die Zeit der anfangs aus Steinkohleteer gewonnenen synthetischen Farbstoffe.

Azofarbstoffe haben unter den verschiedenen Gruppen der synthetischen Farbstoffe auch heute noch mit einem Anteil von über 50% die größte Bedeutung (geschätzte Jahresproduktion 1994: 5·105 t) (Reisch, 1996; Zollinger, 1991). Die Grundlage für die Herstellung von Azofarbstoffen war die Entdeckung der Diazotierung Mitte des 19. Jahrhunderts.. Bei dieser Reaktion werden aromatische Amine mit salpetriger Säure zu Diazoniumsalzen umgesetzt. Nachfolgend reagieren die Diazoniumionen unter elektrophiler Substitution mit aktivierten Aromaten, die sogenannte Azokupplung (Abbildung 6). Die Aktivierung des Aromaten wird durch elektronenliefernde Substituenten erreicht.

NH2

RN N

+R

N N+

RH

R´N N

R R´

+ NaNO2 + 2 HX X- + NaX + 2 H2O

X-

+ + HX

R´ = OH oder NH2

Abbildung 1.6: Zweistufige Synthese von Azofarbstoffen durch Diazotierung und nachfolgende Azokupplung.

Die bei diesen Reaktionen entstehenden Farbstoffe besitzen ein über die Azobindung (-N=N-) konjugiertes π-Elektronensystem, das Licht aus dem sichtbaren Bereich absorbiert und so der Substanz eine intensive Farbe verleiht. Seit 1875 wird der zweistufige Prozess aus Diazotierung und Azokupplung zur industriellen Produktion von Azofarbstoffen eingesetzt. Andere Verfahren zur Darstellung von Azofarbstoffen werden in der Praxis nur vereinzelt angewandt (Zollinger, 1991). Zur Zeit werden 2000-3000 Azoverbindungen industriell für Färbeprozesse verwendet (Stolz, 2001). An dieser Stelle ist anzumerken, dass eine Vielzahl der Farbstoffe in der Vergangenheit nur 15-20 Jahre produziert und anschließend durch Neuentwicklungen ersetzt wurden.

Durch die Auswahl verschiedener Arylreste und Kupplungskomponenten, die Vielfalt der Seitengruppen und die Möglichkeit, mehrfach Azobindungen in das Molekül einzuführen, lassen sich die Eigenschaften der Verbindungen an die unterschiedlichsten Anwendungen anpassen. Allein in der Textilindustrie werden beispielsweise Direktfarbstoffe, Reaktivfarbstoffe, Beizenfarbstoffe, saure und kationische Farbstoffe und Dispersionsfarbstoffe eingesetzt. Die Farbpalette der Azofarbstoffe deckt das gesamte Spektrum im sichtbaren Bereich des Lichtes ab.

10 Einleitung

Eine Erhöhung der Anzahl der Azobrücken im aromatischen π-Elektronensystem führt zu einer bathochromen Verschiebung des Absorptionsspektrums. Aus diesem Grund sind Monoazofarbstoffe meist gelb bis rot, während Diazofarbstoffe vielfach blau, braun oder violett sind. Die anderen Substituenten an den aromatischen Ringen erfüllen verschiedene Funktionen (Abbildung 7). Amino- und Hydroxygruppen beeinflussen den Farbeindruck. Außerdem sind ihre dirigierenden Wirkungen bei Substitutionsreaktionen während der Farbstoffsynthese von Bedeutung. Reaktivanker wie z.B. Vinylsulfon- oder Triazingruppen in Reaktivfarbstoffen dienen der Ausbildung von kovalenten Bindungen zwischen dem Farbstoff und der Textilfaser. Weit verbreitet sind zudem sulfonierte Verbindungen, da dadurch die Wasserlöslichkeit der Verbindungen erhöht wird (Zollinger, 1991).

N

NN

N NNH

Cl

ClOH

HO3S SO3H

N NOH

HO3S

NH

OSO

OOHO3S

N NOH

HO3S SO3H

OH

HO3S N N

OH SO3H

SO3H

NN S

O

OO SO3H

N NOH

HO3S

SO

OO

NH2

SO3H

HO3S

1 2

3 4

5

Abbildung 1.7: Strukturen einiger Farbstoffe (1: Acid Red 29, 2: Reactive Orange 16, 3: Acid Red 27, 4: Reactive Red 2, 5: Reactive Black 5).

1.2.2 Behandlung farbstoffhaltiger Abwässer

Zur Behandlung farbstoffhaltiger Abwässer können physikalische, chemische und mikrobiologische Verfahren eingesetzt werden. In der Praxis der modernen Abwasserbehandlung werden diese Verfahren heute fast ausnahmslos miteinander kombiniert.

Die Auswahl eines geeigneten physikalischen oder chemischen Verfahrens richtet sich unter anderem nach der Wasserlöslichkeit der Farbstoffe. Relativ leicht lassen sich wasserunlösliche Substanzen durch Sedimentation und Filtration abtrennen. Die meisten sulfonierten Farbstoffe wie beispielsweise Reaktivfarbstoffe (z.B. Reactive Red 2, Reactive

Einleitung 11

Orange 16) und saure Farbstoffe (z.B. Acid Red 27 und 29) sind für solche einfachen Behandlungsverfahren allerdings zu hydrophil (Schultze-Rettmer, 1996). Polare Farbstoffe enthaltende Abwässer können mit physikalischen Verfahren wie Adsorption oder Flockung behandelt werden (Beckmann und Sewekow, 1991, Karcher et al., 2002; Karcher et al., 2001a; Karcher et al., 2001b; Karcher et al., 1999; Kornmüller et al., 2002; Kornmüller et al., 2001). Chemische Verfahren wirken meist oxidierend auf die Farbstoffe, wie die Ozonung, der Einsatz von Fentons Reagenz oder bestimmte Kombinationen von UV-Licht mit Oxidationsmitteln wie beispielsweise Wasserstoffperoxid (Aplin und Waite, 2000; Arslan-Alaton et al., 2002; Beckmann und Sewekow, 1991). Weiterhin gibt es auch reduzierende Verfahren, bei denen beispielsweise Natriumdithionit oder Eisen(II)-salze als Reduktionsmittel zum Einsatz kommen. Chemische und physikalische Verfahren sind in der Regel kostenintensiv und können Folgeprobleme verursachen. So weisen Abwässer beispielsweise nach dem Einsatz von Flockungsmitteln einen hohen Schlammanfall auf und der anfallende Schlamm muss gesondert entsorgt werden (Beckmann und Sewekow, 1991). Mikrobiologische Prozesse sind normalerweise preisgünstiger und deshalb für die Behandlung von Abwässern attraktiv. Daher besteht auch seit einigen Jahren ein Interesse an der Entwicklung biologischer Verfahren für die Behandlung von farbstoffhaltigen Abwässern (Stolz, 2001).

Sulfonierte Azofarbstoffe werden in konventionellen aeroben Kläranlagen in der Regel nicht oder nur geringfügig abgebaut (Dohányos et al., 1978; Pagga und Brown, 1986; Shaul et al., 1991). Ein Grund dafür ist, dass aromatische Azogruppen und Sulfonate in der Natur kaum vorkommen. Im Allgemeinen beginnt der aerobe Abbau von Aromaten mit einem elektrophilen Angriff von Oxygenasen. Durch Substituenten wie Nitro-, Chlor-, Sulfonat- oder Azogruppen wird die Elektronendichte im aromatischen System verringert und dadurch ein elektrophiler Angriff erschwert (Rieger et al., 2002). Unter geeigneten Bedingungen und in Gegenwart bestimmter Mikroorganismen konnte trotzdem eine mikrobiologische Entfärbung sulfonierter Azofarbstoffe beobachtet werden. Unter aeroben Bedingungen wurden dabei sowohl oxidative als auch reduktive Initialangriffe auf Azofarbstoffe beschrieben.

Im Gegensatz zu der bisher relativ selten beobachteten Reduktion von Azofarbstoffen in Anwesenheit von Sauerstoff sind unter anaeroben Bedingungen viele verschiedene Mikroorganismen zur Reduktion von Azofarbstoffen befähigt (Nigam et al., 1996; Yoo et al., 1999). In den meisten Fällen findet die Reduktion nur in Gegenwart zusätzlicher Kohlenstoff-Quellen statt. Bei der Reduktion der Azofarbstoffe unter anaeroben Bedingungen entstanden in den eingehender untersuchten Fällen die korrespondierenden aromatischen Amine (Pagga und Brown, 1986). Die bei diesen Reaktionen gebildeten Amine können eine deutlich höhere Toxizität aufweisen als die Azofarbstoffe und ein hohes kanzerogenes oder mutagenes Potential besitzen (Brown und Laboureur, 1983). Ein weiterer Abbau der Amine findet unter Sauerstoffausschluss offenbar nur geringfügig statt (Brás et al., 2000; Donlon et al., 1997; Kalyuzhnyi et al., 2000; Tan et al., 1999). Für die Behandlung von azofarbstoffhaltigen Abwässern wurden deshalb bereits mehrfach zweistufige Systeme beschrieben, in denen die Farbstoffe in der ersten, anaeroben Stufe durch Reduktion entfärbt werden. Die entstehenden Amine und die Cosubstrate können dann teilweise in einer nachfolgenden aeroben Stufe weiter abgebaut werden (Krull et al., 2000; O´Neill et al., 2000a; Panswad et al., 2001). Das erste erfolgreiche Beispiel für die Mineralisation eines sulfonierten Azofarbstoffes durch eine

12 Einleitung

anaerob-aerobe Behandlung wurde mit einer 6-Aminonaphthalin-2-sulfonat verwertenden bakteriellen Mischkultur gezeigt (Haug et al., 1991). In anderen Beispielen wurde dagegen nur eine partielle Mineralisation von anderen sulfonierten Azofarbstoffen erreicht (FitzGerald und Bishop, 1995; Rajaguru et al., 2000; Tan et al., 1999).

Aus diesen Gründen werden seit einigen Jahren mit guten Erfolgen physikalisch-chemische Verfahren zur Vorreinigung einer biologischen Behandlung von Textilabwasser oder anderen konzentrierten Prozessströmen eingesetzt. So können auf chemischem Wege mit Hilfe von OH-Radikalen, gebildet aus Wasserstoffperoxid und Ozon sowie unter Einsatz von UV-Strahlung, farbige Abwässer entfärbt und die Farbstoffe abgebaut werden (Krull, 2002). Durch diese Verfahren werden schwer abbaubare Stoffe soweit transformiert, dass sie einem nachfolgenden biologisch-aeroben Abbau zugänglich werden.

1.2.3 Umweltproblematik

Die Färbekraft der Azofarbstoffe, die Stabilität gegenüber chemischen oder lichtinduzierten Veränderungen, die einfache Technologie der Herstellung und die oft preisgünstigen und leicht zu synthetisierenden Edukte führten zu der herausragenden Stellung der Azofarbstoffe. Dadurch gelangen Azofarbstoffe aber auch in großem Umfang in die Umwelt. Die überwiegende Menge der Azofarbstoffe wird in der Textilfärberei verwendet (Rau, 2002). Schätzungen gehen davon aus, dass mehr als 10% der im Färbeprozess eingesetzten Farbstoffmenge in das Abwasser gelangt (Zollinger, 1991). Bei den löslichen Reaktivfarbstoffen liegt teilweise der Ausnutzungsgrad der Färbebäder mit 60% sogar noch deutlich darunter. Der nicht an die Textilfasern gebundene Farbstoffanteil geht bei den Reaktivfarbstoffen während des Färbeprozesses durch Hydrolyse verloren und gelangt in das Abwasser (Beckmann und Sewekow, 1991; Fiebig et al., 1985). Dies führt zu hochbelasteten Abwässern, die durch unzureichende Behandlung die Qualität von Oberflächen- und sogar Grundwässern beeinträchtigen können. Aufgrund der hohen Farbintensität ist eine Wasserverunreinigung durch Azofarbstoffe bereits in geringen Konzentrationen sichtbar. Dies gilt insbesondere für Entwicklungsländer, in denen eine Abwasserbehandlung nach dem Standard der Industrienationen aus Kostengründen nicht möglich ist.

Die chemische Industrie als Hersteller und die Textilindustrie als Hauptanwender versuchen, auch aufgrund rechtlicher Vorgaben, die in die Abwässer gelangenden Farbstoffe zu eliminieren. Sowohl bei der Farbstoffherstellung als auch bei der Textilfärbung handelt es sich um diskontinuierliche Prozesse, was zu einem uneinheitlichen Abwasser häufig wechselnder Menge und Zusammensetzung führt. Dies und die zumeist hohen Salz- und Hilfsstoffkonzentrationen im Abwasser erfordern vielfach aufwendige Behandlungsverfahren (Delée et al., 1998; Willetts et al., 2000). Es gibt somit bis heute kein etabliertes, ausschließlich biologisches Verfahren zur Reinigung von industriellen Abwässern der farbstoffproduzierenden und farbstoffverarbeitenden Industrie. Vielfach wird weiterhin der Ansatz einer zweistufigen Behandlung mit anaerober und nachfolgender aerober Stufe zur Mineralisation von Azofarbstoffen propagiert und verfolgt (O´Neill et al., 2000; Seshadri et al., 1994; Shaw et al., 2002). Es ist bekannt, dass viele Mikroorganismen unter anaeroben Bedingungen in der Lage sind, Azofarbstoffe reduktiv zu spalten (Beydilli et al., 2000; Knapp und Newby, 1995; Yoo et al., 2001). Allerdings ist bis heute fraglich, ob die bei der

Einleitung 13

reduktiven Spaltung von Azofarbstoffen entstehenden primären Spaltprodukte, die aromatischen Amine, unter aeroben Bedingungen tatsächlich mineralisiert werden können.

Diese Zweifel stützen sich im wesentlichen auf experimentelle Beobachtungen und auf strukturelle Aspekte. So wurde verschiedentlich beobachtet, dass durch anaerobe Behandlung entfärbte Azofarbstofflösungen und Textilabwässer bei Kontakt mit Luft einer Rückfärbung unterliegen (Brumley-Challenor et al., 2000; Knapp und Newby, 1995; Kudlich et al., 1999; Shaw et al., 2002). Das bedeutet, dass die reduktive Spaltung in diesen Fällen letztendlich nur zu einer Verschiebung des Absorptionsmaximums und damit der Farbe der Lösung geführt hat. Zudem muss berücksichtigt werden, dass diejenigen Amine, die unter aeroben Bedingungen als biologisch abbaubar gelten (Brown und Laboureur, 1983; Nörtemann et al., 1986), strukturell teilweise deutlich weniger komplex sind als die bei der reduktiven Spaltung von Azofarbstoffen entstehenden aromatischen Amine. Außerdem haben erste LC-MS-Untersuchungen zur Charakterisierung einiger primärer Spaltprodukte von Azofarbstoffen gezeigt, dass viele der entstehenden aromatischen Amine instabil sind und spontan chemische Folgereaktionen wie beispielsweise Oxidationen und Substitutionsreaktionen eingehen (Brumley-Challenor et al., 2000; Kudlich et al., 1999). Diese Folgereaktionen erschweren die aerobe Mineralisierung möglicherweise zusätzlich.

Um die Auswirkungen dieser Beobachtungen auf die Erfolgsaussichten der anaerob-aerob Behandlung von farbstoffhaltigen Abwässern beurteilen zu können, sind sowohl bezüglich der spontanen Transformationen nach der reduktiven Spaltung von Azofarbstoffen als auch der Mineralisierung der primär gebildeten aromatischen Amine und deren Folgeprodukte in der aeroben Stufe noch weitere Untersuchungen notwendig.

1.3 Spurenanalytik

Die Analytik von Spurenstoffen in Umweltproben setzt sich in der Regel aus Probenahme, Extraktion, chromatographischer Trennung und Detektion zusammen. Für jeden dieser Schritte gibt es eine Vielzahl von Methoden, aus denen eine geeignete Auswahl getroffen werden muss. Diese hängt maßgeblich sowohl von den Eigenschaften der Zielanalyten als auch von der Beschaffenheit der Probe ab. Bei der Untersuchung von stark belasteten Industrieabwässern kann beispielsweise im Einzelfall auf eine Anreicherung verzichtet werden. Im folgenden werden die Methoden zur Analyse von Spurenstoffen in geringen Konzentrationen in Wassermatrices vorgestellt.

1.3.1 Extraktion zur Aufreinigung und Anreicherung

Die Extraktion dient sowohl der Aufreinigung als auch der Aufkonzentrierung organischer Spurenstoffe. Die wichtigsten Extraktionsverfahren für Wasserproben sind die Flüssig-Flüssig-Extraktion (LLE) (Dietrich et al., 1988; Franke et al., 1995; Rogers et al., 1986; Sheldon und Hites, 1979) und die Festphasenextraktion (solid-phase extraction, SPE) (Altenbach und Giger, 1995; Clark et al., 1991; Ellis et al., 1982; Hennion, 1999; Hennion, 2000; Ormad et al., 1996; Paxéus und Schröder, 1995; Poole, 2003; Smith, 2003). In der

14 Einleitung

Umweltanalytik wird heutzutage ganz überwiegend die SPE mit unterschiedlichen stationären Phasen verwendet, da sie die mit Abstand am universellsten einsetzbare Anreicherungsmethode ist. Außerdem liefert sie im Vergleich zur LLE höhere Anreicherungsfaktoren, ist einfacher automatisierbar und es werden wesentlich geringere Mengen an organischen Lösungsmitteln benötigt (Tölgyessy und Liska, 1999).

Das Ziel der SPE ist es, die in der Probe enthaltenen Zielanalyten durch möglichst spezifische Adsorption an ein geeignetes Sorbens anzureichern. Anschließend werden die Analyten mit einem geeigneten Lösungsmittel höherer Elutionskraft wieder eluiert. Für die Extraktionseffizienz sind neben dem Adsorbermaterial die Konditionierung1 (Sun und Fritz, 1992), der pH-Wert der Probe, mögliche Additive wie Ionenpaarreagenzien, das Elutionsmittel, die Anzahl der Extraktionsschritte u.ä. entscheidend. Sequentielle Extraktionen, d.h. parallele Anreicherungen von Substanzen mit unterschiedlichen physiko-chemischen Eigenschaften und nachfolgende sequentielle Elutionen, können durch pH-Wert-Änderungen oder Variation des bei der Extraktion verwendeten Lösungsmittels erreicht werden (Fiehn und Jekel, 1996).

Als Sorbentien für unpolare Verbindungen werden überwiegend modifizierte Kieselgele verwendet, für nicht-ionische, polare Analyten eher Polymere auf der Basis von Polystyrol (Hennion, 1999). Zur Extraktion ionischer Analyten wird heute überwiegend die Ionenpaar-Festphasenextraktion (ion-pair solid-phase extraction, IP-SPE) eingesetzt (Gimeno et al., 2000; Lange et al., 1995; Reemtsma, 1996; Schullerer et al., 1990). Durch den Zusatz von Ionenpaarreagenzien kann auch für sehr polare, ionische Verbindungen eine ausreichende Retention an hydrophoben Oberflächen erzielt werden. Die Erklärung dafür ist die Ionenpaarbildung aus dem Analyten und einem geeigneten Gegenion mit hydrophoben Resten. Die Ionenpaare sind wesentlich unpolarer als die freien Ionen und adsorbieren durch die hydrophoben Wechselwirkungen zwischen der Festphase und den hydrophoben Resten des Gegenions am Sorbens. Zur Aufreinigung und Aufkonzentrierung ionischer Analyten können aber auch Ionenaustauscherharze genutzt werden.

1.3.2 Chromatographische Trennung

Die in der Umweltanalytik am häufigsten eingesetzte Trennmethode ist die Gaschromatographie (GC). Bei der GC handelt es sich um eine etablierte Technik zur Trennung von flüchtigen und in flüchtige Derivate überführbare Verbindungen. Probleme ergeben sich bei thermolabilen Substanzen und bei Verbindungen, die durch ihr hohes Molekulargewicht nicht mehr in flüchtige Derivate überführbar sind. Beispiele hierfür sind die in dieser Arbeit untersuchten Naphthalinsulfonate und die Azofarbstoffe. In diesen Fällen kommen nur Trenntechniken in kondensierter Phase in Betracht. In Abhängigkeit der Fragestellung und der Eigenschaften dieser Analyten stehen verschiedene Trennmethoden in kondensierter Phase zur Verfügung: Die Hochleistungsflüssigchromatographie (HPLC) (Alonso et al., 1999; Altenbach und Giger, 1995; Brouwer et al., 1992; Gimeno et al., 2001; Lange et al., 1995; Loos et al., 2000b; Pocurull et al., 1999; Riedicker et al., 2000; Schullerer et al., 1990; Storm et al., 1999; Suter et al., 1999; Wolf et al., 2000, Zerbinati et al., 1993), die Kapillarelektrophorese (capillary electrophoresis, CE) (Blatny et al., 1995; Fischer et 1 Unter Konditionierung versteht man die Vorbehandlung der Festphase vor der Probenaufgabe.

Einleitung 15

al., 1997; Jandera et al., 1996; Kok et al., 1996; Loos et al., 2000a; Loos et al., 2000b), die Ionenchromatographie (IC) (Kim et al., 1991; Socher et al., 2001) und die Gelpermeationschromatographie (GPC) (Roy et al., 1984).

Die Gelpermeationschromatographie wird aufgrund ihrer geringen Selektivität in der Umweltanalytik nur sehr selten zur Ermittlung von Molekulargewichten oder Molekulargewichtsverteilungen eingesetzt, beispielsweise bei SNFC (Wolf et al., 2000) oder Humin- und Fulvinsäuren (Reemtsma und These, 2003). In der Proteinanalytik ist sie eine sehr gebräuchliche Trennmethode. Auch die Ionenchromatographie hat bei der Trennung polarer, organischer Verbindungen wie den Naphthalinsulfonaten keine breite Anwendung gefunden, da die Trennleistung geringer als bei anderen chromatographischen Methoden ist (Socher et al., 2001). Die Nachweisempfindlichkeit der kapillarelektrophoretischen Trenntechniken ist trotz der überlegenen Trennleistung und der hohen absoluten Empfindlichkeit im Vergleich zu den anderen chromatographischen Methoden, bezogen auf die Analytkonzentration, durch die sehr geringen Injektionsvolumina (nL-Bereich) eher gering. Die HPLC hingegen zeigt für polare, organische Spurenstoffe gute Trennleistungen und eine hohe konzentrationsbezogene Nachweisempfindlichkeit. Darüber hinaus ist sie im Vergleich zur Kapillarelektrophorese sehr robust und anwenderfreundlich. Diese Vorzüge haben dazu geführt, dass die HPLC heute in der Umweltanalytik für viele organische Verbindungen die Methode der Wahl ist. Im Vergleich zur GC ist sie besonders für die Trennung schwer flüchtiger, polarer und höhermolekularer Substanzen geeignet, wobei der Übergang der Anwendungsbereiche der beiden chromatographischen Methoden fließend ist.

Die HPLC ist eine Mischung aus Verteilungs- und Affinitätschromatographie. Das Trennsystem besteht aus einer stationären und einer flüssigen mobilen Phase (Gritter et al., 1987). Grundsätzlich gibt es in der HPLC zwei Verfahren, die Normalphasen-Trennung mit polarer stationärer Phase (SiO2, Cyclodextrine) und unpolarer mobiler Phase (Pentan, Hexan, Dichlormethan, u.a.) und die Reversed-Phase-Trennung mit unpolarer stationärer Phase (C4, C8,C18 u.a.) und polarer mobiler Phase (Wasser, Methanol, Acetonitril u.a.). Die bessere Reproduzierbarkeit1 und die Möglichkeit, polare Analyten in wässrigen Proben zu lösen, hat dazu geführt, dass sich die Reversed-Phase-Hochleistungsflüssigchromatographie (RP-HPLC) weitgehend durchgesetzt hat. Säulenmaterialien und -dimensionen werden den jeweiligen Anforderungen des analytischen Problems und dem Detektor angepasst. Im Bereich der Umweltanalytik ist man bestrebt, möglichst viele Verbindungen parallel zu bestimmen. Die hierfür erforderlichen guten Trennleistungen gehen im allgemeinen mit längeren Analysenzeiten einher.

In Verbindung mit der HPLC wird eine Vielzahl von Detektoren verwendet. Am gebräuchlichsten sind UV/VIS- und Fluoreszenzdetektoren, aber auch die elektrochemische Detektion, die Brechungsindex- und Lichtstreuungs-Detektion werden eingesetzt. In den letzten Jahren hat die Kopplung mit Massenspektrometern (MS) zunehmend an Bedeutung gewonnen. Durch die MS-Kopplung erreicht man eine bessere Selektivität und Empfindlichkeit. Darüber hinaus können zusätzliche Strukturinformationen über die Analyten gewonnen werden, die weit über das hinausgehen, was UV/VIS-Spektren von Dioden-Array-Detektoren aussagen.

1 Die Normalphasen-Chromatographie reagiert sehr empfindlich auf Spuren von Wasser in den organischen Eluenten.

16 Einleitung

1.3.3 Massenspektrometrische Methoden

Die Massenspektrometrie (MS) ist eine der selektivsten und empfindlichsten analytischen Methoden. Sie ermöglicht sowohl qualitative als auch quantitative Untersuchungen von organischen und anorganischen Verbindungen in geringsten Mengen und Konzentrationen. Das Grundprinzip der Massenspektrometrie beruht auf der Erzeugung von Ionen in der Gasphase, die anhand ihres Masse zu Ladungsverhältnisses m/z analysiert und detektiert werden. Die Trennung und die Detektion der Ionen findet bei allen Massenspektrometern im Hochvakuum statt, da die Kollision mit anderen Teilchen in der Gasphase zum Zerfall der ionisierten Verbindungen führen würde. Die Auftragung von m/z gegen die zugehörigen Intensitäten liefert das Massenspektrum.

Folglich stellte die Anwendung der Gasphasenionisierung in den sechziger Jahren den Beginn der Strukturaufklärung mit massenspektrometrischen Methoden dar. Allerdings waren die beiden entwickelten Techniken der Elektronenstoß- (EI-) und der chemischen Ionisierungs-Massenspektrometrie (CI-MS) (Munson und Field, 1966) auf die Charakterisierung unpolarer, verdampfbarer Moleküle beschränkt. Zwar konnten polare Verbindungen durch Derivatisierung funktioneller Gruppen in unpolare und deshalb flüchtige Substanzen überführt werden, doch konnten diese Methoden nur bei Verbindungen mit geringen Molekulargewichten angewendet werden.

Die chemische Ionisierung generiert hauptsächlich protonierte bzw. deprotonierte Molekülionen ([M+H]+ bzw. [M-H]-). Die Elektronenstoß-Ionisierung hingegen erzeugt energiereiche Radikalkationen, die leicht fragmentieren (McLafferty, 1980). EI-Massenspektren beinhalten durch die zahlreichen Fragmente daher in der Regel vielfältige Strukturinformationen. Dieser hohe Informationsgehalt, die sehr gute Reproduzierbarkeit der EI-Massenspektren und die einfach zu standardisierenden Ionisierungsbedingungen waren die Grundlage für die Erstellung von Spektrenbibliotheken. Die Bibliotheken ermöglichen eine automatisierte Identifizierung aller in solchen Datenbanken mit EI-Massenspektrum abgelegten Substanzen (Stein, 1995; Stein, 1999). Die analytische Bedeutung von EI-MS in der Spurenanalytik liegt in der Kombination mit gaschromatographischen Methoden zur Identifizierung von verdampfbaren Substanzen (Burlingame et al., 1992; Burlingame et al., 1994). In Verbindung mit den Spektrenbibliotheken ist die GC-EI-MS heute eine der leistungsfähigsten, verlässlichsten und am weitesten verbreiteten Methoden in der Umweltanalytik.

Durch die Entwicklung direkter Ionisierungs- und Desorptionsmethoden aus kondensierter Phase konnten die Einschränkungen der Elektronenstoß-Ionisierung überwunden werden, da bei diesen Methoden der Energieeintrag durch Ionisierung und Desorption so gering ist, dass dabei kovalente Strukturen weitgehend erhalten blieben. Zu diesen Methoden zählen Felddesorptions- (FD-) (Beckey, 1969; Beckey, 1977), Plasmadesorptions- (PD-) (McFarlane und Torgerson, 1976; McFarlane, 1993) und Fast-Atom-Bombardment (FAB-) (Barber et al., 1981; Barber et al., 1982; Przybylski, 1983) sowie Elektrospray- (ESI-) (Cole, 1997; Gaskell, 1997; Bruins, 1998; Fenn et al., 1989; Fenn et al., 1990; Mann, 1990) und matrixunterstützte Laserdesorptions-/Ionisations-Massenspektrometrie (MALDI-MS) (Karas et al., 1991; Hillenkamp, 1995; Spengler und Kaufmann, 1992). Schon bald nach ihrer Einführung zeigte sich das Potential dieser „weichen“ Ionisierungsmethoden bei der Charakterisierung von polaren Verbindungen. Zu Beginn wurden diese Techniken

Einleitung 17

vorwiegend zur Charakterisierung von Proteinen und Peptiden eingesetzt. Inzwischen sind sie aus der Polymeranalytik, aber auch aus der Umweltanalytik, nicht mehr wegzudenken.

1.3.4 Kopplung von Chromatographie und Massenspektrometrie

Die Kopplung von Chromatographie und Massenspektrometrie ermöglichte neue Wege für sehr spezifische, selektive und empfindliche Analysen (Abian, 1999; Linscheid und Westmoreland, 1994; Niessen und Tinke, 1995; Niessen, 1999). Während die GC-MS-Kopplung längst zu den etablierten Methoden gehörte, stellte die LC-MS-Kopplung speziell für die pharmazeutische und biochemische Forschung einen bedeutenden Fortschritt dar (Tomer, 2001). In den letzten Jahren hat auch die Umweltanalytik wesentlich von diesen Weiterentwicklungen profitiert (Barceló, 1996).

Nach und nach standen verschiedene Interfaces zur Kopplung von HPLC und MS zur Verfügung (Dreher, 1999; Niessen, 1999). Am Beginn der Entwicklung stand die Particle-Beam-Technologie (PB) (Clark et al., 1991). In einer Verdampfungskammer wird das Lösungsmittel verdampft und die Analyten bleiben als Aerosol zurück. Die Ionisierung erfolgt in der Regel mittels einer EI-Quelle. Die Empfindlichkeit mit dieser Ionisierungstechnik ist aufgrund von hohen Verlusten im Interface gering. Die weitere Entwicklung führte zur Thermospray-Ionisierung (TSI) (McLean und Freas, 1989), bei der das Lösungsmittel und die Analyten in einer beheizten Kapillare verdampft und danach in das Vorvakuum der Ionenquelle gesprüht werden. Durch die Expansion in dieses Vorvakuum erfolgt eine Zerstäubung zu kleinen Tropfen. Die Desolvatisierung wird durch erhöhte Temperaturen unterstützt. Die positive oder negative Ionisierung erfolgt über Ionen-Molekül-Reaktionen und Ionenverdampfung. Eine der heute gebräuchlichen Methoden ist die Atmospheric Pressure Chemical Ionisation (APCI) (Castillo et al., 1997; Reemtsma, 2001a; Thurman et al., 2001). Die Ionisierung erfolgt hier durch Ionen-Molekül-Reaktionen zwischen den Analyten und einem Reaktivgas in der Gasphase. Initiiert wird der Ionisierungsprozess durch einen Elektronentransfer von einer Glimmentladung auf das Gas (Stickstoff) oder auf leichter ionisierbare Lösungsmittel-Moleküle. Bei der Ionisierung ist je nach Polarität der angelegten Spannung die Bildung von positiv und negativ geladenen Analyten möglich.

Die heute am häufigsten eingesetzte Technik ist die Elektrospray-Ionisierung (ESI) (Cole, 1997; Niessen, 1998; Reemtsma, 2001a; Thurman et al., 2001). Dabei wird die in einem geeigneten Lösungsmittel gelöste Probe zu einer Nadelspitze transportiert, an der bei Normaldruck ein sehr starkes elektrisches Feld anliegt. Es entsteht nach dem Prinzip des Elektrospray-Verfahrens ein Aerosol aus geladenen Teilchen zwischen der Nadel und einer Gegenelektrode. Die Tröpfchen gelangen in die Ionenquelle, in der sie eine Potentialdifferenz in Richtung des Analysators durchlaufen, der sich im Hochvakuum befindet. Durch diese Druckdifferenz verlieren die geladenen Tröpfchen zunehmend an Lösungsmittel und ihre Oberflächenladung steigt. Unterstützt wird dieser Prozess durch eine erhöhte Temperatur in der Ionenquelle. Erreicht die Oberflächenladung einen kritischen Wert, finden Coulomb-Explosionen statt, bei denen kleine, hochgeladene Mikrotröpfchen abgespalten werden (Cole, 1997). Der Mechanismus der Bildung von Ionen in der Gasphase ist noch nicht endgültig geklärt (Cole, 1997, Kebarle und Tang, 1993). Es gibt derzeit zwei allgemein akzeptierte

18 Einleitung

Modelle. Das eine geht von einer direkten Desorption der Ionen von der Oberfläche der geladenen Tröpfchen aus (Iribane-Thomson-Modell, auch Ion Evaporation Modell), das andere von weiteren Coulomb-Explosionen bis zum einzelnen geladenen Ion (Dole-Röllgen-Modell, auch Charged-Residue Modell, Abbildung 8) (Cole, 1997; Fenn et al., 1997; Thomson und Iribane, 1979). Es gibt noch einige weitere Aspekte der Elektrospray-Ionisierung, die noch nicht vollständig verstanden sind (Constantopoulos et al., 2000; Kebarle, 2000; Kebarle und Peschke, 2000). Je nach Polarität der an der Nadel angelegten Spannung erhält man durch entsprechende Überschussladungen der Tröpfchen ein- oder mehrfach positiv bzw. negativ geladene Ionen. Die letztlich gebildeten Ionen werden fokussiert und in den Massenanalysator überführt. Im Gegensatz zu PB sind TSI, ESI und APCI sogenannte „weiche“ Ionisierungstechniken, die vor allem Molekülkationen [M+H]+, Molekülanionen [M-H]- und Addukte liefern.

Die Wahl der geeigneten Ionisierungsmethode hängt im wesentlichen von den physikalischen Eigenschaften der Zielanalyten, der vorliegenden Probenmatrix und der zu bearbeitenden Fragestellung ab. Vor allem die HPLC-ESI-MS hat sich in den letzten Jahren zu einer universellen Methode der Bioanalytik sowie der Rückstands- und Umweltanalytik entwickelt. Sie eignet sich für ein breites Spektrum von Analyten, besonders aber für polare und ionische Verbindungen (z.B. die Naphthalinsulfonate) und für thermisch labile Substanzen.

Elektro-spray

Aerosol-tröpfchen

Coulomb-Explosionen

SolvatisierterAnalyt

DesolvatisierterAnalyt

Abbildung 1.8: Schematische Darstellung der Elektrospray-Ionisierung nach Dole-Röllgen (Charged-Residue Modell).

Die Ziele der Anwender unterscheiden sich erheblich, wie beispielsweise qualitative oder

quantitative Analyse, Strukturaufklärung, Erhöhung der Empfindlichkeit oder Verkürzung der Analysenzeiten. Die erforderliche Empfindlichkeit und Massenauflösung sowie der zu erfassende Massenbereich sind für die Auswahl des zum Nachweis der Ionen geeigneten Analysators entscheidend (Wolff et al., 1999). Heute gängige Geräte sind Single-Quadrupol- (Q) und Triple-Quadrupolgeräte, Ionenfallen (Ion Trap, IT), Flugzeitmassenspektrometer (Time-of-Flight, TOF), Sektorfeldgeräte und Fourier Transform Ion Cyclotron Resonance-Massenspektrometer (FT-ICR). Auch Hybridinstrumente wie Q-TOF-Instrumente, Doppelsektorfeld- oder auch Q-Trap-Geräte kommen zum Einsatz. Für die verschiedenen Analysatoren stehen zahlreiche MS- und MS/MS-Detektionsmodi zur Verfügung, die je nach Problemstellung eingesetzt werden können und in Tabelle 1 kurz beschrieben sind (Hartig, 2000). Die MS/MS-Untersuchungen werden auch als tandem-massenspektro-metrische Untersuchungen bezeichnet. Bei der Tandem-Massenspektrometrie werden Ionen über Stöße mit einem Kollisionsgas (CID: Collision Induced Dissociation) fragmentiert (De

Einleitung 19

Hoffmann, 1996). Eine massenselektive Erfassung der Ionen ist sowohl vor als auch nach der Fragmentierung möglich.

Der Scan-Modus ist mit allen Massenspektrometern möglich. Dabei werden die Ionen innerhalb eines spezifizierten m/z-Bereiches detektiert. Der Single Ion Monitoring (SIM)-Modus ist streng genommen eine besondere Form des Scan-Modus, wobei der zu detektierende m/z-Bereich sehr eng gefasst wird, normalerweise nur eine Masseneinheit (Tabelle 1.1).

Tabelle 1.1: Übersicht über die verschiedenen Detektionsmodi, die dafür überwiegend verwendeten Analysatoren, die Anwendungen und die Empfindlichkeit (Hartig, 2000).

Modus Analysator Detektion Anwendung Empfindlichkeit

Scan alle Gesamtspektrum Identifizierung, Strukturaufklärung

gerätespezifisch

Single Ion Monitoring

(SIM)

Single-Quadrupol, Sektorfeld

ausgewählte Molekülionen

oder Fragmente

Quantifizierung hoch

Multiple Reaction

Monitoring (MRM)

Triple-Quadrupol, Doppelsektorfeld,

Q-Trap

ausgewählte Übergänge

Quantifizierung hoch

Precursor Ion Scan

Triple-Quadrupol, Doppelsektorfeld

Ionen mit gemeinsamem

Fragment

Identifizierung von

Funktionalitäten

gering

Product Ion Scan

IT, FT-ICR, Triple-Quadrupol, Doppelsektorfeld, Q-TOF, Q-Trap

CID-Spektren von selektierten Molekülionen

oder Fragmenten

Identifizierung gering

Neutral Loss Triple-Quadrupol, Doppelsektorfeld

Ionen mit gemeinsamer

Fragmentation/ Abspaltung

Identifizierung von

Funktionalitäten

gering

Die anderen Modi stellen tandem-massenspektrometrische Untersuchungen dar. Beim Product Ion Scan werden alle CID-Fragmente eines bestimmten, selektierten Vorläuferions detektiert. Im Gegensatz dazu wird beim Multiple Reaction Monitoring (MRM) ein bestimmtes Vorläuferion1 selektiert und lediglich einige wenige ausgewählte durch Fragmentierung aus den Vorläuferionen resultierende Produktionen2 detektiert. Der MRM-Modus ist einer der selektivsten und empfindlichsten Detektionsmodi und spielt daher bei

1 Das Vorläuferion wird vielfach auch als Mutterion bezeichnet. 2 Die Produktionen werden entsprechend vielfach als Tochterionen bezeichnet.

20 Einleitung

quantitativen Untersuchungen von Spurenstoffen eine bedeutende Rolle. Beim Precursor Ion Scan werden alle Vorläuferionen eines bestimmten CID-Fragmentes erfasst. Beim Neutral Loss schließlich werden alle Vorläuferionen detektiert, die während der CID-Fragmentierung ein Neutralteilchen definierter Masse verlieren.

Die meisten der hier aufgeführten Methoden dienen der selektiven Detektion von Zielanalyten und eignen sich nur in Kombination mit anderen analytischen Techniken zur Strukturaufklärung von unbekannten Verbindungen (Wolff et al., 1999). Die Strukturaufklärung und Identifizierung von Verbindungen unter Verwendung von LC-MS und LC-MS/MS wird im Vergleich zu GC-MS durch die in letzter Zeit gerade erst einsetzende Entwicklung von Spektrenbibliotheken erschwert. Die Gründe für fehlenden Bibliotheken im LC-MS-Bereich sind die schlechte Vergleichbarkeit der Geräte verschiedener Hersteller und unterschiedlicher Analysatoren sowie die Probleme bei der Standardisierung von Messbedingungen, bedingt durch die unterschiedlichen Eigenschaften und Stabilitäten der Analyten.

Im folgenden Kapitel dieser Arbeit wird die Entwicklung und Optimierung von SPE-, HPLC-MS- und HPLC-MS/MS-Methoden zur qualitativen und quantitativen Analyse von Naphthalinsulfonaten in verschiedenen Wassermatrices beschrieben.

1.4 Ziele und Struktur der Arbeit

Vor dem Hintergrund des möglichen Austrages biologisch schlecht abbaubarer, organischer Spurenstoffe anthropogener Herkunft aus Kläranlagen in die aquatische Umwelt war die Zielsetzung im ersten Teil der Arbeit die quantitative Bestimmung von Naphthalinsulfonaten in gewerblichen und kommunalen Abwässern sowie die Untersuchung ihres Verhaltens während der biologischen Abwasserbehandlung. Da Niederschlagsabflüsse versiegelter Flächen bei Mischkanalisationen einen Teil des kommunalen Abwassers darstellen können, wurde auch ein solcher Niederschlagsabfluss versiegelter Flächen auf Naphthalinsulfonate untersucht. Im zweiten Teil der Arbeit galt das Interesse der Identifizierung, Charakterisierung und semi-quantitativen Bestimmung der bei der Behandlung von Farbstoffabwässern entstehenden chemischen und biologischen Transformationsprodukte von sulfonierten Azofarbstoffen.

Entsprechend den Zielsetzungen wurde die Arbeit in die drei Schwerpunkte „Analytik von Naphthalinsulfonaten“, „Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten“ und „Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte“ unterteilt. Die Grundlagen für die quantitative Bestimmung und qualitative Untersuchung von Naphthalinsulfonaten und sulfonierten Azofarbstoffen waren die Anpassung und Optimierung bereits etablierter HPLC-MS-Methoden und die Entwicklung einer geeigneten Methode zur Festphasenanreichung (SPE) der Analyten im Spurenbereich. Die bei der Quantifizierung bedeutsamen Matrixeffekte werden in einem gesonderten Kapitel beleuchtet. Die wesentlichen Ziele der Arbeit waren der Nachweis einer breiten Anwendbarkeit der etablierten Methoden bei unterschiedlichen wässrigen Matrices und die Untersuchung des Verhaltens der Naphthalinsulfonate bei der biologischen Abwasserbehandlung von hochbelasteten Industrieabwässern und von niedrig belasteten Kommunalabwässern.

Einleitung 21

Die qualitativen Arbeiten zur Charakterisierung und Identifizierung von sulfonierten Azofarbstoffen und vor allem auch deren chemischen und biologischen Transformationsprodukten mittels HPLC-MS und HPLC-MS/MS sollten neue Einblicke und Anhaltspunkte zur Beurteilung der erfolgreichen Anwendbarkeit der anaerob-aerob Behandlung von farbstoffhaltigen Abwässern liefern.

Wegen der großen thematischen Breite sind den einzelnen Abschnitten kurze Einführungen vorangestellt, die detaillierter auf einzelne Aspekte der jeweiligen Themen eingehen, als es im Rahmen der Einleitung möglich war. Eine Gesamtbewertung der Ergebnisse erfolgt im Kapitel „Zusammenfassende Diskussion“.

2 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Aufgrund ihrer vielfältigen Anwendungsfelder musste bei Naphthalinsulfonaten von einer ubiquitären Verbreitung in allen anthropogen beeinflussten Wasserkompartimenten ausgegangen werden. In der Praxis führte das zur Entwicklung von zahlreichen selektiven und empfindlichen Analyseverfahren (Reemtsma, 1996; Storm et al., 1999; Storm, 2002). Diese schlossen die Untersuchung des massenspektrometrischen Verhaltens der Naphthalinsulfonate und deren massenspektrometrische Detektion sowie die Entwicklung von MS-kompatiblen Trenn- und Anreicherungsmethoden ein. Die Anforderungen an die Analyseverfahren hängen neben der Aufgabenstellung ganz entscheidend von den Eigenschaften der Zielanalyten und von der Beschaffenheit der Probe ab. Die maßgeblichen Eigenschaften der Naphthalinsulfonate wurden bereits in Kapitel 1.1 vorgestellt.

Für die Aufreinigung und Aufkonzentrierung wird heutzutage in der Umweltanalytik ganz überwiegend die SPE mit unterschiedlichen stationären Phasen verwendet, da sie die mit Abstand am universellsten einsetzbare Anreicherungsmethode ist. Auch in der vorliegenden Arbeit wurde die SPE eingesetzt, da ihre Anwendbarkeit in der Literatur bereits im Zusammenhang mit aromatischen Sulfonaten beschrieben worden ist (Alonso et al., 1999; Altenbach und Giger, 1995; Gimeno et al., 2000; Lange et al., 1995; Loos et al., 2000a; Reemtsma, 1996; Schröder, 1997; Schullerer et al., 1990). Für den Nachweis und die Quantifizierung von zahlreichen polaren, organischen Spurenstoffen, zu denen auch die Naphthalinsulfonate gehören, ist heute die HPLC-MS-Kopplung aufgrund ihrer guten Trennleistung und ihrer hohen Nachweisempfindlichkeit die Methode der Wahl (Alonso et al., 1999; Loos et al., 2000b; Pocurull et al., 1999; Storm et al., 1999; Suter et al., 1999).

Im folgenden werden Arbeiten zur Entwicklung und Optimierung von SPE- und HPLC-MS-Methoden zur quantitativen und qualitativen Analyse von Naphthalinsulfonaten in verschiedenen Wassermatrices vorgestellt. Die Problematik der durch die Probenmatrix verursachten Matrixeffekte und deren Auswirkungen auf quantitative Untersuchungen werden in einem gesonderten Kapitel behandelt.

2.1 Anreicherung mittels Festphasenextraktion

Die Extraktion von Naphthalinsulfonaten wurde in der Literatur (Gimeno et al., 2000; Lange et al., 1995; Reemtsma, 1996; Schullerer et al., 1990) trotz des ionischen Charakters der Zielanalyten größtenteils mit C18-modifiziertem Kieselgel als Sorbens beschrieben. Durch den Zusatz von zumeist Tetraalkylammonium-Salzen als Ionenpaarreagenzien konnte auch für sehr polare, ionische Verbindungen wie die Naphthalinsulfonate eine ausreichende Retention erzielt werden. Die Erklärung dafür ist die Ionenpaarbildung aus Tetraalkylammonium-Kationen und den anionischen Naphthalinsulfonaten. Die Ionenpaare sind wesentlich unpolarer als die freien Ionen und adsorbieren durch die hydrophoben

Analytik von Naphthalinsulfonaten 23

Wechselwirkungen zwischen der C18-Festphase und den Alkylresten am Sorbens. Man spricht daher auch von Ionenpaar-Festphasenextraktion (ion-pair solid-phase extraction, IP-SPE).

Die als Ionenpaarreagenzien weit verbreiteten Tetraalkylammonium-Salze waren für die in dieser Arbeit vorgestellten Untersuchungen nicht geeignet, da sie als nicht-flüchtige Salze mit massenspektrometrischen Methoden nicht kompatibel sind. Die verwendeten HPLC-MS-Methoden (Storm et al., 1999; Storm, 2002) beinhalten mit Tri-n-butylamin ein flüchtiges Ionenpaarreagenz. Daher war die Entwicklung einer IP-SPE-Methode mit dem flüchtigen Ionenpaarreagenz Tri-n-butylamin zur Anreicherung von Naphthalinsulfonaten eines der wesentliche Ziele dieser Arbeit.

Die Entwicklung einer geeigneten IP-SPE-Methode besteht primär aus zwei Schritten: Im ersten Schritt wird mit Hilfe zahlreicher vorhandener Erfahrungswerte und Vorkenntnisse eine solide Grundmethode (Anhang A.2.1, Tab. A.2.1.1) als Basis erarbeitet, die anschließend durch zahlreiche Optimierungsschritte nach und nach verbessert wird. Die entscheidenden Kriterien zur Bewertung einer Anreicherungsmethode sind die Wiederfindungsraten, die Robustheit der Methode gegenüber Matrixeinflüssen und der Zeitaufwand für jede einzelne Probe. Die Anforderungen an die Extraktionsmethode hängen ganz wesentlich von den gewünschten Anreicherungsfaktoren für die Analyten sowie der Probenart und der damit verbundenen Probenmatrix ab. Im Fall der unbehandelten und behandelten kommunalen Abwässer und der Niederschlagsabflüsse bewegten sich die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen im unteren bis mittleren ng/L-Bereich. Die daraus resultierenden Anreicherungsfaktoren lagen für die Kläranlagenzuläufe bei 50:1, für die weniger belasteten Abläufe und Niederschlagsabflüsse sogar bei 100:1. Die Einflüsse der Probenmatrix auf die Extraktionseffizienz lassen sich im Voraus nicht abschätzen.

Die Konditionierungbedingungen der Festphase LiChrolut RP-18 entsprach den vom Hersteller der verwendeten Kartuschen empfohlenen Arbeitsschritte. Entsprechend wurden für die Spül-, Beladungs- und Elutionschritte die Flussraten des Herstellers der AutoTrace SPE Workstation zugrunde gelegt (Anhang A.2.1, Tab. A.2.1.1). Das Ionenpaarreagenz wurde zu Beginn mit 1 mM Tri-n-butylamin in der selben Konzentration wie für die chromatographische Trennung eingesetzt. Es zeigte sich allerdings sehr schnell, dass für eine ausreichende Wechselwirkung zwischen Festphase und Zielanalyten eine deutlich höhere Ionenpaarkonzentration von 5-10 mM Tri-n-butylamin erforderlich war. Die Anzahl der Elutionsschritte, die Elutionsmittel und die Elutionsvolumina wurden für die Grundmethode so gewählt, dass aufgrund von Erfahrungswerten bei der Elution polarer Organika von der verwendeten Festphase eine quantitative Elution sichergestellt sein sollte. Bei der Optimierung der Grundmethode wurden im wesentlichen drei Ziele verfolgt: a) Die Elution der Analyten von der Festphase mit möglichst wenig Elutionsschritten, mit möglichst flüchtigen Lösungsmitteln und mit einem möglichst geringen Volumen an Lösungsmitteln, b) die Untersuchung des Einflusses von Probenmatrix und Analytkonzentrationen auf die Wiederfindungsraten und c) den Ausschluss von systematischen Fehlern durch Blindwerte sowie durch Verluste, die durch die Überführung in andere Glasgefäße und Sorption an Gefäßwänden entstehen.

Die Laborversuche zur Optimierung der Methode wurden, soweit nicht explizit etwas anderes angegeben wird, mit dotiertem, matrixfreiem Reinstwasser und mit dotiertem,

24 Analytik von Naphthalinsulfonaten

schwach matrixbelastetem Berliner Leitungswasser (TU Berlin, KF-Gebäude) durchgeführt. Die Analytkonzentrationen betrugen nach der Dotierung in der Regel 500 ng/L. Bei quantitativer Anreicherung von 100:1 ergab sich mit 50 µg/L eine Endkonzentration, die mittels HPLC-MS/MS problemlos reproduzierbar detektiert und quantifiziert werden konnte. Zur Untersuchung des Einflusses der Analytkonzentrationen auf die Wiederfindungsraten wurden Konzentrationen von 50, 200 und 500 ng/L eingesetzt. Die Wiederfindungsraten der Naphthalinsulfonate in verschiedenen dotierten Wasserproben sind im Anhang (Tab. A.2.1.2) aufgeführt.

Blindwerte Die ersten Laborversuche dienten der Ermittlung etwaiger Blindwerte in Reinst- und

Leitungswasser. Dazu wurden nicht dotierte Proben extrahiert und die Naphthalinsulfonate quantifiziert. In reinstem Wasser wurden keinerlei Zielanalyte gefunden. In Leitungswasser hingegen wurde Naphthalin-1,5-, -1,6-, -1,7- und –2,7-disulfonat gefunden. Die Konzentration des 1,5-Isomeres betrug 25 ng/L, die anderen drei Isomere lagen mit Konzentrationen <10 ng/L unter der Quantifizierungsgrenze. Zur Absicherung dieses Befundes wurde zusätzlich eine Blindprobe extrahiert, die je zur Hälfte aus Reinst- und Leitungswasser bestand. Die für diese Mischprobe ermittelten Konzentrationen waren etwa halb so groß wie die für reines Leitungswasser und bestätigten somit, dass das Berliner Leitungswasser tatsächlich Naphthalinsulfonate in sehr geringen Konzentrationen enthielt.

Ionenpaarreagenz-Konzentration Zur Optimierung der Ionenpaarreagenz-Konzentration wurden die Extraktionen sowohl mit

5 mM als auch mit 10 mM Tri-n-butylamin durchgeführt (Anhang A.2.1, Tab. A.2.1.2, Versuch 1-4). Die Wiederfindungsraten (Abbildung 2.1) lagen mit 5 mM Ionenpaarreagenz in reinstem Wasser zwischen 100% und 115%, in Leitungswasser bei 50 bis 138%. Mit 10 mM Tri-n-butylamin wurden in Reinstwasser Wiederfindungsraten von 84 bis 104% erzielt, in Leitungswasser von 33 bis 139%. Demzufolge wurden mit 5 mM Ionenpaarreagenz die besseren Ergebnisse erzielt.

Weiterhin wurden die Wasserproben nach der Passage der Extraktionskartusche separat gesammelt und auf nicht extrahierte Analyten hin untersucht. Dabei wurden nicht die geringsten Spuren von Naphthalinsulfonaten gefunden. Mit Blick auf die chromatographische Trennung und die massenspektrometrische Detektion der Analyten waren diese Erkenntnisse positiv zu bewerten, da Ionenpaarreagenzien in diesen Fällen generell in möglichst geringen Konzentrationen eingesetzt werden sollten. Außerdem sollte die Konzentration des Ionenpaarreagenzes bei der Extraktion nach Möglichkeit ähnlich der Konzentration bei der chromatographischen Trennung (1 mM) sein.

Eine differenzierte Betrachtung der Wiederfindungsraten für die einzelnen Naphthalinsulfonate ließ bereits im Rahmen dieser ersten Versuche zur Optimierung der Extraktionsmethode deutlich den Einfluss der Probenmatrix auf die Wiederfindungsraten erkennen. Besonders auffällig war dabei, dass sich bei den Extraktionen aus Leitungswasser der Einfluss der Probenmatrix mit zunehmender Retentionszeit, sprich mit abnehmender Polarität der Analyten, stärker auswirkt. Die Reihenfolge der Analyten ist in Abbildung 2.1 so gewählt, dass von links nach rechts die Retentionszeit zunimmt. Dieser Trend wurde durch sämtliche nachfolgenden Extraktionsversuche, auch mit anderen Matrices, bestätigt.

Analytik von Naphthalinsulfonaten 25

0

20

40

60

80

100

120

140

160

2,6-N

DSA

1,5-N

DSA

2,7-N

DSA

1,6-N

DSA

1,3-N

DSA

1,7-N

DSA

1,3,6-

NTSA

1,3,5(

7)-NTSA

1-NSA

2-NSA

Wie

derf

indu

ng [%

]

ELGA 5 mM ELGA 10 mM

LW 5 mM LW 10 mM

Abbildung 2.1: Wiederfindungsraten der Naphthalinsulfonate in mit 500 ng/L dotiertem Reinst- (ELGA) und Leitungswasser (LW). Zur Extraktion wurden verschiedene Tri-n-butylamin-Konzentrationen eingesetzt. Die Quantifizierung erfolgte mittels IP-SPE-HPLC-MS/MS.

Elution Die darauffolgenden Extraktionsversuche dienten der Optimierung der Analytelution von

der C18-Festphase (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 5-12). Dazu wurde das Elutionsvolumen auf zweidrittel und die Hälfte des ursprünglichen Volumens reduziert, da geringere Elutionsvolumina durch die Zeitersparnis bei der eigentlichen Elution und bei der Einengung des Eluatvolumens zu kürzeren Extraktionszeiten führen. Die Anzahl der Elutionsschritte und das Lösungsmittelvolumen des ersten Elutionsschrittes blieben dabei stets unverändert. Es wurden lediglich die Volumina der nachfolgenden drei Elutionsschritte sukzessive reduziert. Die aus diesen Versuchen resultierenden Wiederfindungsraten unterscheiden sich sowohl untereinander als auch von denen der ursprünglichen Elution mit größeren Volumina nicht signifikant (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 5-8). Nachfolgend wurden die gerade beschriebenen Extraktionsversuche mit reduzierten Elutionvolumina nochmals wiederholt, allerdings unter Verwendung von reinem Methanol statt eines Wasser-Methanol-Gemisches im letzten Elutionsschritt, da Methanol flüchtiger ist als ein Wasser-Methanol-Gemisch und sich daher bei der Einengung des Eluatvolumens leichter abdampfen lässt. Abgesehen von den Naphthalintrisulfonaten in Leitungswasser unterscheiden sich die Wiederfindungsraten nicht signifikant von den bisherigen Ergebnissen mit reduzierten Elutionsvolumina (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 9-12). Im Fall der Naphthalintrisulfonate scheinen die Überbefunde, die bei Verwendung des Wasser-Methanol-Gemisches in Leitungswasser aufgetreten sind, von Matrixkomponenten verursacht worden zu sein, die nur durch das polare Lösungsmittelgemisch aus Wasser und Methanol von der Festphase eluiert worden sind. Die Ergebnisse dieser beiden Versuchsreihen mit reduzierten Elutionsvolumina haben gezeigt, dass die Halbierung der Volumina und die ausschließliche Verwendung von Methanol als Elutionsmittel zu keinen negativen Auswirkungen auf die

26 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Wiederfindungsraten geführt hat. Zur Verringerung der Analysenzeiten wurden bei allen weiteren Extraktionsversuchen das Elutionsvolumen halbiert und ausschließlich reines Methanol zur Elution verwendet. Der Ansatz, durch eine verkürzte Elution in nur zwei Schritten die Extraktionszeit weiter zu minimieren, erwies sich vor allem für geringe Analytkonzentrationen als kontraproduktiv und wurde wieder verworfen (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 31-33).

Einfluss der Probenmatrix und der Analytkonzentrationen Die Wiederfindungsraten für matrixbelastete Wasserproben unterscheiden sich bei SPE-

HPLC-MS/MS-Untersuchungen von denen matrixfreier Proben einerseits bei der Extraktion durch die Konkurrenz der Targetanalyten mit den Matrixbestandteilen um die freien Adsorptionsplätze an der Oberfläche des Sorbens, andererseits aber auch durch die Konkurrenz um die zur Verfügung stehenden Oberflächenladungen bei der Ionisierung in der Elektrospray-Quelle. Zur Differenzierung dieser Effekte wurde Leitungswasser zum einen vor der Extraktion mit den Analyten dotiert und zum anderen undotiertes Leitungswasser extrahiert und anschließend entsprechend dotiert (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 12-13). Die Tatsache, dass die Wiederfindungsraten dieser beiden Untersuchungen im wesentlichen vergleichbar sind, spricht dafür, dass die für das schwach matrixbelastete Leitungswasser auftretenden Mehr- oder Minderbefunde durch die Beeinflussung der Elektrospray-Ionisierung hervorgerufen werden. Der Matrixeinfluss auf die Extraktion ist für Leitungswasser somit weitgehend vernachlässigbar.

Eine weitere zu klärende Frage war die nach der Konzentrationsabhängigkeit der Wiederfindungsraten. Aus diesem Grund wurden Untersuchungen mit dotierten Wasserproben unterschiedlicher Konzentration (50, 200 und 500 ng/L) durchgeführt. Die erhaltenen Wiederfindungsraten für die unterschiedlich konzentrierten Proben unterscheiden sich sowohl für matrixfreies Reinstwasser als auch für schwach matrixbelastetes Leitungswasser nicht signifikant (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 14-19). Um eine unvollständige Elution für die weniger polaren Naphthalinmonosulfonate ausschließen zu können, wurde bei diesen Versuchen nach der regulären Elution mit Methanol noch mit Acetonitril nacheluiert. In den Acetonitril-Eluaten wurden allerdings keinerlei Analyten gefunden.

Für weitere Untersuchungen zum Matrixeinfluss auf die Wiederfindungsraten wurden Wasserproben dotiert, die stärker matrixbelastet waren als das bisher untersuchte Leitungswasser. Es handelte sich dabei um ein Oberflächenwasser (Schlachtensee, Berlin) und einen Zu- und Ablauf einer kommunalen Kläranlage (Klärwerk Ruhleben, Berlin). Die Ergebnisse (Abbildung 2.2) zeigen verschieden stark ausgeprägte Minderbefunde, die durch die unterschiedlichen Matrices hervorgerufen werden. Die Wiederfindungsraten für das am wenigsten matrixbelastete Oberflächenwasser sind mit 40-79% durchweg am höchsten und für den Kläranlagenzulauf, der mit Abstand die höchste Matrixbelastung aufweist, mit 27-65% am niedrigsten (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 37-39). Die Werte für den Kläranlagenablauf liegen mit 29-74% dazwischen.

Die angegebenen Wiederfindungsraten resultieren allerdings aus der Summe der Matrixeinflüsse auf sämtliche Teilschritte der SPE-HPLC-ESI-MS/MS-Methode. Da die durchschnittliche Ionisierungseffizienz bei der Elektrospray-Ionisierung im Vergleich zu

Analytik von Naphthalinsulfonaten 27

reinstem Wasser je nach Matrixbelastung der Proben für die Kläranlagenzuläufe nur bei 40-80% und für die Abläufe bei 70-100% liegt, lassen sich die Minderbefunde schon beinahe alleine durch die bei der massenspektrometrischen Detektion auftretende Ionisierungs-suppression erklären (siehe Kapitel 2.3).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

2,6-N

DSA

1,5-N

DSA

2,7-N

DSA

1,6-N

DSA

1,3-N

DSA

1,7-N

DSA

1,3,6-

NTSA

1,3,5(

7)-NTSA

1-NSA

2-NSA

Wie

derf

indu

ngsr

ate

[%]

OFW

NK-20

DRW-20

Abbildung 2.2: Wiederfindungsraten der Naphthalinsulfonate in mit 500 ng/L dotiertem Oberflächenwasser (OFW), Kläranlagenablauf (NK-20: Nachklärung, Probe 20) und Kläranlagenzulauf (DRW-20: Degritted Raw Water, Probe 20). Die Quantifizierung erfolgte mittels IP-SPE-HPLC-MS/MS.

Generell kann man davon ausgehen, dass die Ionisierungseffizienz bei der Elektrospray-Ionisierung in der Regel mit zunehmendem DOC-Gehalt der Wasserproben abnimmt. Berücksichtigt man weiterhin, dass bei ESI-MS die Kontamination der Ionenquelle durch nicht flüchtige Substanzen die durchschnittliche Ionisierungseffizienz ohne weiteres um weitere 20-30% reduzieren kann, so sind die Wiederfindungsraten von nur 30-80% bereits erreicht. Folglich kann man davon ausgehen, dass die Matrixeinflüsse bei der Festphasenextraktion im Vergleich zu den Matrixeffekten bei der massenspektrometrischen Detektion die Wiederfindungsraten nur unwesentlich beeinflussen. Es ist aber auch denkbar, dass sich die Effekte, die durch die Konkurrenz um die Adsorptionsplätze an der Festphase und durch die An- bzw. Abreicherung der Analyten und diversen Matrixsubstanzen bei der Festphasenextraktion verursacht werden, sich mit Blick auf die Gesamtmethode aus Extraktion, Trennung und Detektion aufheben.

Auf eine detailliertere Differenzierung der Matrixeffekte wurde letztendlich verzichtet, da bei der Untersuchung der Realproben keine Wiederfindungsraten im klassischen Sinne bestimmt wurden, sondern die Kalibrierung mittels Standardaddition auf die gesamte SPE-HPLC-MS/MS-Methode angewendet wurde. Dazu wurden die Wasserproben bereits vor der SPE mit unterschiedlichen Analytkonzentrationen dotiert. Auf diese Weise wurden die

28 Analytik von Naphthalinsulfonaten

systematischen Fehler für der gesamte analytische Methode mit den erhaltenen Kalibriergeraden kompensiert (siehe Kapitel 2.3).

Eluataufarbeitung Bei allen bisherigen Wiederfindungsversuchen wurden die Eluate der Festphasenextraktion

mit einer relativ zeitaufwendigen Methode im Vakuum aufkonzentriert. Im folgenden galt es nun zu prüfen, ob die Ergebnisse unter Verwendung einer deutlich weniger zeitintensiven Alternativmethode mit denen der bisherigen Methode vergleichbar waren. Bei der Alternativmethode wurde das Lösungsmittel des Eluats mit Stickstoff abgeblasen. Verluste durch Abblasen selber konnten durch die äußerst geringe Flüchtigkeit der Naphthalinsulfonate so gut wie ausgeschlossen werden. Allerdings mussten die Eluate der Festphasenextraktion zum Abblasen zunächst in ein anderes Glasgefäß überführt werden, was zu Verlusten durch Sorption an der Gefäßwand führen könnte. Diese Verluste wurden durch zwei zusätzliche Spülschritte so klein wie möglich gehalten. Weiterhin mussten etwaige Verluste während des Aufkonzentrierens durch Sorption an der Gefäßwand mit Spülschritten minimiert werden. Dazu wurde dasselbe Volumen Methanol, das sonst auch zur Elution verwendet wird, mit der Naphthalinsulfonat-Standardlösung dotiert und die Anzahl der Spülschritte sowie das Methanolvolumen zum Spülen der Gefäßwände während der Aufkonzentrierung variiert (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 20-22). Dabei hat sich gezeigt, dass die Anzahl der Spülschritte entscheidend ist für die Verluste. Das Volumen ist nur von untergeordneter Bedeutung. Nachdem die Überführungs- und Sorptionsverluste minimiert werden konnten, mussten mit dotierten Wasserproben vergleichende Untersuchungen durchgeführt werden (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 23-30). Der einzige Unterschied dabei war die Art der Aufkonzentrierung des Eluats. Die Wiederfindungsraten waren für alle Naphthalinsulfonate durchweg zufriedenstellend. Allerdings war eindeutig die Tendenz zu erkennen, dass die Wiederfindungsraten für die Aufkonzentrierung im Vakuum durchweg etwas besser waren. Nichtsdestotrotz war die Zeitersparnis durch das Abblasen mit Stickstoff so groß, dass die etwas niedrigeren Wiederfindungsraten in Kauf genommen wurden. Untersuchungen mit höheren Flussraten während der Konditionierung des Sorbens zeigten, dass diese keinen negativen Einfluss auf die Wiederfindungen hatten (Anhang A.2.1, Tabelle A.2.1.2, Versuch 34-36). Somit konnte durch die Verdopplung der Flussrate bei der Konditionierung die Extraktionszeit nochmals reduziert werden.

Die durch die Überführung des Eluats in andere Glasgefäße verursachten geringen Verluste und die durch die Eindampfung des Eluats entstandenen Volumenfehler in jeder einzelnen Probe wurden bei der Untersuchung der Realproben durch einen internen Standard ausgeglichen.

2.2 Quantifizierung mittels LC-MS/MS

Naphthalinsulfonate liegen normalerweise als schwerflüchtige, ionische Verbindungen vor, die mittels GC-EI-MS nicht analysierbar sind. Aus diesem Grund konzentrierte man sich für die massenspektrometrischen Untersuchungen von Naphthalinsulfonaten bereits früh auf die sanften Ionisierungsmethoden: FAB-MS (Monaghan et al., 1982; Monaghan und

Analytik von Naphthalinsulfonaten 29

Morden, 1990), FD-MS (Mathias et al., 1976), PD-MS (Pannel et al., 1985), PB-MS (Kim et al., 1991), TSI-MS (McLean und Freas, 1989), MALDI-MS (Sullivan und Gaskell, 1997) und ESI-MS (Ballantine et al., 1997; Bruins et al., 1987a; Bruins et al., 1987b; Holcapek et al., 2001; Storm et al., 1999; Sullivan und Gaskell, 1997). Dabei hat sich gezeigt, dass ESI-MS die geeignetste massenspektrometrische Methode zur Untersuchung von Naphthalinsulfonaten in diversen Probenmatrices darstellt. Besonders die Kopplung von HPLC und ESI-MS hat sich durch die hohe Selektivität und Empfindlichkeit bewährt (Alonso et al., 1999; Bruins et al., 1987; Castillo et al., 1999; Holcapek et al., 1999; Pocurull et al., 1999; Riedicker et al., 2000; Storm et al., 1999; Storm et al., 2000; Suter et al., 1999).

Bei den Analyten handelte es sich um zwei positionsisomere Naphthalinmonosulfonate, um bis zu sechs positionsisomere Naphthalindisulfonate und drei positionsisomere Naphthalintrisulfonate (vgl. Abbildung 1.1). Die jeweiligen isomeren Naphthalinsulfonate zeigten nahezu identische Produktionen-Spektren (Storm et al., 1999; Storm, 2002). Einzig bei den relativen Intensitäten waren kleinere Unterschiede feststellbar. Da die massenspektrometrische Unterscheidung der Isomeren aufgrund der identischen Molekulargewichte und des sehr ähnlichen Fragmentierungsverhaltens nicht möglich war, konnte eine zweifelsfreie Identifizierung und Quantifizierung nur durch eine gute chromatographische Trennung gewährleistet werden. Für die Trennung von Positionsisomeren mittels RP-HPLC hatte sich die Phenylhexyl-Phase bewährt (Reemtsma, 2001c; Reemtsma und Jakobs, 2001; Storm et al., 1999; Storm, 2002). Allerdings erfordert die negative Ladung der Sulfonate bei Verwendung einer Umkehrphasen-Säule den Einsatz eines Ionenpaarreagenzes, da ansonsten durch das Fehlen von unpolaren Substituenten eine Elution im Totvolumen möglich ist. Der Zusatz eines geeignetes Ionenpaarreagenzes zur mobilen Phase sorgt für eine ausreichende Retention der sehr polaren Analyten. Man spricht auch von Ionenpaar-Hochleistungsflüssigchromatographie (ion-pair high-performance liquid chromatography, IP-HPLC). Der zugrunde liegende theoretische Hintergrund ist derselbe wie bei der IP-SPE (siehe Kapitel 2.1). Bei der Kopplung mit ESI-MS bevorzugt man im allgemeinen flüchtige Ionenpaarreagenzien (Storm et al., 1999). Im Fall der Naphthalinsulfonate hatte sich Tri-n-butylamin bewährt (Storm et al., 1999; Storm, 2002). Zur chromatographischen Trennung der Naphthalinsulfonate wurde die Methode nach Storm (Storm et al., 1999) übernommen und für die Aufgabenstellungen dieser Arbeit optimiert. In diesem Zusammenhang wurden die Spül- und Äquilibrierungszeiten der HPLC-Methode verlängert, um bei hochbelasteten Abwasserproben auftretende Verschleppungen zu eliminieren. Außerdem wurde die Konzentration des Ionenpaarreagenzes reduziert.

Durch den sauren Charakter liegen Naphthalinsulfonate in natürlichen Wässern vollständig dissoziiert als Anionen vor und wurden dementsprechend mittels Elektrospray-MS im negativen Modus ionisiert. Beim Einsatz der ESI-MS in der quantitativen Umweltanalytik ist allerdings zu berücksichtigen, dass die Ionisierungseffizienz der Analyten von zentraler Bedeutung ist. Die Ionisierungseffizienz wird maßgeblich von den physikalischen Eigenschaften der Analyten bestimmt. Diese unterschiedlichen Effizienzen wurden in einem quantitativen Modell im wesentlichen mit der Konkurrenz der verschiedenen Analyten um die limitierten Oberflächenladungen der geladenen Tröpfchen beschrieben (Constantopoulos et al., 1999; Enke, 1997). In der Praxis werden unpolare Verbindungen nur sehr ineffektiv oder nicht ionisiert, während polare Substanzen deutlich effektiver ionisiert werden. Die aus der Ionisierungseffizienz resultierenden Responsefaktoren können sich daher um Zehnerpotenzen

30 Analytik von Naphthalinsulfonaten

unterscheiden. Die zum Teil extreme Beeinflussung der Ionisierung von Analyten durch sonstige organische und anorganische Bestandteile der Probe, der sogenannte Matrixeffekt, wird im nächsten Kapitel detailliert betrachtet.

Die notwendige Empfindlichkeit und Selektivität der massenspektrometrischen Detektion wurde mittels MRM-Detektion erzielt. Die Grundlage für die Auswahl von geeigneten MRM-Übergängen zur massenspektrometrischen Quantifizierung von Naphthalinsulfonaten waren Untersuchungen zum Ionisierungs- und Fragmentierungsverhalten der Analyten (Storm et al., 1999; Storm, 2002). Die Naphthalinsulfonate zeigten die für ESI-MS charakteristischen einfachen Massenspektren, die in der Regel aus den Molekülanion und nur einigen wenigen Fragmenten bestanden. Die Ionisierungsparameter für die quantitativen Untersuchungen wurden in dieser Arbeit für jeden einzelnen Analyten so optimiert, dass bei der Ionisierung ganz überwiegend das Monoanion [M-H]- entsteht.

Bei der CID-Fragmentierung der einfach negative geladenen Molekülanionen [M-H]- wurden für die untersuchten Naphthalinsulfonate einige wenige sehr charakteristische Fragmente beobachtet. Ein für alle Naphthalinmono-, -di- und –trisulfonate typisches Fragment ist das Radikalanion SO3·- bei m/z 80 (Bruins et al., 1987b; Monaghan et al., 1982; Pocurull et al., 1999; Storm et al., 1999; Sullivan et al., 1998; Suter et al., 1999). Das Radikalanion SO3·- ist oftmals das intensivste Ion im jeweiligen Fragmentspektrum und kann sowohl aus dem Dianion als auch aus dem Monoanion der Naphthalinsulfonate gebildet werden (Abbildung 2.3). Es wurde in vielen Fällen zur selektiven und spezifischen Quantifizierung von Naphthalinsulfonaten in Umweltproben durch HPLC-MS/MS mit MRM-Detektion herangezogen. In dieser Arbeit wurde es mit dem MRM-Übergang 207>80 nur zur Quantifizierung von Naphthalinmonosulfonaten herangezogen. Das CID-Fragment [M-SO3-H]- bei m/z 207 ist ein Produktion des Monoanions der Naphthalindisulfonate. Es entsteht durch den Verlust von SO3 als Neutralteilchen (Abbildung 2.3). Diese Fragmentierung beobachtet man bei aromatischen Sulfonaten häufig, allerdings nur bei Verbindungen mit weiteren aciden Substituenten wie beispielsweise Sulfonsäure oder Hydroxygruppen. Diese Beobachtung deutet darauf hin, dass die Eliminierung des Neutralteilchens SO3 aus einem protonierten und damit ungeladenen Sulfonsäuresubstituenten erfolgen könnte. Dieses Fragmentierungsverhalten bezeichet man auch als „Charge-Remote“-Mechanismus (Gross, 1992). Für die quantitativen Analysen wurde der entsprechende MRM-Übergang nur für die Naphthalindisulfonate (287>207) eingesetzt. Das Fragment m/z 143 entsteht entweder durch zweistufige Fragmentierung aus dem Monoanion der Naphthalindisulfonate [M-SO3-SO2-H]- oder in einem Schritt aus dem Monoanion der Naphthalinmonosulfonate [M-SO2-H]-. Dabei ist die SO3-Abspaltung als erster Fragmentierungsschritt der Naphthalindisulfonate identisch mit der gerade beschriebenen Fragmentierung zu m/z 207. Die Fragmentierung von m/z 207 zu m/z 143 erfolgt durch die Eliminierung von SO2 als Neutralteilchen (Abbildung 2.3). Diese Fragmentierung, der ein Additions-/Eliminierungs-Mechanismus (Binkley et al., 1993) zugrunde liegt, beobachtet man genauso wie die SO3-Eliminierung häufig bei aromatischen Sulfonaten. Die dabei entstehenden Produkte sind Phenolationen, die wiederum typische Fragmentierungen wie CO-Abspaltungen (Eichinger et al., 1997), Keten-Eliminierungen (Fletcher et al., 1996) oder Ringkontraktionen (Dua und Bowie, 1997) eingehen. Für die quantitativen Untersuchungen dieser Arbeit wurde das Fragment bei m/z 143 sowohl bei den Naphthalindisulfonaten (287>143) als auch bei den Naphthalinmonosulfonaten (207>143) detektiert.

Analytik von Naphthalinsulfonaten 31

Zur Quantifizierung der Naphthalintrisulfonate wurde der MRM-Übergang 367>206 herangezogen. Das Fragment bei m/z 206 ist das Radikalanion [M-2SO3-2H]·-, das wahrscheinlich durch die Abspaltung von SO3 und HSO3· als Neutralteilchen entsteht (Abbildung 2.3). Der Bildungsmechanismus dieses Fragments ist bis jetzt nicht geklärt. Allerdings ist zu vermuten, dass bei der Eliminierung von HSO3· ein „Charge-Remote“-Mechanismus zugrunde liegt. Ein „Charge-Site“-Mechanismus ist hier unwahrscheinlich, weil dazu entweder ein Wasserstoffatom vom protonierten Sulfonsäuresubstituenten über den Ring hinweg zur deprotonierten Sulfonatgruppe wandern müsste oder die Abstraktion eines Wasserstoffatoms aus dem aromatischen System notwendig wäre.

H

SO3

H

O

H

SO3

SO3H

SO3

SO3H

SO3

SO3H

-

m/z 287 m/z 207

m/z 143

- SO3

SO3.-

m/z 80

- SO2

- SO3, - SO2

-

m/z 367 m/z 206

- SO3, - HSO3.

-

-

Abbildung 2.3: Schematische Darstellung der den MRM-Übergängen zugrunde liegenden charakteristischen Fragmentierungen der Naphthalinsulfonate.

Zur Quantifizierung wurden für die Naphthalinmonosulfonate die MRM-Übergänge 207>143 und 207>80 herangezogen, für die Naphthalindisulfonate 287>207 und 287>143 und für die Naphthalintrisulfonate der MRM-Übergang 387>206 (Abbildung 2.4). Die Bestimmungsgrenzen lagen je nach Analyt und Probenmatrix bei 0,2-0,5 µg/L. Die Matrixeffekte wurden durch Standardaddition oder Externe Probenkalibrierung kompensiert (siehe Kapitel 2.3). Die relativen Empfindlichkeiten und die Linearität der Kalibrierung im relevanten Konzentrationsbereich wurde regelmäßig durch Standardlösungen unterschiedlicher Konzentration überprüft. Für die Naphthalintrisulfonate stand als Standard

32 Analytik von Naphthalinsulfonaten

nur ein Gemisch1 der drei Analyten zur Verfügung. Aus dem vom Hersteller angegebenen Mengenverhältnis der einzelnen Isomeren und den erhaltenen Peakintensitäten konnte nur das 1,3,6-Isomer ziemlich sicher identifiziert werden. Die beiden anderen Isomeren konnten nicht differenziert werden und wurden daher bei den quantitativen Betrachtungen summarisch betrachtet.

Abbildung 2.4: HPLC-MS/MS-Chromatogramme einer Naphthalinsulfonat-Standardlösung2: a) und b) MRM-Übergänge m/z 207>80 und m/z 207>143 zur selektiven Detektion von Naphthalinmonosulfonaten, c) MRM-Übergang m/z 367>206 zur selektiven Detektion von Naphthalintrisulfonaten und d) und e) MRM-Übergänge m/z 287>143 und m/z 287>207 zur selektiven Detektion von Naphthalindisulfonaten. (1: 2,6-NDSA, 2: 1,5-NDSA, 3: 2,7-NDSA, 4: 1,6-NDSA, 5: 1,3-NDSA, 6: 1,7-NDSA, 7: 1,3,6-NTSA, 8 und 9: 1,3,5(7)-NTSA, 10: 1-NSA, 11: 2-NSA)

Zur eindeutigen Identifizierung der Analyten mussten aufgrund der sehr geringen Konzentrationen und der komplexen Probenmatrices qualitative Kriterien festgelegt werden. Diese Kriterien wurden in Anlehnung an die im Bereich der Rückstandsanalytik etablierten Verfahren zur Qualitätssicherung von qualitativen Analysen formuliert (André et al., 2001; European Commission Decision 2002/657/EC, 2002). Um falsch positive Befunde zu vermeiden, wurden mehrere chromatographische und massenspektrometrische Parameter herangezogen.

1 Das Gemisch bestand aus Naphthalin-1,3,5-trisulfonat, Naphthalin-1,3,6-trisulfonat und Naphthalin-1,3,7-trisulfonat im Mengenverhältnis von ca. 1:5:1. 2 Die Konzentration der Naphthalinsulfonat-Standardlösung beträgt für die Naphthalinmono- und –disulfonate 50 µg/L, für Naphthalin-1,3,6-trisulfonat 350 µg/L und für Naphthalin-1,3,5- und –1,3,7-trisulfonat 70 µg/L.

Analytik von Naphthalinsulfonaten 33

Ein gängiges Kriterium für die Identifizierung von Targetanalyten ist die Retentionszeit. Dabei werden die Retentionszeiten der Analyten in der Probe mit denen der entsprechenden Standards verglichen. Bei den quantitativen Untersuchungen dieser Arbeit lagen die relativen Abweichungen der Retentionszeiten von Proben und Standards innerhalb der einzelnen Messreihen unter ±2,5%. Die Abweichungen der absoluten Retentionszeiten konnten von Messreihe zu Messreihe durchaus auch höher als 2,5% sein. Dies ist bei der Verwendung von flüchtigen Ionenpaarreagenzien nichts Ungewöhnliches, da die zugrunde liegenden Gleichgewichte sehr empfindlich auf kleinste Änderungen der Ionenpaarreagenz-Konzentration oder der Temperatur reagieren. Für die Identifizierung war jedoch nur die Übereinstimmung der Retentionszeiten innerhalb der jeweiligen Messreihe maßgeblich.

Die massenspektrometrische Detektion liefert weitere Kriterien zur zweifelsfreien Identifizierung von Targetanalyten. Die EU-Richtlinien zur Rückstandsanalytik (André et al., 2001; European Commission Decision 2002/657/EC, 2002) werden in Zukunft ein Punktesystem für die Identifizierung von Analyten im Spurenbereich mit massenspektrometrischen Detektionstechniken beinhalten. Besonders wichtig ist dabei neben der qualitativen Übereinstimmung der Fragmentierung auch die Übereinstimmung der Fragmentintensitäten in den Massenspektren für die Proben und die Standards. Prinzipiell beinhalten Scan-Massenspektren die aussagekräftigsten Informationen zur Identifizierung von Targetanalyten. Allerdings ist dieser Detektionsmodus aufgrund seiner mangelnden Empfindlichkeit für die quantitative Spurenanalytik ungeeignet. Eine ausreichende Empfindlichkeit erreicht man mit Quadrupolgeräten nur im SIM- oder MRM-Detektionsmodus. Zur Identifizierung von Targetanalyten werden in der Regel mehrere Ionen (SIM) bzw. Fragmente (MRM) detektiert und zudem die Verhältnisse der Peakflächen gebildet. Im Fall der MRM-Detektion entspricht das Flächenverhältnis der MRM-Übergänge der relativen Intensität von zwei Fragmentionen in einem Produktionen-Spektrum. Dieses Verhältnis sollte unter definierten Messbedingungen für die Analyten in der Probe und in der Standardlösung identisch sein. Je nach Aufgabenstellung werden unterschiedliche Anforderungen hinsichtlich der Art und der Anzahl der zu detektierenden Ionen sowie der maximal tolerierbaren Abweichungen der Verhältnisse der Peakflächen gestellt (Baldwin et al., 1997).

In der vorliegenden Arbeit wurden zur Detektion der Naphthalinmono- und -disulfonate zwei MRM-Übergänge herangezogen, für die Naphthalintrisulfonate nur ein MRM-Übergang. Außerdem wurde zur Identifizierung der Naphthalinmono- und -disulfonate das Peakflächenverhältnis der beiden Übergänge gebildet. Zusammen mit der Retentionszeit ergeben die beiden Übergänge und das Peakflächenverhältnis die zukünftig geforderten vier Identifizierungspunkte der neuen EU-Richtlinien.

Werden die Verhältnisse der Peakflächen von MRM-Übergängen als Identifizierungs-kriterien herangezogen, so müssen die Messfehler der zugrunde liegenden Messungen bekannt sein. In Abhängigkeit der Ionisierungsmethode wurde von der Amerikanischen Gesellschaft für Massenspektrometrie für die Peakflächenverhältnisse ein Toleranzbereich von ±20% bis ±25% empfohlen (Baldwin et al., 1997). Laut den neuen EU-Richtlinien zur Rückstandsanalytik werden, abhängig von den relativen Intensitäten der detektierten Ionen, Abweichungen von ±20% bis ±50% toleriert (André et al., 2001; European Commission Decision 2002/657/EC, 2002). In Abbildung 2.5 sind exemplarisch die

34 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Peakflächenverhältnisse der MRM-Übergänge m/z 287>207 und m/z 287>143 für Naphthalin-2,7-disulfonat sowie m/z 207>143 und m/z 207>80 für Naphthalin-2-sulfonat von matrixfreien Standardlösungen und von Zu- und Abläufen einer kommunalen Kläranlage (Klärwerk Ruhleben, Berlin) dargestellt.

1,30

1,50

1,70

1,90

2,10

2,30

0 20 40 60 80 100

Konzentration [µg/L]

Peak

fläch

enve

rhäl

tnis

M

RM

(287

>207

)/MR

M(2

87>1

43)

1,90

2,10

2,30

2,50

2,70

2,90

3,10

0 20 40 60 80 100

Konzentration [µg/L]

Peak

fläch

enve

rhäl

tnis

M

RM

(207

>143

)/MR

M(2

07>8

0)

Abbildung 2.5: Identifizierung von Naphthalin-2,7-disulfonat (A) und Naphthalin-2-sulfonat (B) in matrixfreien Standardlösungen (◊) sowie Zuläufen (▲) und Abläufen (●) einer kommunalen Kläranlage (Klärwerk Ruhleben, Berlin) über die Peakflächenverhältnisse der MRM-Übergänge m/z 287>207 und m/z 287>143 (A) sowie m/z 207>143 und m/z 207>80 (B). Die für die Festlegung der prozentualen Toleranzbereiche relevanten Mittelwerte der Peakflächenverhältnisse lagen für Naphthalin-2,7-disulfonat bei 1,72, für Naphthalin-2-sulfonat bei 2,45.

+20%

-20%

+20%

-20%

A)

B)

Analytik von Naphthalinsulfonaten 35

Die Bezugsgrößen für die Abweichungen sind die Mittelwerte der für die Standardlösungen ermittelten Peakflächenverhältnisse. Die bestimmten Peakflächenverhältnisse lagen für sämtliche Naphthalinsulfonate bei allen Messungen innerhalb des Toleranzbereiches von ±20%. In den meisten Fällen lagen die Abweichungen sogar deutlich unter der spezifizierten Toleranzgrenze.

2.3 Matrixeffekte

Die Kopplung von Hochleistungsflüssigchromatographie (HPLC) und Elektrospray-Ionisierung-Tandem Massenspektrometrie (ESI-MS/MS) ist eine leistungsfähige analytische Methode, die hochselektive und empfindliche Analysen von polaren Verbindungen ermöglicht (Cole, 1997; Niessen und Tinke, 1995). Sie wird heute bevorzugt für die Charakterisierung von komplexen Mischungen und für die Quantifizierung einer Vielzahl von Analyten wie Industriechemikalien, Arzneimitteln und Toxinen in verschiedenen Matrices eingesetzt (Barceló, 1996; Reemtsma, 2001a; Reemtsma, 2003; Rosenberg, 2003). Ein wesentlicher Nachteil bei der Quantifizierung mit ESI-MS ist deren Empfindlichkeit gegenüber sonstigen organischen und anorganischen Bestandteilen der Probe, der sogenannten Probenmatrix. Dies führt zu einer Signalunterdrückung oder Signalverstärkung für die Analyten, d.h. die Peakflächen der Analyten in matrixfreien Standardproben und matrixhaltigen Proben können sich erheblich voneinander unterscheiden (Barnes et al., 1997; Buhrmann et al., 1996; Choi et al., 1999; Choi et al., 2001a; Choi et al., 2001b; Dijkman et al., 2001; Hajslová und Zrostlíková, 2003; Pascoe et al., 2001; Reemtsma, 2001b, Zrostlíková et al., 2002). Matrixeffekte in Realproben lassen sich nicht vorhersagen, da die relevanten, mit den Zielanalyten koeluierenden, Bestandteile zu jedem Zeitpunkt andere sind. Somit können bereits geringe Veränderungen in der Matrixzusammensetzung große Auswirkungen hervorrufen.

Es gibt bereits eine Vielzahl von Untersuchungen, die sich mit dem Mechanismus der Bildung von Ionen in der Elektrospray-Quelle und dem Phänomen der Signalunterdrückung durch Matrixkomponenten beschäftigt haben (Bruins, 1998; Enke, 1997; Fenn et al., 1997; Ikonomou et al., 1991; Kebarle, 2000; Kebarle und Tang, 1993). Man geht heute davon aus, dass die bei der Ionisierung mit Elektrospray entstehende Konkurrenz zwischen den Analyten und den Matrixsubstanzen um die zur Verfügung stehenden limitierten Oberflächenladungen (Abbildung 2.6) entscheidend für die Signalunterdrückung ist (Constantopoulos et al., 1999; Enke, 1997; Ikonomou et al., 1991). Dieser durch die Matrixkomponenten verursachte Effekt muss eliminiert oder kompensiert werden, um exakte Quantifizierungsergebnisse zu erhalten. Dies ist vor allem im Bereich der Umweltanalytik und der Analytik von physiologischen Proben eine echte Herausforderung (Clarke et al., 1996; Di Corcia et al., 1999; Matuszewski et al., 1998; Matuszewski et al., 2003).

Es gibt mehrere Strategien, wie man Matrixeffekte bei quantitativen HPLC-ESI-MS/MS-Analysen eliminieren oder zumindest minimieren kann (Buhrmann et al., 1996; Choi et al., 1999; Choi et al., 2001a; Choi et al., 2001b; Dijkman et al., 2001; Pascoe et al., 2001). Eine Möglichkeit besteht darin, die Konzentration an Matrixkomponenten, die zur gleichen Zeit die Ionenquelle erreichen wie die Analyten und damit die Ionisierungseffizienz

36 Analytik von Naphthalinsulfonaten

heruntersetzen, so gering wie möglich zu halten. Dies erreicht man durch eine umfangreichere Probenvorbereitung (Allmendinger, 1999; Buhrmann et al., 1996; Clarke et al., 1996), eine selektivere Extraktion (Matuszewski et al., 1998; Matuszewski et al., 2003) oder veränderte chromatographische Bedingungen (Choi et al., 2001a; Choi et al., 2001b; Clarke et al., 1996; Dijkman et al., 2001; Fu et al., 1998; Pascoe et al., 2001). Dabei handelt es sich jedoch um aufwendige und zeitintensive Arbeiten und das Risiko von Verlusten oder von Kontaminationen in der Probe steigt mit jedem zusätzlichen Aufarbeitungsschritt. Verbesserte chromatographische Trennungen gehen in der Regel mit längeren Analysenzeiten einher und führen zu Signalverbreiterungen und Empfindlichkeitseinbußen. Eine Verdünnung der Probe oder die Reduktion des Injektionsvolumens führt zu einer Konzentrationsabnahme der Matrixkomponenten, was geringere Matrixeffekte bewirken kann (Allmendinger, 1999; Choi et al., 2001b; Clarke et al., 1996). Gleichzeitig nehmen aber auch die Analytkonzentrationen ab, was wiederum die Empfindlichkeit der Methode negativ beeinflusst. In einigen wenigen Fällen kann auch ein Wechsel der Ionenquelle zu APCI hilfreich sein (Clarke et al., 1996; Matuszewski et al., 1998). Bei APCI-MS spielen Matrixeffekte im Vergleich zu ESI-MS eine deutlich geringere Rolle. Allerdings muss man hierbei beachten, dass nur wenige Analyten sowohl mit ESI wie auch mit APCI gut ionisierbar sind.

Elektro-spray

Aerosol-tröpfchen

Coulomb-Explosionen

SolvatisiertesMolekül

DesolvatisiertesMolekül

Matrixkomponenten

Analyt

Abbildung 2.6: Bei der Elektrospray-Ionisierung entstehende Konkurrenz von Analyten und Matrixkomponenten um die zur Verfügung stehenden limitierten Oberflächenladungen.

Viele dieser Ansätze stammen aus der pharmazeutischen Forschung, bei der meist nur wenige Zielanalyten parallel untersucht werden. Im Gegensatz dazu sind Methoden in der Umweltanalytik häufig darauf ausgerichtet, möglichst viele Zielanalyten sehr geringer Konzentration mit einer einzigen Analyse nachzuweisen. Dies erschwert die Anwendung einiger der oben angeführten Methoden ganz erheblich. So ist eine Veränderung der Probenaufarbeitung aufgrund der häufig erforderlichen hohen Anreicherungsfaktoren problematisch, und die Vielzahl der Zielanalyten kann eine Optimierung der chromatographischen Bedingungen erheblich erschweren.

Können die Matrixeffekte durch keine der aufgeführten Strategien eliminiert oder ausreichend reduziert werden, so müssen sie durch geeignete Kalibrierungsmethoden kompensiert werden. Die in der Umweltanalytik bevorzugt eingesetzte Standardaddition ist eine sehr zuverlässige, aber durch ihre umfangreichen Messungen und Datenauswertungen auch sehr zeitaufwendige Methode (Ito und Tsukada, 2001; Reemtsma, 2001b). Daraus ergibt

Analytik von Naphthalinsulfonaten 37

sich fast zwangsläufig die Frage, ob man statt ihrer nicht eine weniger arbeitsintensive Quantifizierungsmethode zur Kompensation von Matrixeffekten einsetzen könnte.

In dieser Arbeit wurden drei verschiedene Kalibrierungsmethoden zur Kompensation von Matrixeffekten betrachtet. Dazu wurde der Einfluss verschiedener Matrices auf die Quantifizierung von sieben Naphthalinsulfonaten in unbehandeltem und behandeltem Gerbereiabwasser unter Einbeziehung dieser Kompensationsansätze untersucht. Zusätzlich wurden alle Analyten in sämtlichen Proben mittels Standardaddition quantifiziert1 und diese Konzentrationen als die wahren, exakten Werte angenommen. Die Exaktheit und damit auch die Anwendbarkeit der drei Kalibrierungsmethoden wurde durch einen Vergleich der jeweiligen Daten mit den durch Standardaddition erhaltenen Konzentrationen beurteilt. Die Vergleiche zeigen, ob die jeweiligen Kalibrierungsverfahren durch Matrixeffekte verursachte systematische Fehler kompensieren konnten.

2.3.1 Die Krux mit der Matrix

Umweltanalytische Untersuchungen bestehen in der Regel aus mehreren Probenreihen, die jeweils eine größere Anzahl an Proben beinhalten und die meist an verschiedenen Stellen genommen werden. Folglich unterscheiden sich die Proben sowohl innerhalb der Probenreihen durch die zeitliche Variabilität als auch von Probenreihe zu Probenreihe durch die anderen Probeannahmestellen in den Analytkonzentrationen und in der Matrixbelastung.

In dieser Arbeit wurden die Matrixeffekte anhand von zwei Probenreihen studiert, bestehend aus den Tagesmischproben der Zu- und Abläufe der Kläranlage eines Gerbereibetriebes über den Zeitraum von zwei Wochen2 (Krauth, 1996; Reemtsma et al., 2002). Die hohen organischen und anorganischen Belastungen der Zulaufproben (Tabelle 2.1 und Tabelle A.2.3.1) eigneten sich sehr gut, um Matrixeffekte zu studieren3. Die organische Belastung der Ablaufproben der Kläranlage war deutlich geringer, nicht aber die anorganische Belastung (Tabelle 2.1 und Tabelle A.2.3.1). Die hohen Analytkonzentrationen (Tabelle A.2.3.2) ermöglichten eine Quantifizierung ohne vorherige Anreichung. Dadurch konnten die beobachteten Matrixeffekte ausschließlich von der LC-MS/MS-Analyse herrühren. Die Quantifizierung aller sieben Naphthalinsulfonate in sämtlichen Proben erfolgte mittels Standardaddition. Die so erhaltenen Konzentrationen wurden als die wahren Werte betrachtet. Dabei reichten die Konzentrationen der Naphthalinsulfonate von >2 µg/L4 in den Kläranlagenabläufen bis zu 2400 µg/L für Naphthalin-2-sulfonat in den Zuläufen (Tabelle A.2.3.2).

1 Die Arbeiten zur Quantifizierung der Naphthalinsulfonate in unbehandeltem und behandeltem Gerberei-abwasser werden in Kapitel 3.1.1 vorgestellt. 2 Die Zu- und Abläufe der Kläranlage wurden vom 14.-21. April 2000 und vom 01.-08. Dezember 2000 beprobt. 3 Bei direkter Injektion der Gerbereiabwasserproben beeinflussten die sehr hohen Salzgehalte der Abwässer von 5-6 g/L bei einem durchschnittlichen DOC-Gehalt von ca. 1 g/L im unbehandelten Abwasser die Ionenpaar-Chromatographie. Es traten erhebliche Verschiebungen der Retentionszeiten auf, die eine Verdünnung der Proben vor den HPLC-MS/MS-Analysen erforderlich machten. Die Zielanalyten konnten auch in 1:10 verdünnten Proben in der deutlich überwiegenden Zahl der Proben noch bestimmt werden. 4 Die Bestimmungsgrenze (BG) lag bei 2 µg/L (S/N≥5). Alle Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen mit 2/3 BG (1,3 µg/L) in die Berechnungen ein.

38 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Tabelle 2.1: Konzentration an gelöstem, organischem Kohlenstoff (DOC), Salzgehalt (Summe von Chlorid, Sulfat, Nitrat, Nitrit und Phosphat) und Sulfatkonzentration der 1:10 verdünnten Abwasserproben (Kläranlagenzu- und –abläufe, jeweils 14 Proben).

Kläranlagenzuläufe Kläranlagenabläufe

DOC Salzgehalt Sulfat DOC Salzgehalt Sulfat

Mittelwert [mg/L] 105 503 205 5,6 608 324

Standardabweichung [%] 26 16 15 9 7 5

Zur Beurteilung der Matrixeffekte wurden die Responsefaktoren (RF) herangezogen, die aus den Geradengleichungen der linearen Regression der Peakflächen in Abhängigkeit der bei den Standardadditionsexperimenten addierten Analytkonzentrationen ermittelt wurden. Die Responsefaktoren entsprechen der Steigung der jeweiligen Geradengleichung. Die Ergebnisse für Naphthalin-2,6-disulfonat sind in Abbildung 2.7 dargestellt.

0

40

80

120

160

200

0 20 40 60 80 100 120

Konzentration [µg/L]

Peak

fläch

e/K

onze

ntra

tion

RFA

RFZ

RF

Abbildung 2.7: Durch Standardaddition ermittelte Responsefaktoren von Naphthalin-2,6-disulfonat (Aufstockung mit 6 verschiedenen Konzentrationen) für die Proben der ersten Beprobungswoche in matrixfreiem Standard (●, RF) und den sieben Kläranlagenzuläufen (■, RFZ) sowie den sieben Kläranlagenabläufen (∆, RFA) der ersten Probenreihe.

Man erkennt, dass die Responsefaktoren bei Konzentrationen von 10 µg/L und höher annähernd konstant sind und erst bei niedrigen Konzentrationen in der Nähe der Bestimmungsgrenze deutliche Abweichungen zeigen. Die Responsefaktoren von Naphthalin-2,6-disulfonat unterscheiden sich signifikant von Probe zu Probe (Abbildung 2.7). Für die stark belasteten Zulaufproben (RFZ) schwanken die Responsefaktoren erheblich und betragen nur 40-70% der Werte, die für die matrixfreien Standardlösungen erhalten wurden. Die organisch weniger belasteten Kläranlagenabläufe zeigen einheitlichere und höhere Responsefaktoren (RFA), die im Bereich der Werte der matrixfreien Standardlösung

Analytik von Naphthalinsulfonaten 39

liegen (Abbildung 2.7). Die geringeren Schwankungen der Responsefaktoren in den Ablaufproben resultieren aus den einheitlicheren Probenmatrices. Eine vergleichbare Abhängigkeit der Responsefaktoren von den Probenmatrices wurde auch für alle anderen Analyten in sämtlichen Proben gefunden.

Die Wiederholgenauigkeit der Messungen war sehr gut. Das 95%-Konfidenzintervall lag für alle Analyten in sämtlichen Matrices zwischen 1 und 7% (Tabelle 2.2 und Tabelle A.2.2.1-3).

Tabelle 2.2: Trennfaktoren1 k´, mittlere Responsefaktoren und 95%-Konfidenzintervalle2 der sieben Analyten. Die Responsefaktoren und die dazugehörigen Konfidenzintervalle in reinstem Wasser und den Kläranlagenzu- und –abläufen wurden mittels Standardaddition bestimmt.

MatrixfreierStandard

Kläranlagenzuläufe Kläranlagenabläufe

k´ RF RF KI [%] RF KI [%]

1. Probenreihe

2,6-NDSA 9,2 166 96 4 158 2

1,5-NDSA 9,5 168 96 3 170 4

2,7-NDSA 10,8 160 151 6 180 4

1,6-NDSA 11,1 331 290 2 369 2

1,7-NDSA 13,9 336 289 2 371 3

1-NSA 15,8 451 428 5 561 4

2-NSA 16,8 651 462 5 815 3

2. Probenreihe

2,6-NDSA 9,2 38 32 2 37 3

1,5-NDSA 9,5 34 19 4 24 5

2,7-NDSA 10,8 41 34 3 39 3

1,6-NDSA 11,1 82 68 2 78 4

1,7-NDSA 13,9 68 62 1 65 2

1-NSA 15,8 162 132 5 179 6

2-NSA 16,8 226 140 7 239 4

1 Der Trennfaktor, auch Kapazitätsverhältnis genannt, gibt die Eigenschaften jeder Probenkomponente wieder, unabhängig von den Parametern (Säulendimensionen, Volumen der mobilen Phase), unter denen die Messungen im speziellen Fall durchgeführt wurden. Er berechnet sich wie folgt: k´=(Vr-V0)/V0.mit Vr: Retentionsvolumen des gelösten Stoffes und V0: Totvolumen. 2 95%-Konfidenzintervall für die Wiederholgenauigkeit der durch Standardaddition (sieben Messungen je Analyt) bestimmten Responsefaktoren.

40 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Das beweist eindeutig, dass Standardaddition eine präzise und zuverlässige Quantifizierungsmethode ist. Eine genauere Betrachtung der mittleren Responsefaktoren in den verschiedenen Matrices (Tabelle 2.2) zeigte, dass die absoluten Werte für die Responsefaktoren mit zunehmendem Trennfaktor ansteigen. Dieses Verhalten wurde bei RP-HPLC-MS bereits in einer früheren Arbeit beobachtet (Buhrmann et al., 1996).

Die durchweg stärkere Signalunterdrückung für die Zulaufproben, verglichen mit den Ablaufproben, lässt darauf schließen, dass die anorganische Belastung (Tabelle 2.1), die für Zu- und Abläufe sehr ähnlich ist, keine nennenswerte Rolle spielte. Von entscheidender Bedeutung scheint vielmehr die organische Matrixbelastung der Proben zu sein. Allerdings ist für keinen Analyten ein direkter Zusammenhang zwischen dem DOC-Gehalt und den Responsefaktoren erkennbar (Abbildung 2.8). Dies lässt darauf schließen, dass nicht nur der Gesamtgehalt der organischen Begleitstoffe von Bedeutung ist, sondern auch deren Zusammensetzung.

Abbildung 2.8: Darstellung der relativen Responsefaktoren1 der sieben Naphthalinsulfonate in Abhängigkeit des DOC-Gehaltes in den Kläranlagenzuläufen (A) und Abläufen (B) der Proben der zweiten Beprobungswoche. Für die Proben der ersten Beprobungswoche sieht der Verlauf ähnlich aus.

1 Zur Normierung der Skalierung werden in dieser Abbildung relative Responsefaktoren verwendet. Diese erhält man aus dem Quotienten der RF in den Proben und den jeweiligen RF der matrixfreien Standards.

Analytik von Naphthalinsulfonaten 41

2.3.2 Strategien zur Kompensation von Matrixeffekten

Es wurden verschiedene Methoden entwickelt, um durch Matrixeffekte verursachte systematische Fehler bei quantitativen HPLC-MS-Analysen zu kompensieren:

a) Ein gebräuchliches Verfahren ist der Einsatz von isotopenmarkierten Standardsubstanzen, die allerdings meist sehr teuer sind und speziell in der Umweltanalytik oftmals nicht verfügbar sind.

b) Bei physiologischen Proben erfolgt die Kalibrierung vielfach mit einem externen Standard in einer Kontrollmatrix, die der Probenmatrix sehr ähnlich ist und keinen der Zielanalyten enthält (Matuszewski et al., 1998; Matuszewski et al., 2003). Außerdem muss vorab sicher gestellt sein, dass die Probenmatrices aller Proben der Probenreihe vergleichbar sind. Auf diese Weise erleiden die Analyten in allen Proben den gleichen Matrixeffekt. Gerade in der Umweltanalytik findet man diese Rahmenbedingungen äußerst selten vor.

c) In einigen seltenen Fällen ist es möglich, strukturell ähnliche unmarkierte Verbindungen als interne Standards zu verwenden. Entscheidend ist dabei, dass die Standardsubstanzen und die Analyten sehr ähnliche Elutionsvolumina haben, da der Matrixeffekt retentionszeitabhängig ist. Gleichzeitig muss die strukturelle Ähnlichkeit gewährleisten, dass der Einfluss der Matrix auf die Signalintensität von Standard und Analyt vergleichbar ist.

d) In jüngster Zeit wurde eine neue Methode zur Kompensation von Matrixeffekten mit unmarkierten Standards vorgestellt, die sogenannte Echo-Peak-Methode (Hajslová und Zrostlíková, 2003; Zrostlíková et al., 2002). Die Probe und die Standardlösung werden dabei mit einer kurzen Zeitverzögerung während derselben Analyse injiziert. Dadurch erreicht man, dass sämtliche Analyten aus der Probe und die entsprechenden Analyten aus der Standardlösung sehr ähnliche Retentionszeiten haben. Jeder Analyt erhält so durch den jeweiligen Standard einen sogenannten Echopeak. Unter der Voraussetzung, dass durch die ähnlichen Retentionszeiten der Einfluss der Matrixkomponenten auf die Signalintensitäten der Analyten aus der Probe und dem Standard vergleichbar sind, können die Matrixeffekte auf diese Weise kompensiert werden. Allerdings erfordert diese Kalibrierungsmethode äußerst gute Trennungen mit ausreichendem zeitlichem Spielraum zwischen den einzelnen Peaks der Analyten, um eine Koelution von Echopeaks und benachbarten Analyten aus der Probe zu vermeiden.

Keine dieser vier vorgestellten Kalibrierungsmethoden war für die Analyse der Naphthalinsulfonate geeignet, da (a) isotopenmarkierten Standards nicht für alle Isomeren käuflich erhältlich waren, (b) keine Kontrollmatrix ohne die Zielanalyten verfügbar war, (c) die Beeinflussung der Signalintensitäten der getesteten, strukturell ähnlichen internen Standards 1-Naphthylamin-7-sulfonat und Benzol-1,3-disulfonat durch die Matrix nicht vergleichbar mit dem Effekt auf die Analyten war und (d) die Echo-Peak-Methode durch die teilweise sehr dicht hintereinander eluierenden Isomeren nicht anwendbar war (siehe k´-Werte in Tabelle 2.3).

42 Analytik von Naphthalinsulfonaten

2.3.3 Untersuchte Kalibrierungsmethoden zur Kompensation von

Matrixeffekten

In dieser Arbeit wurden drei verschiedene Kalibrierungsmethoden zur Kompensation von Matrixeffekten betrachtet. Die Anwendbarkeit der drei Kalibrierungsmethoden wurde durch einen Vergleich der jeweils erhaltenen Konzentrationen mit den durch Standardaddition erhaltenen Daten beurteilt, die als die wahren, exakten Werte angenommen wurden. Die Vergleiche zeigen, ob die jeweiligen Kompensationsansätze durch Matrixeffekte verursachte systematische Fehler kompensieren können.

Folgende Kompensationsansätze wurden betrachtet:

1) Externe Kalibrierung mit reinen, wässrigen Standardlösungen (Externe Kalibrierung):

c(Analyt) =

A(Analyt)Probe

RF(Analyt)Standard

wobei c die Konzentration, A die Peakfläche und RF der Responsefaktor (Peakfläche/Konzentration) ist.

2) Externe Kalibrierung mit einer zufällig ausgewählten Probe der Probenreihe (Externe Probenkalibrierung). Eine Kalibrierung in der Kontrollmatrix war nicht möglich, da keine Probe mit einer analytfreien Matrix zur Verfügung stand. Für die Externe Probenkalibrierung wurde eine einzige Probe (Referenzprobe) mittels Standardaddition quantifiziert. Die auf diese Weise ermittelten Responsefaktoren der einzelnen Analyten wurden auf alle anderen Proben dieser Probenreihe angewendet.

c(Analyt) = A(Analyt)Probe

RF(Analyt)Referenzprobe

3) Interne Kalibrierung mit dem internen Standard Naphthalin-2,7-disulfonat (Interne Kalibrierung). Naphthalin-2,7-disulfonat ist einer der Analyten, die in jeder Probe enthalten waren. Die Konzentration an 2,7-NDSA wurde für jede Probe mittels Standardaddition bestimmt und die so erhaltenen Konzentrationen als die des internen Standards angenommen.

c(Analyt) = A(Analyt)Probe

RF(Analyt)Standard

RF(2,7-NDSA)Standard

RF(2,7-NDSA)Probe

Zur Beurteilung dieser Ansätze wurde als Vergleichsgröße die Abweichung der nach obigen Formeln berechneten Konzentrationen von den mit Standardaddition ermittelten

Analytik von Naphthalinsulfonaten 43

Konzentrationen herangezogen. Dieser in den Abbildungen schlicht mit Abweichung bezeichnete Wert wurde folgendermaßen berechnet:

Abweichung [%] =

c(Analyt)Modellkalibrierung - c(Analyt)Standardaddition

c(Analyt)Standardaddition100

2.3.4 Beurteilung der Strategien

Die mit den oben vorgestellten Kompensationsansätzen erhaltenen Daten für die Kläranlagenzuläufe und die Kläranlagenabläufe sind in Abbildung 2.9 zusammenfassend dargestellt. Bei der Beurteilung der erhaltenen Ergebnisse werden im wesentlichen zwei statistische Kriterien herangezogen: die mittlere Abweichung (Median) vom wahren Wert und die Spannbreite der Abweichungen (25-75% Perzentil) vom wahren Wert für die Gesamtheit aller zugrunde liegenden Proben.

Abbildung 2.9: Vergleich der drei Kompensationsansätze. Abweichungen der berechneten Konzentrationen von den Standardadditionsdaten für alle sieben Analyten in sämtlichen 14 Proben: (a, links) Zulaufproben und (b, rechts) Ablaufproben. Die fetten Linien in den Kästen stellen die Mediane des jeweiligen Datensatzes dar, die Kästen die 25-75% Perzentile (Spannbreite), die Linien enden mit den Extremwerten und die Punkte stellen statistische Ausreißer dar (Entfernung zum Kasten übersteigt das 1,5-fache der Kastenhöhe). N ist die Anzahl der Einzelwerte, die in die jeweilige statistische Auswertung eingegangen ist.

44 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Für die stark belasteten Zulaufproben mit ihrer uneinheitlichen Matrix ist offensichtlich keine der drei Kompensationsmethoden geeignet (Abbildung 2.9a). Die Abweichungen von den wahren Konzentrationen liegen zwischen –100 und 220% und ein Vergleich der verschiedenen Kalibrierungsmethoden zeigt keine signifikanten Unterschiede. Die mit den drei Kompensationsansätzen ermittelten Konzentrationen weichen im Mittel um -10 bis -30% von den Werten der Standardadditionsexperimente ab. Folglich scheint für diese Art von Proben die Standardaddition die einzige Möglichkeit zu sein, um systematische Fehler zu vermeiden und zuverlässige quantitative Daten zu erhalten.

Durch die deutlich niedrigere organische Belastung und die einheitlichere Matrix des behandelten Abwassers liefern alle drei Methoden für die Kläranlagenabläufe signifikant bessere Ergebnisse (Abbildung 2.9b). Sowohl die mittlere Abweichung von den wahren Konzentrationen wie auch die Spannbreite der Abweichungen sind wesentlich geringer als für die Zulaufproben (Abbildung 2.9a). Die Externe Probenkalibrierung liefert für die Ablaufproben unter Vernachlässigung der Ausreißer mit Abweichungen von ±25% die besten Resultate. Die mittlere Abweichung von der wahren Konzentration ist für alle drei Kompensationsansätze nahe null. Aber trotz der sehr geringen mittleren Abweichungen für die Ablaufproben kann der systematische Fehler für einen Analyten in einer Probe groß sein. Es werden im Einzelfall durchaus Abweichungen von -100 bis 125% erhalten (Abbildung 2.9b).

Die Problematik der Internen Kalibrierung verdeutlicht die Darstellung der Ergebnisse für die einzelnen Analyten in den 14 Zulaufproben (Abbildung 2.10). Eine effektive Kompensation der Matrixeffekte durch den internen Standard Naphthalin-2,7-disulfonat war nur für den Analyten gegeben, der eine dem internen Standard sehr ähnliche Retentionszeit hatte. Dabei handelt es sich um Naphthalin-1,6-disulfonat. Die mittlere Abweichung von der wahren Konzentration liegt für dieses Isomer bei –7% und die Spannbreite der Abweichung zwischen –12% und 5%. Um so mehr sich die Retentionszeiten von internem Standard und Analyt unterscheiden, um so größer werden die mittleren Abweichungen und die Spannbreiten für die Abweichung. Für das früh eluierende Isomer Naphthalin-2,6-disulfonat sind die Abweichungen von den wahren Konzentrationen mit –70% bis 35% extrem hoch. Die mittlere Abweichung liegt bei –15%. Für das spät eluierende Naphthalin-2-sulfonat ist die mittlere Abweichung der 14 Proben –35%.

Diese Ergebnisse bestätigen eindeutig, dass der interner Standard für eine effektive Kompensation von Matrixeffekten eine ähnliche Retentionszeit wie der zu untersuchende Analyt haben muss (Hajslová und Zrostlíková, 2003; Zrostlíková et al., 2002). Folglich ist die interne Kalibrierung mit einem einzigen internen Standard nicht für Untersuchungen geeignet, bei denen eine größere Anzahl von unterschiedlichen Analyten mittels einer einzigen LC-MS-Analyse quantifiziert werden soll.

Der interne Standard kann aber auch eingesetzt werden, um den bei umfangreichen Messreihen häufig auftretenden Empfindlichkeitsverlust des Massenspektrometers zu kompensieren. Die abnehmende Empfindlichkeit des Gerätes mit zunehmender Messdauer wird in der Regel bei stark matrixbelasteten Proben beobachtet (Zrostlíková et al., 2002). Der Grund für diese Empfindlichkeitsabnahme ist die zunehmende Verschmutzung der Elektrospray-Quelle mit nicht flüchtigen Substanzen. Bei der massenspektrometrischen

Analytik von Naphthalinsulfonaten 45

Bestimmung der Naphthalinsulfonatkonzentrationen mittels Standardaddition nahm die Empfindlichkeit des Gerätes während der Analyse von 50 Kläranlagenabläufen um 20% ab, während der Analyse von 50 Zuläufen sogar um 35%.

Abbildung 2.10: Abweichungen der mittels Interner Kalibrierung berechneten Konzentrationen der einzelnen Naphthalinsulfonate von den Standardadditionsdaten für die 14 Zulaufproben.

Mit Externer Probenkalibrierung wurden für die Kläranlagenabläufe die besten Ergebnisse erzielt. Die Abweichungen von den Standardadditionsdaten liegen mit Ausnahme von zwei Ausreißern, Naphthalin-2,6-disulfonat und Naphthalin-1-sulfonat im Bereich von ±25% (Abbildung 2.11). Darüber hinaus liegt die mittlere Abweichung für alle Analyten nahe null.

Unter Berücksichtigung der geringen Konzentrationen in den Ablaufproben (unterer µg/L-Bereich), die sich am unteren Ende des Kalibrierungsbereiches bewegen, sind die mit Externer Probenkalibrierung erhaltenen Abweichungen akzeptabel. Allerdings muss man sich immer bewusst sein, dass die Wahrscheinlichkeit eines Ausreißers mit dieser Kalibrierungsmethode stets höher ist als mit Standardaddition. Somit ist die Externe Probenkalibrierung durchaus geeignet, um Matrixeffekte in weniger stark belasteten Proben mit einheitlicheren Matrices, wie bei den hier untersuchten Kläranlagenabläufe der Fall, zu kompensieren.

Allgemein betrachtet kann man sagen, dass bei Externer Kalibrierung die absolute Matrixbelastung der Proben entscheidend für die Abweichungen von den Standardadditionsdaten ist. Diese Methode liefert damit nur für matrixfreie oder zumindest annähernd matrixfreie Proben vernünftige Werte. Die Ergebnisse der Externen Probenkalibrierung hängen im wesentlichen mit der Einheitlichkeit der Matrix der verschiedenen Proben zusammen. Die Qualität der Internen Kalibrierung wird hauptsächlich

46 Analytik von Naphthalinsulfonaten

durch die Ähnlichkeit der Retentionszeit von Standard und Analyt sowie durch die Anzahl der eingesetzten internen Standards beeinflusst.

Abbildung 2.11: Abweichungen der mittels Externer Probenkalibrierung berechneten Konzentrationen der einzelnen Naphthalinsulfonate von den Standardadditionsdaten für die 14 Ablaufproben.

Zusammenfassend kann festgehalten werden, dass für Matrices mit sehr variabler Zusammensetzung keine der drei vorgestellten Kompensationsmethoden zuverlässige Quantifizierungsdaten liefert. Für Proben mit einheitlicheren Matrices erhält man mittels Externer Probenkalibrierung akzeptable quantitative Ergebnisse. Generell liefert aber die Standardaddition die exaktesten und zuverlässigsten Ergebnisse im Bereich der LC-MS-Analytik. Sie ist die einzige Quantifizierungsmethode, die Matrixeffekte in hochbelasteten Proben kompensieren kann, wenn keine isotopenmarkierten Standardsubstanzen zur Verfügung stehen. Für weniger belastete Wässer mit einheitlicherer Matrix wie Kläranlagenabläufe, Oberflächenwässer und Grundwässer hingegen können die Matrixeffekte oftmals auch mittels der weniger arbeits- und zeitintensiven Externer Probenkalibrierung kompensiert werden. Die Anwendbarkeit dieser Kalibrierungsmethode muss jedoch grundsätzlich durch parallele Standardadditionsexperimente für eine repräsentative Anzahl von Proben einer jeden Probenreihe abgesichert werden.

Analytik von Naphthalinsulfonaten 47

2.4 Strukturaufklärung mittels LC-MS und LC-MS/MS

Die Strukturaufklärung von gänzlich unbekannten Verbindungen ist in der Regel nur durch die Kombination von massenspektrometrischen und spektroskopischen Methoden wie NMR-, IR- oder UV/VIS-Spektroskopie möglich. Anders sieht es im Fall der Charakterisierung und Identifizierung von Metaboliten bekannter Verbindungen aus. Ausgehend von den bekannten Strukturen und deren Reaktivitäten ist es möglich, alleine mit den durch LC-MS und LC-MS/MS zugänglichen Strukturinformationen neu gebildete Transformationsprodukte zu identifizieren. Dieser Ansatz wurde in der vorliegenden Arbeit verfolgt, um die chemischen oder mikrobiologischen Transformationen für Azofarbstoffe und deren Reduktionsprodukte aufzuklären. Dabei waren einige grundlegende Aspekte zu beachten, die in diesem Kapitel diskutiert werden sollen.

Vor den experimentellen Untersuchungen war es wichtig, die Reaktivität der zu untersuchenden Strukturen unter den gegebenen chemischen oder mikrobiologischen Reaktionsbedingungen zu betrachten. Dabei lag das Hauptinteresse auf den strukturellen Veränderungen, die beispielsweise durch Substitutions-, Additions- oder Redoxreaktionen mit potentiellen Reaktionspartnern hervorgerufen werden könnten. Auf diesen Überlegungen basierte schließlich die Auswahl der geeigneten chromatographischen und massenspektrometrischen Methoden.

Die Grundvoraussetzung für eine Charakterisierung und Identifizierung der Transformationsprodukte war die chromatographische Trennung der Ausgangsverbindungen und der chemischen und mikrobiologischen Transformationsprodukte. Dies wurde mit IP-RP-HPLC und leicht modifizierten Gradienten der etablierten Naphthalinsulfonat-Trennung erreicht (vgl. Anhang A.1.5.2). Bei der massenspektrometrischen Detektion war in erster Linie zu berücksichtigen, dass der zu untersuchende Massenbereich auch im Fall von Adduktbildungen und Di- oder Oligomerisierungen ausreichend groß gewählt wurde. Des weiteren musste die Auflösung1 bei der Ermittlung molekularer Massen je nach Analytmasse 400 bis 800 betragen, um sowohl eine Differenzierung zwischen ein- und mehrfach geladenen Molekülionen als auch Substanzen mit einer Massendifferenz von nur 1 amu wie beispielsweise bei amino- und hydroxysubstituierten Verbindungen sicherzustellen. Die tandem-massenspektrometrischen Untersuchungen zum Fragmentierungsverhalten der Transformationsprodukte wurden generell mehrfach mit unterschiedlichen Kollisionsenergien durchgeführt, um nach Möglichkeit Fragmentionen zu generieren, die den gesamten Massenbereich abzudecken (vgl. Anhang A.1.6.2). Die Art und Anzahl der Fragmentierungen ergaben im Idealfall vollständige und konsistente Fragmentierungsschemata und ermöglichten so zusammen mit den molekularen Massen die Aufklärung der Targetstrukturen. Außerdem dienten die MS/MS-Daten der Ermittlung von intensiven Fragmentionen für MRM-Übergänge zur empfindlichen und selektiven Detektion von einzelnen Targetanalyten.

1 Die Peakbreiten ∆m wurden bei 10% der Peakhöhe bestimmt (10% valley-Definition). Mit dieser Definition für ∆m erhält man um ca. 50% niedrigere Werte für die Auflösung m/∆m als mit der FWHM (Full Width Half Maximum)-Methode.

48 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Weiterhin wurden die auf diese Weise erhaltenen Fragmentierungsschemata verglichen, um mögliche Parallelen im Fragmentierungsverhalten verschiedener Verbindungen zu erkennen und daraus Rückschlüsse auf bevorzugte Fragmentierungen bestimmter Teilstrukturen ziehen zu können. Die quantitative Auswertung der Peakintensitäten von verschiedenen Molekülionen lieferte Anhaltspunkte für die Stabilität von Transformationsprodukten. Zudem war es möglich, anhand dieser Stabilitätskurven Anhaltspunkte für bestimmte Transformationsreaktionen und zum Teil auch ganze Reaktionssequenzen zu erhalten.

Die abschließende Auswertung der Ergebnisse aller Untersuchungen erlaubte Aussagen über die Reaktivität und damit auch über die Stabilität der chemischen und mikrobiologischen Transformationsprodukte von Azofarbstoffen und deren Reduktionsprodukten sowie über bevorzugte Reaktionsmechanismen und Reaktionsselektivitäten.

2.5 Exakte Massenbestimmung mittels Quadrupol-MS

Die Ermittlung und Bestätigung von Elementarzusammensetzungen ist eine der etablierten Methoden zur Strukturaufklärung von organischen Verbindungen. Seit vielen Jahren wird zu diesem Zweck auch die massenspektrometrische Routinemethode der Exakten Massenbestimmung eingesetzt (Biemann, 1990; McMurray et al., 1966). In der Regel werden die ermittelten Massen dann als exakt angesehen, wenn der relative Fehler1 der Massenbestimmung weniger als ±5 ppm beträgt (Guideline for authors (Editors), 1999). Eine gegebene exakte Masse kann innerhalb eines hinreichenden Fehlerintervalls nur aus einigen wenigen Elementarzusammensetzungen resultieren. Allerdings steigt die Anzahl der zu einer exakten Masse korrespondierenden Summenformeln nicht nur mit zunehmendem Fehler der Messung (Abbildung 2.12), sondern auch mit dem Molekulargewicht und der Anzahl der im Molekül enthaltenen Elemente (Biemann, 1990). So ist ab einem Molekulargewicht von etwa 150 D auch unter Einhaltung des Exaktheitskriteriums von ±5 ppm (Guideline for authors (Editors), 1999) keine eindeutige Bestimmung von Summenformeln mehr möglich (Gross, 1994).

Strukturelle Vorkenntnisse und die Auswertung von Isotopenpeaks in hochaufgelösten Massenspektren erlauben hilfreiche Einschränkungen bei der Ermittlung von Summenformeln und ermöglichen so in vielen Fällen einen direkten Zugang zur Elementarzusammensetzung des Molekülions (Grange et al., 1994; Grange und Brumley, 1997; Storm et al., 2001; Storm, 2002). Im Rahmen der integrierten Strukturaufklärung werden zur eindeutigen Bestimmung von Summenformeln unbekannter Verbindungen auch Produktionenspektren und andere spektroskopische Daten herangezogen (Grange und Brumley, 1997; Frevel et al., 1998).

Die exakte Massenbestimmung stellt hohe Anforderungen an die Präzision und die Genauigkeit von Messungen. Aufgrund ihrer hohen Massenauflösung2 werden daher bevorzugt FT-ICR- (Burton et al., 1999) und doppelfokussierende Sektorfeld- 1 Der relative Fehler ∆mppm wird wie folgt berechnet: ((mkalkuliert – mgemessen)/mkalkuliert) · 106. Im Gegensatz dazu wird der absolute Fehler ∆mmmu berechnet über: ((mkalkuliert – mgemessen) · 103. 2 Von einer hohen Massenauflösung spricht man bei m/∆m > 10000.

Analytik von Naphthalinsulfonaten 49

Massenspektrometer (Cody et al., 1992; Haas, 1999; McMurray et al., 1966) verwendet. Gleichwohl kann aber auch mit niedrigeren Massenauflösungen1 eine ausreichende Präzision und Genauigkeit für exakte Massenbestimmungen erreicht werden. Folglich werden auch Massenspektrometer mit niedrigen und mittleren Massenauflösungen wie Sektorfeldgeräte (Blom, 1998) und Quadrupol- (Kostiainen et al., 1997; Storm et al., 2001; Tyler et al., 1996) und TOF-Massenspektrometer (Eckers et al., 2000; Flora et al., 2002; Hopfgartner et al., 1999; Jiang und Moini, 2000) zur Ermittlung und Bestätigung von Elementarzusammensetzungen eingesetzt. Allerdings kann eine zu geringe Massenauflösung bei der Ermittlung von exakten Massen isobare Interferenzen nach sich ziehen, wenn der Targetanalyt nicht als Reinsubstanz vorliegt. Dieses Problem wird in der Praxis durch die Kopplung mit leistungsfähigen chromatographischen Methoden wie HPLC- (Eckers et al., 2000; Grange et al., 2002; Hogenboom et al., 1999; Storm et al., 2001) und GC-Trenntechniken (Fiehn et al., 2000) umgangen. Für die massenspektrometrische Detektion haben sich beim Einsatz von Kopplungstechniken besonders TOF- (Hogenboom et al., 1999; Wolff et al., 2001; Wolff et al., 2003) und Quadrupole-Massenspektrometer (Storm et al., 2001) bewährt.

0

300

600

900

1200

0 20 40 60 80 100

Massenabweichung [mmu]

Anz

ahl m

öglic

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Sum

men

form

eln

500 D

200 D

Abbildung 2.12: Anzahl möglicher Summenformeln für die Molekulargewichte von 200 D und 500 D bei zunehmender absoluter Massenabweichung1.

Für die exakte Massenbestimmung von Reaktionsprodukten in dieser Arbeit wurde ein HPLC-Quadrupol-MS-System eingesetzt. Dabei war zu beachten, dass die Auflösung von Quadrupol-Geräten massenabhängig ist. Für die exakten Massenbestimmungen wurde mit deutlich höheren Massenauflösungen2 (500-1500) als im Routinebetrieb (200-700) gearbeitet. Außerdem wurde die höchstmögliche Digitalisierungsrate (128 Datenpunkte/Dalton) 1 Von einer niedrigen Massenauflösung spricht man bei m/∆m < 500, von einer mittleren Massenauflösung dementsprechend bei m/∆m = 500-10000. 2 Die Peakbreiten ∆m wurden bei 10% der Peakhöhe bestimmt (10% valley-Definition). Mit dieser Definition für ∆m erhält man um ca. 50% niedrigere Werte für die Auflösung m/∆m als mit der FWHM (Full Width Half Maximum)-Methode.

50 Analytik von Naphthalinsulfonaten

verwendet, um eine exakte Erfassung der Peakform und damit auch des Peakmaximums zu gewährleisten, was bei der exakten Massenbestimmung entscheidend ist. Der detektierte Massenbereich wurde aus Empfindlichkeitsgründen mit 150-250 D relativ eng gewählt. Um die erforderlichen Massengenauigkeiten erzielen zu können, wurden die Massenspektren intern kalibriert. Dazu wurden nach der HPLC-Trennung mit einer separaten Pumpe über ein T-Stück Referenzsubstanzen1 zum Eluenten addiert. Zur Trennung der Targetanalyten wurden die etablierten Gradienten verwendet (vgl. Anhang A.1.5.2). Eine Anpassung der Flussraten war nicht nötig, da die Nachsäulenaddition der Kalibriersubstanzen keine erkennbare Peakverbreiterung verursachte. Auf diese Weise konnten für Targetanalyte mit mittleren Molekulargewichten von 300 bis 600 D ausreichend exakte Massen bestimmt werden, um die Elementarzusammensetzungen von Reaktionsprodukten zu bestätigen.

1 Zur internen Kalibrierung wurden n-Alkylsulfonate (C4-C18), Polyethylenglykolsulfopropylether (PEGSPE) und Laurylethersulfate (SLES) verwendet (Storm et al., 2001).

3 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Aufgrund ihrer vielfältigen Anwendungsfelder kann bei Naphthalinsulfonaten von einer ubiquitären Verbreitung ausgegangen werden. Tatsächlich wurden sie bei einer Vielzahl von Stichproben in Industrieabwasser (Lange et al., 1998; Storm et al., 1999) und in anderen anthropogen beeinflussten Wasserkompartimenten nachgewiesen (Altenbach und Giger, 1995; Brouwer et al., 1992; Lange et al., 1998). Stichproben haben allerdings nur eine eingeschränkte Aussagekraft und erlauben nur Aussagen über generelle Trends. In dieser Arbeit wurden Industrie- und Kommunalabwässer sowie der Regenabfluss einer stark anthropogen beeinflussten, versiegelten Fläche im Stadtgebiet Berlins systematisch auf Naphthalinsulfonate untersucht. Die Zielanalyten im Industrieabwasser (Gerbereiabwasser) waren fünf disulfonierte (1,5-NDSA, 1,6-NDSA, 1,7-NDSA, 2,6-NDSA und 2,7-NDSA) und zwei monosulfonierte Naphthaline (1-NSA, 2-NSA). Die Kommunalabwässer und die Niederschlagsabflüsse wurden zusätzlich auf ein weiteres Naphthalindisulfonat (1,3-NDSA) und drei Naphthalintrisulfonate (1,3,5-NTSA, 1,3,6-NTSA, 1,3,7-NTSA) hin untersucht. Die Ergebnisse dieser Untersuchungen werden in diesem Kapitel vorgestellt.

Durch ihre ionische Natur sind die Naphthalinsulfonate sorptiv schlecht eliminierbar. Zudem sind einige Naphthalinsulfonate auch biologisch schwer abbaubar, was dazu geführt hat, dass sie als potentiell refraktär eingestuft wurden und ein permanenter Eintrag in die aquatische Umwelt zu allmählich steigenden Konzentrationen in Oberflächen- und Grundwässern führen könnte. Aus diesem Grund ist es wichtig, die Eintragswege dieser Substanzen zu kennen. Für die Bewertung der unterschiedlichen angewandten Behandlungsverfahren ist das Verhalten der Naphthalinsulfonate bei der Abwasserbehandlung aufschlussreich. Die Untersuchungen dienten ferner dazu, die Anwendbarkeit der optimierten Quantifizierungsmethode (Storm et al., 1999; Storm, 2002) für die unterschiedlichen Wassermatrices zu evaluieren (siehe Kapitel 2.2).

3.1 Industrieabwasser

Bei den untersuchten Industrieabwässern handelte es sich um Gerbereiabwässer, die für ihre hohe Belastung mit anorganischen und organischen Substanzen bekannt sind. Auch Naphthalinsulfonate werden im Bereich der Lederherstellung als Bestandteile von Dispergiermitteln, Färbemitteln und synthetischen Gerbstoffen in zahlreichen Produktionsschritten eingesetzt. Verschiedene Behandlungsverfahren, die sich für andere industrielle Abwässer bewährt haben, können auch bei Gerbereiabwässern eingesetzt werden. In diesem Zusammenhang sind vor allem die chemische Oxidation, die Fällung und die Flockung zu nennen (Panzer und Komanowsky, 1985). Bei den biologischen Verfahren ist die aerobe Behandlung in Belebtschlammanlagen gebräuchlich. In letzter Zeit wurden zunehmend kombinierte Verfahren wie Ozonung und biologischer Abbau (Jochimsen und Jekel, 1997; Jochimsen et al., 1997) oder die Kombination von anaerober und nachfolgender

52 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

aerober Behandlung untersucht (Reemtsma und Jekel, 1997). Durch die Einführung von Membranverfahren in der biologischen Abwasserbehandlung ergaben sich auch für die Gerbereiabwässer neue Optionen (Kollbach et al., 1997; Krauth, 1996). Es gibt Anhaltspunkte dafür, dass der Gehalt an DOC und der CSB durch Biomembranverfahren besser eliminiert wird als in herkömmlichen Anlagen (Reemtsma und Jekel, 1997; Scholz und Fuchs, 2000), vermutlich bedingt durch die deutlich höhere Schlammdichte und das sehr viel höhere Schlammalter. Daraus resultierend stellte sich die Frage, ob diese Rahmenbedingungen auch Vorteile für die Behandlung von biologisch schwer abbaubaren Problemstoffen wie den Naphthalinsulfonaten mit sich bringen, da diese Bedingungen die Adaption von Bakterien und die Ansiedlung spezialisierter Organismen fördern.

Das untersuchte Gerbereiabwasser stammte aus der betriebseigenen Kläranlage eines mittelständischen Gerbereibetriebes. Die Kläranlage umfasst neben Flockung und Sedimentation auch einen aeroben Membranbioreaktor mit nachgeschalteter Ultrafiltration. Im Anhang A.1.14 sind die Kläranlage und der Membranbioreaktor schematisch dargestellt. Die durchschnittliche hydraulische Aufenthaltszeit des Abwassers im Reaktor betrug 1-2 Tage, je nach Abwasseraufkommen. Es wurden Zu- und Ablauf des Membranbioreaktors während zweier nicht aufeinander folgender Wochen beprobt (14.-21. April 2000 und 01.-08. Dezember 2000). In diesen Zeiträumen wurde in der Gerberei vegetabil gegerbt, d.h. unter Einsatz von pflanzlichen Gerbstoffen. Die vierzehn Tagesmischproben der Zu- und Abläufe wurden nicht verweilzeitbezogen entnommen. Im Anhang (Tabelle A.2.3.1) sind einige Summenparameter und physikalisch-chemischen Parameter der Abwässer tabelliert.

Zielsetzung der in diesem Kapitel vorgestellten Arbeiten war es, die analytische Methode (Storm et al., 1999) zur direkten Bestimmung von Naphthalinsulfonaten für die komplexe Matrix Gerbereiabwasser zu evaluieren (siehe Kapitel 2.2), Untersuchungen zu deren biologischer Abbaubarkeit in einer Biomembrananlage durchzuführen und die dabei erhaltenen Eliminationsleistungen mit denen in herkömmlichen Belebtschlammanlagen zu vergleichen (Altenbach, 1996).

3.1.1 Gerbereiabwasser

Bei den Analyten handelte es sich um zwei strukturisomere Naphthalinmonosulfonate und fünf strukturisomere Naphthalindisulfonate. Bei direkter Injektion der Gerberei-abwasserproben beeinflussten die sehr hohen Salzgehalte der Abwässer von 5-6 g/L bei einem durchschnittlichen DOC-Gehalt von ca. 1 g/L im unbehandelten Abwasser die Ionenpaar-Chromatographie. Es traten erhebliche Verschiebungen der Retentionszeiten auf, die eine Verdünnung der Proben oder einen vorgeschalteten Extraktionsschritt erforderlich machten. Da die Zielanalyten auch in 1:10 verdünnten Proben in der deutlich überwiegenden Zahl der Proben noch bestimmt werden konnten, wurde der Verdünnungsschritt in diesem Fall dem aufwändigeren Extraktionsverfahren vorgezogen. Die Bestimmungsgrenzen lagen bei 0,2 µg/L bezogen auf die 1:10 verdünnten Proben. Dies entsprach einer Bestimmungsgrenze von 2 µg/L bezüglich der Originalproben. Die Quantifizierung wurde mittels Standardaddition durchgeführt, da diese Methode am zuverlässigsten Matrixeffekte kompensiert und reproduzierbare Ergebnisse liefert (Ito und Tsukada, 2001; Stüber und

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 53

Reemtsma, 2004). Die Konzentrationen unter der Bestimmungsgrenze gingen grundsätzlich mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

In Abbildung 3.1 sind die Chromatogramme eines Zulaufes und eines Ablaufes des Membranbioreaktors dargestellt. Man erkennt sehr gut die Trennleistung der angewandten chromatographischen Methode. Alle Isomeren sind sehr gut voneinander getrennt, auch die polareren Naphthalindisulfonate, die erwartungsgemäß kürzere Retentionszeiten aufweisen als die Monosulfonate. Die Quantifizierung von Naphthalin-1,3-disulfonat war zu diesem Zeitpunkt nicht möglich, da noch kein geeigneter analytischer Standard verfügbar war. Der Vergleich mit zu einem späteren Zeitpunkt aufgenommenen Chromatogrammen belegte unter Berücksichtigung der sehr selektiven Detektionsmethode die Identifizierung dieser Verbindung. Beim Vergleich der Chromatogramme von Zu- und Ablauf kann man bereits erste Aussagen über das Abbauverhalten der einzelnen Naphthalinsulfonate in der Kläranlage machen.

Abbildung 3.1: Beispiel für die Trennung der Naphthalinsulfonate in einem Kläranlagenzulauf (oben, 1:10 verdünnt) und einem Kläranlagenablauf (unten, 1:10 verdünnt) eines Gerbereibetriebes mittels IP-HPLC-MS/MS: 1: 2,6-NDSA; 2: 1,5-NDSA; 3: 2,7-NDSA; 4: 1,6-NDSA; 5: 1,3-NDSA; 6: 1,7-NDSA; 7: 1-NSA; 8: 2-NSA.

Die DOC- und CSB-Elimination dieser Anlage lag durchschnittlich bei 95%. Durch die etwa fünfmal höhere Schlammkonzentration und das höhere Schlammalter von durchschnittlich 56 Tagen, verglichen mit einer konventionellen Belebtschlammanlage, ist die DOC-Reduktion bei ähnlichen Aufenthaltszeiten in der Biomembrananlage deutlich besser als bei konventionellen Belebungsanlagen (Reemtsma und Jekel, 1997; Scholz und Fuchs, 2000). Zudem kann durch die Lyse von Bakterienzellen im Nachklärbecken einer herkömmlichen Belebungsanlage wieder DOC freigesetzt werden, was bei Membranbioreaktoren, welche die Biomasse vollständig im Reaktor zurückhalten, nicht möglich ist.

Die Ergebnisse der quantitativen Analysen sind in Abbildung 3.2 zusammenfassend dargestellt. Die einzelnen Messwerte und die Mittelwerte für Zu- und Abläufe sind im

54 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Anhang (Tabelle A.2.3.2) zusammengestellt. Primär fällt die stark schwankende Zulaufqualität auf, die im wesentlichen auf die Diskontinuität des Gerbprozesses zurückzuführen ist. So lagen beispielsweise die Zulaufkonzentrationen von Naphthalin-1,5-disulfonat zwischen 14 und 149 µg/L und die von Naphthalin-2-sulfonat gar zwischen 410 und 2425 µg/L. Die Ablaufkonzentrationen sind durch die Vermischung und die biologische Behandlung im Bioreaktor deutlich einheitlicher.

Abbildung 3.2: Konzentrationen der Naphthalinsulfonate in den 14 Tagesmischproben des Gerbereiabwassers (Zu: Zulauf des Membranbioreaktors, Ab: Ablauf der Ultrafiltration). Die fetten Linien in den Kästen stellen die Mediane des jeweiligen Datensatzes dar, die Kästen die 25-75% Perzentile, die Linien enden mit den Extremwerten und die Punkte stellen statistische Ausreißer dar (Entfernung zum Kasten übersteigt das 1,5-fache der Kastenhöhe).

Bemerkenswert war auch der Gehalt an Naphthalin-2-sulfonat im mg/L-Bereich in den Zuläufen (im Mittel bei 1441±647 µg/L), verglichen mit den anderen Naphthalinsulfonat-Konzentrationen, die sich im µg/L-Bereich bewegten. Der Vertrauensbereich für die Wiederholgenauigkeit wird im unteren Konzentrationsbereich nahe der Bestimmungsgrenze erwartungsgemäß groß und die Abweichungen liegen meist über 50% (Anhang A.2.3, Tabelle A.2.3.2).

3.1.2 Eliminationsverhalten

Unter Berücksichtigung der Konzentrationen der einzelnen Proben und der Abwassermengen der jeweiligen Tage wurde eine Massenbilanz erstellt und die Elimination

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 55

der Analyten im Untersuchungszeitraum ermittelt (Tabelle 3.1; Anhang A.2.3, Tabelle A.2.3.3). Die Eliminationsleistung für die einzelnen Naphthalindisulfonate unterlag teilweise erheblichen zeitlichen Schwankungen. An dieser Stelle muss auch wieder der diskontinuierliche Produktionsprozess und das damit verbundene stark schwankende Abwasseraufkommen des Gerbereibetriebes berücksichtigt werden. Dadurch ist keine verweilzeitbezogene Beprobung möglich und man erhält im Einzelfall negative Eliminationsraten (Anhang A.2.3, Tabelle A.2.3.3).

Tabelle 3.1: Massenbilanz der Naphthalinsulfonate für die Biomembran-Kläranlage des Gerbereibetriebes.

Zulauf [g/d] Ablauf [g/d] Mittlere Elimination [%] 1) Eliminationen [%] 2)

1,5-NDSA 32 29 9 0-39

2,7-NDSA 30 21 31 0-47

1,7-NDSA 44 15 65 8-90

1,6-NDSA 46 5 89 81-99

2,6-NDSA 11 1 90 80-96

Σ NDSA 162 71 56 11-77

1-NSA 71 1 98 97-99

2-NSA 622 4 99 99-100

Σ NSA 693 5 99 99-100

Σ 855 76 91 83-95

1) Die mittlere Elimination wurde aus den in der Tabelle aufgeführten mittleren Frachten der Zu- und Abläufe bestimmt. 2) Die angegebenen Bereiche für die Elimination geben die Schwankungen der Eliminationsraten für die einzelnen Tagesmischproben wieder. Die untere Grenze ist der 25. Perzentil des Datensatzes, die obere Grenze der 75. Perzentil. Der Datensatz besteht für alle sieben Verbindungen aus vierzehn Einzelwerten.

Die Analyten lassen sich in vier Gruppen einteilen. Die Naphthalinmonosulfonate wurden generell zu 97-100% eliminiert. Naphthalin-1,6- und -2,6-disulfonate waren in der Regel zu etwa 90% biologisch abbaubar. Die 2,7- und 1,7-Isomere der Naphthalindisulfonate wurden durchschnittlich zu etwa 31 bzw. 65% eliminiert. Die mittlere biologische Abbaubarkeit des 1,5-Isomers lag unter 10%. Die Eliminationsrate für Naphthalin-1,3-disulfonat, für das zu diesem Zeitpunkt noch keine geeigneter analytischer Standard vorhanden war, wurde mittels der Mediane der Peakflächen von Zu- und Abläufen abgeschätzt und betrug etwa 8%.

Betrachtet man die Summe der Frachten der Naphthalinmono- und –disulfonate und die daraus resultierenden Eliminationsraten, dann wird auch die Bedeutung der Konzentrationen der einzelnen Isomeren deutlich. Die Fracht der Naphthalinmonosulfonate wurde in der Biomembrananlage durchschnittlich um 99% verringert, die der Naphthalindisulfonate dagegen nur um 56%. Durch die im Vergleich zu den Naphthalindisulfonaten sehr viel höheren Konzentrationen der Naphthalinmonosulfonate (Abbildung 3.3), speziell des 2-Isomers, und deren sehr gute biologische Abbaubarkeit machten diese alleine schon 88% der Gesamtelimination an den untersuchten Naphthalinsulfonaten aus.

56 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

14.

15./1

6. 17.

18.

19.

20.

21.

01.

02./0

3. 04.

05.

06.

07.

08.

April 2000 Dezember 2000

Kon

zent

ratio

n [µ

g/L]

Zulauf NDSA

Ablauf NDSA

Zulauf NSA

Ablauf NSA

Abbildung 3.3: Konzentrationen der Summe aller Naphthalindisulfonate (NDSA) und Naphthalinmonosulfonate in den Zu- und Abläufen des Membranbioreaktors.

Durch die biologische Behandlung änderte sich der durchschnittliche prozentuale Anteil der einzelnen Isomeren am Gesamtgehalt an Naphthalinsulfonaten folglich ganz erheblich (Abbildung 3.4; Anhang A.2.3, Tabelle A.2.3.4). Der durchschnittliche prozentuale Anteil der sehr gut biologisch abbaubaren Naphthalinmonosulfonate war im Kläranlagenablauf deutlich geringer als im Zulauf (1-NSA: Zulauf 8%, Ablauf 2%; 2-NSA: Zulauf 73%, Ablauf 3%).

Abbildung 3.4: Prozentuale Verteilung der Gesamtkonzentration an Naphthalinsulfonaten auf die einzelnen Isomeren im Zulauf (links) und Ablauf (rechts) des Membranbioreaktors.

Die gut eliminierbaren Naphthalindisulfonate 1,6-NDSA (Zulauf 5%, Ablauf 5%) und 2,6-NDSA (Zulauf 1%, Ablauf 2%) machten im Mittel in Zu- und Abläufen beinahe den gleichen

Zulauf Ablauf

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 57

Anteil am Gesamtgehalt aus. Der durchschnittliche prozentuale Anteil der nur teilweise oder schlecht biologisch abbaubaren Naphthalindisulfonate an der Gesamtkonzentration nahm dagegen zu (1,5-NDSA: Zulauf 4%, Ablauf 44%; 1,7-NDSA: Zulauf 5%, Ablauf 17%; 2,7-NDSA: Zulauf 3%, Ablauf 28%).

Vergleicht man die Gesamteliminationen der Naphthalinsulfonate in Tabelle 3.1 mit Literaturdaten einer Untersuchung von Abwasser einer konventionellen Belebungsanlage, so erkennt man vergleichbare Eliminationsleistungen (Abbildung 3.5) (Altenbach und Giger, 1995; Altenbach, 1996). So wurden Naphthalin-1- und Naphthalin-2-sulfonat mit beiden Verfahren beinahe vollständig eliminiert, Naphthalin-1,6- und -2,6-disulfonate erreichten diese Werte nicht ganz. Das 1,5-Isomer erwies sich in beiden Untersuchungen als nur sehr schlecht bis nicht biologisch abbaubar. Naphthalin-1,7- und -2,7-disulfonate hingegen wurden zwar in beiden Anlagen teilweise eliminiert, zeigten aber ein unterschiedliches Verhalten (Abbildung 3.5). In der konventionellen Belebungsanlage wurde das 2,7-Isomer deutlich besser eliminiert. Im Membranbioreaktor war Naphthalin-1,7-disulfonat besser biologisch abbaubar. Eine Erklärung für diesen Sachverhalt gibt es bisher nicht.

1,5-NDSA

2,7-NDSA

1,7-NDSA

1,6-NDSA

2,6-NDSA

1-NSA

2-NSA

0 20 40 60 80 100

Elimination in % des Zulaufs

Abbildung 3.5: Vergleich der Eliminationsleistungen des Biomembranverfahrens (schwarz) und eines konventionellen Belebungsverfahrens (weiß).

In diesem Zusammenhang ist allerdings zu beachten, dass es sich im Fall der Behandlung mit dem Biomembranverfahren um ein stark belastetes Industrieabwasser handelt, im anderen Fall um ein deutlich weniger belastetes kommunales Abwasser, das einen variablen Anteil von 15-25% Textilabwasser enthielt. Somit lässt sich anhand der Daten bezüglich der Eliminierbarkeit von Naphthalinsulfonaten kein Vorteil des Membranbioreaktors gegenüber dem konventionellen Belebungsverfahren erkennen. Unter Berücksichtigung der hohen Salzgehalte von 5-6 g/L im Gerbereiabwasser waren die Eliminationsleistungen des Biomembranverfahrens erstaunlich gut. Aus Untersuchungen mit Naphthalinsulfonaten in synthetischem Abwasser mit unterschiedlichen Salzgehalten ist bekannt, dass hohe Salzgehalte in der Regel zu einer reduzierten mikrobiologischen Aktivität im aeroben Behandlungsschritt führen (Krull und Hempel, 1994). Dieser negative Effekt scheint im Fall

58 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

des Membranbioreaktors durch die hohe Dichte der Biomasse sowie durch das sehr hohe Schlammalter kompensiert zu werden.

Frühere Untersuchungen haben sich mit dem Verhalten der Naphthalinsulfonate bei der Uferfiltration (Lange et al., 1998; Neitzel et al., 1998), der Trinkwasseraufbereitung (Bastian et al., 1995; Lange et al., 1998) und bei Laborversuchen (Krull und Hempel, 1994; Nörtemann und Knackmuss, 1988) beschäftigt. Die Ergebnisse dieser Untersuchungen hinsichtlich des Abbauverhaltens der einzelnen Isomeren stimmen ebenfalls gut mit den in dieser Arbeit vorgestellten Eliminationsleistungen bei der Abwasserbehandlung überein. Die Entfernung der nicht oder nur teilweise biologisch abbaubaren Naphthalinsulfonate wäre durch über die aerobe biologische Behandlung hinausgehendes Verfahren wie beispielsweise Ozonung oder „Advanced Oxidation Processes“ möglich.

Einfluss chemischer Oxidation

Da zur Vervollständigung der Sulfidoxidation vor der Biomembrananlage Wasserstoffperoxid zudosiert wurde und die Membranmodule zu Reinigungszwecken regelmäßig mit einer Wasserstoffperoxid-Lösung gespült wurden, war zu prüfen, ob die Abwasserproben Wasserstoffperoxid enthielten. Dies war insofern von Bedeutung, als sich daraus die Frage ergab, ob die Analyten durch Wasserstoffperoxid möglicherweise chemisch oxidiert oder in einer anderen Art und Weise verändert wurden (Sörensen und Frimmel, 1997; Sörensen et al., 2001). Die Konzentrationsabnahme wäre in diesem Fall nicht ausschließlich durch biologischen Abbau oder Sorption verursacht worden (Stalikas et al., 2001).

0

400

800

1200

1600

2,6-N

DSA

1,5-N

DSA

2,7-N

DSA

1,6-N

DSA

1,7-N

DSA1-N

SA2-N

SA

Kon

zent

ratio

n in

µg/

L

Kein H2O2 0,5 Vol.-% H2O2 1,0 Vol.-% H2O2

5,0 Vol.-% H2O2 10,0 Vol.-% H2O2

Abbildung 3.6: Einfluss unterschiedlicher Wasserstoffperoxid-Konzentrationen auf die Naphthalinsulfonat-Gehalte im Gerbereiabwasser (A: Zulauf vom 17. Februar 2000, B: Zulauf vom 18. Februar 2000).

A)

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 59

0

400

800

1200

1600

2,6-N

DSA

1,5-N

DSA

2,7-N

DSA

1,6-N

DSA

1,7-N

DSA1-N

SA2-N

SA

Kon

zent

ratio

n in

µg/

L

Kein H2O2 0,5 Vol.-% H2O2 1,0 Vol.-% H2O25,0 Vol.-% H2O2 10,0 Vol.-% H2O2

Abbildung 3.6 (Fortsetzung): Einfluss unterschiedlicher Wasserstoffperoxid-Konzen-trationen auf die Naphthalinsulfonat-Gehalte im Gerbereiabwasser (A: Zulauf vom 17. Februar 2000, B: Zulauf vom 18. Februar 2000).

In einigen Proben wurde ca. 1 mg/L Wasserstoffperoxid gefunden. Um den Einfluss einer möglichen chemischen Oxidation der Naphthalinsulfonate durch Wasserstoffperoxid als Konkurrenzreaktion zum biologischen Abbau ausschließen zu können, wurden zwei Zulaufproben mit unterschiedlichen Mengen Wasserstoffperoxid versetzt. Die Ergebnisse nach 24 Stunden Reaktionszeit zeigten, dass Wasserstoffperoxid die Naphthalinsulfonate chemisch nicht angegriffen hat und folglich die Elimination nicht auf der Oxidation durch Wasserstoffperoxid beruht hat (Abbildung 3.6).

3.2 Kommunalabwasser

Trinkwasser gehört zu den wichtigsten Nahrungsmitteln des Menschen. Zur Trinkwassergewinnung werden Oberflächen- und Grundwässer genutzt, deren Schutz und Qualität daher von immenser Bedeutung ist. Nichtsdestotrotz sind heute die überwiegende Mehrzahl der Oberflächenwässer und Grundwässer durch Landwirtschaft, Altlasten und Abwassereintrag anthropogen beeinflusst. In Berlin beispielsweise wird der Trinkwasserbedarf ausschließlich durch regionale Grundwasserresourcen gedeckt. Dies ist nur möglich, wenn die dafür notwendigen Grundwasserbestände in dieser Region durch Maßnahmen wie Uferfiltration von Oberflächenwässern und künstliche Grundwasseranreicherung gesichert werden (Heinzmann, 1998). Da im selben Gebiet Einleitungen der kommunalen Kläranlagen stattfinden, erfolgt auf diese Weise eine indirekte Grundwasseranreicherung durch geklärte Kommunalabwässer. Man spricht in Berlin auch von einem teilweise geschlossenen Wasserkreislauf. Durch die zusätzliche Abwassereinleitung von Industrie- und Gewerbebetrieben in die kommunalen Kläranlagen

B)

60 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

ergibt sich ein sehr breites Spektrum an verunreinigenden Verbindungen in den Klärwerkszuläufen. Aus dieser Vielfalt an Verbindungen werden die leichtflüchtigen, die adsorbierbaren oder die biologisch abbaubaren Substanzen in der Kläranlage zumeist überwiegend entfernt. In die aquatische Umwelt werden vor allem kaum flüchtige, polare und schwer abbaubare Substanzen eingetragen. Bei einer Wasserwirtschaft, die sich die Kreislaufführung zunutze macht, sind refraktäre Substanzen anthropogener Herkunft ein wesentliches Problem der Abwasserbehandlung (Janssens et al., 1997), da sie bei einer Einleitung in den Wasserkreislauf die Qualität der Oberflächen- und Grundwässer nachhaltig beeinflussen. In diesem Zusammenhang müssen vor allem die schwer abbaubaren, polaren, organischen Spurenstoffe genannt werden, die zumeist anthropogener Herkunft sind.

Das untersuchte Kommunalabwasser aus der kommunalen Kläranlage Berlin-Ruhleben besteht aus häuslichem und industriellem Abwasser sowie im Niederschlagsfall zusätzlich aus Abflüssen versiegelter, kanalisierter Flächen, wobei der häusliche Anteil mit 70-75% überwiegt. Bei der Kläranlage handelt es sich um eine konventionelle biologische Kläranlage. Sie umfasst einen Grobrechen, einen Sandfang, eine Sedimentation vor der biologischen Behandlung, die sogenannte Vorklärung, die biologische Klärung selbst und eine abschließende Sedimentation, die sogenannte Nachklärung. Die biologischen Behandlungsstufen sind so konfiguriert, dass zuerst die Denitrifikation erfolgt, anschließend die Nitrifikation. Neben der konventionellen Belebungsanlage wurden im Klärwerk Ruhleben zwei unterschiedlich konfigurierte Membranbioreaktoren (MBR 1 und MBR 2) als Versuchsanlagen betrieben. Mit der vorangestellten Denitrifikation entsprach die Konfiguration des ersten Membranbioreaktors der der konventionellen Belebung (Gnirss et al., 2003). Der zweite Membranbioreaktor hingegen hatte eine nachgeschaltete Denitrifikation. Beide Membranbioreaktoren wurden mit dem gleichen unbehandelten Abwasser gespeist. Allerdings wurden die Zuläufe der Membranbioreaktoren im Gegensatz zur konventionellen Belebungsanlage nicht durch Sedimentation vorgeklärt, sondern mit einem Lochsieb zusätzlich vorgereinigt. Eine schematische Darstellung (Abbildung A.1.4) und die Betriebsparameter der Anlagen ist in Anhang A.1.15 angegeben.

Für die Untersuchungen wurde der Zulauf des Klärwerks Ruhleben, der Klarlauf der konventionellen Belebung sowie die Permeate der beiden Membranbioreaktoren beprobt. Während drei Monaten (März bis Juni 2002) wurden zwanzig 24 h-Mischproben genommen, von denen allerdings nur neunzehn verweilzeitbezogen waren. Die in diesem Kapitel vorgestellten Untersuchungen beschränkten sich auf die Analyse von Naphthalinsulfonaten in den 19 verweilzeitbezogenen Proben. Im Anhang (Tabelle A.2.4.2) sind einige Summenparameter und physikalisch-chemischen Parameter der Proben tabelliert. Im Rahmen anderer Studien wurden dieselben Proben auf Benzothiazole (Klöpfer et al., 2004) und einige polare, pharmazeutische Wirkstoffe wie das Antiepileptikum Carbamazepin und die als Schmerz- und Fiebermittel eingesetzten Phenazone und deren Metabolite (Zühlke et al., 2003) untersucht.

Zielsetzung der in diesem Kapitel vorgestellten Arbeiten war es, die in Kapitel 2.1 und 2.2 vorgestellten analytischen Methoden für sehr geringe Naphthalinsulfonat-Konzentrationen zu evaluieren, die Konzentrationen von Naphthalinsulfonaten in unbehandeltem und behandeltem Kommunalabwässer zu bestimmen und vergleichende Untersuchungen zu deren biologischer Abbaubarkeit in einer konventionellen Belebungsanlage und in den beiden

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 61

unterschiedlich konfigurierten Membranbioreaktoren durchzuführen. Von zentralem Interesse war dabei die Frage, ob die höhere Schlammdichte und das höhere Schlammalter in den Membranbioreaktoren durch eine verbesserte Adaption der Bakterien sowie durch die Ansiedlung spezialisierter Organismen zu einer besseren Eliminierung von biologisch schwer abbaubaren Naphthalinsulfonaten führte.

3.2.1 Abwasser des Klärwerks Ruhleben (Berlin)

Bei den Analyten handelte es sich um zwei strukturisomere Naphthalinmonosulfonate, sechs strukturisomere Naphthalindisulfonate und drei strukturisomere Naphthalintrisulfonate (siehe Kapitel 1.1.1, Abbildung 1.1). Die Bestimmung der einzelnen Strukturisomeren gelang durch die Kopplung von HPLC und Tandem-Massenspektrometrie (siehe Kapitel 2.2). Aufgrund der sehr geringen Analytkonzentrationen im behandelten und teilweise auch im unbehandelten Abwasser mussten die Naphthalinsulfonate vor der HPLC-MS/MS-Analyse mittels Festphasenextraktion aufkonzentriert werden (siehe Kapitel 2.1). Die Bestimmungsgrenzen lagen bei 0,2 µg/L bezogen auf die extrahierten Proben. Dies entsprach je nach Analyt, Wiederfindungsrate und Probenmatrix einer Bestimmungsgrenze von 5-10 ng/L bezüglich der Originalprobe. Die Quantifizierung wurde mittels Externer Probenkalibrierung (siehe Kapitel 2.3) durchgeführt, da Standardadditionsexperimente für eine derart große Probenanzahl, wie sie in dieser Studie untersucht wurden, zu zeitaufwendig gewesen wären. Die Anwendbarkeit der Externen Probenkalibrierung wurde mit Standardadditionsexperimenten sichergestellt (Stüber und Reemtsma, 2004).

Auf diese Weise konnten in allen untersuchten Zu- und Ablaufproben sämtliche Analyten nachgewiesen und quantifiziert werden. Im unbehandelten Kommunalabwasser lag die durchschnittliche Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate bei 17,2 µg/L. Bemerkenswert war dabei, dass Naphthalin-2-sulfonat mit einem Gehalt von 7,8 µg/L alleine 45% der Gesamtkonzentration ausmachte (Abbildung 3.7). Aber auch Naphthalin-1-sulfonat (2,6 µg/L) und die 1,6- und 1,7-Isomere der Disulfonate (1,6: 2,4 µg/L; 1,7: 1,9 µg/L) kamen in nicht unerheblichen Konzentrationen im unbehandelten kommunalen Abwasser vor (Anhang A.2.4, Tabelle A.2.4.1 und 2.4.3). Die übrigen vier Naphthalindisulfonate (1,3: 393 ng/L; 1,5: 601 ng/L; 2,6: 348 ng/L; 2,7: 811 ng/L) kamen in den Kläranlagenzuläufen lediglich in Konzentrationen im ng/L-Bereich vor (Abbildung 3.8; Anhang A.2.4, Tabelle A.2.4.1 und 2.4.3).

Die durchschnittliche Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate im Kommunal-abwasser war mit 17 µg/L vergleichbar mit der Gesamtkonzentration der untersuchten polaren, pharmazeutischen Wirkstoffe und deren Metabolite im Zulauf des Klärwerks Ruhleben (Zühlke et al., 2003). Die Benzothiazol-Konzentrationen hingegen lagen im selben Abwasser mit durchschnittlich 3,4 µg/L deutlich darunter (Klöpfer et al., 2004). Das Konzentrationsniveau der Naphthalinsulfonate im untersuchten Kommunalabwasser ist im Vergleich mit den anderen untersuchten polaren, organischen Spurenstoffen durchaus als beachtenswert einzuschätzen, wird allerdings durch die äußerst geringe Toxizität der Analyten relativiert. Auch kanzerogene oder mutagene Effekte sind für die Naphthalinsulfonate nicht bekannt.

62 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Abbildung 3.7: Konzentrationen von Naphthalin-1,6- und –1,7-disulfonat und Naphthalin-1- und –2-sulfonat in den neunzehn 24h-Mischproben des Kläranlagenzulaufs (Z) und der Abläufe der konventionellen Belebung (K) sowie der beiden Membranbioreaktoren MBR 1 (M1) und MBR 2 (M2).

Abbildung 3.8: Konzentrationen von Naphthalin-1,3, -1,5-, -2,6- und –2,7-disulfonat in den neunzehn 24h-Mischproben des Kläranlagenzulaufs (Z) und der Abläufe der konventionellen Belebung (K) sowie der beiden Membranbioreaktoren MBR 1 (M1) und MBR 2 (M2).

Die Ergebnisse der quantitativen Analysen zeigen für die Naphthalinmono- und disulfonate starke Schwankungen in den Zulaufkonzentrationen. So lagen beispielsweise die Zulaufkonzentrationen von Naphthalin-1,6-disulfonat zwischen 0,7 und 5,8 µg/L und die von Naphthalin-1-sulfonat gar zwischen 0,7 und 8,6 µg/L. Die zeitliche Variabilität der

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 63

Konzentrationen in den 24h-Mischproben des Kommunalabwassers war mit 60% auch deutlich größer als für den DOC mit 22%.

Die geringe Variabilität des DOC-Gehaltes dürfte im wesentlichen auf die konstant hohe Belastung des Klärwerks Ruhleben durch häusliches Abwasser zurückzuführen sein. Die große Variabilität der Naphthalinsulfonat-Konzentrationen deutet darauf hin, dass die 25-30% Industrieabwasser im Zulauf des Klärwerks Ruhleben eine wichtige Eintragsquelle für Naphthalinsulfonate darstellen. Dabei dürfte es sich im wesentlichen um Industriereiniger und Hilfsmittel industrieller Produktionsprozesse handeln, die in zeitlich variablen Mengen durch die industriellen und gewerblichen Betriebe eingeleitet werden. Eine weitere potentielle Eintragsquelle für Naphthalinsulfonate stellen die Niederschlagsabflüsse dar (Kapitel 3.3). Allerdings sind die Konzentrationen in den Niederschlagsabflüssen zu gering und die Niederschlagsereignisse zu selten, als dass diese ursächlich für die Konzentrationsschwankungen sein könnten.

Durch die stark schwankenden Zulaufkonzentrationen der Naphthalinmono- und -disulfonate mit Standardabweichungen von ±63% bzw. ±58% und die unvollständige Elimination in der Kläranlage waren auch die Ablaufkonzentrationen der konventionellen Belebung (±47%) und der Membranbioreaktoren (MBR 1: ±54%; MBR 2: ±53%) zeitlich sehr variabel (Abbildung 3.7 und 3.8, Anhang A.2.4, Tabellen A.2.4.1 und A.2.4.3). So lag beispielsweise die Klarlaufkonzentration von Naphthalin-1,6-disulfonat zwischen 0,25 und 1,56 µg/L. Für die nicht oder nur teilweise eliminierbaren Naphthalindisulfonate folgt der zeitliche Verlauf der Ablaufkonzentrationen dem der Zulaufkonzentrationen (Abbildung 3.9). Die höchsten Ablaufkonzentrationen wurden in allen drei Anlagen für Naphthalin-1,6- und –1,7-disulfonat gefunden. Die Summe ihrer Konzentrationen machte etwa 50% der Gesamtkonzentration an Naphthalinsulfonaten im behandelten Abwasser aus.

0

3

6

9

12

15

70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170

Kalendertag

Kon

zent

ratio

n [µ

g/L]

Zulauf KlarlaufMBR 1 MBR 2

Abbildung 3.9: Zeitlicher Verlauf der Summe der Naphthalindisulfonat-Konzentrationen in den Kläranlagenzu- und –abläufen.

64 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Im Gegensatz dazu waren die Konzentrationen der Naphthalintrisulfonate sowohl im unbehandelten als auch im behandelten kommunalen Abwasser erstaunlich konstant (Abbildung 3.10; Anhang A.2.4, Tabelle A.2.4.1 und 2.4.3).

Abbildung 3.10: Konzentrationen der Naphthalintrisulfonate1 in den neunzehn 24h-Mischproben des Kläranlagenzulaufs (Z) und der Abläufe der konventionellen Belebung (K) sowie der beiden Membranbioreaktoren MBR 1 (M1) und MBR 2 (M2).

Ein möglicher Grund für die geringen Konzentrationsschwankungen könnten durch Kationen vermittelte Sorptioneffekte sein, die die Naphthalintrisulfonat-Konzentrationen nivellieren. Die sehr polaren, mehrfach negativ geladenen Naphthalintrisulfonate könnten unter Vermittlung von zwei- und dreiwertigen Metallkationen (z.B. Ca2+-Ionen) mit negativ geladenen Oberflächen wechselwirken. Aktuelle Untersuchungen haben gezeigt, dass die Sorption an Klärschlamm auch bei der Elimination von mehrfach negativ geladenen, organischen Spurenstoffen eine Rolle spielt (Lange et al., 2004). Substanzen mit nur einer oder zwei ionogenen Gruppen wie die Naphthalinmono- und –disulfonate zeigen diese Sorptionseffekte nicht. Eine Kontamination während der Probenaufarbeitung und den Analysen im Labor konnte durch Blindwertbestimmungen definitiv ausgeschlossen werden.

Eine Korrelationsanalyse der Naphthalinsulfonat-Konzentrationen im unbehandelten Abwasser mittels xy-Diagrammen erlaubt Aussagen darüber, ob die verschiedenen isomeren Naphthalinsulfonate aus den gleichen Eintragsquellen stammen. Als Maß für die Korrelation wurde das Bestimmtheitsmaß R2 gewählt, wobei R der Pearsonsche Korrelationskoeffizient ist. Die Koeffizienten für die Korrelation aller Naphthalinsulfonate reichen von 0,275 bis 0,996 (Anhang A.2.4, Tabelle A.2.4.6). Eine genauere Betrachtung des Datensatzes zeigt, dass einzig die Korrelationen unter Beteiligung der Naphthalintrisulfonate Werte unterhalb 1 Die 1,3,5- und 1,3,7-Isomere wurden summarisch quantifiziert, da keine geeigneten Standardsubstanzen zur Verfügung standen, um die beiden Isomere differenziert zu betrachten.

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 65

von 0,75 liefern. Vernachlässigt man diese Werte, so liegen alle Korrelationskoeffizienten im Bereich von 0,765 bis 0,996. Die höchsten Werte für das Bestimmtheitsmaß reichen nahe an 1 heran. Es ist folglich davon auszugehen, dass die Naphthalinmono- und –disulfonate aus den gleichen oder zumindest sehr ähnlichen Eintragsquellen stammen. Als Beispiel ist in Abbildung 3.11 das Korrelationsdiagramm für Naphthalin-2,6- und –2,7-disulfonat (R2=0,995) dargestellt.

R2 = 0,9952

0

400

800

1200

1600

2000

0 200 400 600 800

Konz. 2,6-NDSA [ng/L]

Kon

z. 2

,7-N

DSA

[ng/

L]

Abbildung 3.11: Korrelationsdiagramm für die Zulaufkonzentrationen von Naphthalin-2,6- und –2,7-disulfonat.

R2 = 0,3012

0

50

100

150

200

250

300

0 500 1000 1500 2000

Konz. 2,7-NDSA [ng/L]

Kon

z. 1

,3,6

-NTS

A [n

g/L]

Abbildung 3.12: Korrelationsdiagramm für die Zulaufkonzentrationen von Naphthalin-2,7-disulfonat und Naphthalin-1,3,6-trisulfonat.

66 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

In Abbildung 3.12 ist ein Beispiel für ein Korrelationdiagramm mit einem Trisulfonat dargestellt. Die Gründe für die schlechteren Korrelationen der Naphthalintrisulfonate sind bisher nicht klar. Einerseits könnten die Naphthalintrisulfonate lediglich aus anderen Eintragsquellen stammen als die Naphthalinmono- und –disulfonate, andererseits ist es auch denkbar, dass die oben bereits beschriebenen, durch Kationen vermittelten, Sorptionseffekte ein Grund für die schlechten Korrelationen sein könnten.

3.2.2 Eliminationsverhalten

Die Eliminationsraten für die Analyten wurden aus den Konzentrationen der Naphthalinsulfonate in den einzelnen Proben ermittelt. Da es sich bei der Abwasserbehandlung im Klärwerk Ruhleben um einen kontinuierlichen Prozess handelt und die Proben verweilzeitbezogen genommen wurden, erhält man über die Konzentrationen dieselben Eliminationsraten wie über die Frachten.

Die einzelnen Analyten zeigten signifikante Unterschiede in ihrem Eliminationsverhalten (Abbildung 3.13). Beide Naphthalinmonosulfonate wurden mit 95-98% annähernd vollständig eliminiert. Naphthalin-1,6-disulfonat war mit ca. 70% in der Regel gut biologisch abbaubar. Die Naphthalintrisulfonate wurden im Vergleich zu anderen Untersuchungen (Lange et al., 1998) mit 60-70% überraschend gut eliminiert. Ein möglicher Grund dafür könnten wiederum die bereits beschriebenen, durch Kationen vermittelten, Sorptionseffekte sein.

0 20 40 60 80 100 120

2-NSA

1-NSA

1,6-NDSA

1,3,6-NTSA

1,3,5(7)-NTSA

1,7-NDSA

2,7-NDSA

2,6-NDSA

1,3-NDSA

1,5-NDSA

Elimination in % des Zulaufs

MBR 2

MBR 1

Klarlauf

Abbildung 3.13: Mittlere Eliminationsraten und Standardabweichungen für die Naphthalinsulfonate in der konventionellen Belebung (Klarlauf) und den Membranbioreaktoren (MBR 1 und MBR 2) des Klärwerks Ruhleben (Berlin).

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 67

Die 1,7- und 2,7-Isomere der Naphthalindisulfonate wurden durchschnittlich zu 45-50% eliminiert, Naphthalin-2,6- und –1,3-disulfonat nur zu 30-35%. Die mittlere Elimination des 1,5-Isomers war mit 15 bzw. 20% erwartungsgemäß am niedrigsten (Lange et al., 1998; Stüber et al., 2002).

Generell fällt auf, dass von den nur teilweise abbaubaren Naphthalinsulfonaten die Isomeren mit den höchsten Zulaufkonzentrationen am besten eliminiert wurden (Abbildung 3.14). Die Naphthalintrisulfonate bildeten aus den bereits erwähnten Gründen eine Ausnahme.

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8

Durchschnittliche Konzentration [µg/L]

Dur

chsc

hnitt

liche

Elim

inat

ion

[%]

Abbildung 3.14: Durchschnittliche Elimination der einzelnen Isomeren in Abhängigkeit der Zulaufkonzentrationen.

Vergleicht man die Eliminationsraten der Naphthalinsulfonate für die konventionelle Belebungsanlage in Ruhleben mit denen einer konventionellen Belebungsanlage in der Schweiz (Altenbach und Giger, 1995; Stüber et al., 2002), erkennt man Parallelen, aber auch signifikante Unterschiede. So wurden die Naphthalinmonosulfonate in beiden Anlagen beinahe vollständig biologisch abgebaut. Dagegen wurden die Eliminationsleistungen der Schweizer Anlage für die 1,6-, 2,6- und 2,7-Isomere in Ruhleben nicht annähernd erreicht. Umgekehrt waren die Eliminationsraten von Naphthalin-1,5- und –1,7-disulfonat in Ruhleben deutlich höher als die Vergleichsdaten. Die restlichen Analyten wurden in der Schweizer Studie nicht berücksichtigt. In beiden Fällen handelte es sich um kommunale Abwässer mit einem industriellen Anteil von 25-30%. Allerdings bestand der industrielle Anteil der Schweizer Kläranlage ganz überwiegend aus sehr hoch belastetem Textilabwasser. Dementsprechend waren auch die Konzentrationen der Analyten im unbehandelten Abwasser um mindestens eine Größenordnung höher als in Ruhleben. Die sehr viel geringen Konzentrationen in Ruhleben sind eine mögliche Erklärung für die schlechteren Eliminationsleistungen für prinzipiell gut abbaubare Analyten wie Naphthalin-1,6- und -2,6-disulfonat.

2-NSA 1-NSA

1,6-NDSA

1,7-NDSA

1,3,6-NTSA 1,3,5(7)-NTSA

2,7-NDSA

1,5-NDSA 1,3-NDSA

2,6-NDSA

68 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Betrachtet man die Summe der Konzentrationen für die Naphthalinmono-, -di- und –trisulfonate und die daraus resultierenden Eliminationsraten, dann wird auch die Bedeutung der Konzentrationen der einzelnen Isomeren deutlich. Die Naphthalinmonosulfonate wurden in allen drei Anlagen durchschnittlich zu 98% eliminiert, die Naphthalindisulfonate dagegen in der konventionellen Belebung nur zu 55%, im ersten Membranbioreaktor zu 54% und im zweiten gar nur zu 28%. Durch die im Vergleich zu den Naphthalindisulfonaten höheren Konzentrationen der Naphthalinmonosulfonate (Abbildung 3.7 und 3.8), speziell des 2-Isomers, und deren sehr gute biologische Abbaubarkeit machten diese alleine schon 73% der Gesamtelimination an den untersuchten Naphthalinsulfonaten aus. Die Naphthalintrisulfonate spielen aufgrund ihrer sehr geringen Konzentrationen bei der summarischen Betrachtung praktisch keine Rolle. Die Gesamtelimination für die Summe aller Analyten lag für die konventionelle Belebung und den ersten Membranbioreaktor bei 81%, für den zweiten Reaktor nur bei 71%.

Durch die biologische Behandlung änderte sich der durchschnittliche prozentuale Anteil der einzelnen Isomeren am Gesamtgehalt an Naphthalinsulfonaten ganz erheblich (Abbildung 3.15). Der durchschnittliche prozentuale Anteil der sehr gut biologisch abbaubaren Naphthalinmonosulfonate wurde deutlich geringer, während es sich für die nur teilweise oder schlecht biologisch abbaubaren Naphthalindisulfonate genau umgekehrt verhielt. Der prozentuale Anteil der Naphthalintrisulfonate änderte sich nur minimal. Die prozentualen Anteile der einzelnen Isomeren im Klarlauf und in den Permeaten der beiden Membranbioreaktoren sind vergleichbar (Abbildung 3.15; Anhang A.2.4, Tabelle A.2.4.5).

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Zulauf Klarlauf MBR 1 MBR 2

Proz

entu

aler

Ant

eil

1,3,5(7)-NTSA

1,3,6-NTSA

2-NSA

1-NSA

1,7-NDSA

1,3-NDSA

1,6-NDSA

2,7-NDSA

1,5-NDSA

2,6-NDSA

Abbildung 3.15: Durchschnittlicher prozentualer Anteil der einzelnen Naphthalinsulfonate an der Gesamtkonzentration (über den Balken angegeben) im Zulauf, im Klarlauf der konventionellen Belebungsanlage und in den beiden Membranbioreaktoren.

17,2 µg/L 3,2 µg/L 3,3 µg/L 5,0 µg/L absolut

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 69

Ein Vergleich der Eliminationsleistungen der konventionellen Belebungsanlage in Ruhleben mit den Ergebnissen für die beiden Membranbioreaktoren lässt trotz der höheren Schlammkonzentration und des höheren Schlammalters keinen Vorteil für die Membranbioreaktoren bei der Entfernung von Naphthalinsulfonaten erkennen (Abbildung 3.13, Tabelle 3.2). Während die mittleren Eliminationen im ersten Membranbioreaktor vergleichbar mit denen der konventionellen Belebung waren, lagen die Eliminationsraten für den zweiten Membranbioreaktor durchweg deutlich darunter (Tabelle 3.2). Unter verfahrenstechnischen Gesichtspunkten lassen diese Ergebnisse darauf schließen, dass zur Entfernung von Naphthalinsulfonaten die Verfahren mit Denitrifikation und nachfolgender Nitrifikation besser geeignet sind. Außerdem könnte die Anlagenkonfiguration auch dahingehend relevant sein, dass in der konventionellen Belebungsanlage und im ersten Membranbioreaktor die Aufenthaltszeiten in der aeroben Stufe länger sind als im zweiten Membranbioreaktor und die Naphthalinsulfonate oxidativ biologisch abgebaut werden (Abbildung 1.5). Unter Berücksichtigung der Ergebnisse von Zühlke et al. ist es zudem fraglich, ob die bestmögliche Adaption des Systems an die Rahmenbedingungen in den Membranbioreaktoren zum Zeitpunkt der Probenahme bereits erreicht war. Die DOC-Elimination in den Membranbioreaktoren war mit 79% geringfügig höher als die Eliminationsleistung der konventionellen Belebungsanlage (76%). Der Grund hierfür dürfte die DOC-Freisetzung bei der Lyse von Bakterienzellen im Nachklärbecken der Belebungsanlage sein, was bei Membranbioreaktoren, welche die Biomasse vollständig im Reaktor zurückhalten, nicht möglich ist.

Die Ergebnisse der parallel durchgeführten Studien zum Vorkommen und Verhalten von Benzothiazolen (Klöpfer et al., 2004) und von polaren pharmazeutischen Wirkstoffen (Zühlke et al., 2003) ergaben für die Membranbioreaktoren bessere Eliminationsleistungen als für die konventionelle Belebungsanlage. Für die Benzothiazole war die durchschnittliche Eliminationsleistung der Membranbioreaktoren mit jeweils 43% deutlich besser als die der konventionellen Belebungsanlage (12%). Die einzelnen Targetanalyten zeigten, wie die Naphthalinsulfonate auch, deutliche Unterschiede im Eliminationsverhalten und wurden nicht oder nur teilweise entfernt (Klöpfer et al., 2004). Die untersuchten pharmazeutischen Wirkstoffe wurden im ersten Membranbioreaktor signifikant am besten eliminiert. Eine differenzierte Betrachtung der Ergebnisse ließ erkennen, dass einzelne polare Wirkstoffe annähernd persistent waren, während die Konzentrationen anderer polarer Wirkstoffe und Metabolite teilweise um bis zu 70% reduziert wurden (Heberer, 2002; Zühlke et al., 2003).

Die Naphthalinsulfonate waren somit die einzigen der in den drei Studien untersuchten Analyten, die in der konventionellen Belebungsanlage genauso gut oder besser entfernt wurden als in den Membranbioreaktoren. Die Benzothiazole wurden in den beiden Membranbioreaktoren, unabhängig von deren Konfiguration, besser eliminiert. Die pharmazeutischen Wirkstoffe wurden im ersten Membranbioreaktor generell am besten entfernt.

Die Untersuchungen zum Vorkommen von ausgewählten polaren, organischen Spurenstoffen im Kommunalabwasser und deren Verhalten während der biologischen Abwasserbehandlung im Klärwerk Berlin-Ruhleben haben also gezeigt, dass alle Analyten relevante Spurenverunreinigungen im unbehandelten und aufgrund der unvollständigen Entfernung auch im behandelten Kommunalabwasser sind. Bei den Eliminationsleistungen

70 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

für die einzelnen Spurenstoffe in den verschiedenen Abwasserbehandlungsanlagen waren deutliche Unterschiede zu beobachten. Um die Gründe des unterschiedlichen Eliminationsverhaltens unter verschiedenen Rahmenbedingungen näher zu beleuchten, sind noch weitere Untersuchungen zu den biologischen Abbaumechanismen, den mikrobiellen Adaptionsprozessen und den Sorptionseinflüssen notwendig.

Eine vergleichende Betrachtung der Ergebnisse für das sehr viel höher belastete Gerbereiabwasser (Kapitel 3.1) mit den Daten des Kommunalabwassers macht deutlich, dass durch das höhere Schlammalter, die längere hydraulische Aufenthaltszeit und vor allem durch die um zwei Größenordnungen höheren Analytkonzentrationen die Naphthalinsulfonate in der Biomembrananlage des Gerbereibetriebes signifikant besser eliminiert wurden (Tabelle 3.2). Eine differenzierte Auswertung zeigt aber auch, dass die bessere Gesamtelimination der Naphthalinsulfonate durch den vergleichsweise extrem hohen Anteil an Monosulfonaten im Industrieabwasser zustande kommt (Abbildung 3.16). Die Eliminationsleistungen für die Summe aller Naphthalindisulfonate hingegen sind, abgesehen vom zweiten Membranbioreaktor, vergleichbar (Tabelle 3.2) und unterscheiden sich nur in der Verteilung auf die einzelnen Isomeren (Abbildung 3.16).

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Zulauf Klarlauf MBR 1 MBR 2 Zulauf Ablauf

Kommunalabwasser Industrieabwasser

Proz

entu

aler

Ant

eil

2-NSA

1-NSA

1,7-NDSA

1,6-NDSA

2,7-NDSA

1,5-NDSA

2,6-NDSA

Abbildung 3.16: Durchschnittlicher prozentualer Anteil der einzelnen Naphthalinsulfonate an der Gesamtkonzentration (über den Balken angegeben) im unbehandelten und behandelten Kommunal- und Industrieabwasser.

17,2 µg/L 3,2 µg/L 3,3 µg/L 5,0 µg/L 1973 µg/L 104 µg/L absolut

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 71

Tabelle 3.2: Vergleich der mittleren Eliminationsraten der Naphthalinsulfonate im Membranbioreaktor des Gerbereibetriebes (Kapitel 3.1.2) und in der konventionellen Belebung sowie den Membranbioreaktoren des kommunalen Klärwerks Ruhleben (Berlin).

Gerbereiabwasser Kommunalabwasser

MBR Konventionelle Belebung

MBR 1 MBR 2

Mittlere Schlammkonz. [g/L] 10-20 4 13 12,5

Mittleres Schlammalter [d] 56 15 26 26

Hydraulische Aufenthaltszeit [h] 24-48 16 18 18

Mittlere Elimination [%]1

Σ NDSA 56 55 54 28

Σ NSA 99 98 98 98

Σ Gesamt 91 81 81 71

Probenanzahl n 14 19 19 19

3.3 Niederschlagsabfluss versiegelter Flächen

Das Interesse an einer dezentralen, semizentralen oder zentralen Versickerung von Niederschlagswasser zur Grundwasseranreicherung hat in den letzten Jahren deutlich zugenommen (Papiri et al., 2003). Die sichere und gezielte Regenwassernutzung zur Grundwasseranreicherung eignet sich besonders gut für die dauerhafte Stützung übernutzter Grundwasserleiter, wie man sie beispielsweise in China vorfindet. Auf diese Weise lassen sich die bekannten natürlichen Reinigungsprozesse des Bodens mit der Speicherfunktion der Grundwasserleiter kombinieren. Allerdings muss bei diesem Ansatz auch berücksichtigt werden, dass die diffus eingetragenen Schadstoffe im Niederschlagswasser nicht wieder diffus in die aquatische Umwelt gelangen und dann langfristig gesehen bei der Trinkwasser-versorgung zu Gefährdungen führen. Um dies zu vermeiden wird das Niederschlagswasser gesammelt und aufbereitet. Bei der Aufbereitung muss durch geeignete Verfahrensstufen sicher gestellt werden, dass das neu zu bildende Grundwasser nicht mit anthropogenen Stoffen wie Schwermetallen oder persistenten, organischen Stoffen belastet ist (Papiri et al., 2003). Zur Entwicklung eines geeigneten Aufbereitungsverfahrens müssen diese Wasserinhaltsstoffe anthropogenen Ursprungs eines typischen Regenabflusses versiegelter Flächen bekannt sein (Brezonik und Stadelmann, 2002).

Während das Auftreten von Schwermetallen (Boller und Steiner, 2002; Förster, 1996; Förster, 1999) und hydrophoben Stoffklassen wie polyaromatische Kohlenwasserstoffe (Krein und Schorer, 2000; Moilleron et al., 2002; Ngabe et al., 2000) in Niederschlagswasser bereits 1 Die mittlere Eliminationen ist das statistische Mittel aller relevanten Einzeleliminationen, berechnet aus den Konzentrationsabnahmen.

72 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

weitgehend untersucht ist, stehen für gelöste, polare Organika bisher äußerst wenig Informationen zur Verfügung (Seitzinger et al., 2003). Als persistente polare, organische Verbindungen kommen in diesem Zusammenhang unter anderem einige Benzothiazole (Reddy und Quinn, 1997) und aromatische Sulfonate in Betracht. Aromatische Sulfonate werden bei vielen industriellen Produktionsprozessen als Dispergiermittel verwendet. In der Bauindustrie werden große Mengen an monomeren und oligomeren aromatischen Sulfonaten als Betonverflüssiger verarbeitet, die mit der Zeit aus Beton auslaugen. Die Naphthalinsulfonate kommen als Tenside in Reinigungsmitteln für den Haushalt und die Autopflege vor. Ihre ubiquitäre Verbreitung in der aquatischen Umwelt wird im wesentlichen durch die teilweise schlechte biologische Abbaubarkeit, die sehr gute Wasserlöslichkeit und ihre hohe Stabilität verursacht (siehe Kapitel 1.1).

Zielsetzung der in diesem Kapitel vorgestellten Arbeiten war es, die in Kapitel 2.1 und 2.2 vorgestellten analytischen Methoden für Naphthalinsulfonate in Niederschlagsabflüssen zu evaluieren und die Relevanz der Naphthalinsulfonate bei der Regenwasserbewirtschaftung zu prüfen. Dazu wurden sowohl Straßenstaub und Reifenabrieb als potenzielle Quellen im Laborversuch als auch der Niederschlagsabfluss einer versiegelten Fläche im Stadtgebiet Berlins auf Naphthalinsulfonate hin untersucht.

3.3.1 Elutionsversuche mit Reifenabrieb und Straßenstaub

Um die Relevanz von Naphthalinsulfonaten in Niederschlagsabflüssen zu untersuchen, wurde Reifenabrieb eines Prüfstandes und Straßenstaub von Bundesautobahnen im Großraum Berlin im Laborversuch mit Wasser eluiert (siehe Kapitel A.1.2.3). In diesem Fall schließt der Begriff Elution sowohl das Ablösen der Analyten von der Oberfläche als auch das Herauslösen der Analyten aus den Stoffen ein. Für die Rührversuche wurden mit 50 g/L bzw. 250 g/L bewusst extrem hohe Partikelkonzentrationen gewählt, um nach Möglichkeit sofort erste Erkenntnisse über die Größenordnung der zu erwartenden Analytkonzentrationen in Straßenabflüssen zu erhalten.

Im Eluat des Reifenabriebes konnten alle Naphthalinmonosulfonate und Naphthalindisulfonate nachgewiesen werden, aber keine der Naphthalintrisulfonate (Abbildung 3.17). Die Konzentrationen der bestimmten Naphthalinsulfonate lagen zwischen 2 ng/g für Naphthalin-1,5-disulfonat und 72 ng/g für Naphthalin-2-sulfonat. Für die 1,3- und 2,6-Isomeren wurden Konzentrationen von 2 ng/g bzw. 3 ng/g gefunden, für Naphthalin-1,6-disulfonat 22 ng/g. Alle übrigen Isomeren lagen im Bereich von 7-14 ng/g (1-NSA: 13 ng/g; 1,7-NDSA: 14 ng/g; 2,7-NDSA: 7 ng/g). Für die Summe aller Naphthalinsulfonate ergab sich eine spezifische Elutionsrate von 135 ng Naphthalinsulfonate pro g Reifenabrieb.

Im Eluat des Straßenstaubes wurden nur drei Naphthalinsulfonate gefunden (Abbildung 3.18). Die Konzentrationen an Naphthalin-1,6-disulfonat und Naphthalin-1,7-disulfonat im Niederschlagsabfluss lagen mit nur 96 bzw. 56 pg/g nahe an der Bestimmungsgrenze von 40 pg/g. Die Naphthalin-1,5-disulfonatkonzentration war mit 552 pg/g die mit Abstand höchste Konzentration im Eluat des Straßenstaubes. Die spezifische Elutionsrate betrug 700 pg Naphthalinsulfonate pro g Straßenstaub.

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 73

1-N

SA

2-N

SA

1,3-

ND

SA

1,5-

ND

SA 1,6-

ND

SA

1,7-

ND

SA

2,6-

ND

SA

2,7-

ND

SA

0

20

40

60

80

100

Kon

zent

ratio

n [n

g/g]

Abbildung 3.17: Konzentrationen der mit Wasser eluierten Naphthalinsulfonate aus Reifenabrieb von Autoreifen.

1-N

SA

2-N

SA

1,3-

ND

SA

1,5-

ND

SA

1,6-

ND

SA

1,7-

ND

SA

2,6-

ND

SA

2,7-

ND

SA

0

200

400

600

800

1000

Kon

zent

ratio

n [p

g/g]

Abbildung 3.18: Konzentrationen der mit Wasser eluierten Naphthalinsulfonate aus Straßenstaub.

Die prozentualen Verteilungen, die man für die Naphthalinsulfonate in den beiden Eluaten erhielt, zeigten nicht die geringste Parallele (Abbildung 3.19). Im Gegenteil, der prozentuale Anteil von Naphthalin-1,5-disulfonat war mit 1,3% im Eluat des Reifenabriebes der niedrigste Wert, mit 78% im Eluat des Straßenstaubes aber der Hauptanteil.

Anhand des absoluten und auch des prozentualen Konzentrationsvergleiches (Abbildung 3.19) kann man erkennen, dass die Naphthalinsulfonate im Eluat des Straßenstaubes nicht aus Reifenpartikeln stammten, die mit denen des untersuchten

74 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Reifenabriebes vergleichbar waren. Es ist allerdings denkbar, dass es sich bei der Naphthalinsulfonat-Quelle im Straßenstaub um gealterte, bereits ausgelaugte Reifenpartikel handelte. Des weiteren fällt auf, dass mit Naphthalin-1,5-disulfonat genau das Isomer den Hauptanteil im Straßenstaub ausmachte, dass biologisch am schlechtesten abbaubar ist (Altenbach, 1996; Neitzel et al., 1998) und daher ubiquitär in allen anthropogen beeinflussten Wasserkompartimenten vorkommt (Lange et al., 1998). Diese Sachverhalte lassen vermuten, dass es sich bei den Naphthalinsulfonaten im Eluat des Straßenstaubes entweder um gealterten Reifenabrieb, um Auslaugungen aus Betonpartikeln oder um an Partikeloberflächen adsorbierten ubiquitären Spurenstoffen unbekannten Ursprungs handelte.

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Reifenabrieb Straßenstaub

Proz

entu

aler

Ant

eil

2-NSA

1-NSA

1,7-NDSA

1,3-NDSA

1,6-NDSA

2,7-NDSA

1,5-NDSA

2,6-NDSA

Abbildung 3.19: Durchschnittlicher prozentualer Anteil der einzelnen Naphthalinsulfonate an der Gesamtkonzentration (über den Balken angegeben) in den Eluaten des Reifenabriebes und des Straßenstaubes.

Es zeigte sich, dass Naphthalinsulfonate aus Reifenabrieb von Autoreifen sowie aus oder von Straßenstaub eluierbar sind. Damit sind sie potentiell als relevante polare, organische Spurenstoffe anthropogenen Ursprungs in Niederschlagsabflüssen anzusehen.

3.3.2 Straßenablauf im Stadtgebiet Berlins (Halensee)

Als Untersuchungsgebiet wurde ein Teilstück der sehr stark befahrenen Berliner Bundesautobahn A100 und einige daran angrenzende versiegelte Flächen im Stadtbezirk Charlottenburg-Wilmersdorf (Halensee) ausgewählt (siehe A.1.16, Abbildung A.1.5, Tabelle A.1.1). Das Einzugsgebiet umfasst insgesamt 6,3 ha befestigte Fläche. Dem beprobten Niederschlagsereignis ging eine Trockenperiode von 11 Tagen mit einer durchschnittlichen Tageshöchsttemperatur von 24°C voraus. Die Beprobung erfolgte am 29. August 2003 zwischen 6:30 Uhr und 11:00 Uhr. Die Lufttemperatur an diesem Morgen betrug 15°C. Die

135 ng/g 0,7 ng/g absolut

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 75

aus den Daten des aufgestellten Regenmessers errechnete Regenhöhe des Niederschlagsereignisses war 8,2 mm. Mit einem geschätzten, durchschnittlichen Abflussbeiwert von 0,91 ergab sich eine Verlusthöhe von 0,7 mm, so dass von einer tatsächlichen Abflusshöhe von 7,5 mm auszugehen war. Die berechnete Regenabflussmenge im Kanal für das Niederschlagsereignis ist in Abbildung 3.20 graphisch dargestellt (siehe Anhang A.1.16). Die mittlere Aufenthaltsdauer des Niederschlagsabflusses im Abflusskanal bis zur Beprobungsstelle wurde mit etwa 15 Minuten abgeschätzt.

0

100

200

300

400

6:00 7:00 8:00 9:00 10:00 11:00 12:00

Zeit

Abf

luß

[ m³/h

]

Abbildung 3.20: Regenabfluss im Kanal in Berlin-Halensee für das Niederschlagsereignis am 29. August 2003 von 6:30-10:30 Uhr.

Derzeit wird der Niederschlagsabfluss des Autobahnabschnittes nach vorheriger Partikelabscheidung in einem Sedimentationsbecken und einem Kiesfilter in den Halensee eingeleitet und dort letztendlich in den Untergrund versickert. Zukünftig ist zur weitergehenden Reinigung des Straßenabflusses der Bau einer Bodenfilteranlage geplant. Aufgrund der sehr hohen Verkehrsbelastung ist das Einzugsgebiet mit entsprechenden Emissionen belastet. Die verkehrsbedingten Emissionen lassen sich im wesentlichen auf Reifenabrieb, Bremsabrieb, Straßenabrieb, Auspuffemissionen und Tropfverluste zurückführen.

Wie in Kapitel 3.3.1 bereits gezeigt wurde, sind die Naphthalinsulfonate potentiell relevante Spurenstoffe in Niederschlagsabflüssen von mit Reifenabrieb belasteten Straßen. Die Untersuchung der Proben des Niederschlagsabflusses der Autobahn A100 beschränkte sich auf die Bestimmung des gelösten Anteils der Naphthalinsulfonate. Über die Relevanz des partikulären Anteils kann keine Aussage gemacht werden. Es ist aber davon auszugehen, dass Naphthalinsulfonate auch beim partikulären Anteil eine Rolle spielen (vgl. Kapitel 3.3.1). Von besonderem Interesse war bei den Untersuchungen die zeitliche Entwicklung der Stoffkonzentrationen und der Stofffrachten.

76 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Die Bestimmungsgrenzen für die Naphthalinsulfonate lagen bei 0,5 µg/L, bezogen auf die extrahierten Proben. Dies entsprach je nach Analyt, Wiederfindungsrate und Probenmatrix einer Bestimmungsgrenze von 10-20 ng/L bezüglich der Originalprobe. Da die auftretenden Matrixeffekte eine zuverlässige und reproduzierbare Quantifizierung bei sehr niedrigen Konzentrationen erheblich erschwerten, wurde die Bestimmungsgrenze mit 20 ng/L festgelegt. Die Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen grundsätzlich mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

Die Ergebnisse der quantitativen Analysen sind in Abbildung 3.21 zusammenfassend dargestellt. Die einzelnen Konzentrationen in den Proben des Niederschlagsabflusses und die Mittelwerte sind im Anhang (A.2.5, Tabelle A.2.5.2) zusammengestellt.

Abbildung 3.21: Konzentrationen der Naphthalinsulfonate in den 19 Proben des Niederschlagsabflusses vom 29. August 2003.

Primär fällt auf, dass keine Naphthalintrisulfonate gefunden wurden. Der statistische Mittelwert der Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate in den Proben lag bei 695 ng/L. Bemerkenswert war dabei, dass Naphthalin-2-sulfonat mit einem mittleren Gehalt von 267 ng/L alleine 38% der Gesamtkonzentration ausmachte (Abbildung 3.22). Auch Naphthalin-1,6- (167 ng/L) und –1,7-disulfonate (109 ng/L) kamen im Durchschnitt in deutlich höheren Konzentrationen vor als die übrigen Isomeren (Abbildung 3.21). Die Konzentrationen der 1,5-, 2,6- und 2,7-Isomeren und von Naphthalin-1-sulfonat lagen in den Abflussproben teilweise nahe an oder unterhalb der Bestimmungsgrenze (Anhang 2.5, Tabelle 2.5.2). Naphthalin-1,3-disulfonat hatte mit 12 ng/L die deutlich niedrigste durchschnittliche Konzentration aller Analyten und konnte in 5 der 19 Abflussproben überhaupt nicht detektiert werden. Auch die Schwankungen der Naphthalinsulfonat-Konzentrationen waren teilweise erheblich. So lagen beispielsweise die Konzentrationen von Naphthalin-1,6-disulfonat zwischen 68 und 430 ng/L und die von Naphthalin-2-sulfonat zwischen 153 und 538 µg/L.

Kon

zent

ratio

n [n

g/L]

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 77

Damit wurden in den Proben des Niederschlagsabflusses für die gleichen Isomeren die höchsten Konzentrationen gefunden wie im Eluat des Reifenabriebes und im unbehandelten Kommunalabwasser des Klärwerks Berlin-Ruhleben (Abbildung 3.7, 3.17 und 3.21). Dies wird auch durch die prozentualen Anteile der einzelnen Isomeren an der durchschnittlichen Naphthalinsulfonat-Konzentration im Niederschlagsabfluss bestätigt (Abbildung 3.22). Die Verteilung ähnelt der des Reifenabrieb-Eluates und der des Kommunalabwassers.

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Proz

entu

aler

Ant

eil

2-NSA

1-NSA

1,7-NDSA

1,3-NDSA

1,6-NDSA

2,7-NDSA

1,5-NDSA

2,6-NDSA

Abbildung 3.22: Durchschnittlicher prozentualer Anteil der einzelnen Naphthalinsulfonate an der Gesamtkonzentration (über den Balken angegeben) im Niederschlagsabfluss, in den Eluaten des Reifenabriebes und des Straßenstaubes und im unbehandelten Kommunalabwasser (Zulauf des Klärwerks Berlin-Ruhleben).

Diese Beobachtungen zeigen einerseits, dass frischer Reifenabrieb eine mögliche Eintragsquelle für die Naphthalinsulfonate im Straßenablauf ist, andererseits bestätigen die Ergebnisse, dass die Niederschlagsabflüsse versiegelter Verkehrsflächen in Regionen mit Mischkanalisation eine potentielle Eintragsquelle für Naphthalinsulfonate im Kommunalabwasser sind.

Für die untersuchten Summenparameter zeigt der zeitliche Verlauf der Frachten einen First-Flush-Effekt. Wie in Abbildung 3.23 für den DOC und den filtrierten CSB zu erkennen ist, wurden zu Beginn des Niederschlagsereignisses die höchsten Frachten beobachtet. Nach dem anfänglichen Spüleffekt verlangsamte sich die Frachtabnahme. Die maximale Fracht fällt mit dem Zeitpunkt der höchsten Abflussmenge im Kanal zusammen (Abbildung 3.20).

Niederschlags- abfluss

Reifen-abrieb

Straßen-staub

Kommunal-abwasser

695 ng/L 135 ng/g 0,7 ng/g 17200 ng/L absolut

78 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

0

20

40

60

80

100

120

0 50 100 150 200 250

Zeit [min]

Frac

ht [k

g/h]

DOC

CSB (filtr.)

Abbildung 3.23: Zeitlicher Verlauf der DOC- und CSB (filtriert)-Frachten mit First-Flush-Effekt. Der Zeitpunkt der höchsten Abflussmenge im Kanal ist mit einem Pfeil markiert.

Für die Naphthalinsulfonate war ebenfalls ein Spüleffekt zu beobachten (Abbildung 3.24 A). Die maximale Konzentration zu Beginn fällt für die Naphthalinsulfonate allerdings nicht wie für DOC und CSB (Anhang A.2.5, Tabelle A.2.5.1) mit dem Zeitpunkt der höchsten Abflussmenge im Kanal zusammen (Abbildung 3.20), da sie extrem gut wasserlöslich sind und somit schon bei geringerer Regenintensität in größeren Mengen abgespült werden.

Für die Entwicklung geeigneter Aufbereitungsstufen zur Versickerung von belastetem Niederschlagswasser ist die Fracht der anthropogenen Wasserinhaltsstoffe von Interesse. Die Naphthalinsulfonat-Frachten für das untersuchte Regenereignis wurden über die Konzentrationen und die Abflussmengen ermittelt (Abbildung 3.24 und Anhang A.2.5, Tabelle A.2.5.3). Der zeitliche Verlauf der Naphthalinsulfonat-Frachten zeigt, wie die Frachtverläufe für DOC und filtrierten CSB auch, einen First-Flush-Effekt (Abbildung 3.24 B). Die höchsten Frachten wurden zu Beginn des Niederschlagsereignisses beobachtet, und die maximale Fracht fällt mit dem Zeitpunkt der höchsten Abflussmenge im Kanal zusammen.

Allerdings nahmen die Konzentrationen und die Frachten nach den anfänglichen Spüleffekten und der Abnahme der Werte im weiteren Verlauf des Niederschlagsereignisses gegen Ende wieder zu (Abbildung 3.24). Dieser Anstieg der Gesamtkonzentration und damit auch der Fracht ist auf die stark steigenden Konzentrationen der Naphthalindisulfonate und dabei im wesentlichen von Naphthalin-1,6-disulfonat zurückzuführen (Abbildung 3.24 A). Die am Ende des Regenereignisses wieder ansteigenden Konzentrationen und Frachten sind durch die üblichen sukzessiven Abspülungen von Langzeitbelastungen nicht zu erklären. Folglich dürfte es sich um einen unmittelbaren, äußeren Einfluss auf das System handeln. Bei

Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten 79

diesem äußeren Einfluss könnte es sich beispielsweise um Belastungen handeln, die durch das steigende Verkehrsaufkommen im Laufe des Vormittags verursacht werden.

0

250

500

750

1000

1250

1500

0 50 100 150 200 250 300

Zeit [min]

Kon

zent

ratio

n [n

g/L]

1,6-NDSA Summe NDSASumme NSA Gesamtsumme

0

50

100

150

200

250

300

350

0 30 60 90 120 150 180 210 240

Zeit [min]

Frac

ht [m

g/h]

Summe NDSA Summe NSA Gesamtsumme

Abbildung 3.24: Zeitlicher Verlauf der Naphthalinsulfonat-Konzentrationen mit Spüleffekt (A) und der Naphthalinsulfonat-Frachten mit First-Flush-Effekt (B). Der Zeitpunkt der höchsten Abflussmenge im Kanal ist jeweils mit einem Pfeil markiert.

Die Gesamtfracht an Naphthalinsulfonaten für das untersuchte Niederschlagsereignis beträgt 335 mg. Bezogen auf die versiegelte Fläche ergibt sich daraus eine spezifische Fracht von 53 mg/ha.

A)

B)

4 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

Die kombinierte biologische anaerob-aerob Behandlung von organisch hochbelasteten Industrieabwässern hat zunehmend an Bedeutung gewonnen (Austermann-Hahn et al., 1999). Die anaerobe Stufe dient in der Regel der Entfernung von gut biologisch abbaubaren Substanzen, während in der darauffolgenden aeroben Stufe die Mehrzahl der verbliebenen weniger gut abbaubaren, oft aromatischen Substanzen mineralisiert wird (Reemtsma und Jekel, 1997). Ein Beispiel für den erfolgreichen Einsatz der zweistufigen anaerob-aerob Behandlung ist die reduktive Dehalogenierung von aromatischen Verbindungen und die anschließende Mineralisierung der dehalogenierten Aromaten in der aeroben Stufe (Fathepure und Vogel, 1991).

Seit mehreren Jahren wird der Ansatz einer zweistufigen Behandlung mit anaerober und nachfolgender aerober Stufe auch für die Mineralisierung von Azofarbstoffen in Textilabwässern propagiert und verfolgt (O´Neill et al., 2000; Seshadri et al., 1994; Shaw et al., 2002). Es ist bekannt, dass viele Mikroorganismen unter anaeroben Bedingungen in der Lage sind, Azofarbstoffe reduktiv zu spalten (Beydilli et al., 2000; Knapp und Newby, 1995; Yoo et al., 2001). Die dabei entstehenden aromatischen Amine sollen im zweiten, aeroben Verfahrensschritt mineralisiert werden. Dies konnte bisher aber nur für strukturell eher einfache aromatische Amine gezeigt werden (Brown und Laboureur, 1983; Nörtemann et al., 1986). Somit bleibt trotz intensiver Forschungsarbeiten und einer Vielzahl von wissenschaftlichen Veröffentlichungen zur anaeroben Entfärbung von Azofarbstoffen bis heute fraglich, ob die bei der reduktiven Spaltung von Azofarbstoffen entstehenden primären Spaltprodukte, die aromatischen Amine, unter aeroben Bedingungen tatsächlich mineralisiert werden können (Stolz, 2001).

Diese Zweifel stützen sich im wesentlichen auf experimentelle Beobachtungen und auf strukturelle Aspekte. So wurde verschiedentlich beobachtet, dass durch anaerobe Behandlung entfärbte Azofarbstofflösungen und Textilabwässer bei Kontakt mit Luft einer Rückfärbung unterliegen (Brumley-Challenor et al., 2000; Knapp und Newby, 1995; Kudlich et al., 1999; Shaw et al., 2002). Das bedeutet, dass die reduktive Spaltung in diesen Fällen letztendlich nur zu einer Verschiebung des Absorptionsmaximums und damit einer Farbänderung der Lösung geführt hat. Zudem muss berücksichtigt werden, dass diejenigen Amine, die unter aeroben Bedingungen als biologisch abbaubar gelten (Brown und Laboureur, 1983; Nörtemann et al., 1986), strukturell teilweise deutlich weniger komplex sind als die bei der reduktiven Spaltung von Azofarbstoffen entstehenden aromatischen Amine. Erste LC-MS-Untersuchungen zur Charakterisierung einiger primärer Spaltprodukte von Azofarbstoffen haben gezeigt, dass viele der entstehenden aromatischen Amine instabil sind und spontan chemische Folgereaktionen wie beispielsweise Oxidationen und Additions- bzw. Substitutionsreaktionen eingehen (Brumley-Challenor et al., 2000; Kudlich et al., 1999). Diese Folgereaktionen erschweren die aerobe Mineralisierung möglicherweise zusätzlich.

Darüber hinaus hat sich in der Praxis gezeigt, dass der experimentelle Nachweis der Mineralisierung der bei der anaeroben Entfärbung von Azofarbstoffen entstehenden Transformationsprodukte eine echte Herausforderung für die Wissenschaft darstellt. Die

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 81

bisherigen, vermeintlichen Nachweise des aeroben Abbaus der aromatischen Amine stützen sich auf Untersuchungen zur Abnahme des Chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB), des gelösten organischen Stickstoffs (DON) oder der Toxizität. Eine CSB-Entfernung von 70-90% (Lourenco et al., 2001; O´Neill et al., 2000a; O´Neill et al., 2000b) wird aber bereits durch einen biologischen Abbau der für die anaerobe Stufe notwendigen Co-Substrate erreicht. Abnehmende Konzentrationen des DON (O´Neill et al., 2000a) müssen nicht zwangsläufig mit einer Mineralisierung der primär gebildeten aromatischen Amine einhergehen. Sie können genauso durch die hydrolytische Substitution der Aminogruppen am aromatischen Ringsystem hervorgerufen werden. Entsprechendes gilt für die colorimetrische Detektion der aromatischen Amine (Rajaguru et al., 2000) oder der Bestimmung des Stickstoffgehaltes nach Kjeldahl (Luangdilok und Panswad, 2000). Auch der Rückgang der Toxizität (O´Neill et al., 2000a) ist mit diesen Substitutionsreaktionen erklärbar.

Wenn sich herausstellen sollte, dass die aus den anaerob gebildeten aromatischen Aminen entstehenden Reaktionsprodukte tatsächlich nicht oder nur teilweise aerob mineralisierbar sind, so muss das ganze Konzept der zweistufigen anaerob-aerob Behandlung von azofarbstoffhaltigen Abwässern ernsthaft in Frage gestellt werden.

Um die Erfolgsaussichten der anaerob-aerob Behandlung von farbstoffhaltigen Abwässern beurteilen zu können, wurden in dieser Arbeit anhand von Laborexperimenten spontane Folgereaktionen der primär gebildeten aromatischen Amine genauer beleuchtet. Dazu wurden sowohl strukturell relevante Modellsubstanzen als auch durch reduktive Spaltung von Azofarbstoffen dargestellte aromatische Amine mittels LC-MS auf ihre Stabilität hin untersucht. Zudem wurden zahlreiche weitere Reaktionsprodukte dieser Modellsubstanzen und aromatischen Amine mittels LC-MS und LC-MS/MS identifiziert. Abschließend wurden Abbauversuche im Labormaßstab durchgeführt, um zu prüfen, ob die relevanten aromatischen Amine aerob mineralisierbar sind.

4.1 Chemische Reduktion

Neben der einstufigen, vollständigen Reduktion der Azofunktion unter Übertragung von vier Elektronen zu den zwei korrespondierenden Aminoverbindungen gibt es einen weiteren, dreistufigen Reaktionsmechanismus zur Reduktion der Azofunktion (Abbildung 4.1). In neutralen Lösungen besteht für ortho- oder para-Phenylazonaphthole ein tautomeres Gleichgewicht zwischen dem Ketohydrazon und der Hydroxyazoverbindung (Pasti-Grigsby et al., 1992). Welches der beiden Tautomeren tatsächlich reduziert wird ist unbekannt. Nach der Übertragung eines Wasserstoffäquivalents auf den Azofarbstoff entsteht eine Hydrazoverbindung, bei der das chromophore System zerstört ist (Dubin und Wright, 1975). In einer anschließenden Disproportionierungsreaktion zerfällt das Molekül irreversibel zu einem Amin und einem Iminchinon (Florence, 1965; Reeves und Andrus, 1967). Das Iminchinon wird zum entsprechenden Aminohydroxyaromaten reduziert (Abbildung 4.1).

Die Stabilität der Hydrazoverbindung ist von strukturellen Eigenschaften des Azofarbstoffes abhängig (Reeves und Andrus, 1967). So wurde bei der Untersuchung der chemischen Reduktion verschiedener para-substituierter sulfonierter Azobenzole gezeigt, dass relativ stabile Hydrazoverbindungen nur dann entstanden, wenn stark elektronenliefernde

82 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

Substituenten fehlten. Dagegen beschleunigten Hydroxy-, Amino- oder Dimethylamino-substituenten in ortho- oder para-Position zur Azofunktion die vollständige Hydrogenolyse (Reeves und Andrus, 1967). Fehlt ein elektronenliefernder Substituent in ortho- oder para-Stellung zur Azofunktion, so bleibt die Disproportionierungsreaktion möglicherweise aus. Die Reduktion erreicht damit nur die Oxidationsstufe des Hydrazins. In Gegenwart von Sauerstoff ist dann eine Reoxidation zur Azofunktion unter Rückfärbung möglich.

NH2

SO3H

HO3S NN

O SO3H

SO3H

H

NH2

OH

HO3S SO3H

HO3S NN

O SO3H

SO3H

H

HO3S NN

O SO3H

SO3H

H

H

H

NH2

SO3H

NH

O

HO3S SO3H

+

2e--Reduktion

+2e--Reduktion

Disproportionierung

4e--Reduktion

Abbildung 4.1: Zwei verschiedene Reaktionsmechanismen für die Reduktion der Azofunktion am Beispiel von Acid Red 27: die vollständige Reduktion in einem Reaktionsschritt (links) und die sukzessive Reduktion in drei aufeinanderfolgenden Reaktionsschritten (rechts).

Die meisten kommerziell erhältlichen sulfonierten Azofarbstoffe besitzen aber zumindest einen elektronenliefernden Substituenten in ortho- oder para-Position zur Azogruppe. Dies trifft auch für die in dieser Arbeit untersuchten Azofarbstoffe Acid Red 27, Reactive Red 2 und Reactive Orange 16 zu (Abbildung 1.7). Somit ist bei diesen Azofarbstoffen von einer vollständigen Hydrogenolyse auszugehen (Florence, 1965; McKeown und Thomson, 1954).

Reduktion mit Natriumdithionit Vor der chemischen Reduktion wurde der Reaktivfarbstoff Reactive Red 2 mit verdünnter

Natronlauge hydrolysiert, um strukturell den gleichen Ausgangsfarbstoff zu erhalten, wie er auch im Abwasser vorliegen dürfte. Allerdings zeigte sich bei der massenspektrometrischen Charakterisierung der Hydrolyseprodukte, dass die Hydrolyse zwei Reaktionsprodukte lieferte (Abbildung 4.2). Die vollständige Hydrolyse führte zum Molekülanion mit [M-H]-=533, die unvollständige Hydrolyse mit der Substitution von nur einem Chloratom

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 83

zum Molekülanion mit [M-H]-=551. Zusätzlich war bei der unvollständigen Hydrolyse noch der durch den Chlorsubstituenten hervorgerufene intensive Isotopenpeak bei m/z 553 zu beobachten.

N

NN

N N

NH

Cl

ClOH

HO3S SO3

N

NN

N N

NH

OH

OH (Cl)OH

HO3S SO3

0,1 M NaOH

- -

Abbildung 4.2: Hydrolyse des Reaktivfarbstoffes Reactive Red 2.

Für die Reduktion wurde das häufig eingesetzte Reduktionsmittel Natriumdithionit verwendet. Die Lösung entfärbte sich mit der Zeit von rot über orange nach gelb. Die konzentrierte Reaktionslösung des reduzierten Farbstoffes hatte eine intensiv gelbe Färbung, die auch über Tage hinweg stabil war. Es trat keine Rückfärbung ein. Während der Reduktion wurden in regelmäßigen Zeitabständen Proben der Reaktionslösung entnommen und mittels LC-UV/VIS- und LC-MS-Analysen untersucht. Die auf diese Weise erhaltenen Chromato-gramme wurden mit zunehmender Reaktionsdauer komplexer und zeigten zwischen 12 und 20 min. zahlreiche Signale (Abbildung 4.3). Die Intensitäten von einigen dieser Signale veränderten sich im Laufe der Umsetzung. Zwei der stetig intensiver werden Signale gehörten zu den erwarteten Reduktionsprodukten mit den Molekülionen bei m/z 444 und m/z 462 (Abbildung 4.5). Die zahlreichen anderen Signale resultierten vermutlich sowohl aus Edukten und Nebenprodukten der Farbstoffsynthese als auch aus Nebenprodukten der Reduktion mit Natriumdithionit. Diese Annahme wurde durch zwei Beobachtungen gestützt (Abbildung 4.3): (1) Das Auftreten des intensiven Naphthalinsulfonat-Peaks bei 12,5 min, da Naphthalinsulfonate wichtige Ausgangsstoffe für die Synthese von Azofarbstoffen sind, und (2) das Auftreten eines Massenpeaks bei m/z 599, da die Masse dieser unbekannten Verbindung um 30 amu größer als die molekulare Masse des Ausgangsfarbstoffes Reactive Red 2 ist. Unter der Annahme, dass es sich nicht um ein Reaktionsnebenprodukt der Farbstoffsynthese handelt, könnte diese Verbindung ausschließlich durch eine Additions- oder Substitutionsreaktion während der Reduktion entstanden sein.

Die in Abbildung 4.3 gezeigten Massenspektren zeigen auffällige Parallelen. Mit den Signalen bei m/z 524 und 444, m/z 542 und 462 und m/z 599 und 519 tritt jeweils ein Massenpaar mit einer Massendifferenz von 80 amu auf. Die Massendifferenzen von 80 amu sind bei massenspektrometrischen Untersuchungen im allgemeinen typisch für Sulfonate. Dies würde dafür sprechen, dass zusätzlich zu den zwei ursprünglichen Sulfonatgruppen des Farbstoffes durch Sulfonierung jeweils ein weiterer Sulfonsäure-Substituent eingeführt wurde (Abbildung 4.5). Weiterhin ist jeweils zwei Masseneinheiten neben dem intensivsten Signal ein Peak bei m/z 442, 460 oder 517 zu beobachten. Eine Massendifferenz von 2 amu wird bei ortho-aminohydroxy- und ortho-dihydroxysubstituierten Aromaten meist durch eine Oxidation zum Chinonimin oder Chinon hervorgerufen. Chinonimine und Chinone wiederum sind reaktive Verbindungen und gehen bevorzugt Additions- und Substitutionsreaktionen ein.

[M-H]-=569 [M-H]-=533 (551)

84 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

Eine solche Reaktion könnte in diesem Fall zur Sulfonierung mit Natriumhydrogensulfit, das bei der Reduktion aus Dithionit entsteht, geführt haben.

Abbildung 4.3: HPLC-UV/VIS-Chromatogramm der Reaktionslösung des reduzierten Farbstoffes Reactive Red 2 nach beendeter Reduktion mit Natriumdithionit. Für drei der Signale sind die Massenspektren der dazugehörigen Reaktionsprodukte gezeigt. Die in den Massenspektren mit einem Stern gekennzeichneten Peaks sind Natriumaddukte der intensiven Signale. Das intensivste Signal des Chromatogramms bei ca. 12,5 min. wird durch ein Naphthalinsulfonat mit m/z 207 hervorgerufen1.

Zur Bestätigung der vermuteten Sulfonierung wurden die Elementarzusammensetzungen der Verbindungen, die sich hinter den genannten Massenpaaren verbergen, mit exakter Massenbestimmung ermittelt.

Exakte Massenbestimmung Die exakten Massenbestimmungen für die detektierten Anionen bei m/z 524, 444, 542,

462, 599 und 519 wurden wie in Kapitel 2.5 beschrieben durchgeführt. Aus sechs unabhängigen Messungen ergaben sich folgende mittlere Massen für die Analyten: m/z 523.9477 und 443.9929, 541.9155 und 461.9572 und 598.9950 und 519.0394.

1 Der Reaktivfarbstoff Reaktiv Red 2 war lediglich in ca. 60%iger Reinheit erhältlich. Die verbleibenden 40% setzten sich aus Edukten, Reaktionsnebenprodukten und Salzen zusammen. Zu den Edukten der Farbstoffsynthese gehören auch die Naphthalinsulfonate.

Inte

nsitä

t

Naphthalinsulfonat

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 85

Den beiden Analyten mit den Massen m/z 524 und 444 konnten mit den ermittelten, exakten Massen eindeutig Summenformeln zugeordnet werden, deren Elementarzusammen-setzungen sich wie erwartet lediglich in einer SO3-Gruppe unterscheiden (Abbildung 4.4). Die gemessene mittlere Masse weicht für m/z 523.9477 um 1.1 mmu bzw. 2.1 ppm und für m/z 443.9929 um 0.9 mmu bzw. 2.0 ppm von den berechneten Massen m/z 523.9488 und m/z 443.9920 ab (Tabelle 4.1). Da die relativen Fehler der Massenbestimmung weniger als ±5 ppm betragen, werden die ermittelten Massen als exakt angesehen (Guideline for authors (Editors), 1999).

Tabelle 4.1: Summenformeln, exakte Massen und Massenabweichungen für die Ionen bei m/z 444, m/z 524, m/z 462 und m/z 542.

Summenformel C13H10N5O9S2 C13H10N5O12S3 C13H9N5O8S2Cl C13H9N5O11S3Cl

1. Messung 443,9901 523,9464 461,9543 541,9137

2. Messung 443,9958 523,9454 461,9596 541,9180

3. Messung 443,9928 523,9465 461,9545 541,9188

4. Messung 443,9905 523,9484 461,9583 541,9247

5. Messung 443,9923 523,9487 461,9593 541,9068

6. Messung 443,9958 523,9506 461,9569 541,9111

Mittelwert 443,9929 523,9477 461,9572 541,9155

Berechnete Masse 443,9920 523,9488 461,9581 541,9149

∆mmmu 0,9 1,1 0,9 0,6

∆mppm 2,0 2,1 1,9 1,1

SO3 (79,9568 amu) ∆m = 79,9548 ∆m =79,9583

Die vorgegebenen Kriterien für die Ermittlung der Summenformeln erlaubten nur Strukturen mit 10-19 Kohlenstoffatomen, bis zu 25 Wasserstoffatomen, 1-5 Stickstoffatomen, 6-12 bzw. 6-15 Sauerstoffatomen und 2-4 bzw. 2-5 Schwefelatomen. Diese Einschränkungen ergaben sich aus der Kenntnis der Eduktstruktur und der Intensität der Isotopenpeaks. Dabei lieferte der erste Isotopenpeak wichtige Informationen über die Anzahl der Kohlenstoffatome, der zweite Isotopenpeak diente zur Eingrenzung der Anzahl der Schwefelatome.

Die exakten Massenbestimmungen bestätigten also die Annahme, dass das Reaktionsprodukt der Reduktion von Reactive Red 2 mit der Molekülmasse M=525 g/mol durch eine Sulfonierung des primären Reduktionsproduktes der Molekülmasse M=445 g/mol entstanden ist (Abbildung 4.5). Es ist davon auszugehen, dass dies durch eine Oxidation mit anschließender 1,4-Addition geschehen ist. Aus der 2-Amino-1-hydroxy-3,6-disulfo-Verbindung wurde durch Oxidation das reaktive, ortho-chinoide 2-Imino-1-oxo-1,2-dihydro-3,6-disulfo-System gebildet, das als eine Art α,β-ungesättigtes Carbonylsystem bevorzugt unter 1,4-Addition weiterreagierte (Abbildung 4.5). In diesem Fall reagierte es mit dem Nukleophil Hydrogensulfit, das während der Reduktion aus Dithionit gebildet wurde, in 4-Position zur 2-Amino-1-hydroxy-3,4,6-trisulfo-substituierten Verbindung. Das durch diese Reaktionssequenz entstandene Produkt wurde ausschließlich in der reduzierten Form

86 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

detektiert, da es durch den Einbau des elektronenziehenden Sulfonsäure-Substitutenten ein höheres Redoxpotential als die chinoide Ausgangsverbindung hatte.

Abbildung 4.4: Massenspektren der exakten Massenbestimmung für m/z 444 (A) und m/z 524 (B) mit den wahrscheinlichsten, dazugehörigen Summenformeln und deren Massenabweichungen.

Berechnete Masse ∆mmmu ∆mppm Summenformel

443,9920 0,3 0,7 C13 H10 N5 O9 S2

443,9915 0,8 1,7 C13 H18 N O8 S4

443,9954 3,1 6,9 C10 H14 N5 O9 S3

443,9994 7,1 16,0 C15 H14 N3 O7 S3

443,9841 8,2 18,4 C11 H14 N3 O10 S3

444,0019 9,6 21,6 C11 H14 N3 O12 S2

C: 10-19, H: 0-25, N: 1-5, O: 6-12, S: 2-4.

Berechnete Masse ∆mmmu ∆mppm Summenformel

523,9488 0,1 0,2 C13 H10 N5 O12 S3

523,9483 0,4 0,7 C13 H18 N11 S5

523,9497 1,0 1,9 C14 H14 N5 O7 S5

523,9463 2,4 4,6 C17 H10 N5 O7 S4

523,9454 3,3 6,2 C16 H6 N5 O12 S2

523,9522 3,5 6,6 C10 H14 N5 O12 S4

C: 10-19, H: 0-25, N: 1-5, O: 6-15, S: 2-5.

A)

B)

Rel

ativ

e In

tens

ität

Rel

ativ

e In

tens

ität

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 87

N

NN

N N

NH

OH

OH (Cl)OH

HO3S SO3H

N

NN

NH2

NH

OH

OH (Cl)OH

HO3S SO3H

N

NN

NH

NH

OH

OH (Cl)O

HO3S SO3H

N

NN

NH2

NH

OH

OH (Cl)OH

HO3S SO3H

SO3H

Abbildung 4.5: Reaktionssequenz der Umsetzung des hydrolysierten Farbstoffes Reactive Red 2 mit Natriumdithionit, bestehend aus Reduktion, Oxidation und Sulfonierung.

Das Auftreten der beiden Signale bei m/z 524 und m/z 444 im selben Massenspektrum wird durch die Abspaltung von SO3 während des Ionisierungsprozesses verursacht. Das Signal bei m/z 444 wird also durch eine Fragmentierung des sehr fragilen Mutterions in der Ionenquelle generiert. Bei tandem-massenspektrometrischen Untersuchungen der Molekülionen mit den Massen m/z 524, 542 und 599 konnte außerdem gezeigt werden, dass die Massendifferenz von 80 amu in allen drei Fällen insgesamt dreimal zu beobachten war (Abbildung 4.6). Dies war ein weiterer Anhaltspunkt dafür, dass die fragmentierten Moleküle dreifach sulfoniert waren.

Den beiden Analyten mit den Massen m/z 542 und 462 konnten mit den ermittelten, exakten Massen 541,9155 und 461,9572 ebenfalls eindeutig die Summenformeln C13H9N5O8S2Cl bzw. C13H9N5O11S3Cl zugeordnet werden, deren Elementar-zusammensetzungen sich lediglich in einer SO3-Gruppe unterscheiden (Tabelle 4.1). Die gemessene mittlere Masse weicht für m/z 541.9155 um 0.6 mmu bzw. 1.1 ppm und für m/z 461.9572 um 0.9 mmu bzw. 1.9 ppm von den berechneten Massen m/z 541.9149 und m/z 461.9581 ab (Tabelle 4.1). Bei den relativen Fehlern von weniger als ±5 ppm werden die ermittelten Massen auch hier als exakt angesehen (Guideline for authors (Editors), 1999). Die Massendifferenz von 18 amu im Vergleich zum Massenpaar mit m/z 524 und m/z 444 entspricht dem monoisotopischen Massenunterschied eines Chloratoms (35 amu) und einer Hydroxylgruppe (17 amu) und resultierte aus der unvollständigen Hydrolyse des Reaktivfarbstoffes. Die Reaktionssequenz, die zur Sulfonierung führte, entsprach derjenigen des vollständig hydrolysierten Farbstoffes (Abbildung 4.5).

Reduktion

- Anilin

Oxidation

1,4-Addition

M = 534 g/mol (552 g/mol) M = 445 g/mol (463 g/mol)

M = 443 g/mol (461 g/mol) M = 525 g/mol (543 g/mol)

88 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

Abbildung 4.6: MS/MS-Spektren des Molekülions der Masse m/z 542 mit den Kollisionsenergien (CE) 15 bzw. 25 eV.

Zur Ermittlung der Summenformel für die exakte Masse von 598,9950 wurden die vorgegebenen Einschränkungen hinsichtlich der Anzahl der einzelnen Elemente im Vergleich zu den vorhergehenden Bestimmungen deutlich weiter gefasst. Da die Ionenmasse des Analyten mit [M-H]-=599 um 30 amu höher war als die des Reaktivfarbstoffes Reactive Red 2, mussten wesentlich mehr Elementarzusammensetzungen in Betracht gezogen werden und auch die Kenntnis der Eduktstruktur und der Intensitäten der Isotopenpeaks war für die Festlegung der Suchkriterien nur von begrenztem Nutzen. Einzig das Vorhandensein eines Chloratoms ließ sich durch die geringe Intensität des [M+2]-Isotopenpeaks ausschließen. Die sich somit ergebenden Kriterien für die Ermittlung der Summenformeln erlaubten Strukturen mit 10-25 Kohlenstoffatomen, bis zu 30 Wasserstoffatomen, 1-8 Stickstoffatomen, 6-20 Sauerstoffatomen und 2-6 Schwefelatomen. Auf diese Weise wurden für die Masse 598,9950 noch 15 mögliche Summenformeln ermittelt, die das Exaktheitskriterium von ±5 ppm erfüllen (Tabelle 4.2). Für die exakte Masse des Ions bei m/z 519 gab es mit den entsprechenden Kriterien 7 mögliche Summenformeln (Tabelle 4.3). Ein Vergleich der beiden Ergebnislisten lieferte 6 Summenformeln, die sich genau um ein Schwefelatom und drei Sauerstoffatome unterscheiden.

Eine Gegenüberstellung der verbliebenen 6 Elementarzusammensetzungen mit der Summenformel des hydrolysierten Ausgangsfarbstoffes und den für die anderen exakten Massen ermittelten Summenformeln legte die Vermutung nahe, dass die Verbindungen mit den exakten Massen 519,0394 und 598,9950 die in den Tabellen dunkelgrau hinterlegten Summenformeln C19H15N6O11S3 und C19H15N6O8S2 besaßen. Die Summenformel C19H15N6O8S2 passt genau zu der Verbindung, die entstehen würde, wenn das höher substituierte Reduktionsprodukt von Reactive Red 2 (Abbildung 4.5) mit Anilin, dem zweiten Reaktionsprodukt der reduktiven Azospaltung, unter nukleophiler Substitution einer Hydroxygruppe reagieren würde. Eine zusätzliche Sulfonierung der dabei entstehenden Verbindung würde zum Transformationsprodukt mit der Summenformel C19H15N6O11S3

führen.

CE 15 eV

CE 25 eV R

elat

ive

Inte

nsitä

t

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 89

Tabelle 4.2: Für die exakte Masse 598,9950 ermittelte mögliche Elementarzusammen-setzungen, die das Exaktheitskriterium von ±5 ppm erfüllen. Die hellgrau hinterlegten Summenformeln unterscheiden sich von den Elementarzusammensetzungen in Tabelle 4.3 genau um ein Schwefelatom und drei Sauerstoffatome.

Berechnete Masse ∆mmmu ∆mppm Summenformel

598,9950 0,0 0,0 C11 H27 N4 O12 S6

598,9948 0,2 0,4 C18 H19 N2 O15 S3

598,9946 0,4 0,7 C10 H15 N8 O18 S2

598,9954 0,4 0,7 C11 H19 N8 O13 S4

598,9956 0,6 1,1 C19 H23 N2 O10 S5

598,9941 0,9 1,5 C10 H23 N4 O17 S4

598,9961 1,1 1,8 C19 H15 N6 O11 S3

598,9963 1,3 2,2 C12 H23 N8 O8 S6

598,9936 1,4 2,3 C23 H15 N6 O6 S4

598,9970 2,0 3,3 C20 H19 N6 O6 S5

598,9929 2,1 3,4 C15 H19 N8 O8S5

598,9973 2,3 3,8 C14 H19 N2 O20 S2

598,9927 2,3 3,8 C22 H11 N6 O11 S2

598,9923 2,7 4,6 C22 H19 N2 O10 S4

598,9921 2,9 4,9 C14 H15 N8 O13 S3

Tabelle 4.3: Für die exakte Masse 519,0394 ermittelte mögliche Elementarzusammen-setzungen, die das Exaktheitskriterium von ±5 ppm erfüllen. Die grau hinterlegten Summenformeln unterscheiden sich von den Elementarzusammensetzungen in Tabelle 4.2 genau um ein Schwefelatom und drei Sauerstoffatome.

Berechnete Masse ∆mmmu ∆mppm Summenformel

519,0393 0,1 0,2 C19 H15 N6 O8 S2

519,0388 0,6 1,1 C19 H23 N2 O7 S4

519,0386 0,8 1,5 C11 H19 N8 O10 S3

519,0382 1,2 2,4 C11 H27 N4 O9 S5

519,0379 1,5 2,8 C18 H19 N2 O12 S2

519,0413 1,9 3,7 C15 H23 N2 O12 S3

519,0373 2,1 4,1 C10 H23 N4 O14 S3

Die anderen fünf, in den Tabellen hellgrau markierten Elementarzusammensetzungen

können weitgehend ausgeschlossen werden, da entweder die Anzahl der Kohlenstoffatome oder die Anzahl der Stickstoffatome bei diesen Summenformeln kleiner ist als bei den primären Reduktionsprodukten von Reactive Red 2 und bei Reactive Red 2 selber (Abbildung 4.5). Dieser Sachverhalt wäre nur durch eine teilweise oder vollständige Abspaltung des

90 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

Triazinringes zu erklären. In Anbetracht der Ionenmasse von m/z 599 erscheint eine solche Abspaltung allerdings sehr unwahrscheinlich.

Die exakten Massenbestimmungen bestätigten letztendlich, dass die strukturellen Transformationen bei der Umsetzung des hydrolysierten Azofarbstoffes Reactive Red 2 mit Natriumdithionit über eine einfache Reduktion deutlich hinausgehen. Für alle weiteren Untersuchungen war von zentraler Bedeutung, dass die Grundlage für die hohe Reaktivität der Reduktionsprodukte die Oxidationsempfindlichkeit von ortho-aminohydroxy- und ortho-dihydroxysubstituierten Aromaten sein dürfte. Diese Verbindungen wiederum entstehen bei der Reduktion der überwiegenden Mehrzahl der bekannten Azofarbstoffe. Eine endgültige Klärung des Sachverhaltes erfordert allerdings noch zahlreiche weitere Untersuchungen.

4.2 Aminohydroxynaphthalinsulfonate

Bei der reduktiven Spaltung von Monoazofarbstoffen erhält man als primäre Reaktionsprodukte zwei Amine (Abbildung 4.7). Eines dieser beiden Amine ist der zentrale Baustein des chromophoren Systems. Dabei handelt es sich in den meisten Fällen um ein mehrfach substituiertes Naphthalinsulfonat. Weiterhin besitzen die meisten der kommerziell erhältlichen sulfonierten Azofarbstoffe wie bereits erwähnt in ortho-Stellung zur Azofunktion Hydroxy- oder Aminogruppen. Aus diesen Azofarbstoffen entstehen bei der reduktiven Spaltung primär Hydroxyamino- oder Diaminonaphthalinsulfonate, die in wässriger Lösung abiotisch zu Dihydroxynaphthalinsulfonaten hydrolysieren und anschließend zu ortho-Chinonen oxidieren können (Brumley-Challenor et al., 2000; Kudlich et al., 1999). Es ist davon auszugehen, dass die bei der anaeroben Entfärbung von Azofarbstoffen gebildeten, ortho-aminohydroxysubstituierten Naphthaline aus diesen Gründen bisher nicht nachgewiesen werden konnten.

R´

NNR

HO3S R´´

R´´´R´´´´ R´

NH2

HO3S R´´

R´´´R´´´´

NH2R +

Abbildung 4.7: Allgemeine Struktur eines typischen Azofarbstoffes auf Naphthalinbasis und seine reduktiven Spaltprodukte. Häufige Substituenten: R´= -OH oder -NH2; R´´= -SO3H; R´´´= -H, -N=N-R oder Reaktivanker; R´´´´= -H, -OH, -NH2 oder Reaktivanker.

Eine eingehende Untersuchung der Reaktivität von bei der Reduktion von Azofarbstoffen gebildeten Transformationsprodukten wird durch die meist relativ geringe Reinheit von großtechnisch hergestellten Farbstoffen erschwert. Eine Unterscheidung zwischen den Nebenprodukten der Farbstoffsynthese und den Transformationsprodukten der Reaktivitätsstudien ist oftmals nicht möglich. Außerdem kann es bei chemischen Umsetzungen zu unerwünschten Nebenreaktionen zwischen den Nebenprodukten der Farbstoffsynthese und den eingesetzten Reagenzien kommen. Bei Reaktivfarbstoffen kommt noch hinzu, dass die vor den eigentlichen Untersuchungen erforderliche Hydrolyse teilweise

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 91

nicht vollständig verläuft und bereits durch diese erste Umsetzung zwei oder mehr Reaktionsprodukte entstehen.

Aus diesen Gründen wurden strukturell einfache Modellsubstanzen eingesetzt, um spontane, chemische Transformationen und andere Umsetzungen zu verfolgen, die auch nach der anaeroben Behandlung von Azofarbstoffen stattfinden können. Eine der drei verwendeten Modellsubstanzen (Abbildung 4.8) besaß die für viele reduktiven Spaltprodukte von Azofarbstoffen charakteristische ortho-Aminohydroxysubstitution (1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat; 1-A-2-H-4-NSA). Die Strukturen von unbekannten Verbindungen, die bei den spontanen Transformationen und den Umsetzungen mit den Modellsubstanzen entstandenen sind, wurden mit LC-MS/MS aufgeklärt. Die Untersuchungen wurden in neutralen, wässrigen Lösungen durchgeführt, so dass die Modellsubstanzen in deprotonierter Form als Sulfonate vorlagen.

NH2

OH

SO3

NH2

SO3

OHOH

NH2O3S

Abbildung 4.8: Strukturen der verwendeten Modellsubstanzen.

4.2.1 Stabilitätsuntersuchungen

Die ortho-aminohydroxysubstituierte Modellsubstanz 1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat hydrolysierte und oxidierte spontan in wässriger Lösung (Abbildung 4.9), während die anderen beiden Naphthalinsulfonate ohne ortho-Substitution über einen längeren Zeitraum (drei Wochen) hinweg stabil waren. Die Oxidation von 1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat lief spontan beim Kontakt mit Luftsauerstoff ab. Es stellte sich ein Gleichgewicht zwischen der reduzierten und der oxidierten Form, dem ortho-Chinonimin, ein. Diese Gleichgewichte sind auch bei den Naphthochinonen, die als Redoxmediatoren fungieren, entscheidend (Keck et al., 2002). In Folge der schnellen Gleichgewichtseinstellung nahm während der Hydrolyse sowohl die Konzentration von 1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat als auch die Konzentration des korrespondierenden ortho-Naphthochinonimins ab. Gleichzeitig nahmen die Konzentrationen der im Gleichgewicht stehenden Hydrolyseprodukte 1,2-Dihydroxynaphthalin-4-sulfonat und dem korrespondierenden ortho-Naphthochinons zu (Abbildung 4.9).

Bei der Hydrolyse handelt es sich um eine Additions-Eliminierungsreaktion. Da der initiale Schritt ein nucleophiler Angriff eines Hydroxylions am Carbonylkohlenstoff ist, wurde die Reaktionsgeschwindigkeit ganz wesentlich vom pH-Wert beeinflusst. Bei pH 4 waren nach einer halben Stunde etwa 25% von 1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat hydrolysiert, während bei pH 6-7 die Hydrolyse in dieser Zeit annähernd quantitativ vollständig abgelaufen war.

1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat

6-Amino-1-hydroxy-naphthalin-3-sulfonat

1-Amino-8-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat

-

---

92 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

NH2

OH

SO3

NHO

SO3

OH

OH

SO3

OO

SO3

Abbildung 4.9: Zeitliche Entwicklung der Konzentrationszu- und –abnahme der Oxidations- und Hydrolyseprodukte von 1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat bei pH 4. Die dargestellten Chromatogramme wurden mittels LC-MS-Analysen erhalten. Die m/z-Werte und die Verbindungen, die zu den vier zeitaufgelösten Signalreihen gehören, sind jeweils darunter dargestellt.

Die Strukturen der durch Oxidation und Hydrolyse entstandenen Verbindungen wurden mit HPLC-ESI-MS/MS-Analysen bestätigt. Die Substanzen zeigten die für sulfonierte und hydroxylierte Aromaten typischen Fragmentierungen (Tabelle 4.4).

Tabelle 4.4: Mit HPLC-ESI-MS/MS detektierte Fragmentionen von 1-Amino-2-hydroxy-naphthalin-4-sulfonat und von dessen Oxidations-und Hydrolyseprodukten (die Strukturen der Analyten sind in Abbildung 4.9 dargestellt).

Elementarzusammen-setzung

Molekülanion [M-H]-

Fragmentionen der Produktionenspektren

m/z m/z

C10H9NO4S 238 174 (M-H-SO2), 172 (M-H-H2SO2), 158 (M-H-SO3), 146 (174-CO), 80 (SO3)

C10H7NO4S 236 172 (M-H-SO2), 145 (172-HCN), 144 (172-CO), 101 (144-HNCO)

C10H8O5S 239 175 (M-H-SO2), 173 (M-H-H2SO2), 159 (M-H-SO3), 147 (175-CO), 145 (173-CO), 129 (173-CO2), 101 (129-CO), 80 (SO3)

C10H6O5S 237 173 (M-H-SO2), 145 (173-CO), 129 (173-CO2), 101 (145-CO2)

- - - -

m/z 238 m/z 236 m/z 239 m/z 237

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 93

Die Stabilitätsuntersuchungen mit den Modellsubstanzen bestätigten eindeutig, dass die Reaktivität der bei der Reduktion von Azofarbstoffen entstehenden aromatischen Amine von der ortho-Aminohydroxy-Substitution am Naphthalinring herrührt. Somit überrascht es auch nicht, dass nach der Reduktion von Azofarbstoffen bereits chinoide Oxidationsprodukte beobachtet wurden, sofern der reduzierte Farbstoff in ortho-Position zur Azofunktion eine Amino-oder Hydroxygruppe besaß (Kudlich et al., 1999). Vielmehr wurde bereits im 19. Jahrhundert 1,2-Naphthochinonsulfonat durch Oxidation und Hydrolyse aus ortho-Aminohydroxynaphthalinsulfonat dargestellt (Witt, 1891).

Außerdem untermauern die Ergebnisse zweifelsfrei, dass eine Konzentrationsabnahme des DON oder der aromatischen Amine während der aeroben Behandlung von anaerob entfärbten Azofarbstoffen keineswegs mit einer Mineralisierung der Reduktionsprodukte einhergehen muss. Alleine schon durch die Hydrolyse wird der organisch gebundene Stickstoff in anorganischen Stickstoff überführt und der DON-Gehalt und die Konzentration der aromatischen Amine in der Lösung nehmen ab.

4.2.2 Umsetzungen mit Nukleophilen

Die Oxidation und die Hydrolyse von ortho-aminohydroxysubstituierten Naphthalinen sind jedoch nur der Beginn einer Sequenz von möglichen, spontanen Transformationen (Abbildung 4.10). Die entstehenden 1,2-Naphthochinone und 1,2-Naphthochinonimine sind reaktive Verbindungen, die bevorzugt unter 1,4-Addition am chinoiden Ring von Nukleophilen angegriffen werden.

NH2

OHNH

O

OH

OHO

O

NH2

OH

Nu

OH

OH

Nu

O

O

Nu

NH

O

Nu

O

O

Nu´

NH

O

Nu´

+NuH +NuH

+Nu´ +Nu´-Nu -Nu

Abbildung 4.10: Allgemeines Reaktionsschema möglicher spontaner Transformationen von ortho-aminohydroxysubstituierten Naphthalinen.

94 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

So führt beispielsweise die Reaktion von 1,2-Naphthochinon mit Hydrogensulfit zu 1,2-Naphthochinon-4-sulfonat (Nörtemann et al., 1994). In anaerob behandeltem Textilabwasser entsteht das Hydrogensulfit durch Oxidation mit Luftsauerstoff aus Sulfid. Viele Naphthochinonderivate sind durch verschiedene 1,4-Additionen von Nukleophilen am chinoiden Ring zugänglich. Sie reagieren teilweise spontan mit Lösungsmitteln wie Wasser oder Alkoholen.

Die dabei entstehenden Produkte besitzen nach dem Einbau eines elektronenliefernden Substitutenten ein niedrigeres Redoxpotential als die Ausgangsverbindungen und wirken somit auf die Edukte als Reduktionsmittel, werden selber also oxidiert (Grundmann, 1979). Wird durch eine solche Reaktion ein elektronenziehender Substituent eingeführt, so hat das Produkt ein höheres Redoxpotential und kann auf das Chinon nicht reduktiv wirken. 1,2-Naphthochinon-4-sulfonat reagiert bereits unter milden Bedingungen schnell mit verschiedenen Nukleophilen wie Aminen (Boeniger, 1894) und Aminosäuren (Folin, 1922) unter Substitution in 4-Position weiter (Hartke und Lohmann, 1983; Sridhar et al., 2001), da die Sulfonatgruppe eine gute Abgangsgruppe ist.

In dieser Arbeit wurde 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat, eine Modellsubstanz für die primären Reaktionsprodukte der Reduktion von Azofarbstoffen, mit 3-Aminobenzolsulfonat umgesetzt. Das verwendete Nukleophil 3-Aminobenzolsulfonat entsteht bei der Textilfärbung durch Reduktion aus 3-Nitrobenzolsulfonat und wurde im Textilabwasser bereits in nicht unerheblichen Konzentrationen nachgewiesen (Altenbach und Giger, 1995). Das HPLC-UV-Chromatogramm der Reaktionslösung zeigte nach der Umsetzung sechs Signale (Abbildung 4.11).

Abbildung 4.11: HPLC-UV-Chromatogramm der Reaktionsprodukte von 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat mit 3-Aminobenzolsulfonat. Für vier der sechs Signale sind die mit HPLC-MS ermittelten m/z-Werte der Molekülanionen und die durch HPLC-MS/MS-Analysen aufgeklärten dazugehörigen Strukturen angegeben.

m/z 172

m/z 319

m/z 328

m/z 394

NH2

SO3H

SO3H

O

OH

HO3S

OOH

N

SO3HO

OH

NOH

HO3S

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 95

Für vier der Reaktionsprodukte, die 90% der UV-Absorption der Lösung ausmachen, konnte die Struktur mit HPLC-MS/MS aufgeklärt werden (Abbildung 4.12).

Abbildung 4.12: MS/MS-Spektrum des Hauptproduktes (m/z 328) der Reaktion von 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat mit 3-Aminobenzolsulfonat (siehe Abbildung 4.10). Die einzelnen Fragmentierungen sind im Spektrum erklärt.

Nach der spontanen Hydrolyse und Oxidation von 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat wurden mehrere Substitutionsprodukte gebildet. Das Hauptprodukt (m/z 328) resultierte aus einer nukleophilen Substitution der Sulfonatgruppe in 4-Position durch 3-Aminobenzolsulfonat. Bei dieser Reaktion wurde außerdem Sulfit freigesetzt, das mit 1,2-Naphthochinon-4-sulfonat unter 1,4-Addition zu 2-Hydroxy-1-oxo-1,4-dihydro-naphthalin-4,4-disulfonat (m/z 319) reagiert (Asahi et al., 1984; Storm, 2002). Das dritte Reaktionsprodukt (m/z 394) entstand durch eine nukleophile Substitutionreaktion von 1,2-Naphthochinon-4-sulfonat mit dem Edukt 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat. Es handelte sich also um eine Art Dimerisierungsreaktion. Eine solche Dimerisierung wurde auch für ein Abbauprodukt eines Farbstoffes bereits postuliert (Kudlich et al., 1999). Von den Edukten der Umsetzung wurde nur 3-Aminobenzolsulfonat (m/z 172) detektiert. Primäre aliphatische Amine könnten 1,2-Naphthochinon-4-sulfonat auch in 1- und 2-Position angreifen und so zu weiteren Reaktionsprodukten führen (Hartke und Lohmann, 1983).

Im Gegensatz zu den Modellsubstanzen haben die meisten Azofarbstoffe in 4-Position keinen Substituenten und sind in 3-Position und teilweise zusätzlich noch in 6-Position sulfoniert (Abbildung 4.7). Durch den elektronenziehenden Effekt des Sulfonatsubstituenten in 3-Position wird die 1,4-Addition mit Nukleophilen zusätzlich erleichtert. Eine sterische Hinderung des nukleophilen Angriffs in 4-Position ist trotz der sterisch anspruchsvollen Sulfonatgruppe in 3-Position nicht zu erwarten (Grundmann, 1979). In Naphthalin-4,4-disulfonaten wurden sogar bereits zwei Sulfonatsubstituenten an ein und derselben Ringposition nachgewiesen (Asahi et al., 1984; Storm, 2002). In 3,6-disulfonierten 1,2-Naphthochinonen, die durch Reduktion, Hydrolyse und Oxidation aus vielen Azofarbstoffen entstehen, sind zudem auch die 5- und 7-Positionen des Naphthalinrings durch elektronische Effekte für den Angriff eines Nukleophils aktiviert. Dadurch gibt es in diesen Fällen eine Reihe weiterer potentieller Reaktionsprodukte. Nichtsdestotrotz ist die

328

300

248

246

220

218

-CO

-SO3

-SO3

-H2SO3

-H2SO3

-CO

96 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

1,4-Addition am α,β-ungesättigten Carbonylsystem die bevorzugte Reaktion von 1,2-Naphthochinonen mit aromatischen Aminen und einer Vielzahl anderer Nukleophile.

4.3 Massenspektrometrische Untersuchung der Reduktionsprodukte

Nach den Untersuchungen zur Stabilität und Reaktivität von strukturell einfachen Aminohydroxynaphthalinsulfonaten galt es nun, durch weitere Untersuchungen die Gültigkeit der anhand dieser Modellsubstanzen gewonnenen Erkenntnisse für reale Systeme zu prüfen. Zu diesem Zweck wurden drei Azofarbstoffe ausgewählt: Acid Red 27, Reactive Orange 16 und Reactive Red 2 (Abbildung 4.13). Acid Red 27 (AR 27) gehört zu den strukturell einfacheren Azofarbstoffen, dessen Transformationsprodukte dadurch vergleichsweise einfach zu identifizieren waren. Die bei der Textilfärbung üblicherweise verwendeten Azofarbstoffe sind allerdings strukturell aufwendigere Reaktivfarbstoffe, die mit den Textilfasern chemische Bindungen eingehen können. Reactive Orange 16 (RO 16) und Reactive Red 2 (RR 2) gehören zu dieser wichtigen Substanzklasse der Reaktivfarbstoffe. Alle drei Farbstoffe haben in ortho-Position zur Azofunktion einen Hydroxysubstituenten und eine Sulfonatgruppe in 3-Position des Naphthalingerüstes (Abbildung 4.13). Diese Strukturbausteine sind für eine große Anzahl von Azofarbstoffen charakteristisch. AR 27 und RR 2 haben zusätzlich in 6-Position eine zweite Sulfonatgruppe, sind also Naphthalin-disulfonate.

N

NN

N NNH

OH

ClOH

HO3S SO3H

N NOH

HO3S

NH

OSO

OOH

HO3S N N

OH SO3H

SO3H

N

NN

N NNH

OH

OHOH

HO3S SO3H

1 2

3 4

Abbildung 4.13: Strukturen der ausgewählten Azofarbstoffe: Acid Red 27 (1), Reactive Orange 16 hydrolysiert (2) und Reactive Red 2, vollständig (3) und unvollständig (4) hydrolysiert.

Die bei der reduktiven Spaltung der ausgewählten Azofarbstoffe dargestellten aromatischen Amine zeigten trotz ihrer strukturellen Unterschiede auffällige Gemeinsamkeiten hinsichtlich ihrer Stabilität und ihrer Reaktivität. Zahlreiche aus diesen aromatischen Aminen gebildete Transformationsprodukte konnten mit massenspektro-metrischen Methoden (LC-MS und LC-MS/MS) identifiziert werden.

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 97

Oxidation und Hydrolyse Die reduktive Spaltung der Azofunktionen erfolgte mit Wasserstoff an einem

Palladiumkatalysator in wässriger Lösung (Anhang A.1.3). Die bei der Reduktion gebildeten ortho-Aminohydroxynaphthalinsulfonate aller drei Azofarbstoffe reagierten bei Kontakt mit Luft spontan zu den entsprechenden ortho-Chinonen (Abbildung 4.14 und 4.17).

OO

O3S SO3H

O

O3S SO3H

OO

O SO3H

OO

O3S H

O

O SO3H

OO

O H

O

O3S H

O

O H

O

O OH

O

OH

O

H-

SO3.-

-

-

-

-

-

- -

-

-

-

m/z 317

m/z 80

m/z 237

m/z 253

m/z 289

-CO

-SO2

-SO3

m/z 225

-SO2

m/z 209

m/z 173

-SO2

-SO3

-CO

-SO3

-CO

m/z 145

-SO2

-CO

-SO3

m/z 161-SO2

m/z 133

-CO

-COm/z 117

Abbildung 4.14: MS/MS-Spektrum (A) und Fragmentierungsschema (B) des ortho-Chinons von AR 27 (m/z 317).

Die zugrunde liegenden Oxidations- und Hydrolysereaktionen liefen sehr schnell ab. Die maximalen Konzentrationen der ortho-Chinone wurden bereits nach 50 min. (AR 27) bzw. 25 min. (RR 2) erreicht (Abbildung 4.15). Im Fall von RO 16 waren diese Transformationen derart schnell, dass das bei der reduktiven Azospaltung primär gebildete ortho-Aminohydroxynaphthalinsulfonat nicht detektiert werden konnte. Entgegen den Beobachtungen von Kudlich et al. (1999) für den Azofarbstoff Naphthyl Blue Black wurden ortho-Chinonimine für die drei untersuchten Farbstoffe nur als kurzlebige Zwischenprodukte detektiert (Abbildung 4.16). Das in Abbildung 4.16 A dargestellte Massenspektrum verdeutlicht das anfängliche Vorhandensein des ortho-Chinonimins (m/z 316) von AR 27. Allerdings enthält die Lösung bereits nach 5-minütiger Reaktionszeit neben dem ortho-Chinonimin und dem Aminohydroxynaphthalinsulfonat (m/z 318) auch das ortho-Chinon (m/z 317) und das Dihydroxynaphthalinsulfonat (m/z 319).

A)

B)

98 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0 100 200 300 400

Zeit [min]

C/C

MA

X 316

317

399

351

365

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0 100 200 300 400

Zeit [min]

C/C

MA

X

293

294

376

328

309

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

0 100 200 300 400 500

Zeit [min]

C/C

MA

X

442

443

525

477

458

Abbildung 4.15: Zeitliche Entwicklung der relativen Konzentrationen (c/cmax) der Transformationsprodukte: A) AR 27, B) RO 16 und C) RR 2, vollständig hydrolysiert. Die Kurvenverläufe für die unvollständig hydrolysierten Transformationsprodukte von RR 2 sind sehr ähnlich. Die Konzentrationen wurden durch Integration der chromatographischen Signale der Analytmassen bestimmt. (Die Strukturen der dargestellten Molekülanionen sind in Tabelle 4.5 angegeben).

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 99

Abbildung 4.16: HPLC-UV-Chromatogramme einer Lösung des reduzierten Azofarbstoffes AR 27: A) nach 5 min., B) nach 5 h und C) nach 2 d. Die durch LC-MS-Analysen für die einzelnen Signale ermittelten Massen der jeweiligen Anionen sind angegeben.

Die Bildung der ortho-Chinone durch Oxidation und Hydrolyse war aber, wie nach den Ergebnissen der Untersuchungen mit den Modellsubstanzen zu erwarten war, nur der erste Schritt einer Reihe von Transformationsreaktionen (Abbildung 4.16 und 4.17). So nahmen die Konzentrationen der primär gebildeten ortho-Chinone nach und nach wieder ab. Für RR 2 lag die Chinon-Konzentration nach 5 h unter 5% der anfänglichen Maximalkonzentration, für AR 27 sogar bereits nach 4 h (Abbildung 4.15). Deutlich am reaktivsten war das nach der Reduktion von RO 16 gebildete ortho-Chinon. Seine Konzentration betrug nach 1 h nur noch etwa 8% des ursprünglichen Maximalwertes. Die nachfolgenden Transformationen führten nicht zu einem einheitlichen Produkt, sondern zu einer Vielzahl von verschiedenen Transformationsprodukten (Abbildung 4.16 B und C). Zwei dieser Folgereaktionen wurden für alle drei reduzierten Azofarbstoffe beobachtet und deshalb eingehender untersucht.

Hydroxylierung Die eine dieser beiden Transformationsreaktionen führte zu einem Reaktionsprodukt,

dessen molekulare Masse formal der Addition zweier Hydroxylgruppen (+34 amu) an die jeweiligen Chinone entspricht. In einer früheren Arbeit wurde für AR 27 bereits ein Molekülanion dieser Masse (m/z 351) gefunden (Kudlich et al., 1999). Die Autoren postulierten, dass es sich dabei um eine durch oxidative Ringöffnung entstandene Dicarbonsäure (Muconsäurederivat) handeln könnte. Auch für den Azofarbstoff Reactive Red 3.1 wurde in einer anaerob behandelten Lösung ein Reaktionsprodukt mit dem entsprechenden Massenunterschied von 34 amu bezüglich des Chinons detektiert (Brumley-Challenor et al., 2000). Allerdings wurde in diesem Fall keine Aussage bezüglich der Struktur des Metaboliten gemacht.

m/z 317 m/z 351 m/z 365

m/z 399

m/z 317 m/z 351

m/z 227 m/z 275m/z 303

m/z 273m/z 399

m/z 333 m/z 428

A)

B)

C)

100 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

NH2

SO3H

OH

OH

HO3S SO3H

NH

O

HO3S SO3H

O

O

HO3S SO3H

HO3S N N

OH SO3H

SO3H

NH2

OH

HO3S SO3H

O

O

HO3S SO3H

OH

OH

OH

HO3S SO3H

SO3H

O

O

HO3S SO3H

OH

+

Abbildung 4.17: Reaktionsschema der Reduktion von AR 27 und der nachfolgenden, spontanen Transformationsreaktionen. Diese Reaktionssequenz findet man entsprechend auch für die Azofarbstoffe RO 16 und RR 2.

Eine Ringöffnung zum Muconat ist bei der Oxidation mit Luftsauerstoff allerdings eher unwahrscheinlich, da für die Spaltung einer C-C-Bindung in der Regel ein starkes Oxidationsmittel erforderlich ist. Außerdem wurde bei den MS/MS-Untersuchungen zur Charakterisierung dieser Transformationsprodukte (Abbildung 4.18 und Tabelle 4.5) keine für Muconate charakteristische Decarboxylierung detektiert (Haroune et al., 2002). Stattdessen dürfte es sich in Übereinstimmung mit dem Produktionenspektrum (Abbildung 4.18 A) des Anions bei m/z 351 aller Wahrscheinlichkeit nach um das Wasseraddukt des in 4-Position hydroxylierten 1,2-Naphthochinons (m/z 333) von AR 27 gehandelt haben (Abbildung 4.17 und Abbildung 4.18 B). Die bevorzugte primäre Abspaltung eines Fragments von 18 amu spricht eindeutig für ein Wasseraddukt (Abbildung 4.18). Unterstützt wird diese These vom gleichzeitigen Auftreten eines Ions bei m/z 365 (Abbildung 4.15 A und 4.16 B), das sehr leicht ein Neutralteilchen mit 32 amu abspaltet und das entsprechende Methanoladdukt sein dürfte. Allgemein entsprechen die Fragmentierungen abgesehen von der Hydroxygruppe in 4-Position denen des ortho-Chinons (Abbildung 4.14).

Die Detektion der Ionen bei m/z 328 für RO 16 sowie m/z 477 und 495 für RR 2 und deren Fragmentierungen (Tabelle 4.5) untermauern die These, dass die Hydroxylierung in 4-Position eine wichtige Transformationsreaktion der bei der Reduktion von Azofarbstoffen primär gebildeten 1,2-Naphthochinonsulfonate ist. Für den Reaktivfarbstoff RR 2 wurden generell zwei Serien von Produkten detektiert, da die Hydrolyse des Dichlortriazinankers der reaktiven Seitenkette nie vollständig abgelaufen ist (Abbildung 4.13). Die Reaktivität der 4-Hydroxy-1,2-naphthochinonsulfonate und seiner Addukte war für die drei untersuchten Farbstoffe sehr unterschiedlich. Während im Fall von AR 27 das Wasseraddukt nach einer Reaktionszeit von 5 h das Hauptprodukt war (Abbildung 4.15 A), ist das entsprechende

[M-H]-=537 [M-H]-=222

[M-H]-=318 [M-H]-=316

[M-H]-=319 [M-H]-=317[M-H]-=351

•H2O

[M-H]-=399[M-H]-=365

•MeOH

Pd/H2

H2O

H2O

HSO3-

H2O/ MeOH

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 101

Transformationsprodukt von RO 16 nach 4 h bereits wieder vollständig verschwunden (Abbildung 4.15 B).

OO

O3S SO3HOH

O

O HOH

O

H HO

O

HOHOO

O3S HOH

OO

O HOH

O

O3S HOH

OO

H HO

OO

O3S SO3HOH

-

SO3.-

-

-

-

m/z 333

m/z 80

m/z 161

-SO2

-CO

-SO3

m/z 145

-SO2

-CO

m/z 133

-SO3 -

m/z 253

-

m/z 189

-

m/z 225

-m/z 173

-CO

-SO3

-CO

-

m/z 351

-H2O

Abbildung 4.18: MS/MS-Spektrum (A) und Fragmentierungsschema (B) des Wasseraddukts von 4-Hydroxy-1,2-naphthochinon-3,6-disulfonat (m/z 351).

Sulfonierung Die zweite Folgereaktion, die für alle ortho-Chinone der untersuchten Azofarbstoffe

beobachtet wurde, war eine Sulfonierung (Abbildung 4.17 und Tabelle 4.5). Die Sulfonierung bei 1,2-Naphthochinonen erfolgt typischerweise in 4-Position (Grundmann, 1979). Das für diese 1,4-Additionsreaktion erforderliche Nukleophil, das Hydrogensulfit, dürfte unter reduktiven Bedingungen aus Sulfat gebildet worden sein. Sulfatsalze sind gängige Verunreinigungen in kommerziell erhältlichen, technischen Azofarbstoffen. Das sulfonierte Transformationsprodukt lag in allen drei Fällen in der reduzierten Form als Hydrochinon vor (Tabelle 4.5), da durch die elektronenziehende Wirkung der eingeführten Sulfonatgruppe das Produkt ein höheres Redoxpotential hatte als das Edukt und somit durch das im Überschuss vorliegende ortho-Chinon nicht oxidiert werden konnte (Conant und Fieser, 1924). Die Sulfonierung konnte für das ursprünglich einfach sulfonierte Chinon des reduzierten Farbstoffes RO 16 durch die zweimalige Abspaltung von SO3 (80 amu) im MS/MS-Spektrum

A)

B)

•H2O

102 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

(Abbildung 4.19) zweifelsfrei gezeigt werden. Für das Chinon aus RO 16 wurden zwei sulfonierte Produkte (m/z 376) detektiert, die sowohl bezüglich ihrer Bildungsrate als auch bezüglich ihrer Reaktivität Unterschiede zeigten, nicht aber im Fragmentierungsverhalten. Eines der beiden Produkte sollte das in 4-Position sulfonierte 1,2-Naphthochinonsulfonat gewesen sein, während das zweite Isomer durch Sulfonierung am anderen aromatischen Ring entstanden sein dürfte. Im Fall von RR 2 führte die unvollständige Hydrolyse zu zwei sulfonierten Transformationsprodukten.

Abbildung 4.19: MS/MS-Spektrum des sulfonierten ortho-Chinons von RO 16 (m/z 376). Um welches der Isomere es sich handelt ist nicht bekannt. Beide Isomere zeigen aber dieselben Fragmentierungen, die in Tabelle 4.5 erklärt sind.

Tabelle 4.5: Wichtige Produktionen tandem-massenspektrometrischer Untersuchungen von Transformationsprodukten der reduzierten Azofarbstoffe AR 27, RO 16 und RR 2.

Struktur Molekülanion[M-H]-

Fragmentionen der Produktionenspektren

m/z m/z

Acid Red 27

O

O

HO3S SO3H

317 289 (M-H-CO), 253 (M-H-SO2), 237 (M-H-SO3), 225 (289-SO2), 209 (289-SO3), 173 (237-SO2), 161 (225-SO2), 145 (225-SO3), 133 (161-CO), 117 (145-CO), 80 (SO3)

OH

OH

HO3S SO3H

SO3H

399 319 (M-H-SO3), 317 (M-H-H2SO3), 253 (317-SO2), 239 (319-SO3), 159 (239-SO3), 80 (SO3)

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 103

O

O

HO3S SO3H

OH

351 333 (M-H-H2O), 253 (333-SO3), 251 (333-H2SO3), 225 (253-CO), 189 (253-SO2), 173 (253-SO3), 161 (225-SO2), 145 (173-CO), 133 (161-CO), 80 (SO3)

O

O

HO3S SO3H

OH

365 333 (M-H-MeOH), 253 (333-SO3), 225 (253-CO), 189 (253-SO2), 173 (253-SO3), 161 (225-SO2), 145 (173-CO), 80 (SO3)

Reactive Orange 16

OO

HO3S

NH

O

294 279 (M-H-CH3), 266 (M-H-CO), 251 (M-H-COCH3), 202 (266-SO2), 186 (266-SO3), 174 (202-CO), 171 (251-SO3), 158 (186-CO), 144 (202-NHCOCH3), 115 (158-COCH3) 80 (SO3)

OHOH

HO3S

NH

O

SO3H

3761 296 (M-H-SO3), 294 (M-H-H2SO3), 279 (294-CH3), 266 (294-CO), 253 (296-COCH3), 216 (296-SO3), 214 (294-SO3), 202 (266-SO2), 186 (266-SO3), 80 (SO3)

OO

HO3S

NH

O

OH

328 310 (M-H-H2O), 230 (310-SO3), 202 (230-CO), 174 (202-CO), 81 (HSO3)

OO

HO3S

NH

O

NH2

309 245 (M-H-SO2), 229 (M-H-SO3), 202 (245-COCH3), 186 (229-COCH3)

Reactive Red 2, vollständig hydrolysiert

N

NN

NH

OH

OHO

HO3S SO3H

O

443 415 (M-H-CO), 400 (M-H-HOCN), 382 (400-H2O), 361 (M-H-H2SO3), 357 (400-HOCN), 336 (400-SO2), 320 (400-SO3), 293 (357-SO2), 265 (293-CO), 240 (320-SO3)

N

NN

NH

OH

OHOH

HO3S SO3H

OH

SO3H

525 445 (M-H-SO3), 359 (445-2xHOCN)

1 Die Sulfonierung des Chinons führt zu zwei isomeren Verbindungen, die die gleichen Fragmente bilden.

•H2O

•MeOH

•H2O

104 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

N

NN

NH

OH

OHO

HO3S SO3H

O

OH

477 459 (M-H-H2O), 397 (M-H-SO3), 379 (459-SO3), 336 (379-HOCN), 293 (336-HOCN), 229 (293-SO2)

N

NN

NH

OH

OHO

HO3S SO3H

O

NH2

458 372 (M-H-2xHOCN), 308 (372-SO2)

Reactive Red 2, teilweise hydrolysiert

N

NN

NH

OH

ClO

HO3S SO3H

O

461 443 (M-H-H2O), 425 (M-H-HCl), 397 (M-H-SO2), 395 (M-H-H2SO2), 381 (M-H-SO3), 379 (M-H-H2SO3), 301 (381-SO3)

N

NN

NH

OH

ClOH

HO3S SO3H

OH

SO3H

543 463 (M-H-SO3), 427 (463-HCl), 383 (463-SO3)

N

NN

NH

OH

ClO

HO3S SO3H

O

OH

495 477 (M-H-H2O), 415 (M-H-SO3), 397 (477-SO3), 361 (397-HCl), 318 (361-HOCN), 254 (318-SO2)

N

NN

NH

OH

ClO

HO3S SO3H

O

NH2

476 397 (M-H-HCl-HOCN), 333 (397-SO2)

•H2O

•H2O

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 105

Weitere Transformationsreaktionen Neben den hydroxylierten und sulfonierten Transformationsprodukten der 1,2-Naphtho-

chinone wurden noch weitere Reaktionsprodukte gefunden. Für einige von ihnen konnten auf der Basis der jeweiligen Produktionenspektren Strukturen vorgeschlagen werden (Tabelle 4.5). So wurden für RO 16 und RR 2 aminosubstituierte 1,2-Naphthochinonsulfonate identifiziert. Im Gegensatz zur Sulfonatgruppe erhöht die eingeführte Aminogruppe die Elektronendichte des Systems. Die Reaktionsprodukte besitzen dadurch ein niedrigeres Redoxpotential als die Edukte und liegen in der oxidierten Form als Chinone vor (Conant und Fieser, 1924). Zwei 4-Aminonaphthochinone, die beim mikrobiellen Abbau von Naphthalin-2-sulfonat mit Sphingomonas xenophaga BN 6 aus 1,2-Naphthochinon entstanden, wurden bereits als Redoxmediatoren identifiziert (Keck et al., 2002). Es entstanden allerdings auch einige relevante Transformationsprodukte, wie beispielsweise das Anion bei m/z 314 für RO 16, deren Strukturen nicht aufgeklärt werden konnten. Überraschenderweise wurde für keinen der untersuchten Farbstoffe eine Reaktion zwischen dem gebildeten Chinon und dem zweiten bei der reduktiven Spaltung entstandenen aromatischen Amin (vgl. Abbildung 4.13 und 4.17) beobachtet. Ein Grund dafür könnte die sterische Abschirmung der 4-Position gegenüber sterisch anspruchsvollen Nukleophilen wie 4-Aminonaphthalinsulfonat oder Anilin durch die Sulfonatgruppe in 3-Position sein.

Die in Tabelle 4.5 aufgeführten Transformationsprodukte der reduzierten Azofarbstoffe AR 27, RO 16 und RR 2 machten zum Ende der jeweiligen Stabilitätsuntersuchungen nach ca. 6 h Reaktinoszeit zwischen 90 und 95% der UV-Absorption (250 nm) der Reaktionslösungen aus. Somit wurden die wichtigsten Reaktionsprodukte detektiert und ihre Strukturen mittels LC-MS/MS-Untersuchungen weitgehend aufgeklärt. Die Aufklärung struktureller Details mit NMR, wie beispielsweise die Sulfonierungspositionen der beiden isomeren Chinone von RO 16, war nicht möglich, da die meisten dieser Transformationsprodukte nur eine sehr begrenzte Stabilität aufwiesen. Alle Versuche, die Reaktionsprodukte durch fraktionierte, präparative HPLC zu isolieren, scheiterten, da die isolierten Produkte bei den Kontrollanalysen der entsprechenden Fraktionen schon nicht mehr nachweisbar waren.

Die begrenzte Stabilität und die Reaktivität dieser Verbindungen zeigte sich auch bei der Analyse des reduzierten Azofarbstoffes AR 27 nach einer Reaktionszeit von drei Tagen in wässriger Lösung bei Raumtemperatur in einem offenen Gefäß. Die anfänglich farblose Reaktionslösung hatte sich gelbbraun verfärbt und das HPLC-UV-Chromatogramm zeigte mehr als 10 Signale (Abbildung 4.16 C). Neben dem ortho-Chinon (m/z 317), dem Wasseraddukt des hydroxylierten Chinons (m/z 351) und dem sulfonierten Reaktionsprodukt (m/z 399) wurden zahlreiche neue Transformationsprodukte mittels LC-MS detektiert. Eine Charakterisierung der sich neu gebildeten Reaktionsprodukte mit Tandem-Massenspektrometrie war nicht möglich, da die Konzentrationen der einzelnen Substanzen durch die zunehmende Vielfalt an Produkten zu gering waren.

Reaktionen in realem Textilabwasser Alle bisherigen Untersuchungen zur Identifizierung von Reaktionsprodukten von anaerob

behandelten Azofarbstoffen wurden mit reinen Farbstofflösungen oder Modellabwässern durchgeführt. Studien mit relevanten realen Abwässern gab es bisher nicht. Um die Gültigkeit der für die reinen Farbstofflösungen erhaltenen Ergebnisse für ein reales Abwasser zu prüfen,

106 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

wurden die drei Azofarbstoffe (Abbildung 4.13) im Spülbadabwasser einer Textilfärberei reduziert und die spontanen Transformationsreaktionen mittels LC-MS-Analysen zeitlich verfolgt.

Für AR 27 wurde nach der reduktiven Spaltung im Spülbadabwasser der gleiche zeitliche Verlauf der Reaktionssequenz (Abbildung 4.17) wie in Abbildung 4.15 A beobachtet. Für RO 16 und RR 2 erfolgte die Hydroxylierung und die Sulfonierung deutlich schneller als in der reinen wässrigen Farbstofflösung. Ein quantitativer Vergleich war nicht möglich, da die Abwassermatrix die Ionisierung bei der massenspektrometrischen Untersuchung im Vergleich zur nahezu matrixfreien Probe erheblich beeinflusst hätte (vgl. Kapitel 2.3).

Diese Ergebnisse bestätigen, dass die für Azofarbstoffe nach reduktiver Spaltung in wässriger Lösung beobachteten Transformationen auch in realen Abwässern stattfinden und somit bei der anaeroben Behandlung von Textilabwässern ebenfalls von Relevanz sein dürften.

4.4 Biologische Abbaubarkeit der Reduktionsprodukte

Die in Abbildung 4.17 dargestellte Reaktionssequenz erhöht die Vielfalt der nach der reduktiven Spaltung von AR 27 generierten Reaktionsprodukte. Das bei der Reduktion von RR 2 entstandene Naphthalinsulfonatderivat durchläuft die gleiche Reaktionssequenz. Durch die Folgereaktionen wird ein enzymatischer Angriff am Naphthalinkern durch sterische Hinderung erschwert. Die Sulfonierung setzt durch ihre elektronenziehende Wirkung die Elektronendichte im aromatische System herab und erschwert dadurch den Angriff von Dioxygenasen. Wenn man weiterhin in Betracht zieht, dass die Eliminierung der Naphthalindisulfonate bei der Abwasserbehandlung von der Position der Sulfonat-substituenten abhängt und nur unvollständig erfolgt (vgl. Kapitel 3), muss davon ausgegangen werden, dass die höher substituierten Transformationsprodukte, die nach der reduktiven Spaltung von Azofarbstoffen entstehen, aerob nicht vollständig mineralisierbar sind. Um diese Hypothese zu überprüfen, wurden mit den Reaktionslösungen der chemischen Reduktion (Pd-Kat./Wasserstoff) von AR 27 und RR 2 (hydrolysiert) aerobe Abbauversuche (Anhang A.1.13) durchgeführt.

Für die Reduktionsprodukte von AR 27 wurde für den biotischen Ansatz im Vergleich zur abiotischen Kontrolle innerhalb von 28 Tagen keine signifikante Abnahme des DOC-Gehaltes beobachtet (Abbildung 4.20 und Tabelle 4.6). Offensichtlich war keines der maßgeblichen Transformationsprodukte des primär gebildeten 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-3,6-disulfonates unter aeroben Bedingungen biologisch abbaubar. Das Gleiche galt für das zweite Produkt der reduktiven Spaltung von AR 27, 4-Aminonaphthalin-1-sulfonat. Der Grund für die kontinuierliche Abnahme des DOC-Gehaltes im abiotischen wie auch im biotischen Ansatz von 10-15% während der 28 Tage ist nicht bekannt. Anilin wurde sowohl als Einzelsubstanz (99%) als auch im Gemisch mit den Reaktionsprodukten der reduktiven Azospaltung sehr gut biologisch abgebaut (Tabelle 4.6). Auf diese Weise konnte gezeigt werden, dass die Spaltprodukte von AR 27 keine inhibierende Wirkung auf die Aktivität der Biomasse ausgeübt haben.

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 107

Die Transformationsreaktionen von AR 27 und seinen Spaltprodukten gingen mit deutlichen farblichen Veränderungen der Reaktionslösung einher. Während der Reduktion von AR 27 wurde die rote Lösung gelb. Im Laufe des Abbauversuches wurde die Lösung erst rosa (3-4 Tage), um schließlich wiederum eine gelbe Färbung anzunehmen (5-6 Tage).

Tabelle 4.6: Summenparameter der aeroben Abbauversuche für die Reaktionslösungen der chemisch reduzierten Azofarbstoffe AR 27 und RR 2 sowie für ein technisches Naphthalinsulfonatgemisch (NSA) während 28 Tagen.

DOCAnfang DOCEnde DOC-Entfernung

Relative Entfernung der Farbstoffkomponenten1

[mg/L] [mg/L] [%] [%]

AR 27, mit Pd-Katalysator und Wasserstoff reduziert

AR 27 45,6 37,7 17 7

Anilin 42,7 0,6 99

AR 27 + Anilin2 89,9 41,9 53 (12)3 2 3

AR 27 + HgCl2 32,7 29,4 10

RR 2, mit NaOH hydrolysiert und mit Pd-Katalysator und Wasserstoff reduziert

RR 2 41,2 34,7 16

Anilin 36,3 0,5 99 19

RR 2 + Anilin2 75,8 33,8 55 (20)3 23 3

RR 2 + HgCl2 40,4 41,8 -3

NSA 35,6 2,4 93

Neben der Bestimmung des DOC-Gehaltes wurden die Proben des Abbauversuches von AR 27 auch massenspektrometrisch untersucht, um die entstandenen Metaboliten zu identifizieren (Abbildung 4.21). Ein Vergleich mit den im Rahmen der Stabilitäts-untersuchungen beobachteten Transformationsprodukte (Abbildung 4.15) zeigte, dass die bereits identifizierten Produkte der Oxidations-, Substitutions- und Additionsreaktionen (vgl. Kapitel 4.3) auch im aeroben Abbauversuch entstanden sind (m/z 317, 333, 351, 399). Beim Anion mit m/z 222 handelte es sich um das strukturell einfachere Reaktionsprodukt der Reduktion des Azofarbstoffes AR 27, Aminonaphthalin-4-sulfonat (Abbildung 4.17).

1 DOC-Entfernung des biotischen Abbauversuchs (AR 27 und RR 2) im Vergleich zur abiotischen Kontrolle (AR 27 + HgCl2 und RR 2 + HgCl2). 2 Die Konzentration der beiden Substanzen war jeweils so hoch wie in den Abbauversuchen mit nur einer Substanz. 3 In Klammern ist die berechnete Eliminationsrate der Farbstoffkomponenten angegeben, wenn man eine Eliminationsrate von 99% für Anilin zugrunde legt.

108 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0 5 10 15 20 25 30

Zeit [d]

DO

C c

/c0

AR 27 AR 27 + HgCl2

AR 27 + Anilin Anilin

Abbildung 4.20: Abbaukurven des aeroben Abbauversuches für die Reaktionslösung des chemisch reduzierten Azofarbstoffes AR 27 während 28 Tagen.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0 5 10 15 20 25 30

Zeit [d]

C/C

MA

X

222

317

399

333

351

556

456

Abbildung 4.21: Zeitliche Entwicklung der relativen Konzentrationen (c/cmax) der Transformationsprodukte während des aeroben Abbauversuches von AR 27. (Die Strukturen der Mehrzahl der dargestellten Molekülanionen sind in Abbildung 4.17 und Tabelle 4.5 angegeben).

Weiterhin wurden im Rahmen der LC-MS-Analysen die beiden Molekülanionen bei m/z 456 und m/z 556 detektiert. Die Strukturen dieser beiden Verbindungen sind nicht bekannt. Allerdings wurden bei den tandem-massenspektrometrischen Untersuchungen ganz

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 109

überwiegend Fragmentierungen unter Abspaltung von CO, CO2, SO2 und SO3 beobachtet (Abbildung 4.22 und Tabelle 4.7). Das Fragmentierungsverhalten der beiden unbekannten Verbindungen ähnelte somit sehr dem der anderen Transformationsprodukte und es ist davon auszugehen, dass es sich um Reaktionsprodukte des nach der reduktiven Azospaltung von AR 27 gebildeten 1,2-Naphthochinon-3,6-disulfonates gehandelt haben dürfte.

Fragmentierungen unter SO2- und SO3-Verlust sind charakteristisch für Sulfonate, die Abspaltung von CO ist typisch für chinoide Strukturen und der Verlust von CO2 tritt üblicherweise bei Carbonsäuren oder aromatischen ortho-Dihydroxyverbindungen auf. Folglich dürfte es sich bei der Verbindung mit m/z 556 um ein carboxyliertes oder ortho-dihydroxysubstituiertes, aromatisches Trisulfonat gehandelt haben, während die Verbindung bei m/z 456 vermutlich eine chinoide Verbindung mit mindestens zwei Sulfonatsubstituenten war.

Abbildung 4.22: MS/MS-Spektren der Molekülanionen bei m/z 556 (A) und m/z 456 (B). Die Fragmentierungen sind in Tabelle 4.7 erklärt.

Tabelle 4.7: Produktionen tandem-massenspektrometrischer Untersuchungen von zwei unbekannten Transformationsprodukten des reduzierten Azofarbstoffes AR 27.

Molekülanion [M-H]- Fragmentionen der Produktionenspektren

m/z m/z

556 538 (M-H-H2O), 512 (M-H-CO2), 494 (538-CO2), 476 (M-H-SO3), 458 (476-H2O), 432 (476-CO2), 430 (458-CO), 414 (494-SO3), 350

(430-SO3), 332 (350-H2O), 289 (332-HOCN), 209 (289-SO3)

456 439 (M-H-NH3), 392 (M-H-SO2), 376 (M-H-SO3), 374 (M-H-H2SO3), 359 (439-SO3), 348 (376-CO), 346 (374-CO), 312

(376-SO2), 296 (376-SO3), 295 (359-SO2), 284 (348-SO2), 268 (296-CO), 235, 233, 221, 206, 170, 152, 80 (SO3), 64 (SO2)

A)

B)

110 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

Nach ca. 20 Tagen wurde in der Abbaulösung ein zweites Transformationsprodukt mit m/z 351 (nicht das in Abbildung 4.21 dargestellt) in sehr geringer Konzentration detektiert. Dabei handelte es sich unter Berücksichtigung des Fragmentierungsverhaltens (Abbildung 4.23 B) offensichtlich nicht um das in Abbildung 4.21 dargestellte Wasseraddukt von 4-Hydroxy-1,2-naphthochinon-3,6-disulfonat (Abbildung 4.18). Die initiale Decarboxylierung (Abbildung 4.23 A) sprach eindeutig gegen ein Wasseraddukt und deutete vielmehr auf das Vorhandensein von mindestens einer Carboxylgruppe hin. Bei diesem Transformationsprodukt dürfte es sich daher um das durch oxidative Ringöffnung entstandene Muconsäurederivat (Abbildung 4.23 B) gehandelt haben, das von Kudlich et al. bereits beschrieben wurde (Kudlich et al., 1999).

O

SO3HO3SSO3HO3S

COOHCOOH

SO3HO3S

COOHH

SO3H

COOHH

O

SO3H SO3H

O

OHO3S

O

OH

O

OOH

-

SO3.-

m/z 351

m/z 80

-CO2

-SO3

-SO2

-CO-H2O

-SO3

-m/z 307

-m/z 289

-m/z 227 m/z 209

-H2O

-

-SO3

m/z 181

-

-m/z 225

-m/z 145

-SO2

-SO2

-m/z 161

Abbildung 4.23: MS/MS-Spektrum (A) und Fragmentierungsschema (B) der durch oxidative Ringöffnung entstandenen Dicarbonsäure (Muconsäurederivat, m/z 351).

Im Gegensatz zu AR 27 ist im Fall von RR 2 statt Aminonaphthalin-4-sulfonat Anilin über die Azofunktion an das zentrale Naphthalinsystem des Farbstoffes gebunden (Abbildung 4.13). Die Anilinkomponente macht 32% des organischen Kohlenstoffgehaltes von RR 2 aus. Der Gesamtgehalt an gelöstem organischem Kohlenstoff verringerte sich im Vergleich zum vergifteten Kontrollansatz während des aeroben Abbauversuches um 20%. Dieses Abbauverhalten legt die Vermutung nahe, dass der überwiegende Teil des bei der reduktiven Azospaltung freigesetzten Anilins mineralisiert wurde, während die Transformationsprodukte von 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-3,6-disulfonat weitgehend persistent waren.

A)

B)

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 111

Auch die im Verlauf der biologischen Abbauversuche beobachteten charakteristischen Farbänderungen sprechen für das Vorhandensein einer höher substituierten chromophoren Verbindung. Die rote Lösung des hydrolysierten Azofarbstoffes RR 2 wurde durch die Reduktion entfärbt und nahm eine gelbe Färbung an. Der Kontakt mit Luft führte unmittelbar zu einer Grünfärbung der Reaktionslösung, die durch die Oxidation zum chinoiden System hervorgerufen wurde. Die Zugabe der grünen Reaktionslösung zum Abbaumedium ging mit einer Verdünnung einher und ließ die Lösung zu Beginn des Abbauversuches gelb erscheinen. Aber bereits im Verlauf des ersten Tages nach der Inkubation verfärbte sich die Lösung wiederum rot und behielt diese Farbe bis zum Ende des Experimentes.

Zur Kontrolle der Aktivität des eingesetzten Klärschlamms wurde eine technische Mischung von Naphthalinsulfonaten als Substrat eingesetzt. Naphthalin-1- und –2-sulfonat wurden innerhalb der ersten 6 Tage vollständig mineralisiert. Die 1,6- und 2,6-Isomeren der Naphthalinsulfonate wurden während des 28 Tage dauernden Abbauversuches ebenfalls vollständig entfernt, während alle anderen Isomeren (1,3-; 1,5-; 1,7-; 2,7-) nicht abgebaut wurden (Abbildung 4.24). Die Gesamtelimination der Naphthalinsulfonate (93%) und das Eliminationsverhalten der einzelnen Isomeren entspricht den Ergebnissen einer Untersuchung zum Abbauverhalten von Naphthalinsulfonaten in einem aeroben Membranbioreaktor einer industriellen Kläranlage (Stüber et al., 2002). Es kann somit davon ausgegangen werden, dass die Ergebnisse der Laborabbauversuche mit denen einer gut arbeitenden industriellen Kläranlage vergleichbar sind.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 5 10 15 20 25 30

Zeit [d]

Kon

zent

ratio

n [µ

g/L]

1,7-NDSA 2,6-NDSA

1,5-NDSA 2,7-NDSA

1,6-NDSA 1,3-NDSA

Abbildung 4.24: Abbaukurven des aeroben Abbauversuches für die Isomeren der Naphthalindisulfonate während 28 Tagen.

Die farblichen Veränderungen der Lösungen während der Abbauversuche sprechen eindeutig für eine hohe Reaktivität der primären Produkte der reduktiven Azospaltung und für deren Transformation in strukturell komplexere Verbindungen mit konjugierten, aromatischen Systemen. Die DOC-Daten der Laborversuche (Tabelle 4.6) lassen darauf schließen, dass diese Transformationsprodukte unter aeroben Bedingungen nicht nennenswert biologisch

112 Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

abbaubar sind. Mit den umfangreichen LC-MS/MS-Analysen konnten die Strukturen von diversen Reaktionsprodukten aufgeklärt werden. Die Erkenntnisse dieser Untersuchungen lieferten letztendlich die Erklärung für die teilweise missinterpretierten und unvollständigen Literaturdaten (O´Neill et al., 2000a) zur Mineralisierung von Azofarbstoffen mit dem Verfahren der anaerob-aerob Behandlung. Sie erklären vor allem, warum der Einsatz spezialisierter Bakterien für den Aminabbau in einem aeroben Reaktor (Lourenco et al., 2001; Tan et al., 2000) nicht zum gewünschten Erfolg führen dürfte.

4.5 Auswirkungen auf das Konzept der anaerob-aerob Behandlung

Auch wenn es Beispiele für die Mineralisierung von strukturell einfachen Azofarbstoffen unter anaeroben Bedingungen gibt (Razo-Flores et al., 1997), ist letztendlich bis auf wenige Ausnahmen die aerobe Abbaubarkeit der bei den anaeroben Entfärbungsreaktionen auftretenden sulfonierten aromatischen Aminen von zentraler Bedeutung. Die aerobe Abbaubarkeit der Transformationsprodukte ist Bedingung für die Eignung der anaerob-aerob Behandlung zur Mineralisierung von Azofarbstoffen. Aber genau diese aerobe Abbaubarkeit scheint nach den Ergebnissen der Abbauversuche und der großen Vielfalt der durch diverse Oxidations-, Substitutions- und Additionsreaktionen entstehenden Transformationsprodukte (Abbildung 4.25) mehr als fraglich zu sein.

OH

OH

HO3S

O

NH

HO3S

O

O

HO3S

OH

NH2

HO3S

O

O

HO3S

OH

OH

OH

HO3S

SO3H

O

O

HO3S

NH2

OH

N

HO3S

NR

O

O

HO3S

Nu

Abbildung 4.25: Allgemeines Reaktionsschema der Reduktion von Azofarbstoffen und der nachfolgenden, spontanen Transformationsreaktionen (Oxidations-, Substitutions- und Additionsreaktionen). Die Reaktion mit Nukleophilen in 4-Position ist wahrscheinlich, aber nicht nachgewiesen.

Reduktion

Hydrolyse

+H2O

+NH3

+H2SO3

+H2O

+Nu

Ox.

Red.

Ox.

Red.

Sulfonierte Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte 113

Somit stellt sich aber auch die Frage nach dem Nutzen der ersten Stufe des Verfahrens, der reduktiven Entfärbung unter anaeroben Bedingungen, oder auch jeder anderen reduktiven Entfärbung. (Nam und Tratnyek, 2000).

In der Praxis bleibt damit weiterhin die physiko-chemische Oxidation die einzige Möglichkeit, um die hochsubstituierten, aromatischen Systeme der Azofarbstoffe anzugreifen und letztlich die Azofarbstoffe dann zu mineralisieren (Kornmüller et al., 2002; Mohey El-Dein et al., 2003).

5 Zusammenfassende Diskussion

Im Kapitel zur Analytik von Naphthalinsulfonaten wurden eine neue Anreicherungsmethode und optimierte HPLC-MS/MS-Methoden sowie die Problematik der Matrixeffekte bei der quantitativen Bestimmung von Naphthalinsulfonaten vorgestellt. Die Anwendung dieser Methoden auf Fragestellungen der quantitativen Spurenanalytik in Abwässern und der qualitativen Analytik von Transformationsprodukten in komplexen Abwassermatrices wurde in den Kapiteln zum Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten und über die Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte behandelt. Im abschließenden Kapitel sollen nun die Ergebnisse mit Blick auf die verfolgten Ziele bewertet werden.

5.1 Analytik von Naphthalinsulfonaten

Die Grundvoraussetzung für die qualitative und quantitative Analytik von Naphthalinsulfonaten war die Entwicklung einer leistungsfähigen HPLC-MS/MS-Methode unter Verwendung des flüchtigen Ionenpaarreagenzes Tri-n-butylamin (Storm et al., 1999). Einige kleinere Veränderungen der Methode zur Vermeidung von Verschleppungen und die Integration von weiteren Analyten führte zu einer zuverlässigen Bestimmungsmethode für insgesamt elf Naphthalinmono-, -di- und –trisulfonate. Einer dieser elf Analyten war Naphthalin-1,3-disulfonat, dass mit dieser Methode erstmals erfasst werden konnte. Für die Spurenanalytik im ng/L-Bereich war ein zusätzlicher Anreicherungsschritt mittels Festphasenextraktion notwendig. Bei der Methodenentwicklung zeigte sich, dass neben der Wahl der Festphase und der Konzentration des Ionenpaarreagenzes vor allem die Anzahl der Elutionsschritte und selbstverständlich die Probenmatrix einen entscheidenden Einfluss auf die Wiederfindung bei der Extraktion hatten. Die analytische Methode der HPLC-MS/MS-Detektion hat sich, mit und ohne Festphasenextraktion, zur Bestimmung von Naphthalinsulfonaten aus den verschiedensten wässrigen Matrices bewährt. Die Bestimmungsgrenzen lagen bei Direktinjektion im mittleren ng/L-Bereich, mit Festphasenextraktion sogar im unteren ng/L-Bereich, so dass kleinste Konzentrationen der Analyten noch zuverlässig nachgewiesen werden konnten.

Ein wesentliches und im Rahmen der Arbeit ausführlich behandeltes Problem bei quantitativen HPLC-ESI-MS/MS-Analysen ist die Beeinflussung der Signalintensitäten durch die Probenmatrix. Matrixeffekte beeinflussen die quantitativen Ergebnisse in nicht vorhersagbarer oder kontrollierbarer Art und Weise. Die geeignetste Methode zur Kompensation dieser sogenannten Matrixeffekte stellt die Standardaddition dar. Dabei handelt es sich um eine zuverlässige, aber auch sehr zeitaufwendige Methode. Aus diesem Grund wurde in der vorliegenden Arbeit die Anwendbarkeit von drei weniger aufwendigen Strategien zur Kompensation von Matrixeffekten untersucht. Dazu wurden sieben Naphthalinsulfonate in verschiedenen Wassermatrices (unbehandeltes und behandeltes

Zusammenfassende Diskussion 115

Gerbereiabwasser) quantifiziert und die mittels externer Kalibrierung, interner Kalibrierung und externer Probenkalibrierung (ähnlich der Kalibrierung in einer Kontrollmatrix) erhaltenen Ergebnisse mit denen der Standardadditionsexperimente verglichen. Es zeigte sich, dass für die hochbelasteten Abwässer mit variabler Matrixzusammensetzung wie die Kläranlagenzuläufe von Industriebetrieben keine der drei Kalibrierungsmethoden geeignet war. Für diese Proben erhält man ausschließlich mittels Standardaddition zuverlässige und reproduzierbare Ergebnisse. Für die weniger stark belasteten Kläranlagenabläufe mit einheitlicherer Matrix erwies sich die externe Probenkalibrierung für die meisten Analyten als eine geeignete Quantifizierungsmethode. Die Abweichungen lagen zumeist unter 25%, verglichen mit den durch Standardaddition erhaltenen Daten. Somit kann die externe Probenkalibrierung eine geeignete Strategie zur Kompensation von Matrixeffekten in weniger stark belasteten Proben mit einheitlicherer Matrix sein. Allerdings ist es unerlässlich, die Anwendbarkeit der externen Probenkalibrierung für jede einzelne Probenserie durch einen Vergleich mit Standardadditionsdaten sicherzustellen.

5.2 Auftreten und Verhalten von Naphthalinsulfonaten

Naphthalinmono-, -di- und –trisulfonate wurden aufgrund ihrer breiten Anwendung als Detergentien und Dispergiermittel sowohl in industriellen und kommunalen Abwässern als auch in Oberflächenwasser und Niederschlagsabflüssen identifiziert. Für die Beurteilung der Umweltrelevanz dieser Verbindungen wurde ihr Verhalten bei der biologischen Abwasserbehandlung untersucht. Um das Vorkommen von Naphthalinsulfonaten in industriellen und kommunalen Abwässern und ihr Verhalten bei der Abwasserbehandlung beurteilen zu können, wurden sowohl die Zu- und Abläufe der Kläranlage eines Gerbereibetriebes als auch eines kommunalen Klärwerks (Ruhleben, Berlin) untersucht. Zur biologischen Klärung des Abwassers verfügt die betriebseigene Kläranlage des Gerbereibetriebes über einen Druckbioreaktor mit nachgeschalteter Ultrafiltration. Im kommunalen Klärwerk Ruhleben wurden neben dem Kläranlagenzulauf und dem Ablauf der konventionellen Belebungsanlage auch zwei, als Versuchsanlagen betriebene Membranbioreaktoren beprobt.

Bei der systematischen Untersuchung der industriellen und kommunalen Abwässer zeigte sich, dass alle Targetanalyte in sämtlichen Abwasserproben detektiert werden konnten. Im unbehandelten Gerbereiabwasser lag die durchschnittliche Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate im unteren mg/L-Bereich. Die mengenmäßig wichtigsten Vertreter waren dabei die Naphthalinmonosulfonate mit Konzentrationen im mittleren bis oberen µg/L-Bereich. Die Konzentrationen der Naphthalindisulfonate lagen zumeist eine Größenordnung niedriger. Im Kommunalabwasser war das Konzentrationsniveau generell um zwei bis drei Größenordnungen niedriger.

In ihrem Eliminationsverhalten zeigten die einzelnen Analyten signifikante Unterschiede. Beide Naphthalinmonosulfonate wurden in allen biologischen Kläranlagen annähernd vollständig entfernt. Die Eliminationsraten der Naphthalindisulfonate variierten zwischen 10 und 90 %. Hier war ein starker Einfluss des Substitutionsmusters auf die Abbaubarkeit zu beobachten. Für das 1,5-Isomer wurde in der Regel keine signifikante Elimination gefunden.

116 Zusammenfassende Diskussion

Die Naphthalintrisulfonate wurden nur im Kommunalabwasser untersucht und waren mit 60-70% relativ gut entfernbar. Auffällige Unterschiede zwischen den Eliminationsraten für das industrielle und kommunale Abwasser gab es nur für Naphthalin-1,6- und -2,6-disulfonat. Im Kommunalabwasser war zu beobachten, dass von den nur teilweise abbaubaren Naphthalindisulfonaten tendenziell die Isomeren mit den höchsten Zulaufkonzentrationen besser eliminiert wurden.

Die Ergebnisse der Untersuchungen zum Vorkommen von Naphthalinsulfonaten in industriellen und kommunalen Abwässern zeigten eindeutig, dass Naphthalindi- und -trisulfonate bei der biologischen Abwasserbehandlung nur unvollständig entfernt werden. Dadurch gelangen einzelne Isomere im teilweise geschlossenen Wasserkreislauf von Berlin über den Klarlauf der Klärwerke in die Oberflächengewässer. Trotzdem können die Naphthalinsulfonate unter Berücksichtigung der natürlichen Abbauprozesse in Oberflächenwässern und während der Bodenpassage sowie der nicht vorhandenen Toxizität in den relevanten Konzentrationsbereichen als relativ unbedenklich eingestuft werden.

Nichtsdestotrotz wurden im Berliner Trinkwasser Spuren von vier Naphthalindisulfonaten detektiert. Besonders Naphthalin-1,5- und –1,3-disulfonat haben sich als nahezu persistent erwiesen. Diese Naphthalinsulfonate könnten folglich in Langzeitstudien über eine potentielle Verbreitung von polaren, organischen Spurenstoffen anthropogenen Ursprungs im Wasserkreislauf als Indikatoren dienen.

Ein Vergleich der Eliminationsleistung der konventionellen Belebungsanlage in Ruhleben mit den Ergebnissen für die beiden als Versuchsanlagen betriebenen Membranbioreaktoren lässt trotz der höheren Schlammkonzentration und des höheren Schlammalters keinen Vorteil der Membranbioreaktoren bei der Entfernung von Naphthalinsulfonaten erkennen. Während die mittleren Eliminationen für den ersten Membranbioreaktor mit Denitrifikation und nachfolgender Nitrifikation annähernd vergleichbar mit denen der konventionellen Belebung waren, lagen die Eliminationsraten für den zweiten Membranbioreaktor mit Nitrifikation und nachfolgender Denitrifikation durchweg deutlich darunter. Unter verfahrenstechnischen Gesichtspunkten lassen diese Ergebnisse darauf schließen, dass zur Entfernung von Naphthalinsulfonaten die Anlagenkonfiguration der konventionellen Belebung und des ersten Membranbioreaktors mit Denitrifikation und nachfolgender Nitrifikation besser geeignet ist.

Da Niederschlagsabflüsse versiegelter Flächen bei Mischkanalisationen einen Teil des kommunalen Abwassers darstellen können, wurde der Niederschlagsabfluss eines sehr stark frequentierten Teilabschnittes der Berliner Stadtautobahn mittels SPE-HPLC-MS/MS-Analysen auf Naphthalinsulfonate hin untersucht. Abgesehen von den Naphthalintrisulfonaten wurden alle Analyten mit Konzentrationen im unteren ng/L-Bereich gefunden. Die zeitliche Entwicklung der Analytkonzentrationen zeigt den für Niederschlagsabflüsse typischen Spüleffekt mit den höchsten Konzentrationen zu Beginn des Regenereignisses. Die prozentuale Verteilung der Gesamtkonzentration auf die einzelnen Isomeren ähnelt sehr der des unbehandelten Kommunalabwassers. Niederschlagsabflüsse sind im Fall von Mischkanalisationen somit eine, wenn auch eher unbedeutende, Eintragsquelle für Naphthalinsulfonate in kommunale Kläranlagen.

Zusammenfassende Diskussion 117

5.3 Azofarbstoffe und deren Transformationsprodukte

In der vorliegenden Arbeit wurden die Grundlagen der vieldiskutierten und seit Jahren propagierten Kombination von anaerober und aerober biologischer Behandlung zur Mineralisierung von Azofarbstoffen untersucht. Dabei stand die Frage im Mittelpunkt, ob dieses Konzept in der Praxis den gewünschten Erfolg bringen kann. Jüngste Untersuchungen zeigten, dass viele der primären Transformationsprodukte der anaeroben Entfärbung instabil sind und komplexen Folgereaktionen unterliegen.

Diese Folgereaktionen wurden anhand von ausgewählten amino- und hydroxysubstituierten Naphthalinsulfonaten als Modellsubstanzen im Detail untersucht. Die mittels HPLC-MS- und HPLC-MS/MS-Untersuchungen erhaltenen Strukturinformationen konnten genutzt werden, um eine Vorstellung über die ablaufenden Reaktionen zu gewinnen und Strukturvorschläge für potentielle Transformationsprodukte zu erarbeiten. Dabei war auffällig, dass die Reaktionskaskaden stets mit einer Oxidation und einer Hydrolyse begannen. Dadurch wurden aus den ortho-substituierten Aminohydroxynaphthalinsulfonaten reaktive 1,2-Naphthochinonderivate gebildet, die nachfolgend eine Vielzahl von Substitutions- und Additionsreaktionen eingehen können. In der Regel handelte es sich dabei um Sulfonierungs-, Hydroxylierungs- und Aminierungsreaktionen. Aus den Reaktions-produkten der reduktiven Spaltung eines einzigen Azofarbstoffes entstehen auf diesem Weg innerhalb kürzester Zeit eine Vielzahl von hochsubstituierten Naphthalinsulfonaten. Entsprechende Reaktionssequenzen wurden auch für die durch Reduktion der drei Azofarbstoffe Acid Red 27, Reactive Red 2 und Reactive Orange 16 erhaltenen aromatischen Amine beobachtet.

Angesichts der hohen Reaktivität der chinoiden Strukturen und der zunehmenden Anzahl potentieller Reaktionspartner wurden aber auch die Grenzen der Strukturaufklärung mit HPLC-MS-Methoden deutlich. So war teilweise trotz exakter Massenbestimmung und MS/MS-Daten eine eindeutige Zuordnung von Strukturen nicht möglich. In diesen Fällen konnten lediglich Strukturvorschläge generiert werden. Eine vollständige und eindeutige Strukturaufklärung hätte hier trotz struktureller Vorkenntnisse den Einsatz von komplementären Techniken wie IR- und NMR-Spektroskopie erfordert. Der Einsatz spektroskopischer Methoden scheiterte aber letztendlich an der kurzen Lebensdauer der reaktiven Analyten, die eine Isolierung unmöglich machte.

In aeroben Abbautests erwiesen sich die hochsubstituierten Transformationsprodukte der Azofarbstoffe mit sulfoniertem Naphthalin-Kern als nicht oder nur begrenzt biologisch abbaubar. Die bei der reduktiven Azospaltung entstehenden, strukturell einfacheren aromatischen Amine sind, abhängig von der Natur des aromatischen Kerns und der Substituenten, zum Teil mineralisierbar. Trotzdem muss in erster Konsequenz aus der Persistenz der hochsubstituierten Transformationsprodukte geschlossen werden, dass der Ansatz einer kombinierten anaerob-aerob Behandlung nicht der geeignete Weg zur Mineralisierung von Azofarbstoffen in Abwässern ist. Gleichzeitig muss damit aber auch die Frage nach dem Nutzen der reduktiven Entfärbung unter anaeroben Bedingungen gestellt werden. Tatsächlich bleibt in der Praxis einzig die physiko-chemische Oxidation, um die hochsubstituierten, aromatischen Systeme der Azofarbstoffe wirkungsvoll anzugreifen und somit letztendlich die Azofarbstoffe vollständig mineralisieren zu können.

A Anhang

A.1 Material und Methoden

A.1.1 Verwendete Substanzen und Reagenzien

Alle Chemikalien, Reagenzien und Lösungsmittel waren grundsätzlich von höchster, kommerziell erhältlicher Reinheit. Außerdem wurde für alle Lösungen und Eluenten ausschließlich reinstes Wasser (ELGA Maxima HPLC Ultra Pure Water-Anlage, ELGA, Ubstadt-Weiher) verwendet.

Fluka (Taufkirchen): 3-Aminobenzolsulfonsäure (>98% (T), purum), Benzol-1,3-disulfonsäure (70%, Dinatriumsalz), 2-Diazo-1-naphthol-5-sulfonsäure (≥97%, purum, Natriumsalz Hydrat), 1-Naphthylamin-7-sulfonsäure (>97%), Naphthalin-1,5-disulfonsäure (85%, Dinatriumsalz), Naphthalin-1-sulfonsäure (75%, Natriumsalz), Natriumsulfit wasserfrei (≥98%, puriss. p.a., ACS), Palladiumkatalysator (5% Pd auf BaSO4, puriss.), Tri-n-butylamin (puriss. plus).

Malinckrodt Baker (Deventer, Niederlande): Essigsäure (HPLC grade), Methanol (HPLC gradient grade).

Merck (Darmstadt): Naphthalin-2-sulfonsäure (95%, Natriumsalz), Naphthalintrisulfonsäure (70%, Natriumsalz), Wasserstoffperoxid (30%, medizinisch reinst).

Sigma-Aldrich (Taufkirchen): Acid Red 27 (86%, CI 16185, CAS-Nr. 17804-49-8), Acid Red 29 (75%, CI 16570, CAS-Nr. 4197-07-3), 4-Amino-3-hydroxynaphthalin-1-sulfonsäure (98+%, ACS), 4-Amino-5-hydroxynaphthalin-1-sulfonsäure (90%, techn.), 7-Amino-4-hydroxynaphthalin-2-sulfonsäure (97%), Naphthalin,2,6-disulfonsäure (80%, Natriumsalz), Reactive Orange 16 (50%, CI 17757, CAS-Nr. 12225-83-1).

TCI Chemos (Regenstauf): Naphthalin-2,7-disulfonsäure (95%, Natriumsalz).

Naphthalin-1,6-sulfonsäure (66%, Natriumsalz) und Naphthalin-1,7-sulfonsäure (70%, Natriumsalz) wurden dankenswerterweise von F.T. Lange (TZW Karlsruhe) zur Verfügung gestellt, Naphthalin-1,3-disulfonsäure (95%, Natriumsalz) von M. Holčapek (Universität Pardubice, Tschechien) und der Farbstoff Reactive Red 2 (57%, techn.) von Professor Spyros Pavlosthatis (Georgia Institute of Technology, Atlanta, USA). Für die Naphthalintrisulfonate stand als Standard nur ein Gemisch1 der drei Analyten zur Verfügung. Aus dem vom Hersteller angegebenen Mengenverhältnis der einzelnen Isomeren und den erhaltenen Peakintensitäten konnte nur das 1,3,6-Isomer ziemlich sicher identifiziert werden. Die beiden anderen Isomeren konnten nicht differenziert werden und wurden daher bei den quantitativen 1 Das Gemisch bestand aus Naphthalin-1,3,5-trisulfonat, Naphthalin-1,3,6-trisulfonat und Naphthalin-1,3,7-trisulfonat im Mengenverhältnis von ca. 1:5:1.

Material und Methoden 119

Betrachtungen summarisch betrachtet. Die Verwendung dieses Standardgemischs hatte außerdem zur Folge, dass Naphthalin-1,3,6-trisulfonat in den Standardlösungen im Vergleich zu den anderen Analyten stets in der 5-fachen Konzentration enthalten war.

Ein deutsches Chemie-Unternehmen stellte freundlicherweise ein technisches Gemisch von Naphthalinsulfonaten mit folgender Zusammensetzung (in Gew.-%) zur Verfügung: 69,1% Naphthalinmonosulfonate (1-NSA: 8,7%; 2-NSA: 60,4%), 9,5% Naphthalindisulfonate (1,3-NDSA: 0,5%; 1,5-NDSA: 0,1%; 1,6-NDSA: 3,9%; 1,7-NDSA: 2,7%; 2,6-NDSA: 0,7%; 2,7-NDSA: 1,6%) und 21,4% andere Substanzen wie anorganische Salze und Nebenprodukte der großtechnischen Synthese.

Von den verschiedenen Naphthalinsulfonaten wurden wässrige Stammlösungen mit einer Konzentration von 1 g/L hergestellt, von den Farbstoffen mit 5 g/L. Sämtliche Stammlösungen wurden unter Lichtausschluss bei 4°C gelagert und erst direkt vor dem Gebrauch auf die gewünschte Konzentration verdünnt.

Die wässrigen Lösungen der amino- und hydroxysubstituierten Naphthalinsulfonate (1 bzw. 10 mg/L) wurden grundsätzlich auf pH 7,5 eingestellt.

Die pH-Werte wurden mit einem WTW Mikroprozessor pH-Meter (WTW, Weilheim) mit GAT pH-Elektrode (GAT, Berlin) bestimmt.

A.1.2 Probenvorbereitung

A.1.2.1 Industrieabwasser Die 14 Tagesmischproben der Zu- und Abläufe der Biomembrananlage des

Gerbereibetriebes (siehe Kapitel A.1.14) wurden vor Ort bei 4°C gelagert und anschließend in einem gekühlten Behälter ins Labor transportiert. Dort wurden nach den pH- und Leitfähigkeitsmessungen alle Proben im Sandwichverfahren über Glasfaser- (Schleicher & Schuell, Dassel) und 0,45 µm Cellulosenitrat-Membranfilter (Macherey-Nagel, Düren) filtriert. Direkt im Anschluss wurden die Summenparameter DOC, CSB und SAK sowie die Anionenkonzentrationen von Chlorid, Nitrat, Nitrit, Phosphat und Sulfat bestimmt (Anhang A.2.3, Tab. A.2.3.1). Einige Milliliter der filtrierten Proben wurden 1:10 mit Wasser verdünnt und ohne weitere Aufarbeitungsschritte direkt auf Naphthalinsulfonate analysiert. Die restliche filtrierte Probe wurde bei 4°C gelagert.

A.1.2.2 Kommunalabwasser Die 24h-Mischproben des Zulaufs, des Klarlaufs der konventionellen Belebung und der

zwei Abläufe der Membranbioreaktoren (Versuchsanlagen MBR1 und MBR2) des Klärwerks Ruhleben (siehe Kapitel A.1.15) wurden unter Berücksichtigung der hydraulischen Aufenthaltszeit des Abwassers von März bis Juni 2002 verweilzeitbezogen genommen. Die 20 Proben wurden vor Ort kühl gelagert und anschließend in einem gekühlten Behälter ins Labor transportiert. Dort wurden nach den Temperatur-, pH- und Leitfähigkeitsmessungen die Zu- und Klarläufe über 0,45 µm Cellulosenitrat-Membranfilter (Macherey-Nagel, Düren) filtriert. Eine Filtration der Reaktorabläufe im Labor war nicht mehr notwendig, da diese bereits die Membranen (0,2 µm) der Membranbioreaktoren passiert hatten. Direkt im

120 Material und Methoden

Anschluss wurden die Summenparameter DOC und SAK bestimmt (Anhang A.2.4, Tab. A.2.4.1). Die filtrierten Proben wurden bis zu den Analysen bei –20°C eingefroren.

A.1.2.3 Extraktionsversuche mit Reifenabrieb und Straßenstaub 50 g Reifenabrieb von Autoreifen wurden mit 1 L vollentsalztem Wasser versetzt und die

Suspension 24 h bei Raumtemperatur gerührt. Außerdem wurden 250 g Straßenstaub von Bundesautobahnen im Großraum Berlin (von der Berliner Stadtreinigung zur Verfügung gestellt) mit 1 L vollentsalztem Wasser versetzt und die Suspension 24 h bei Raumtemperatur gerührt. Anschließend wurden beide Proben über einen 0,45 µm Membranfilter aus Celluloseacetat (Sartorius, Göttingen) filtriert.

A.1.2.4 Niederschlagsabfluss versiegelter Flächen Die 19 Proben des Niederschlagsabflusses der versiegelten Fläche (siehe Kapitel A.1.16)

wurden am 29. August 2003 zwischen 6:30 Uhr und 11:00 Uhr gezogen. Vor Ort wurde sofort die Temperatur und der Gehalt an gelöstem Sauerstoff bestimmt. Im Labor wurden nach den pH-, Leitfähigkeits- und Trübungsmessungen alle Proben über 0,45 µm Cellulosenitrat-Membranfilter (Macherey-Nagel, Düren) filtriert. Im Anschluss daran wurden die Summenparameter SAK (bei 254 und 436 nm), CSB (gesamt und filtriert), und DOC sowie die Anionenkonzentrationen von Chlorid, Nitrat, Phosphat und Sulfat bestimmt (Anhang A.2.5, Tab. A.2.5.1). Die filtrierten Proben wurden bis zu den Analysen bei –20°C eingefroren.

A.1.3 Chemische Umsetzungen

Hydrolyse von Reaktivfarbstoffen Die Reaktivfarbstoffe wurden chemisch hydrolysiert, um die gleichen Verbindungen zu

erhalten, die im Abwasser nach dem Färbeprozess vorliegen. RR2 (500 mg) oder RO16 (600 mg) wurden in 50 mL 0,1 M Natronlauge gelöst und diese Lösungen anschließend 30 min. auf 80°C erhitzt. Nach dem Abkühlen wurden zu der Farbstofflösung ca. 40 mL Wasser zugegeben, die Lösung mit 1 M Salzsäure auf pH 6 eingestellt und schließlich mit Wasser auf das Endvolumen von 100 mL verdünnt. Diese Lösungen (5 bzw. 6 g/L) wurden für die weiteren Umsetzungen eingesetzt.

Hydrolyse von amino- und hydroxysubstituierten Naphthalinsulfonaten Für die Hydrolyse von 2-Diazo-1-hydroxynaphthalin-5-sulfonat wurde eine wässrige

Lösung der Konzentration 10 g/L hergestellt und diese für 2 h auf 100°C erhitzt. Das Reaktionsprodukt war 1,2-Dihydroxynaphthalin-5-sulfonat. Die Hydrolyse von 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat lief spontan ohne Erhitzen in wässriger Lösung (10 mg/L) ab. Es wurden keine Chemikalien oder Reagenzien zugesetzt.

Reduktion mit Natriumdithionit Zur Reduktion mit Natriumdithionit wurden 5 mL der hydrolysierten Farbstofflösung mit

3 mL Wasser, 1 mL 0,05 M Natriumdihydrogenphosphat/Dinatriumhydrogenphosphat-Puffer (pH 7) und 1 mL 0,25 M wässriger Natriumdithionit-Lösung versetzt. Dabei musste permanent unter Sauerstoffausschluss in einer inerten Stickstoffatmosphäre gearbeitet

Material und Methoden 121

werden. Die Natriumdithionit-Lösung sollte immer ganz frisch hergestellt sein. Der pH-Wert der Farbstofflösung musste vor der Reduktion geprüft und gegebenenfalls auf pH 7 eingestellt werden. Die Lösung wurde unter Stickstoffatmosphäre bis zur Entfärbung (gelbe bis gelborange) gerührt (ca. 2 h).

Reduktion mit Wasserstoff Die (hydrolysierten) Farbstofflösungen wurden mit Wasser oder der Spülbad-Lösung einer

Textilfärberei, die auf pH 6 eingestellt wurde, auf eine Konzentration von 200 mg/L verdünnt. 2 mL dieser verdünnten Lösung wurden mit ca. 5 mg Palladium-Katalysator (5% auf Bariumsulfat) in einem 5 mL-Glasgefäß vorgelegt und während 10 min. Wasserstoff (Reinheit 99,9999%, Messer Griesheim, Berlin) mittels einer Glaskapillare eingeleitet. Die entfärbte Lösung wurde anschließend zentrifugiert und der klare Überstand abgenommen. Für die LC-MS-Analysen wurden die Reaktionslösungen 1:10 verdünnt. Für die tandem-massenspektrometrischen Untersuchungen wurden sie unverdünnt eingesetzt.

Oxidation von amino- und hydroxysubstituierten Naphthalinsulfonaten Die Oxidationen fanden spontan in wässriger Lösung durch den Kontakt mit Luftsauerstoff

statt. Es wurden keine Oxidationsmittel zugesetzt und die Lösungen wurden nicht erhitzt.

Oxidation von Naphthalinsulfonaten in Industrieabwasser Zwei Zulaufproben des Gerbereiabwassers wurden mit unterschiedlichen Mengen

Wasserstoffperoxid versetzt (10% (v/v), 5% (v/v), 1% (v/v), 0,5% (v/v)). Außerdem wurden Vergleichslösungen mit Wasser statt Wasserstoffperoxid angesetzt. Die Reaktionszeit betrug 24 Stunden bei 37°C. Danach wurden die Proben wie unter A.1.2.1 beschrieben vorbereitet.

Substitutionsreaktionen mit aromatischen Aminen Eine frisch hergestellte wässrige Lösung von 1-Amino-2-hydroxynaphthalin-4-sulfonat

(pH 7,5) der Konzentration 20 mg/L wurde mit dem gleichen Volumen einer äquimolaren Lösung von 3-Aminobenzolsulfonat (pH 7,5) versetzt. Die nukleophile Substitutionsreaktion verlief spontan. Die Reaktionszeit betrug ca. 1 h bei Raumtemperatur.

Andere Substitutionsreaktionen mit aromatischen Aminen liefen ebenfalls spontan bei Raumtemperatur ab. Die beteiligten Amine waren Teil des ursprünglichen Farbstoffes und wurden bei den vorangegangenen Reduktionen generiert.

Substitutionsreaktionen mit Hydrogensulfit Da es sich bei den zu o-Chinonen oxidierten hydroxylierten Naphthalinsulfonaten formal

um α,β-ungesättigte Carbonylverbindungen handelt, sind die Substitutionsreaktionen mit Hydrogensulfit eigentlich 1,4-Additionen oder sogenannte Michael-Additionen. Diese Reaktionen liefen spontan bei Raumtemperatur ab. Das Hydrogensulfit war in der Regel in den Reaktionslösungen bereits enthalten. So enthielt das Spülbad bereits diverse anorganische Salze in nicht unerheblichen Mengen. In den wässrigen Lösungen hingegen wurde Hydrogensulfit durch andere Substitutionsreaktionen, z.B. mit anderen Aminen, freigesetzt. In einigen seltenen Fällen wurde Hydrogensulfit auch in Form des Natriumsalzes zugegeben.

122 Material und Methoden

A.1.4 Festphasenextraktion

A.1.4.1 Verwendetes System und Lösungen Die Anreicherung der Naphthalinsulfonate erfolgte mit einer Zymark AutoTrace SPE

Workstation (Caliper Life Sciences, Hopkinton, USA) unter Ionenpaar-Festphasenextraktion. Mit diesem Gerät konnten immer sechs Proben parallel vollautomatisch gemäß einer vorprogrammierten Methode extrahiert werden. Die Reduktion der Eluatvolumina erfolgte durch Abdampfen des Lösungsmittels mit einem Zymark TurboVap II (Caliper Life Sciences, Hopkinton, USA) oder einem Savant SpeedVac Concentrator A160 (Thermo Electron, Dreieich, Deutschland). Als Festphase wurden die LiChrolut RP-18-Kartuschen (500 mg) von Merck (Darmstadt, Deutschland) eingesetzt, als Ionenpaarreagenz TrBA (5 mM). Vor der eigentlichen Extraktion wurde eine wässrige 50 mM TrBA-Stammlösung hergestellt, deren pH durch Zugabe von HOAc auf ca. 6 eingestellt wurde. Dazu wurde von einer äquimolaren Lösung (50 mM) an TrBA und HOAc ausgegangen (ca. pH 7) und der gewünschte pH-Wert durch Zugabe einiger zusätzlicher Tropfen HOAc eingestellt. Außerdem wurde eine 50 mM Ammoniumacetat-Stammlösung (Pufferlösung) hergestellt. Anschließend wurde ein 1:1-Gemisch der beiden Stammlösungen hergestellt und dieses mit Wasser auf eine Konzentration von 5 mM TrBA verdünnt (5 mM TrBA/Puffer). Zu den Proben wurde ebenfalls genau soviel Ionenpaar-Stammlösung und Ammoniumacetat-Stammlösung zugesetzt, dass sie 5 mM an TrBA und Ammoniumacetat enthielten. In der Regel waren dies 5,5 mL von beiden Stammlösungen zu 100 mL Probe, so dass sich ein Gesamtvolumen von 111 mL ergab. Als interner Standard wurde 1-Naphthylamin-7-sulfonat verwendet. Die Stammlösung des internen Standards hatte eine Konzentration von 1 mg/L.

A.1.4.2 Verwendete Methode Der Durchfluss betrug für die Konditionierungsschritte 4 mL/min, für die Spülschritte

20 mL/min, für den Beladungsschritt 4 mL/min und für die Elutionsschritte 1 mL/min. Diese Methode dauert für sechs Proben ca. 200 min.

Von den 111 mL Probe (100 mL Wasserprobe + 11 mL Ionenpaarreagenz/Puffer) wurden im weiteren Verlauf der Anreicherung nur 100 mL auf die Kartusche gegeben. Somit passierten von der eigentlichen Wasserprobe tatsächlich nur 90 mL die Kartusche.

Nach der eigentlichen Extraktion wurden 50 µL der Stammlösung des Internen Standards zu den 6,5 mL Eluat gegeben, um die Verluste, die bei der Überführung in andere Glasgefäße und beim Abdampfen des Methanols entstehen, kompensieren zu können. Vor dem Eindampfen mussten die Eluate von den Glasröhrchen in spezielle Gläschen für das TurboVap überführt werden. Anschließend wurden die Glasröhrchen jeweils noch zweimal mit 0,5 mL MeOH ausgespült und zum Eluat addiert. Die daraus resultierenden 7,5 mL Eluat wurden im TurboVap bei 55°C im ersten Schritt auf ca. 0,5 mL eingedampft, dann die Wände des Glasgefäßes mit 1 mL MeOH gespült, wiederum auf ca. 0,5 mL eingedampft, nochmals mit 1 mL MeOH gespült und abschließend bis zum minimal möglichen Restvolumen von 0,1-0,2 mL eingeengt. Das verbleibende Restvolumen wurde in ein Probenvial überführt und 1 mL Wasser zugegeben. Das Endvolumen beträgt somit 1,1-1,2 mL und nicht genau 1 mL. Der hieraus resultierende Volumen- bzw. Konzentrationsfehler wurde über den Internen Standard kompensiert.

Material und Methoden 123

Die eigentliche Extraktionsmethode bestand aus zahlreichen Konditionierungs-, Spül- und Elutionsschritten:

Schritt Alle Kartuschen

1 Konditionieren mit 3,5 mL MeOH

2 Konditionieren mit 1,5 mL MeOH

3 Konditionieren mit 5,0 mL Wasser

4 Konditionieren mit 5,0 mL 5 mM TrBA/Puffer

5 Konditionieren mit 5,0 mL 5 mM TrBA/Puffer

6 Beladen mit 100 mL Probe

7 Spülen mit 2,5 mL TrBA/Puffer

8 Spülen mit 0,3 mL Wasser

9 Eluieren mit 3,0 mL MeOH

10 Eluieren mit 1,0 mL MeOH

11 Eluieren mit 1,0 mL MeOH

12 Eluieren mit 1,0 mL MeOH

13 Spülen mit 0,5 mL MeOH

Die Aufkonzentrierung im SpeedVac Concentrator erfolgte in den Glasröhrchen der Extraktion. Somit war bei der Verwendung des SpeedVac Concentrator kein Interner Standard notwendig. Die 6,5 mL Eluat wurden im SpeedVac im ersten Schritt auf ca. 1 mL eingedampft, dann die Wände des Glasgefäßes mit 1 mL MeOH gespült, das Volumen auf ca. 0,5 mL eingedampft, nochmals mit 1 mL MeOH gespült und abschließend bis zur Trockne eingeengt. Durch die Zugabe von 1 mL Wasser wird das Lyophylisat wieder aufgenommen und in ein Probenvial überführt.

A.1.5 Hochleistungsflüssigchromatographie

A.1.5.1 Verwendetes System Zur chromatographischen Trennung der Analyten wurde eine HP1100-Anlage (Agilent,

Waldbronn) eingesetzt, bestehend aus einem Vakuumentgaser, einer binären Hochdruck-Gradientenpumpe, einem Probengeber, einem thermostatisierten Säulenofen und einem Diodenarray-Detektor mit Halbmikrodurchflusszelle (10µL Zellenvolumen). Abhängig von der analytischen Methode wurde die HPLC statt oder zusätzlich zum Diodenarray-Detektor mit einem Massenspektrometer gekoppelt.

Für die exakten Massenbestimmungen wurde diese HPLC-Anlage durch eine isokratische Hochdruckpumpe Modell 4 (Knauer, Berlin), einen Pulsationsdämpfer LP21 (Supelco, Taufkirchen) und Hochdruckfiltereinheiten (GAT, Bremerhaven) ergänzt.

124 Material und Methoden

A.1.5.2 Chromatographische Trennsysteme Naphthalinsulfonate: Trennsäule: Luna Phenyl-Hexyl 3 µm, 150 x 2 mm (Phenomenex,

Aschaffenburg); Fluss: 0,2 mL/min; Thermostat: 40°C; Injektionsvolumen: 10 µL (Gerbereiabwasser), 20 µL (Extraktionsversuche), 50 µL (kommunales Abwasser und Regenabfluss); Eluent A: 80/20 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc, pH 6; Eluent B: 5/95 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc; pH 6. Binärer Gradient: 0 min 7% B, 20 min 33% B, 22 min 67% B, 24 min 67% B, 26 min 100% B, 30 min 100% B, 31 min 7% B und 9 min bei 7% B äquilibrieren (Gesamtlaufzeit: 40 min).

Amino- und hydroxysubstituierte Naphthalinsulfonate: Trennsäule: Luna C18(2) 3 µm, 150 x 3 mm (Phenomenex, Aschaffenburg); Fluss: 0,35 mL/min; Thermostat: 40°C; Injektionsvolumen: 20 µL (Extraktionsversuche); Eluent A: 80/20 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc, pH 6; Eluent B: 5/95 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc; pH 6. Binärer Gradient: 0 min 10% B, 2 min 10% B, 7 min 60% B, 13 min 90% B, 19 min 90% B, 20 min 10% B und 5 min bei 10% B äquilibrieren (Gesamtlaufzeit: 25 min). Für 1,2-Dihydroxynaphthalin-5-sulfonat wurde ein abweichender binärer Gradient verwendet: 0 min 10% B, 5 min 60% B, 11 min 90% B, 17 min 90% B, 18 min 10% B und 7 min bei 10% äquilibrieren (Gesamtlaufzeit: 25 min).

Reaktionslösungen von AR27, AR29 und RR2: Trennsäule: Luna C18(2) 3 µm, 150 x 3 mm (Phenomenex, Aschaffenburg); Fluss: 0,35 mL/min; Thermostat: 40°C; Injektionsvolumen: 20 µL (Extraktionsversuche); Eluent A: 80/20 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc, pH 6; Eluent B: 5/95 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc; pH 6. Binärer Gradient: 0 min 20% B, 2 min 20% B, 11 min 50% B, 15 min 90% B, 19 min 90% B, 20 min 20% B und 5 min bei 20% B äquilibrieren (Gesamtlaufzeit: 25 min).

Reaktionslösungen von RO16: Trennsäule: Luna C18(2) 3 µm, 150 x 3 mm (Phenomenex, Aschaffenburg); Fluss: 0,35 mL/min; Thermostat: 40°C; Injektionsvolumen: 20 µL (Extraktionsversuche); Eluent A: 80/20 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc, pH 6; Eluent B: 5/95 Wasser/MeOH, 1 mM TrBA, 1 mM HOAc; pH 6. Binärer Gradient: 0 min 20% B, 3 min 20% B, 11 min 40% B, 15 min 90% B, 19 min 90% B, 20 min 20% B und 5 min bei 20% B äquilibrieren (Gesamtlaufzeit: 25 min).

A.1.6 Massenspektrometrie

A.1.6.1 Verwendetes System Für die massenspektrometrischen Untersuchungen wurde ein Triple-Quadrupol-Massen-

spektrometer (Quattro LC, Micromass, Manchester, UK) mit einem orthogonalen Z-Spray-Interface eingesetzt. Der schematische Aufbau des Massenspektrometers mit Ionenquelle, Quadrupol-Massenanalysatoren und Detektor ist in Abbildung A.1.1 dargestellt. Die Ionisierung erfolgte im negativen Modus mit einer Elektrospray-Quelle und die Detektion im normalen Scan-Modus oder im MRM-Modus. Die Ermittlung der Tochterionen und der optimalen Geräteparameter erfolgte mittels Infusionsexperimenten von Standardlösungen mit einer Spritzenpumpe (Modell 11, Harvard, Holliston, USA). Als Desolvatisierungs- und Spraygas wurde Stickstoff (Reinheit 99,9%) verwendet, der mit einem Stickstoffgenerator (Whatman Model 75-72, Whatman, Haverhill, USA) aus Druckluft erzeugt wurde. Als Kollisionsgas diente Argon (Reinheit 99,999%, Messer Griesheim, Berlin). Für tandem-

Material und Methoden 125

massenspektrometrische Untersuchungen wurde der Druck in der Kollisionszelle konstant bei 1,3-1,5 · 10-3 mbar gehalten.

Abbildung A.1.1: Schematischer Aufbau des Massenspektrometers Quattro LC (Micromass, Manchester, UK) mit Ionenquelle, Quadrupol-Massenanalysatoren und Detektor.

Mit diesem Gerät war ein Massenbereich von 2-2000 D, in Ausnahmefällen auch bis

4000 D, zugänglich. Die Digitalisierungsraten von 8-128 Bit/D ermöglichten sowohl schnelle Scans über größere Massenbereiche als auch exakte Massenbestimmungen. Die überwiegende Mehrzahl der Scan-Untersuchungen wurden allerdings mit 16 Bit/D durchgeführt, um in jedem Fall zweifelsfrei zwischen einfach und doppelt geladenen Ionen unterscheiden zu können.

Durch Anlegen einer Spannung an der Kapillarspitze wurde ein Aerosol erzeugt. Die Spannung an der Kapillare betrug je nach Methode zwischen 2,5 und 3,2 kV. Der Abstand der Kapillarspitze zum orthogonal angeordneten Konus wurde durch zwei Justierschrauben gegebenenfalls angepasst. Die Temperatur der Quelleneinheit lag zwischen 80 und 120°C, die Desolvatisierungstemperatur zwischen 200 und 300°C. Die dimensionslosen, gerätespezifischen Parameter, die die Auflösung für die beiden Quadrupolanalysatoren festlegen, wurden für die MRM-Experimente auf 11 gesetzt, für die Scan-Experimente auf 14. Diese Angaben haben nichts mit der tatsächlichen Massenauflösung m/∆m1 zu tun, die für die Experimente im Scan-Modus für den Massenbereich m/z 150-350 bei m/∆m=250-500 und für m/z 350-600 bei m/∆m=500-800 lag. Die Betriebsspannung des Detektors betrug 650 V. Die Werte für das Stickstoffgas wurden generell auf 90 bzw. 950 eingestellt. Die am Konus angelegte Spannungen und die Kollisionsenergien werden für die unterschiedlichen Methoden im folgenden jeweils gesondert angegeben. Die Datenaufnahme und Auswertung erfolgte mit dem Datensystem Masslynx 3.3 (Micromass, Manchester, UK).

1 Die Peakbreiten ∆m wurden bei 10% der Peakhöhe bestimmt (10% valley-Definition). Mit dieser Definition für ∆m erhält man um ca. 50% niedrigere Werte für die Auflösung m/∆m als mit der FWHM (Full Width Half Maximum)-Methode.

126 Material und Methoden

A.1.6.2 Detektionsmodi MRM-Detektion: Im MRM-Modus wurden für alle zu bestimmenden Analyten mindestens

zwei Übergänge für die jeweiligen Monoanionen detektiert. Die Messbedingungen wurden stets so gewählt, dass die Intensitäten der Monoanionen maximal waren. Die Naphthalinmonosulfonate wurden durch die MRM-Übergänge m/z 207 > 143 (Kollisionsenergie 24 eV, Konusspannung 45 V) und m/z 207 > 80 (Kollisionsenergie 28 eV, Konusspannung 45 V) detektiert, die Naphthalindisulfonate über m/z 287 > 207 (Kollisionsenergie 24 eV, Konusspannung 38 V) und m/z 287 > 143 (Kollisionsenergie 32 eV, Konusspannung 38 V), die Naphthalintrisulfonate über m/z 367 > 206 (Kollisionsenergie 31 eV, Konusspannung 61 V) und der interne Standard 1-Aminonaphthalin-7-sulfonat über m/z 222 > 158 (Kollisionsenergie 25 eV, Konusspannung 40 V).

1-A-2-H-4-NSA wurde durch die MRM-Übergänge m/z 236 > 172, m/z 237 > 145 , m/z 238 > 80 und m/z 239 > 159 (Kollisionsenergie 25 eV, Konusspannung 30 V) detektiert, 1-A-8-H-4-NSA über m/z 237 > 173, m/z 238 > 158, m/z 239 > 159 (Kollisionsenergie 25 eV, Konusspannung 30 V) und 6-A-1-H-3-NSA über m/z 238 > 174 und m/z 239 > 175 (Kollisionsenergie 25 eV, Konusspannung 30 V).

Der Inter Channel Delay betrug grundsätzlich 0,03 s. Die Dwell Time wurde bei zwei MRM-Übergängen pro Zeitfenster auf 0,5 s gesetzt, bei drei MRM-Übergängen in einem Zeitfenster auf 0,4 s, bei vier MRM-Übergängen in einem Zeitfenster auf 0,3 s und für den internen Standard auf 0,2 s.

Scan-Detektion: Der aufzunehmende Massenbereich der Scan-Spektren wurde den jeweiligen Zielanalyten und Problemstellungen angepasst. Die Messbedingungen wurden stets so gewählt, dass die Intensitäten im Massenbereich der Zielanalyten maximal waren. Für die Untersuchungen der Farbstoffe und der Amino- und hydroxysubstituierten Naphthalinsulfonate wurden am Konus Spannungen von 20-30V angelegt.

MS/MS-Detektion: Die Messbedingungen wurden stets so gewählt, dass die Intensität der Mutterionen maximal war. Außerdem wurde darauf geachtet, dass durch Variation der Kollisionsenergie möglichst viele Fragmente über den ganzen Massenbereich generiert wurden. Für die Untersuchungen der Farbstoffe und der Amino- und hydroxysubstituierten Naphthalinsulfonate wurden Kollisionsenergien von 15-25 eV verwendet.

A.1.6.3 Exakte Massenbestimmung Für die Exakte Massenbestimmung im negativen Modus mussten aus den verschiedenen,

verfügbaren Alkansulfonsäuren zuerst die geeigneten Kalibriersubstanzen für eine interne Kalibrierung ausgewählt und eine Kalibrierlösung hergestellt werden. Dabei ist speziell darauf zu achten, daß die Kalibriersubstanzen möglichst ähnliche molekulare Massen wie die unbekannte Verbindung haben, es zwischen den Zielanalyten und den Kalibriersubstanzen aber keine isobaren Massen gibt.

Zuerst wurde mit der Kalibrierlösung ein geeignetes Tunefile für die Kalibriersubstanzen erstellt. Danach wurde mit diesem Tunefile und der entsprechenden Methode zur Trennung der unbekannten Verbindungen ein LC-MS-Experiment durchgeführt, um einen Anhaltspunkt für die Empfindlichkeit der Methode für die Targetanalyten mit dem für die Kalibriersubstanzen erstellten Tunefile zu bekommen. Anschließend wurde die Stammlösung

Material und Methoden 127

der Kalibriersubstanzen verdünnt, dass die Signalintensitäten bei Nachsäulenaddition über ein T-Stück mit einer Flussrate von 0,1 ml/min bei gleichem Tunefile etwa denen der Analyten entsprachen. Dabei war darauf zu achten, dass die Intensitäten der Kalibriersubstanzen im Laufe des Gradienten bei steigendem organischem Lösungsmittelanteil deutlich angestiegen sind (ca. Faktor 1,5-2).

Für die eigentliche exakte Massenbestimmung wurde das LC-MS-Experiment mit den Zielanalyten unter den vorgegebenen Bedingungen mit Nachsäulenaddition der Kalibrierlösung über ein T-Stück wiederholt. Die Daten wurden im Kontinuum-Modus mit 128 Datenpunkten/Dalton aufgezeichnet und die Scandauer betrug 3-5 Sekunden. Mit dieser Methode konnte maximal über einen Massenbereich von 200-250 Da gescannt werden. Sowohl die Analyt- als auch Kalibrierlösungen mussten relativ konzentriert sein, da der Wert der Low Mass Resolution 1 für die erforderliche Basislinien-Trennung der einzelnen Massenpeaks deutlich über 20 liegen musste. Dieses Experiment wurde in der Regel drei- bis viermal wiederholt, um einige exakte Massen für eine Mittelwertbildung zu haben.

Zur Auswertung wurden die Spektren des interessierenden chromatographischen Peaks aufsummiert, das Hintergrundrauschen subtrahiert und die Peaks geglättet und zentriert. Dabei wurden die relevanten Parameter wie folgt gewählt: Polynomial order 1; Below curve (%) 5-10; Peak width (Da) kleiner als die tatsächliche Peakbreite bei 10% Intensität; Number of smooths 2; Mean; Min peak width at half height (channels) 5; Centroid top (%) 70-80. Danach wurde das geeignete Kalibrierfile (enthält nur die exakten Massen der Kalibriersubstanzen mit möglichst vielen Nachkommastellen) ausgewählt und die Kalibrierung auf das gesamte Spektrum übertragen. Nach der Kalibrierung konnten die exakten Massen der Analyten bestimmt werden. Die theoretisch denkbaren Summenformeln zu den ermittelten exakten Massen wurden über die Software generiert.

A.1.6.4 Quantifizierung Für statistische Auswertungen wurde generell das Computerprogramm SPSS 10.1 (SPSS,

Chicago, USA) verwendet. Analytkonzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen bei absoluten Statistiken mit 2/3 der Bestimmungsgrenze in die Auswertung ein. Bei vergleichenden Statistiken wurden die Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze wie fehlende Werte behandelt.

Standardaddition: Dazu wurde eine Stammlösung (1 mg/L) der zu bestimmenden Naphthalinsulfonsäuren hergestellt und verschiedene Verdünnungen dieser Stammlösung zu den Proben addiert. Die Stammlösungen selbst werden dauerhaft als Referenz zur Kontrolle der chromatographischen und massenspektrometrischen Methode (Retentionszeit, Peakform, Auflösung, Empfindlichkeit), verwendet. Die Auswertung erfolgt durch Integration der erhaltenen Peaks und nachfolgender linearer Regression der Peakflächen gegen die Konzentrationen für jeden einzelnen Analyten.

Alle Proben des Gerbereiabwassers wurden mittels Standardaddition quantifiziert. Dazu wurden alle mit sechs verschiedenen Konzentrationen aufgestockt, die Kläranlagenzuläufe mit 1, 5, 10, 20, 50 und 100 µg/L, die Abläufe mit 0,5, 1, 5, 10, 20 und 50 µg/L.

Die Kommunalabwasserproben und die Niederschlagsabflüsse wurden mittels Externer Probenkalibrierung quantifiziert (siehe Kapitel 2.3.3). Für die Kalibrierung mittels Standardaddition wurden Proben mit mittleren DOC-Werten bzgl. der Gesamtheit der Proben

128 Material und Methoden

ausgewählt (Anhang A.2.4, Tab. A.2.4.2). Es handelte sich dabei um die Proben vom 05./06.06.2002. Für die Kläranlagenzuläufe wurde zusätzlich die Probe vom 28./29.05.2002 aufgestockt, da die DOC-Werte der Zuläufe wesentlich inhomogener waren als die der Abläufe (Anhang A.2.4, Tab. A.2.4.2). Die Addition der Standardlösungen erfolgte bereits vor der Festphasenextraktion, um durch eine einzige Kalibrierung möglichst viele systematische Fehler der Gesamtmethode zu kompensieren. Die Aufstockung erfolgte mit vier verschiedenen Konzentrationen: 10, 50, 200 und 1000 ng/L. Etwaige Verluste durch die Überführung in andere Glasgefäße und durch Volumenfehler bei der Aufkonzentrierung des Eluates wurden durch die Zugabe eines internen Standards nach der Festphasenextraktion kontrolliert und gegebenenfalls ausgeglichen. Die zeitlichen Empfindlichkeitsschwankungen zwischen verschiedenen Messreihen bei der Detektion mittels ESI-MS/MS wurden durch die externe Kalibrierung korrigiert. Die Empfindlichkeitsverluste, die auf die zunehmende Verschmutzung der Ionenquelle während einer Messreihe zurückzuführen sind, wurden durch wiederholte Messung der ersten Probe kompensiert. Dabei wurde davon ausgegegangen, dass bei der allerersten Messung keine Empfindlichkeitsverluste durch eine Verschmutzung der Ionenquelle auftraten. Demzufolge war der Quotient der Peakflächen einer Wiederholungsmessung und der ersten Messung ein quantitatives Maß für die Empfindlichkeitseinbußen zum jeweiligen Zeitpunkt.

A.1.6.5 Kalibrierung Die Kalibrierung des Micromass-Massenspektrometers Quattro LC funktioniert vollauto-

matisch. Mit geeigneten Kalibrierlösungen kann das Gerät sowohl im Positive wie auch im Negative Mode kalibriert werden. Dafür wurden zwei verschiedene Kalibrierlösungen angesetzt. Für die Kalibrierung im Positive Mode wurde eine Polyethylenglycol (PEG)-Lösung hergestellt, für die im Negative Mode eine Lösung mit verschiedenen Sulfonsäuren.

PEG-Kalibrierlösung: PEG 200 25 mg/L

PEG 400 50 mg/L

PEG 600 75 mg/L

PEG 1000 250 mg/L

(gelöst in Acetonitril/Wasser 1:1 mit 2 mM Ammoniumacetat)

PEG (Extended Mass Range)-Kalibrierlösung: PEG 200 25 mg/L

PEG 400 50 mg/L

PEG 600 75 mg/L

PEG 1000 250 mg/L

PEG 2000 250 mg/L

(gelöst in Acetonitril/Wasser 1:1 mit 2 mM Ammoniumacetat)

Es fällt auf, daß die eingewogenen Mengen mit zunehmender Masse der PEGs zunehmen.

Dies ist notwendig, da die Responsefaktoren der kleineren Polymere deutlich besser sind als die der größeren und man für eine Kalibrierung vergleichbare Intensitäten der Signale über den ganzen Massenbereich benötigt.

Material und Methoden 129

Sulfonsäure-Kalibrierlösung: 1-Butansulfonsäure 50 mg/L

1-Pentansulfonsäure 50 mg/L

1-Heptansulfonsäure 25 mg/L

1-Octansulfonsäure 25 mg/L

1-Decansulfonsäure 25 mg/L

SLES 100 mg/L

PEG-SPE 320-0 250 mg/L

PEG-SPE 321-9 250 mg/L

(gelöst in Methanol/Wasser 1:1)

Diese Zusammensetzung bezieht sich auf die 10-fach konzentrierte Lösung. Zur Kalibrierung wurde die Lösung 1:10 verdünnt.

Von folgenden Verbindungen wurde jeweils eine Stammlösung der Konzentration 1 g/l in Methanol/Wasser 1:1 hergestellt: 1-Hexansulfonsäure, 1-Undecansulfonsäure, 1-Dodecan-sulfonsäure, 1-Tetradecansulfonsäure, 1-Hexadecansulfonsäure, 1-Octadecansulfonsäure, Natriumtridecylsulfat, Natriumoctadecylsulfat.

Zur eigentlichen Kalibrierung wurde die Kalibrierlösung über Infusion mit 4-5 µl/min. zugeführt, um das Massenspektrometer zu tunen. Dabei wurde im Kontinuum Mode gemessen und bei der Parameteroptimierung besonderer Wert auf eine bestmögliche Auflösung bei zufriedenstellenden Intensitäten gelegt. Die Einstellung der relevanten Parameter und der Start der Kalibrierung selber wurde entsprechend den Anweisungen im Handbuch durchgeführt.

A.1.7 Ionenchromatographie

Die Anionen Chlorid, Sulfat, Phosphat, Nitrat und Nitrit wurden ionenchromatographisch mit einem Dionex AS50-System (Dionex, Idstein), bestehend aus einem Probengeber, einer Gradientenpumpe, einem Chromatographiemodul, einem Suppressor und einem Leitfähigkeitsdetektor, bestimmt. Zur Trennung der Anionen wurde eine Dionex IonPac AS11-Säule (4 x 250 mm) eingesetzt. Die Flussrate betrug 1 mL/min. Die Elution erfolgte isokratisch während 25 min. mit einer 13 mM NaOH-Lösung.

A.1.8 1H-Kernresonanzspektroskopie (1H-NHR)

Für die 1H-Kernresonanzspektroskopie wurde ein Bruker Spektrospin-Gerät mit 500 MHz (Bruker, Bremen) eingesetzt.

130 Material und Methoden

A.1.9 Photometrie

Die Bestimmung der SAK-Werte erfolgte mit einem Lambda 12 UV/VIS-Spektralphotometer (Perkin-Elmer, Überlingen) bei den Wellenlängen 254, 280, 436 und 465 nm. Die Probenlösungen wurden so verdünnt, dass die Messwerte zwischen 0 und 100 m-

1 lagen.

A.1.10 Gelöster organischer Kohlenstoff (DOC)

Der Gehalt an gelöstem organischem Kohlenstoff wurde mit einem HighTOC-Analysator (Elementar, Hanau) im NPOC/TIC-Modus bestimmt. Der optimale Messbereich des Gerätes liegt bei 5-50 mg C/L. Die Proben wurden, falls erforderlich, verdünnt. Es wurden grundsätzlich Dreifachbestimmungen durchgeführt.

A.1.11 Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB)

Der chemische Sauerstoffbedarf der filtrierten Proben wurde nach einer Dichromatoxidation photometrisch mit einem Rundküvettentest von Hach (DR 2000 Photometer, Dr. Bruno Lange, Düsseldorf) bestimmt. Der Messbereich betrug 0-150 mg O2/L. Die Wasserproben wurden gegebenenfalls entsprechend verdünnt, so dass der CSB im Messbereich der Methode lag.

A.1.12 Wasserstoffperoxid-Bestimmung

Die Wasserstoffperoxidkonzentration in den Abwasserproben wurde mit Merckoquant Peroxid-Test Analysestäbchen (Merck, Darmstadt) bestimmt.

A.1.13 Aerobe Abbauversuche

Die Abbauversuche wurden nach EN ISO 7827 durchgeführt, die dem Die-Away-Test nach OECD 301 A entspricht. In diesem Test werden Substratkonzentrationen von 10-40 mg/L DOC und als Inokulum Belebtschlamm aus kommunalen Kläranlagen mit 30 mg/L Trockensubstanz eingesetzt. Der biologische Abbau wird während 28 Tagen über den DOC verfolgt.

Parallel zu den Substratlösungen wurden eine Blindprobe (Inokulum-Blindwert) und Kontrollproben mit Anilin und einem technischen Naphthalinsulfonat-Gemisch (Inokulum-Aktivität) angesetzt. Zudem wurden jeweils vier Ansätze mit den Substraten, in diesem Fall den Farbstoffen, hergestellt, von denen einer inokulumsfrei war, einer mit Quecksilberchlorid vergiftet war und einer als Inhibitionskontrolle zusätzlich Anilin enthielt. Die Testvolumina waren 1,5 L. Für die Testansätze wurden die jeweiligen Mengen an Farbstoff und Kontrollsubstanzen berechnet und eingewogen, die jeweils für eine Anfangskonzentration von

Material und Methoden 131

40 mg/L Kohlenstoff notwendig sind. Dies entspricht für AR27 bei einem Farbstoffgehalt von 86% und einem MW von 608,5 g/mol 180 mg reduzierten Farbstoff auf 1,5 L und für RR2 bei einem Farbstoffgehalt von 57% und einem MW von 538 g/mol 270 mg reduzierten Farbstoff auf 1,5 L. Für die Kontrollproben benötigt man 78 mg oder 76 µL Anilin auf 1,5 L und 108 mg eines technischen Naphthalinsulfonat-Gemisches auf 1,5 L. Die Substanzen wurden in Testmedium aufgelöst, danach sofort mit Belebtschlamm angeimpft und gut durchmischt.

Als Inokulum wurde Rücklaufschlamm aus dem kommunalen Klärwerk Ruhleben (Berlin) verwendet. Der Klärschlamm wurde mit Leitungswasser gewaschen und der Gehalt an Trockensubstanz bestimmt. Der Gehalt Trockensubstanz bewegte sich zwischen 6 und 7,5 g/L. Somit wurden pro Liter Testansatz 4-5 mL Belebtschlamm zugegeben.

Sofort nach der Zugabe des Inokulums wurde die erste Probe genommen (Nullprobe), nach 3 h Inkubation die zweite (Adsorptionskontrolle). Weitere Proben wurden bei AR27 nach 1, 4, 6, 8, 11, 15, 20, 28 und 55 Tagen gezogen, bei RR2 nach 1, 3, 6, 8, 10, 15, 21 und 28 Tagen. Die Testansätze wurden die ganze Versuchszeit über im Dunkeln bei 20 ± 3 °C unter Belüften und Rühren aufbewahrt. Es wurden regelmäßig Proben á 100 mL gezogen, wobei zuvor eventuelle Flüssigkeitsverluste durch Zugabe von reinstem Wasser ausgeglichen wurden. Am Tag der jeweiligen Probenahme wurden 100 mL der Proben über 0,45 µm Membranfilter aus Celluloseacetat (Sartorius, Göttingen) filtriert und die SAK-Werte gemessen. Zusätzlich wurden 50 mL jeder Probe für die DOC-Bestimmung und 1 mL jeder Probe für die Quantifizierung der einzelnen Naphthalinsulfonate des technischen Gemisches mittels HPLC-MS-Untersuchungen eingefroren.

A.1.14 Kläranlage des Gerbereibetriebes

Ein wesentlicher Teil der Kläranlage des Gerbereibetriebes (Abbildung A.1.3) ist die Biomembrananlage. Sie besteht wie in Abbildung A.1.2 schematisch dargestellt aus vier Bioreaktoren und einer nachgeschaltete Ultrafiltration (Krauth, 1996).

Abbildung A.1.2: Vereinfachte schematische Darstellung der Reaktoren mit nachgeschalteter Ultrafiltration und einigen Betriebsdaten (DN: Denitrifikation, N: Nitrifikation).

132 Material und Methoden

Die vier Reaktoren (je 170 m3) waren in Reihe geschaltet und hatten somit zusammen ein Volumen von 680 m3. Der erste Reaktor diente der Denitrifikation, die drei anderen der Nitrifikation. Die Anlage stand unter einem Druck von 1,5-2 bar und die Reaktoren wurden bei 35-40°C betrieben. Bei Abwassermengen von 300-600 m3/d (durchschnittlich 430 m3/d) ergab sich daraus eine durchschnittliche hydraulische Aufenthaltszeit von 1-2 Tagen. Die Schlammkonzentration in den Bioreaktoren betrug 10-20 g/L. Das durchschnittliche Schlammalter lag bei 56 Tagen. Den Reaktoren nachgeschaltet war eine Ultrafiltration, die nach dem Cross-Flow-Prinzip arbeitete und aus sechs parallel geschalteten Membranmodulen bestand. Die mittlere Cross-Flow-Geschwindigkeit betrug 5,6 m/s. Die Ultrafiltrations-membranen hatten eine maximale Fläche von 288 m2, einen durchschnittlichen Membranfluss von 130 L/m2h und eine Ausschlussgrenze von 100.000 Masseneinheiten. Die Biomasse und hochmolekulare Substanzen, welche die Membran nicht passieren konnten, wurden in den Reaktor zurückgeführt. Der durchschnittliche Rückfluss von den Ultrafiltrationsmembranen betrug ca. 500 m3/h, wovon ca. 100 m3/h zum Zulauf des ersten Reaktors zurückgeführt wurden.

Die vierzehn untersuchten Tagesmischproben der Zuläufe wurden vor dem ersten Bioreaktor entnommen, die der Abläufe nach der Ultrafiltration. Die Beprobung erfolgte über einen Zeitraum von zweimal einer Woche (sieben Tage im April 2000 und sieben Tage im Dezember 2000).

Abbildung A.1.3: Schematische Darstellung der gesamten Kläranlage des Gerbereibetriebes (aus Storm, 2002).

Material und Methoden 133

A.1.15 Kommunale Kläranlage Ruhleben (Berlin)

Die konventionelle Belebungsanlage des Klärwerks Ruhleben (Berlin) hat eine Kapazität von 240.000 m3/d und umfasst neben einem Grobrechen und einem Sandfang sowie der biologischen Klärung eine Sedimentation vor der biologischen Klärung, die sogenannte Vorklärung, und eine nachgeschaltete Sedimentation, die sogenannte Nachklärung. Das Schlammalter betrug ca. 15 Tage und die hydraulische Aufenthaltszeit im biologischen Teil der Anlage lag bei 18 h. Neben der konventionellen Belebungsanlage wurden in den Jahren 2001 und 2002 im Klärwerk Ruhleben zwei Membranbioreaktoren als Versuchsanlagen betrieben. Der schematische Aufbau der verschiedenen Anlagen ist in Abbildung A.1.4 dargestellt.

Abbildung A.1.4: Vereinfachte schematische Darstellung der konventionellen Belebungsanlage und der beiden Membranbioreaktoren MBR 1 und MBR 2 des Klärwerks Ruhleben (AN: anaerob; AX: anoxisch; AE: aerob). Die Probenahmestellen sind gekennzeichnet.

Die Zuläufe der Membranbioreaktoren werden nicht mit einer Sedimentation vorgeklärt, sondern mit einem Lochfilter von 1 mm Porenweite zusätzlich vorgereinigt. Die Nachklärung der konventionellen Belebung wird in den Membranbioreaktoren durch die Filtrationseinheit ersetzt. Mit der vorangestellten Denitrifikation entsprach die Konfiguration des ersten Membranbioreaktors (2,1 m3) der der konventionellen Belebung (Gnirss et al., 2003). Der zweite Membranbioreaktor (1,9 m3) hingegen hatte eine nachgeschaltete Denitrifikation. Die beiden Membranbioreaktoren wurden im September 2001 mit Klärschlamm der konventionellen Belebung bestückt und in den folgenden Monaten bei einer hydraulischen Aufenthaltszeit von 18 h kontinuierlich mit dem gleichen unbehandelten Abwasser gespeist. Das Schlammalter für die Membranbioreaktoren betrug im April 2002 noch 26 Tage, im Juni nur noch 20 Tage. Die Feststoffkonzentration in der aeroben Stufe betrug für die

Biologische Klärung

Kommunal- abwasser

Grobrechen und Sandfang

Vorklärung

Nachklärung

Klarlauf AN AX AE

MBR 1PermeatDenitrifikation-Nitrifikation

AN AX AE

Zulauf

Klarlauf

MBR 1

MBR 2

MBR 2Permeat

Nitrifikation-Denitrifikation

AN AE AX

Permeat 1

Permeat 2

Durchfluss

Rückfluss

134 Material und Methoden

konventionelle Belebung 4 g/L, für den ersten Membranbioreaktor 13 g/L und für den zweiten Reaktor 12,5 g/L.

A.1.16 Untersuchungsgebiet des Niederschlagsabflusses

Das Untersuchungsgebiet liegt im westlichen Bereich des Berliner Stadtbezirkes Charlottenburg-Wilmersdorf (Abbildung A.1.5). Das Einzugsgebiet setzt sich aus vier Teileinzugsgebieten zusammen (Tabelle A.1.1).

Abbildung A.1.5: Lageplan des Untersuchungsgebietes mit Probennahmestelle.

Tabelle A.1.1: Flächendaten der Teileinzugsgebiete (Berliner Wasserbetriebe, 2000).

Flächendaten Teileinzugs-gebiet Nr. 1

Teileinzugs-gebiet Nr. 2

Teileinzugs-gebiet Nr. 3

Teileinzugs-gebiet Nr. 4

Autobahn Parkplatz West Parkplatz Ost Güterbahnhof

Fläche [ha] 4,4 0,7 1,0 11,9

Befestigungsgrad [%] 100 90 40 7

Reduzierte Fläche [ha] 4,4 0,63 0,4 0,83

Anteil reduzierte Gesamtfläche [%]

70 10 6 14

Material und Methoden 135

Die befestigte Fläche der vier Teileinzugsgebiete umfasst insgesamt 6,3 ha. Mit insgesamt 4,4 ha befestigter Fläche umfasst das nördliche Teilstück der Bundesautobahn A100 zwischen Rathenauplatz und Messedamm das flächenmäßig größte, befestigte Teileinzugsgebiet. Zwei an die Autobahn westlich und östlich angrenzende Parkplätze umfassen eine befestigte Fläche von insgesamt ca. 1 ha. Die Anlage des Rangier- und Güterbahnhofes Grunewald umfasst ca. 0,8 ha befestigte Fläche.

Nach Angaben der Senatserwaltung für Stadtentwicklung und Umweltschutz wurde 1998 mit rund 216.000 Kraftfahrzeugen pro Tag im Bereich des nahe gelegenen Autobahndreieckes Funkturm ein europaweiter Spitzenwert erreicht (Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umweltschutz, 2001). Verkehrszählungen für das untersuchte Autobahnteilstück ergaben eine Verkehrsbelastung von 165.000 Kraftfahrzeugen pro Tag (Berliner Wasserbetriebe, 2000).

Zur Dokumentation der Regendaten wurde ein automatischer Regenmesser mit Datenlogger am Halensee installiert. Ein Durchflussmessgerät zur exakten Messung der im Kanal abfließenden Niederschlagsmengen stand nicht zur Verfügung, so dass die abfließenden Mengen anhand der Regendaten des Regenmessers am Halensee sowie eines angenommenen, konstanten durchschnittlichen Abflussbeiwerts von 0,91 nur grob abgeschätzt werden konnten. Der Abfluss im Kanal wird somit vereinfacht nach folgender Gleichung bestimmt:

V(t) = Ψ·A·r(t)

V(t) im Kanal abfließende Regenmenge als Funktion der Zeit[L/s]

Ψ konstanter Abflussbeiwert

A befestigte Fläche des Einzugsgebietes [ha]

r(t) Regenintensität als Funktion der Zeit [L/(s·ha)]

Ein automatischer Probenehmer stand ebenfalls nicht zur Verfügung, so dass alle 10 min.

mit einem Kunststoffeimer manuelle Schöpfproben aus der vorgesehenen Schachtanlage entnommen werden mussten. Zur Berechnung der Stofffrachten werden zunächst die für die alle 10 min. gezogenen Proben bestimmten Stoffkonzentrationen mit den zugehörigen Abflussmengen multipliziert. Die Gesamtfracht ergibt sich dann aus der Summe der berechneten Teilfrachten.

A.2 Daten

A.2.1 Daten Festphasenextraktion

Tabelle A.2.1.1: Grundmethode der Festphasenextraktion, die anschließend optimiert wurde.

Schritt Alle Kartuschen

1 Konditionieren mit 3,5 mL MeOH

2 Konditionieren mit 1,5 mL MeOH

3 Konditionieren mit 5,0 mL Wasser

4 Konditionieren mit 5,0 mL 5 mM TrBA/Puffer1

5 Konditionieren mit 5,0 mL 5 mM TrBA/Puffer

6 Beladen mit 100 mL Probe

7 Spülen mit 2,5 mL TrBA/Puffer

8 Spülen mit 0,3 mL Wasser

9 Eluieren mit 3,0 mL MeOH

10 Eluieren mit 3,0 mL MeOH

11 Eluieren mit 4,0 mL MeOH

12 Eluieren mit 2,0 mL Wasser/MeOH 1:1

13 Spülen mit 0,5 mL Wasser/MeOH 1:1

Der Durchfluss betrug für die Konditionierungsschritte 2 mL/min, für die Spülschritte 20 mL/min, für den Beladungsschritt 4 mL/min und für die Elutionsschritte 1 mL/min. Diese Methode dauert für sechs Proben ca. 250 min.

1 Die Zusammensetzung der TrBA/Puffer-Lösung ist im Anhang unter A1.?.? angegeben.

Daten Festphasenextraktion 137

Tabelle A.2.1.2: Wiederfindungsraten für Naphthalinsulfonate. Die einzelnen Versuchsbedingungen sind unterhalb der Tabelle aufgeführt.

Wiederfindungsraten [%]

Versuch Matrix 2,6-NDSA 1,5-NDSA 2,7-NDSA 1,6-NDSA 1,3-NDSA 1,7-NDSA 1,3,6-NTSA 1,3,5(7)-NTSA 1-NSA 2-NSA

1 ELGA 102 102 100 103 100 100 101 102 113 115

2 ELGA 87 87 89 90 84 85 93 94 100 104

3 LW 113 123 103 104 70 74 138 102 50 51

4 LW 94 99 88 97 64 59 139 104 33 42

5 ELGA 101 102 102 102 101 101 96 98 101 104

6 ELGA 103 103 105 101 102 101 85 96 99 101

7 LW 112 114 97 100 76 70 170 124 54 56

8 LW 120 125 103 107 81 75 179 123 58 60

9 ELGA 100 100 97 99 98 101 82 98 104 103

10 ELGA 96 98 97 99 97 99 81 98 102 102

11 LW 102 101 94 93 61 70 77 66 52 60

12 LW 109 110 100 100 66 75 82 71 54 60

13 LW 101 90 100 95 72 70 77 57 31 39

1) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 12 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 2) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 10mM TrBA, Elution 12 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 3) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 12 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 4) LW, Dotierung 500 ng/L, 10mM TrBA, Elution 12 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 5) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 8 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 6) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 7) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 8 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 8) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH/Wasser, SpeedVac. 9) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 8 ml MeOH, SpeedVac. 10) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 11) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 8 ml MeOH, SpeedVac. 12) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 13) LW, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, Nachdotierung 50 µg/L, SpeedVac.

Daten Festphasenextraktion 138

Tabelle A.2.1.2 (Fortsetzung): Wiederfindungsraten für Naphthalinsulfonate. Die einzelnen Versuchsbedingungen sind unterhalb der Tabelle aufgeführt.

Wiederfindungsraten [%]

Versuch Matrix 2,6-NDSA 1,5-NDSA 2,7-NDSA 1,6-NDSA 1,3-NDSA 1,7-NDSA 1,3,6-NTSA 1,3,5(7)-NTSA 1-NSA 2-NSA

14 ELGA 90 96 80 98 85 85 98 99 83 84

15 ELGA 84 86 90 90 83 84 87 93 73 75

16 ELGA 80 84 87 91 80 86 87 93 78 82

17 LW 102 98 84 97 56 78 76 77 28 25

18 LW 77 88 69 70 47 53 63 66 34 35

19 LW 79 84 71 67 48 50 65 69 36 38

20 MeOH 93 91 91 91 81 83 91 87 101 101

21 MeOH 92 88 89 90 82 87 97 94 109 107

22 MeOH 52 53 52 55 43 46 54 49 61 63

23 ELGA 100 111 102 110 106 103 110 107 100 105

24 ELGA 93 101 99 107 98 96 90 84 82 85

25 ELGA 95 96 100 102 99 100 99 104 91 94

26 ELGA 98 105 103 114 102 102 93 89 84 87

14) ELGA, Dotierung 50 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 15) ELGA, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 16) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 17) LW, Dotierung 50 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 18) LW, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 19) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 20) 7,5 mL MeOH, Dotierung 50 µg/L, 2 Spülschritte (2 mL + 1 mL), TurboVap. 21) 7,5 mL MeOH, Dotierung 50 µg/L, 2 Spülschritte (1 mL + 1 mL), TurboVap. 22) 7,5 mL MeOH, Dotierung 50 µg/L, 1 Spülschritte (1 mL), TurboVap. 23) ELGA, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 24) ELGA, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap. 25) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 26) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap.

Daten Festphasenextraktion 139

Tabelle A.2.1.2 (Fortsetzung): Wiederfindungsraten für Naphthalinsulfonate. Die einzelnen Versuchsbedingungen sind unterhalb der Tabelle aufgeführt.

Wiederfindungsraten [%]

Versuch Matrix 2,6-NDSA 1,5-NDSA 2,7-NDSA 1,6-NDSA 1,3-NDSA 1,7-NDSA 1,3,6-NTSA 1,3,5(7)-NTSA 1-NSA 2-NSA

27 LW 96 104 89 100 66 76 89 71 24 27

28 LW 88 90 83 90 63 68 75 59 18 20

29 LW 111 107 93 102 72 75 99 80 38 42

30 LW 98 100 86 96 69 72 85 72 34 37

31 ELGA 89 93 94 103 93 96 77 79 70 75

32 ELGA 58 61 60 80 60 55 55 42 - 9

33 ELGA 86 93 88 104 90 79 90 72 58 64

34 ELGA 97 92 95 91 95 97 88 90 100 98

35 ELGA 104 104 105 98 102 106 95 98 111 113

36 ELGA 80 100 90 86 91 96 89 90 99 101

37 OFW 79 73 64 65 52 51 45 40 48 50

38 Ablauf 74 71 58 60 42 45 34 29 43 47

39 Zulauf 65 42 47 42 36 34 34 29 35 27

27) LW, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 28) LW, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap. 29) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 30) LW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap. 31) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, verkürzte Elution 6 ml MeOH (2x3 mL), TurboVap. 32) ELGA, Dotierung 50 ng/L, 5mM TrBA, verkürzte Elution 6 ml MeOH (2x3 mL), TurboVap. 33) ELGA, Dotierung 50 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap. 34) ELGA, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap, Konditionierung Flussrate 4 statt 2 mL/min. 35) ELGA, Dotierung 200 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap, Konditionierung Flussrate 4 statt 2 mL/min. 36) ELGA, Dotierung 50 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, TurboVap, Konditionierung Flussrate 4 statt 2 mL/min. 37) OFW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 38) NK, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac. 39) DRW, Dotierung 500 ng/L, 5mM TrBA, Elution 6 ml MeOH, SpeedVac.

Daten Matrixeffekte 140

A.2.2 Daten Matrixeffekte

Tabelle A.2.2.1: Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Standardlösungen (VB: Vertrauensbereich 95%).

2,6-NDSA 1,5-NDSA

Standards RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF Standard 1 158,77 155,02 162,52 3,75 0,0236 160,61 157,08 164,14 3,53 0,0220 Standard 2 172,23 168,99 175,47 3,24 0,0188 175,66 172,83 178,49 2,83 0,0161 Standard 3 42,74 42,11 43,37 0,63 0,0147 37,36 36,86 37,86 0,50 0,0134 Standard 4 33,29 31,69 34,89 1,60 0,0481 29,68 29,14 30,22 0,54 0,0182

Gesamt Median 100,76 98,57 102,95 2,42 0,0212 98,99 96,97 101,00 1,68 0,0172 25%-Perzentil 40,38 39,51 41,25 1,36 0,0178 35,44 34,93 35,95 0,53 0,0154 75%-Perzentil 162,14 158,51 165,76 3,37 0,0297 164,37 161,02 167,73 3,00 0,0191 Min 33,29 31,69 34,89 0,63 0,0147 29,68 29,14 30,22 0,50 0,0134 Max 172,23 168,99 175,47 3,75 0,0481 175,66 172,83 178,49 3,53 0,0220

14.-21. Apr. 2000 Median 165,50 162,01 169,00 3,49 0,0212 168,14 164,96 171,32 3,18 0,0190 25%-Perzentil 162,14 158,51 165,76 3,37 0,0200 164,37 161,02 167,73 3,00 0,0176 75%-Perzentil 168,87 165,50 172,23 3,62 0,0224 171,90 168,89 174,90 3,36 0,0205 Min 158,77 155,02 162,52 3,24 0,0188 160,61 157,08 164,14 2,83 0,0161 Max 172,23 168,99 175,47 3,75 0,0236 175,66 172,83 178,49 3,53 0,0220

01.-08. Dez. 2000 Median 38,02 36,90 39,13 1,12 0,0314 33,52 33,00 34,04 0,52 0,0158 25%-Perzentil 35,65 34,30 37,01 0,87 0,0231 31,60 31,07 32,13 0,51 0,0146 75%-Perzentil 40,38 39,51 41,25 1,36 0,0397 35,44 34,93 35,95 0,53 0,0170 Min 33,29 31,69 34,89 0,63 0,0147 29,68 29,14 30,22 0,50 0,0134 Max 42,74 42,11 43,37 1,60 0,0481 37,36 36,86 37,86 0,54 0,0182

Daten Matrixeffekte 141

Tabelle A.2.2.1 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Standardlösungen (VB: Vertrauensbereich 95%).

2,7-NDSA 1,6-NDSA

Standards RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF Standard 1 161,62 158,73 164,51 2,89 0,0179 324,71 317,27 332,15 7,44 0,0229 Standard 2 158,96 154,50 163,42 4,46 0,0281 337,97 331,19 344,75 6,78 0,0201 Standard 3 46,26 45,33 47,19 0,93 0,0201 91,58 90,13 93,03 1,45 0,0158 Standard 4 36,04 35,13 36,95 0,91 0,0252 71,65 70,84 72,46 0,81 0,0113

Gesamt Median 102,61 99,92 105,31 1,91 0,0227 208,15 203,70 212,59 4,12 0,0179 25%-Perzentil 43,71 42,78 44,63 0,92 0,0195 86,60 85,31 87,89 1,29 0,0147 75%-Perzentil 159,63 155,56 163,69 3,28 0,0260 328,03 320,75 335,30 6,95 0,0208 Min 36,04 35,13 36,95 0,91 0,0179 71,65 70,84 72,46 0,81 0,0113 Max 161,62 158,73 164,51 4,46 0,0281 337,97 331,19 344,75 7,44 0,0229

14.-21. Apr. 2000 Median 160,29 156,62 163,97 3,68 0,0230 331,34 324,23 338,45 7,11 0,0215 25%-Perzentil 159,63 155,56 163,69 3,28 0,0204 328,03 320,75 335,30 6,95 0,0208 75%-Perzentil 160,96 157,67 164,24 4,07 0,0255 334,66 327,71 341,60 7,28 0,0222 Min 158,96 154,50 163,42 2,89 0,0179 324,71 317,27 332,15 6,78 0,0201 Max 161,62 158,73 164,51 4,46 0,0281 337,97 331,19 344,75 7,44 0,0229

01.-08. Dez. 2000 Median 41,15 40,23 42,07 0,92 0,0227 81,62 80,49 82,75 1,13 0,0136 25%-Perzentil 38,60 37,68 39,51 0,91 0,0214 76,63 75,66 77,60 0,97 0,0124 75%-Perzentil 43,71 42,78 44,63 0,92 0,0240 86,60 85,31 87,89 1,29 0,0147 Min 36,04 35,13 36,95 0,91 0,0201 71,65 70,84 72,46 0,81 0,0113 Max 46,26 45,33 47,19 0,93 0,0252 91,58 90,13 93,03 1,45 0,0158

Daten Matrixeffekte 142

Tabelle A.2.2.1 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Standardlösungen (VB: Vertrauensbereich 95%).

1,7-NDSA 1-NSA

Standards RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF Standard 1 329,77 323,93 335,61 5,84 0,0177 355,75 342,84 368,66 12,91 0,0363 Standard 2 342,48 335,35 349,61 7,13 0,0208 545,94 532,92 558,96 13,02 0,0238 Standard 3 73,89 72,85 74,93 1,04 0,0141 182,03 168,92 195,14 13,11 0,0720 Standard 4 61,98 61,49 62,47 0,49 0,0079 141,70 134,88 148,52 6,82 0,0481

Gesamt Median 201,83 198,39 205,27 3,44 0,0159 268,89 255,88 281,90 12,97 0,0422 25%-Perzentil 70,91 70,01 71,82 0,90 0,0125 171,95 160,41 183,49 11,39 0,0332 75%-Perzentil 332,95 326,79 339,11 6,16 0,0185 403,30 390,36 416,24 13,04 0,0541 Min 61,98 61,49 62,47 0,49 0,0079 141,70 134,88 148,52 6,82 0,0238 Max 342,48 335,35 349,61 7,13 0,0208 545,94 532,92 558,96 13,11 0,0720

14.-21. Apr. 2000 Median 336,13 329,64 342,61 6,48 0,0193 450,85 437,88 463,81 12,97 0,0301 25%-Perzentil 332,95 326,79 339,11 6,16 0,0185 403,30 390,36 416,24 12,94 0,0270 75%-Perzentil 339,30 332,50 346,11 6,81 0,0200 498,39 485,40 511,39 12,99 0,0332 Min 329,77 323,93 335,61 5,84 0,0177 355,75 342,84 368,66 12,91 0,0238 Max 342,48 335,35 349,61 7,13 0,0208 545,94 532,92 558,96 13,02 0,0363

01.-08. Dez. 2000 Median 67,94 67,17 68,70 0,77 0,0110 161,87 151,90 171,83 9,97 0,0601 25%-Perzentil 64,96 64,33 65,59 0,63 0,0094 151,78 143,39 160,18 8,39 0,0541 75%-Perzentil 70,91 70,01 71,82 0,90 0,0125 171,95 160,41 183,49 11,54 0,0660 Min 61,98 61,49 62,47 0,49 0,0079 141,70 134,88 148,52 6,82 0,0481 Max 73,89 72,85 74,93 1,04 0,0141 182,03 168,92 195,14 13,11 0,0720

Daten Matrixeffekte 143

Tabelle A.2.2.1 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Standardlösungen (VB: Vertrauensbereich 95%).

2-NSA

Standards RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF Standard 1 526,09 508,82 543,36 17,27 0,0328 Standard 2 776,33 754,87 797,79 21,46 0,0276 Standard 3 249,86 228,06 271,66 21,80 0,0872 Standard 4 202,96 187,39 218,53 15,57 0,0767

Gesamt Median 387,98 368,44 407,51 19,37 0,0548 25%-Perzentil 238,14 217,89 258,38 16,85 0,0315 75%-Perzentil 588,65 570,33 606,97 21,55 0,0793 Min 202,96 187,39 218,53 15,57 0,0276 Max 776,33 754,87 797,79 21,80 0,0872

14.-21. Apr. 2000 Median 651,21 631,85 670,58 19,37 0,0302 25%-Perzentil 588,65 570,33 606,97 18,32 0,0289 75%-Perzentil 713,77 693,36 734,18 20,41 0,0315 Min 526,09 508,82 543,36 17,27 0,0276 Max 776,33 754,87 797,79 21,46 0,0328

01.-08. Dez. 2000 Median 226,41 207,73 245,10 18,69 0,0820 25%-Perzentil 214,69 197,56 231,81 17,13 0,0793 75%-Perzentil 238,14 217,89 258,38 20,24 0,0846 Min 202,96 187,39 218,53 15,57 0,0767 Max 249,86 228,06 271,66 21,80 0,0872

Daten Matrixeffekte 144

Tabelle A.2.2.2: Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenzuläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Zuläufe 2,6-NDSA 1,5-NDSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF 14. April 2000 87,07 82,36 91,78 4,71 0,0541 84,4 82,59 86,21 1,81 0,0214

15./16. April 2000 50,73 27,88 73,58 22,85 0,4504 83,21 81,62 84,8 1,59 0,0191 17. April 2000 139,54 136,18 142,9 3,36 0,0241 139,34 129,3 149,38 10,04 0,0721 18. April 2000 131,06 125,78 136,34 5,28 0,0403 134,04 132,19 135,89 1,85 0,0138 19. April 2000 93,48 90,06 96,9 3,42 0,0366 58,82 58,42 59,22 0,4 0,0068 20. April 2000 97,39 89,69 105,09 7,7 0,0791 113,64 104,73 122,55 8,91 0,0784 21. April 2000 70,96 70,19 71,73 0,77 0,0109 55,7 54,96 56,44 0,74 0,0133

1. Dezember 2000 33,49 33,03 33,95 0,46 0,0137 18,67 18,36 18,98 0,31 0,0166 2./3. Dezember 2000 39,11 38,2 40,02 0,91 0,0233 21,53 19,72 23,34 1,81 0,0841

4. Dezember 2000 40,09 39,52 40,66 0,57 0,0142 21,88 21,4 22,36 0,48 0,0219 5. Dezember 2000 38,37 37,44 39,3 0,93 0,0242 21,36 21,16 21,56 0,2 0,0094 6. Dezember 2000 28,06 27,51 28,61 0,55 0,0196 18,61 18,1 19,12 0,51 0,0274 7. Dezember 2000 22,53 22,05 23,01 0,48 0,0213 14,14 12,7 15,58 1,44 0,1018 8. Dezember 2000 24,73 23,52 25,94 1,21 0,0489 17,27 16,84 17,7 0,43 0,0249

Gesamt Median 45,41 38,86 56,20 1,07 0,0242 38,79 38,18 39,89 1,09 0,0217 25%-Perzentil 34,71 29,17 35,29 0,62 0,0200 19,34 18,70 19,73 0,44 0,0145 75%-Perzentil 91,88 87,86 95,62 4,39 0,0468 84,10 82,35 85,86 1,81 0,0609 Min 22,53 22,05 23,01 0,46 0,0109 14,14 12,70 15,58 0,20 0,0068 Max 139,54 136,18 142,90 22,85 0,4504 139,34 132,19 149,38 10,04 0,1018

14.-21. Apr. 2000 Median 93,48 89,69 96,90 4,71 0,0403 84,40 82,59 86,21 1,81 0,0191

25%-Perzentil 79,02 76,28 82,68 3,39 0,0303 71,02 70,02 72,01 1,17 0,0135

75%-Perzentil 114,23 107,92 120,72 6,49 0,0666 123,84 117,02 129,22 5,38 0,0467

Min 50,73 27,88 71,73 0,77 0,0109 55,70 54,96 56,44 0,40 0,0068

Max 139,54 136,18 142,90 22,85 0,4504 139,34 132,19 149,38 10,04 0,0784

01.-08. Dez. 2000 Median 33,49 33,03 33,95 0,57 0,0213 18,67 18,36 19,12 0,48 0,0249

25%-Perzentil 26,40 25,52 27,28 0,51 0,0169 17,94 17,47 18,34 0,37 0,0193

75%-Perzentil 38,74 37,82 39,66 0,92 0,0238 21,45 20,44 21,96 0,98 0,0557

Min 22,53 22,05 23,01 0,46 0,0137 14,14 12,70 15,58 0,20 0,0094

Max 40,09 39,52 40,66 1,21 0,0489 21,88 21,40 23,34 1,81 0,1018

Daten Matrixeffekte 145

Tabelle A.2.2.2 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenzuläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Zuläufe 2,7-NDSA 1,6-NDSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF 14. April 2000 181,29 170,72 191,86 10,57 0,0583 351,05 345,81 356,29 5,24 0,0149

15./16. April 2000 176,61 157,74 195,48 18,87 0,1068 325,43 321,23 329,63 4,2 0,0129 17. April 2000 150,32 147,27 153,37 3,05 0,0203 295,35 292,81 297,89 2,54 0,0086 18. April 2000 146,07 143,79 148,35 2,28 0,0156 289,66 285,8 293,52 3,86 0,0133 19. April 2000 145,38 140,18 150,58 5,2 0,0358 281,62 275,25 287,99 6,37 0,0226 20. April 2000 137,19 117,62 156,76 19,57 0,1426 257,09 249,11 265,07 7,98 0,0310 21. April 2000 120,85 115,78 125,92 5,07 0,0420 231,18 228,88 233,48 2,3 0,0099

1. Dezember 2000 39,25 38,03 40,47 1,22 0,0311 73,81 73,25 74,37 0,56 0,0076 2./3. Dezember 2000 43,34 42,62 44,06 0,72 0,0166 85,02 84,13 85,91 0,89 0,0105

4. Dezember 2000 42,64 42,32 42,96 0,32 0,0075 87,58 87,26 87,9 0,32 0,0037 5. Dezember 2000 43,43 42,85 44,01 0,58 0,0134 87,45 86,04 88,86 1,41 0,0161 6. Dezember 2000 28,46 28,1 28,82 0,36 0,0126 57,92 53,66 62,18 4,26 0,0735 7. Dezember 2000 22,78 21,79 23,77 0,99 0,0435 42,23 41,68 42,78 0,55 0,0130 8. Dezember 2000 20,76 19,19 22,33 1,57 0,0756 45,1 44,66 45,54 0,44 0,0098

Gesamt Median 82,14 79,32 84,99 1,93 0,0334 159,38 158,07 161,17 2,42 0,0130 25%-Perzentil 40,10 39,10 41,09 0,79 0,0159 76,61 75,97 77,26 0,64 0,0098 75%-Perzentil 145,90 142,89 152,67 5,17 0,0546 287,65 283,16 292,14 4,25 0,0158 Min 20,76 19,19 22,33 0,32 0,0075 42,23 41,68 42,78 0,32 0,0037 Max 181,29 170,72 195,48 19,57 0,1426 351,05 345,81 356,29 7,98 0,0735

14.-21. Apr. 2000 Median 146,07 143,79 153,37 5,20 0,0420 289,66 285,80 293,52 4,20 0,0133

25%-Perzentil 141,29 128,90 149,47 4,06 0,0280 269,36 262,18 276,53 3,20 0,0114

75%-Perzentil 163,47 152,51 174,31 14,72 0,0826 310,39 307,02 313,76 5,81 0,0188

Min 120,85 115,78 125,92 2,28 0,0156 231,18 228,88 233,48 2,30 0,0086

Max 181,29 170,72 195,48 19,57 0,1426 351,05 345,81 356,29 7,98 0,0310

01.-08. Dez. 2000 Median 39,25 38,03 40,47 0,72 0,0166 73,81 73,25 74,37 0,56 0,0105

25%-Perzentil 25,62 24,95 26,30 0,47 0,0130 51,51 49,16 53,86 0,50 0,0087

75%-Perzentil 42,99 42,47 43,49 1,11 0,0373 86,24 85,09 86,91 1,15 0,0146

Min 20,76 19,19 22,33 0,32 0,0075 42,23 41,68 42,78 0,32 0,0037

Max 43,43 42,85 44,06 1,57 0,0756 87,58 87,26 88,86 4,26 0,0735

Daten Matrixeffekte 146

Tabelle A.2.2.2 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenzuläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Zuläufe 1,7-NDSA 1-NSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF 14. April 2000 380,95 379,51 382,39 1,44 0,0038 725,53 608,33 842,73 117,2 0,1615

15./16. April 2000 331,11 319,23 342,99 11,88 0,0359 423,79 408,21 439,37 15,58 0,0368 17. April 2000 283,37 274,93 291,81 8,44 0,0298 392,76 385,47 400,05 7,29 0,0186 18. April 2000 281,09 278,96 283,22 2,13 0,0076 386,84 377,86 395,82 8,98 0,0232 19. April 2000 269,59 260,35 278,83 9,24 0,0343 365,53 352,97 378,09 12,56 0,0344 20. April 2000 247,11 241,7 252,52 5,41 0,0219 379,98 342,82 417,14 37,16 0,0978 21. April 2000 230,66 221,15 240,17 9,51 0,0412 324,48 303,23 345,73 21,25 0,0655

1. Dezember 2000 63,56 63,15 63,97 0,41 0,0065 121,5 114,19 128,81 7,31 0,0602 2./3. Dezember 2000 70,17 67,85 72,49 2,32 0,0331 138,41 136,41 140,41 2 0,0144

4. Dezember 2000 78,41 77,97 78,85 0,44 0,0056 167,04 159,68 174,4 7,36 0,0441 5. Dezember 2000 77,81 77,06 78,56 0,75 0,0096 167,01 155,86 178,16 11,15 0,0668 6. Dezember 2000 53,57 52,83 54,31 0,74 0,0138 100,81 94,62 107 6,19 0,0614 7. Dezember 2000 45,11 44,41 45,81 0,7 0,0155 106,38 97,1 115,66 9,28 0,0872 8. Dezember 2000 46,21 46 46,42 0,21 0,0045 124,18 118,62 129,74 5,56 0,0448

Gesamt Median 154,54 149,56 159,51 1,79 0,0147 245,76 231,46 261,95 9,13 0,0525 25%-Perzentil 65,21 64,33 66,10 0,71 0,0067 127,74 123,07 132,41 7,29 0,0350 75%-Perzentil 278,22 271,29 282,12 7,68 0,0322 385,13 371,64 398,99 14,83 0,0664 Min 45,11 44,41 45,81 0,21 0,0038 100,81 94,62 107,00 2,00 0,0144 Max 380,95 379,51 382,39 11,88 0,0412 725,53 608,33 842,73 117,20 0,1615

14.-21. Apr. 2000 Median 281,09 274,93 283,22 8,44 0,0298 386,84 377,86 400,05 15,58 0,0368

25%-Perzentil 258,35 251,03 265,68 3,77 0,0147 372,76 347,90 386,96 10,77 0,0288

75%-Perzentil 307,24 299,10 317,40 9,37 0,0351 408,28 396,84 428,26 29,21 0,0816

Min 230,66 221,15 240,17 1,44 0,0038 324,48 303,23 345,73 7,29 0,0186

Max 380,95 379,51 382,39 11,88 0,0412 725,53 608,33 842,73 117,20 0,1615

01.-08. Dez. 2000 Median 63,56 63,15 63,97 0,70 0,0096 124,18 118,62 129,74 7,31 0,0602

25%-Perzentil 49,89 49,42 50,37 0,43 0,0060 113,94 105,65 122,24 5,88 0,0444

75%-Perzentil 73,99 72,46 75,53 0,75 0,0147 152,71 146,14 157,41 8,32 0,0641

Min 45,11 44,41 45,81 0,21 0,0045 100,81 94,62 107,00 2,00 0,0144

Max 78,41 77,97 78,85 2,32 0,0331 167,04 159,68 178,16 11,15 0,0872

Daten Matrixeffekte 147

Tabelle A.2.2.2 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenzuläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Zuläufe 2-NSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF14. April 2000 841,38 745,59 937,17 95,79 0,1138

15./16. April 2000 430,93 323,56 538,3 107,37 0,2492 17. April 2000 387,81 304,37 471,25 83,44 0,2152 18. April 2000 437,94 426,21 449,67 11,73 0,0268 19. April 2000 382,19 357,22 407,16 24,97 0,0653 20. April 2000 376,06 364,88 387,24 11,18 0,0297 21. April 2000 375,2 368,32 382,08 6,88 0,0183

1. Dezember 2000 130,14 117,37 142,91 12,77 0,0981 2./3. Dezember 2000 186,19 175,68 196,7 10,51 0,0564

4. Dezember 2000 161,4 149,56 173,24 11,84 0,0734 5. Dezember 2000 165,86 154,97 176,75 10,89 0,0657 6. Dezember 2000 86,39 62,58 110,2 23,81 0,2756 7. Dezember 2000 103,62 99,58 107,66 4,04 0,0390 8. Dezember 2000 143,54 134,31 152,77 9,23 0,0643

Gesamt Median 280,70 240,03 289,39 11,79 0,0655 25%-Perzentil 148,01 138,12 157,89 10,61 0,0434 75%-Perzentil 386,41 362,97 439,04 24,68 0,1099 Min 86,39 62,58 107,66 4,04 0,0183 Max 841,38 745,59 937,17 107,37 0,2756

14.-21. Apr. 2000 Median 387,81 364,88 449,67 24,97 0,0653

25%-Perzentil 379,13 340,39 397,20 11,46 0,0283

75%-Perzentil 434,44 397,27 504,78 89,62 0,1645

Min 375,20 304,37 382,08 6,88 0,0183

Max 841,38 745,59 937,17 107,37 0,2492

01.-08. Dez. 2000 Median 143,54 134,31 152,77 10,89 0,0657

25%-Perzentil 116,88 108,48 126,56 9,87 0,0604

75%-Perzentil 163,63 152,27 175,00 12,31 0,0857

Min 86,39 62,58 107,66 4,04 0,0390

Max 186,19 175,68 196,70 23,81 0,2756

Daten Matrixeffekte 148

Tabelle A.2.2.3: Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenabläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Abläufe 2,6-NDSA 1,5-NDSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF 14. April 2000 156,52 154,49 158,55 2,03 0,0130 167,78 162,57 172,99 5,21 0,0311

15./16. April 2000 147,99 147,13 148,85 0,86 0,0058 159,19 154,44 163,94 4,75 0,0298 17. April 2000 159,6 153,69 165,51 5,91 0,0370 159,9 152,75 167,05 7,15 0,0447 18. April 2000 157,98 155,13 160,83 2,85 0,0180 164,77 152,73 176,81 12,04 0,0731 19. April 2000 157,01 154,23 159,79 2,78 0,0177 177,94 172,43 183,45 5,51 0,0310 20. April 2000 166,02 163,74 168,3 2,28 0,0137 180,47 170,38 190,56 10,09 0,0559 21. April 2000 163,11 159,86 166,36 3,25 0,0199 179,45 174,58 184,32 4,87 0,0271

1. Dezember 2000 39,01 37,47 40,55 1,54 0,0395 22,98 22,36 23,6 0,62 0,0270 2./3. Dezember 2000 37,22 34,81 39,63 2,41 0,0648 22,1 21,62 22,58 0,48 0,0217

4. Dezember 2000 36,44 35,33 37,55 1,11 0,0305 27,35 26,34 28,36 1,01 0,0369 5. Dezember 2000 36,73 36,41 37,05 0,32 0,0087 22,7 21,12 24,28 1,58 0,0696 6. Dezember 2000 34,9 33,63 36,17 1,27 0,0364 22,38 21,39 23,37 0,99 0,0442 7. Dezember 2000 37,4 37,4 37,4 0 0,0000 23,94 21,73 26,15 2,21 0,0923 8. Dezember 2000 35,19 18,17 52,21 17,02 0,4837 23,67 23,05 24,29 0,62 0,0262

Gesamt Median 93,50 92,30 100,53 2,16 0,0190 93,27 89,54 96,15 3,48 0,0340 25%-Perzentil 36,85 35,60 38,07 1,15 0,0132 23,15 21,89 24,28 0,99 0,0278 75%-Perzentil 157,74 154,43 160,57 2,83 0,0369 167,03 160,54 175,86 5,44 0,0531 Min 34,90 18,17 36,17 0,00 0,0000 22,10 21,12 22,58 0,48 0,0217 Max 166,02 163,74 168,30 17,02 0,4837 180,47 174,58 190,56 12,04 0,0923

14.-21. Apr. 2000 Median 157,98 154,49 160,83 2,78 0,0177 167,78 162,57 176,81 5,51 0,0311

25%-Perzentil 156,77 153,96 159,17 2,16 0,0134 162,34 153,60 170,02 5,04 0,0304

75%-Perzentil 161,36 157,50 165,94 3,05 0,0190 178,70 171,41 183,89 8,62 0,0503

Min 147,99 147,13 148,85 0,86 0,0058 159,19 152,73 163,94 4,75 0,0271

Max 166,02 163,74 168,30 5,91 0,0370 180,47 174,58 190,56 12,04 0,0731 01.-08. Dez. 2000 Median 36,73 35,33 37,55 1,27 0,0364 22,98 21,73 24,28 0,99 0,0369

25%-Perzentil 35,82 34,22 37,23 0,72 0,0196 22,54 21,51 23,49 0,62 0,0266

75%-Perzentil 37,31 36,91 40,09 1,98 0,0521 23,81 22,71 25,22 1,30 0,0569

Min 34,90 18,17 36,17 0,00 0,0000 22,10 21,12 22,58 0,48 0,0217

Max 39,01 37,47 52,21 17,02 0,4837 27,35 26,34 28,36 2,21 0,0923

Daten Matrixeffekte 149

Tabelle A.2.2.3 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenabläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Abläufe 2,7-NDSA 1,6-NDSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF 14. April 2000 179,04 172,93 185,15 6,11 0,0341 366,63 359,74 373,52 6,89 0,0188

15./16. April 2000 188 173,33 202,67 14,67 0,0780 366,35 352,78 379,92 13,57 0,0370 17. April 2000 180,53 175,83 185,23 4,7 0,0260 362,06 356,02 368,1 6,04 0,0167 18. April 2000 176,61 170,86 182,36 5,75 0,0326 375,81 368,38 383,24 7,43 0,0198 19. April 2000 186,06 177,72 194,4 8,34 0,0448 379,04 376,09 381,99 2,95 0,0078 20. April 2000 167,66 158,75 176,57 8,91 0,0531 359,98 348,2 371,76 11,78 0,0327 21. April 2000 182,32 175,45 189,19 6,87 0,0377 376,46 373,01 379,91 3,45 0,0092

1. Dezember 2000 39,05 38,82 39,28 0,23 0,0059 96,81 80,23 113,39 16,58 0,1713 2./3. Dezember 2000 38,96 38,46 39,46 0,5 0,0128 76,83 75,09 78,57 1,74 0,0226

4. Dezember 2000 42,99 39,35 46,63 3,64 0,0847 82,53 81,36 83,7 1,17 0,0142 5. Dezember 2000 38,01 37,37 38,65 0,64 0,0168 70,1 69,67 70,53 0,43 0,0061 6. Dezember 2000 36,41 36,16 36,66 0,25 0,0069 71,02 69,82 72,22 1,2 0,0169 7. Dezember 2000 38,11 37,17 39,05 0,94 0,0247 72,84 70,01 75,67 2,83 0,0389 8. Dezember 2000 41,16 38,91 43,41 2,25 0,0547 77,71 39,36 116,06 38,35 0,4935

Gesamt Median 105,33 99,05 111,60 4,17 0,0333 228,40 214,78 242,08 4,75 0,0193 25%-Perzentil 38,98 38,55 39,33 0,72 0,0188 77,05 71,28 79,85 2,01 0,0148 75%-Perzentil 180,16 173,23 185,21 6,68 0,0511 366,56 358,81 378,31 10,69 0,0360 Min 36,41 36,16 36,66 0,23 0,0059 70,10 39,36 70,53 0,43 0,0061 Max 188,00 177,72 202,67 14,67 0,0847 379,04 376,09 383,24 38,35 0,4935

14.-21. Apr. 2000 Median 180,53 173,33 185,23 6,87 0,0377 366,63 359,74 379,91 6,89 0,0188

25%-Perzentil 177,83 171,90 183,76 5,93 0,0333 364,21 354,40 372,64 4,75 0,0129

75%-Perzentil 184,19 175,64 191,80 8,63 0,0490 376,14 370,70 380,96 9,61 0,0262

Min 167,66 158,75 176,57 4,70 0,0260 359,98 348,20 368,10 2,95 0,0078

Max 188,00 177,72 202,67 14,67 0,0780 379,04 376,09 383,24 13,57 0,0370 01.-08. Dez. 2000 Median 38,96 38,46 39,28 0,64 0,0168 76,83 70,01 78,57 1,74 0,0226

25%-Perzentil 38,06 37,27 38,85 0,38 0,0098 71,93 69,75 73,95 1,19 0,0155

75%-Perzentil 40,11 38,87 41,44 1,60 0,0397 80,12 77,66 98,55 9,71 0,1051

Min 36,41 36,16 36,66 0,23 0,0059 70,10 39,36 70,53 0,43 0,0061

Max 42,99 39,35 46,63 3,64 0,0847 96,81 81,36 116,06 38,35 0,4935

Daten Matrixeffekte 150

Tabelle A.2.2.3 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenabläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Abläufe 1,7-NDSA 1-NSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF 14. April 2000 379,31 370,77 387,85 8,54 0,0225 501,21 486,46 515,96 14,75 0,0294

15./16. April 2000 357,05 347,26 366,84 9,79 0,0274 544 514,66 573,34 29,34 0,0539 17. April 2000 361,78 355,2 368,36 6,58 0,0182 522 316,59 727,41 205,41 0,3935 18. April 2000 374,81 369,03 380,59 5,78 0,0154 574,12 569,11 579,13 5,01 0,0087 19. April 2000 380,91 362,79 399,03 18,12 0,0476 593,24 586,21 600,27 7,03 0,0119 20. April 2000 357,2 340,1 374,3 17,1 0,0479 582,06 570,78 593,34 11,28 0,0194 21. April 2000 384,16 376,89 391,43 7,27 0,0189 608,85 539,22 678,48 69,63 0,1144

1. Dezember 2000 71,15 67,09 75,21 4,06 0,0571 218,67 199,68 237,66 18,99 0,0868 2./3. Dezember 2000 62,27 60,49 64,05 1,78 0,0286 175,59 94,41 256,77 81,18 0,4623

4. Dezember 2000 67,23 65,05 69,41 2,18 0,0324 179,98 174,22 185,74 5,76 0,0320 5. Dezember 2000 61,31 60,46 62,16 0,85 0,0139 175,05 165,31 184,79 9,74 0,0556 6. Dezember 2000 60,9 60,67 61,13 0,23 0,0038 176,59 161,82 191,36 14,77 0,0836 7. Dezember 2000 65,81 64,89 66,73 0,92 0,0140 164,6 107,05 222,15 57,55 0,3496 8. Dezember 2000 63,54 63,26 63,82 0,28 0,0044 164,16 153,09 175,23 11,07 0,0674

Gesamt Median 214,10 203,60 221,03 4,92 0,0207 359,94 258,14 386,37 14,76 0,0615 25%-Perzentil 64,11 63,67 64,72 1,14 0,0143 175,84 162,69 199,06 10,07 0,0301 75%-Perzentil 371,55 360,89 379,02 8,22 0,0315 566,59 533,08 589,79 50,50 0,1075 Min 60,90 60,46 61,13 0,23 0,0038 164,16 94,41 175,23 5,01 0,0087 Max 384,16 376,89 399,03 18,12 0,0571 608,85 586,21 727,41 205,41 0,4623

14.-21. Apr. 2000 Median 374,81 362,79 380,59 8,54 0,0225 574,12 539,22 593,34 14,75 0,0294

25%-Perzentil 359,49 351,23 371,33 6,93 0,0186 533,00 500,56 576,24 9,15 0,0156

75%-Perzentil 380,11 369,90 389,64 13,45 0,0375 587,65 569,95 639,38 49,49 0,0841

Min 357,05 340,10 366,84 5,78 0,0154 501,21 316,59 515,96 5,01 0,0087

Max 384,16 376,89 399,03 18,12 0,0479 608,85 586,21 727,41 205,41 0,3935 01.-08. Dez. 2000 Median 63,54 63,26 64,05 0,92 0,0140 175,59 161,82 191,36 14,77 0,0836

25%-Perzentil 61,79 60,58 62,99 0,57 0,0091 169,83 130,07 185,27 10,41 0,0615

75%-Perzentil 66,52 64,97 68,07 1,98 0,0305 178,29 169,77 229,91 38,27 0,2182

Min 60,90 60,46 61,13 0,23 0,0038 164,16 94,41 175,23 5,76 0,0320

Max 71,15 67,09 75,21 4,06 0,0571 218,67 199,68 256,77 81,18 0,4623

Daten Matrixeffekte 151

Tabelle A.2.2.3 (Fortsetzung): Statistische Auswertung der Responsefaktoren für die Kläranlagenabläufe (VB: Vertrauensbereich 95%).

Abläufe 2-NSA

RF VB unten VB oben VBoben-RF (VBoben-RF)/RF14. April 2000 749,2 737,79 760,61 11,41 0,0152

15./16. April 2000 740,62 690,89 790,35 49,73 0,0671 17. April 2000 765,66 759,66 771,66 6 0,0078 18. April 2000 832,57 806,45 858,69 26,12 0,0314 19. April 2000 860,41 840,48 880,34 19,93 0,0232 20. April 2000 854,37 843,98 864,76 10,39 0,0122 21. April 2000 901,94 836,94 966,94 65 0,0721

1. Dezember 2000 336,4 316,2 356,6 20,2 0,0600 2./3. Dezember 2000 270,73 173,14 368,32 97,59 0,3605

4. Dezember 2000 59,66 41,2 78,12 18,46 0,3094 5. Dezember 2000 268,2 253,24 283,16 14,96 0,0558 6. Dezember 2000 244,37 235,58 253,16 8,79 0,0360 7. Dezember 2000 249,93 147,28 352,58 102,65 0,4107 8. Dezember 2000 245,99 242,91 249,07 3,08 0,0125

Gesamt Median 538,51 503,55 564,47 19,20 0,0459 25%-Perzentil 254,50 237,41 300,52 10,65 0,0172 75%-Perzentil 815,84 794,75 841,61 43,83 0,0708 Min 59,66 41,20 78,12 3,08 0,0078 Max 901,94 843,98 966,94 102,65 0,4107

14.-21. Apr. 2000 Median 832,57 806,45 858,69 19,93 0,0232

25%-Perzentil 757,43 748,73 781,01 10,90 0,0137

75%-Perzentil 857,39 838,71 872,55 37,93 0,0493

Min 740,62 690,89 760,61 6,00 0,0078

Max 901,94 843,98 966,94 65,00 0,0721 01.-08. Dez. 2000 Median 249,93 235,58 283,16 18,46 0,0600

25%-Perzentil 245,18 160,21 251,12 11,88 0,0459

75%-Perzentil 269,47 248,08 354,59 58,90 0,3349

Min 59,66 41,20 78,12 3,08 0,0125

Max 336,40 316,20 368,32 102,65 0,4107

A.2.3 Daten Gerbereiabwasser

Tabelle A.2.3.1: Physiko-chemische Daten und Summenparameter des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h Ablaufmenge pH Leitfähigkeit

m3/d [mS/cm] Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf

14. April 2000 478 8,3 7,6 15,4 14,9 15./16. April 2000 136 + 203 8,0 7,6 14,6 14,0

17. April 2000 654 7,7 6,9 15,5 13,0 18. April 2000 631 8,1 7,3 15,3 13,8 19. April 2000 601 8,5 7,4 15,3 14,0 20. April 2000 313 9,3 7,6 14,9 14,3 21. April 2000 199 8,2 7,5 16,6 14,0

1. Dezember 2000 253 8,9 7,5 8,8 10,0 02./03. Dezember 2000 164 + 213 8,5 7,4 7,4 9,3

4. Dezember 2000 445 8,9 7,5 7,4 7,9 5. Dezember 2000 593 9,0 7,7 9,5 8,4 6. Dezember 2000 401 11,0 7,8 6,7 9,2 7. Dezember 2000 247 9,2 7,8 6,6 8,4 8. Dezember 2000 203 8,0 7,5 7,7 7,5

Mittelwerte: 410 8,7 7,5 11,6 11,3

Sammelprobe 24 h DOC CSB CSB/DOC [mg C/l] [mg O2/l]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf

14. April 2000 938 48 2750 170 2,9 3,5 15./16. April 2000 847 52 2700 220 3,2 4,2

17. April 2000 913 61 3050 190 3,3 3,1 18. April 2000 883 59 2750 85 3,1 1,4 19. April 2000 966 53 2950 95 3,1 1,8 20. April 2000 1122 53 3350 190 3,0 3,6 21. April 2000 927 48 2700 170 2,9 3,5

1. Dezember 2000 1220 61 3150 230 2,6 3,8 02./03. Dezember 2000 1208 51 3250 185 2,7 3,6

4. Dezember 2000 1299 58 3900 180 3,0 3,1 5. Dezember 2000 1123 59 2600 195 2,3 3,3 6. Dezember 2000 1794 64 4800 215 2,7 3,4 7. Dezember 2000 970 64 2600 215 2,7 3,4 8. Dezember 2000 551 57 1300 180 2,4 3,2

Mittelwerte: 1054 56 2989 180 2,9 3,2

Daten Gerbereiabwasser 153

Tabelle A.2.3.1 (Fortsetzung): Physiko-chemische Daten und Summenparameter des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h SAK(254nm) SAK(280nm) SAK(436nm) SAK(465nm) [m-1] [m-1] [m-1] [m-1]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 375 79 293 60 47 3 46 2

15./16. April 2000 341 84 273 64 9 0 10 0 17. April 2000 301 81 234 66 11 0 13 0 18. April 2000 328 83 217 66 0 0 0 0 19. April 2000 331 77 209 60 0 0 0 0 20. April 2000 368 75 243 58 0 0 0 0 21. April 2000 338 70 219 56 3 0 0 0

1. Dezember 2000 528 81 358 65 54 3 45 2 02./03. Dezember 2000 446 78 347 61 38 3 30 3

4. Dezember 2000 785 81 346 63 10 2 6 2 5. Dezember 2000 573 91 240 70 5 6 4 4 6. Dezember 2000 877 95 454 68 11 2 7 2 7. Dezember 2000 443 89 233 68 8 3 6 3 8. Dezember 2000 243 75 158 58 7 2 4 2

Mittelwerte: 448 81 273 63 15 2 12 1

Daten Gerbereiabwasser 154

Tabelle A.2.3.1 (Fortsetzung): Physiko-chemische Daten und Summenparameter des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h Nitrit Nitrit Nitrat Nitrat Phosphat Phosphat Chlorid Chlorid Sulfat Sulfat [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 0 12 2 7 296 0 2080 2477 1955 3154

15./16. April 2000 1 114 3 22 271 0 1970 2518 1703 3245 17. April 2000 0 90 3 12 323 3 2436 2600 1593 3045 18. April 2000 1 23 4 4 328 4 2201 2884 1898 3037 19. April 2000 0 23 3 4 376 4 2271 2772 2054 3212 20. April 2000 2 63 2 10 358 3 2542 2789 2298 3392 21. April 2000 0 118 0 18 321 0 2698 2778 2516 3457

1. Dezember 2000 0 83 6 21 1180 9 2997 3322 2548 3368 02./03. Dezember 2000 0 45 7 13 834 33 2211 3358 1957 3521

4. Dezember 2000 1 6 7 9 922 20 1960 2673 1781 3072 5. Dezember 2000 0 3 1 12 781 12 3036 2905 2621 3285 6. Dezember 2000 3 8 5 16 1695 7 2111 2851 1806 3220 7. Dezember 2000 0 4 3 15 558 6 2086 2488 1929 3116 8. Dezember 2000 0 28 1 14 232 11 2589 2470 2087 3160

Mittelwerte: 1 44 3 13 605 8 2371 2778 2053 3235

Daten Gerbereiabwasser 155

Tabelle A.2.3.2: Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h 2,6-Naphthalindisulfonsäure 1,5-Naphthalindisulfonsäure 2,7-Naphthalindisulfonsäure [µg/L] [µg/L] [µg/L]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 14 ± 3 2) < BG 1) 86 ± 21 28 ± 6 44 ± 6 29 ± 7

15./16. April 2000 72 ± 43 < BG 91 ± 9 52 ± 6 36 ± 10 < BG 17. April 2000 33 ± 5 < BG 60 ± 14 71 ± 9 116 ± 10 20 ± 3 18. April 2000 42 ± 8 < BG 69 ± 7 71 ± 14 141 ± 8 74 ± 6 19. April 2000 23 ± 7 < BG 81 ± 3 67 ± 6 75 ± 7 65 ± 4 20. April 2000 11 ± 8 9 ± 1 33 ± 4 64 ± 6 30 ± 14 87 ± 11 21. April 2000 11 ± 11 < BG 23 ± 13 57 ± 3 19 ± 4 45 ± 4

1. Dezember 2000 36 ± 6 8 ± 6 110 ± 16 52 ± 13 93 ± 16 42 ± 3 2./3. Dezember 2000 34 ± 2 < BG 149 ± 16 64 ± 11 97 ± 17 51 ± 6

4. Dezember 2000 23 ± 13 3 ± 13 112 ± 22 84 ± 4 76 ± 7 64 ± 8 5. Dezember 2000 17 ± 22 4 ± 1 82 ± 9 110 ± 35 46 ± 7 67 ± 3 6. Dezember 2000 19 ± 18 7 ± 6 82 ± 28 96 ± 23 66 ± 13 56 ± 3 7. Dezember 2000 23 ± 19 3 ± 1 37 ± 46 72 ± 45 33 ± 21 45 ± 12 8. Dezember 2000 7 ± 5 < BG 14 ± 23 74 ± 13 20 ± 14 35 ± 11

Mittelwert 26 ± 16 3) 3 ± 3 73 ± 36 69 ± 19 64 ± 36 49 ± 22 1) Die Bestimmungsgrenze (BG) der Naphthalinsulfonate lag für Gerbereiabwasser bei 2 µg/L. 2) Die Vertrauensbereiche für die Wiederholgenauigkeit mit einer Sicherheit von 95% wurden mittels der Daten der Sieben-Punkt-Kalibrierung der Standardadditionsexperimente ermittelt. 3) Standardabweichung vom Mittelwert der 14 Messwerte.

Daten Gerbereiabwasser 156

Tabelle A.2.3.2 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h 1,6-Naphthalindisulfonsäure 1,7-Naphthalindisulfonsäure 1-Naphthalinsulfonsäure [µg/L] [µg/L] [µg/L]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 91 ± 7 2) < BG 1) 73 ± 1 < BG 136 ± 31 < BG

15./16. April 2000 93 ± 3 < BG 79 ± 4 < BG 258 ± 37 < BG 17. April 2000 143 ±4 < BG 140 ±6 < BG 183 ± 9 < BG 18. April 2000 161 ± 6 < BG 157 ± 4 13 ± 1 173 ± 11 < BG 19. April 2000 102 ± 4 < BG 97 ± 7 23 ± 2 157 ± 7 < BG 20. April 2000 48 ± 6 55 ± 7 43 ± 2 92 ± 10 69 ± 9 < BG 21. April 2000 31 ± 2 < BG 27 ± 4 8 ± 1 45 ± 6 < BG

1. Dezember 2000 193 ± 4 10 ± 9 188 ± 6 38 ± 6 316 ± 29 4 ± 4 2./3. Dezember 2000 188 ± 11 < BG 187 ± 6 29 ± 3 335 ± 14 3 ± 3

4. Dezember 2000 137 ± 4 28 ± 1 126 ± 5 73 ± 7 226 ± 9 22 ± 3 5. Dezember 2000 91 ± 8 17 ± 3 88 ± 5 89 ± 7 165 ± 13 2 ± 5 6. Dezember 2000 92 ± 7 48 ± 8 92 ± 14 71 ± 2 133 ± 6 4 ± 4 7. Dezember 2000 62 ± 13 12 ± 7 57 ± 8 55 ± 7 81 ± 17 < BG 8. Dezember 2000 22 ± 9 < BG 29 ± 5 47 ± 2 42 ± 4 < BG

Mittelwert 104 ± 52 3) 13 ± 18 99 ± 52 39 ± 32 166 ± 90 3 ± 5 1) Die Bestimmungsgrenze (BG) der Naphthalinsulfonate lag für Gerbereiabwasser bei 2 µg/L. 2) Die Vertrauensbereiche für die Wiederholgenauigkeit mit einer Sicherheit von 95% wurden mittels der Daten der Sieben-Punkt-Kalibrierung der Standardadditionsexperimente ermittelt. 3) Standardabweichung vom Mittelwert der 14 Messwerte.

Daten Gerbereiabwasser 157

Tabelle A.2.3.2 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h 2-Naphthalinsulfonsäure Σ Naphthalindisulfonate Σ Naphthalinmonosulfonate [µg/L] [µg/L] [µg/L]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 1164 ± 115 2) < BG 1) 308 61 1300 3

15./16. April 2000 2397 ± 247 2 ± 3 371 57 2655 3 17. April 2000 1689 ± 209 < BG 492 94 1872 3 18. April 2000 1456 ± 27 < BG 570 161 1629 3 19. April 2000 1436 ± 64 < BG 378 158 1593 3 20. April 2000 719 ± 30 < BG 164 307 788 3 21. April 2000 420 ± 18 < BG 111 112 465 3

1. Dezember 2000 2425 ± 95 < BG 620 149 2741 3 2./3. Dezember 2000 2057 ± 54 < BG 655 147 2391 3

4. Dezember 2000 2080 ± 74 65 ± 31 472 252 2306 87 5. Dezember 2000 1570 ± 64 13 ± 6 324 287 1735 16 6. Dezember 2000 1542 ± 273 24 ± 4 351 277 1675 28 7. Dezember 2000 815 ± 39 2 ± 2 211 187 896 4 8. Dezember 2000 410 ± 31 < BG 92 158 452 3

Mittelwert 1441 ± 647 3) 8 ± 17 366 ± 181 172 ± 81 1607 ± 759 11 ± 23 1) Die Bestimmungsgrenze (BG) der Naphthalinsulfonate lag für Gerbereiabwasser bei 2 µg/L. 2) Die Vertrauensbereiche für die Wiederholgenauigkeit mit einer Sicherheit von 95% wurden mittels der Daten der Sieben-Punkt-Kalibrierung der Standardadditionsexperimente ermittelt. 3) Standardabweichung vom Mittelwert der 14 Messwerte.

Daten Gerbereiabwasser 158

Tabelle A.2.3.3: Naphthalinsulfonat-Frachten des Gerbereiabwassers und die daraus resultierenden Eliminationsraten.

Sammelprobe 24 h 2,6-Naphthalindisulfonsäure 1,5-Naphthalindisulfonsäure 2,7-Naphthalindisulfonsäure [g/d] [%] [g/d] [%] [g/d] [%]

Datum Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination 14. April 2000 6,84 0,62 91 41,25 13,29 68 20,94 14,01 33

15./16. April 2000 24,31 0,44 98 30,82 17,46 43 12,17 0,44 96 17. April 2000 21,84 0,85 96 39,11 46,11 -18 75,80 12,82 83 18. April 2000 26,50 0,82 97 43,73 44,86 -3 88,91 46,76 47 19. April 2000 13,94 0,78 94 48,68 40,33 17 44,89 39,00 13 20. April 2000 3,47 2,75 21 10,17 19,88 -95 9,52 27,17 -186 21. April 2000 2,17 0,26 88 4,62 11,28 -144 3,80 8,88 -134

1. Dezember 2000 9,13 1,92 79 27,78 13,03 53 23,60 10,65 55 2./3. Dezember 2000 12,74 0,49 96 56,17 24,28 57 36,72 19,30 47

4. Dezember 2000 10,01 1,16 88 49,66 37,56 24 33,60 28,44 15 5. Dezember 2000 9,84 2,19 78 48,86 65,23 -33 27,52 39,73 -44 6. Dezember 2000 7,46 2,61 65 32,68 38,46 -18 26,55 22,58 15 7. Dezember 2000 5,76 0,79 86 9,16 17,76 -94 8,08 11,04 -37 8. Dezember 2000 1,46 0,26 82 2,88 14,92 -418 3,96 7,15 -81

Mittelwert 11,11 1,14 90 31,83 28,89 9 29,72 20,57 31 Median 88 -10 15

25. Perzentil 80 -79 -42 75. Perzentil 96 39 47

Gesamtfracht [g/14d] 155,48 15,95 90 445,58 404,44 9 416,04 287,95 31 Die Bestimmungsgrenze für die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen lag bei 2 µg/L. Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

Daten Gerbereiabwasser 159

Tabelle A.2.3.3 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Frachten des Gerbereiabwassers und die daraus resultierenden Eliminationsraten.

Sammelprobe 24 h 1,6-Naphthalindisulfonsäure 1,7-Naphthalindisulfonsäure 1-Naphthalinsulfonsäure 2-Naphthalinsulfonsäure [g/d] [%] [g/d] [%] [g/d] [%] [g/d] [%]

Datum Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination 14. April 2000 43,40 0,62 99 34,89 0,62 98 65,20 0,62 99 556,39 0,62 100

15./16. April 2000 31,59 0,44 99 26,88 0,44 98 87,36 0,44 99 812,65 0,44 100 17. April 2000 93,33 0,85 99 91,36 0,85 99 119,75 0,85 99 1104,48 0,85 100 18. April 2000 101,53 0,82 99 99,07 8,46 91 109,10 0,82 99 918,86 0,82 100 19. April 2000 61,36 0,78 99 58,00 13,88 76 94,06 0,78 99 863,10 0,78 100 20. April 2000 14,87 17,28 -16 13,43 28,92 -115 21,57 0,41 98 224,95 0,41 100 21. April 2000 6,07 0,26 96 5,43 1,57 71 8,97 0,26 97 83,54 0,26 100

1. Dezember 2000 48,93 2,43 95 47,46 9,69 80 80,05 1,11 99 613,42 0,33 100 2./3. Dezember 2000 70,80 0,49 99 70,39 10,86 85 126,14 1,17 99 775,34 0,49 100

4. Dezember 2000 60,88 12,55 79 55,98 32,44 42 100,75 9,57 91 925,60 29,10 97 5. Dezember 2000 53,90 10,08 81 52,01 52,95 -2 97,73 1,30 99 931,19 7,89 99 6. Dezember 2000 36,93 19,21 48 36,97 28,31 23 53,37 1,72 97 618,26 9,66 98 7. Dezember 2000 15,22 2,99 80 14,00 13,66 2 20,03 0,32 98 201,21 0,57 100 8. Dezember 2000 4,55 0,26 94 5,81 9,56 -65 8,49 0,26 97 83,17 0,26 100

Mittelwert 45,95 4,93 89 43,69 15,16 65 70,90 1,40 98 622,30 3,75 99 Median 95 74 99 100

25. Perzentil 81 8 97 100 75. Perzentil 99 90 99 100

Gesamtfracht [g/14d] 643,36 69,06 89 611,68 212,22 65 992,56 19,64 98 8712,16 52,48 99 Die Bestimmungsgrenze für die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen lag bei 2 µg/L. Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

Daten Gerbereiabwasser 160

Tabelle A.2.3.3 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Frachten des Gerbereiabwassers und die daraus resultierenden Eliminationsraten.

Sammelprobe 24 h Σ Naphthalindisulfonate Σ Naphthalinmonosulfonate Σ Naphthalinmono- und -disulfonate [g/d] [%] [g/d] [%] [g/d] [%]

Datum Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination Zulauf Ablauf Elimination 14. April 2000 147,32 29,16 80 621,59 1,24 100 768,91 30,40 96

15./16. April 2000 125,77 19,22 85 900,01 0,88 100 1025,78 20,10 98 17. April 2000 321,44 61,48 81 1224,22 1,70 100 1545,66 63,18 96 18. April 2000 359,73 101,72 72 1027,96 1,64 100 1387,70 103,36 93 19. April 2000 226,88 94,78 58 957,15 1,56 100 1184,03 96,34 92 20. April 2000 51,46 96,00 -87 246,52 0,81 100 297,98 96,81 68 21. April 2000 22,09 22,25 -1 92,52 0,52 99 114,60 22,77 80

1. Dezember 2000 156,91 37,72 76 693,47 1,44 100 850,38 39,16 95 2./3. Dezember 2000 246,82 55,42 78 901,48 1,66 100 1148,30 57,08 95

4. Dezember 2000 210,13 112,14 47 1026,35 38,67 96 1236,48 150,81 88 5. Dezember 2000 192,13 170,19 11 1028,91 9,19 99 1221,05 179,38 85 6. Dezember 2000 140,59 111,16 21 671,63 11,39 98 812,23 122,55 85 7. Dezember 2000 52,22 46,24 11 221,24 0,89 100 273,45 47,13 83 8. Dezember 2000 18,66 32,16 -72 91,65 0,53 99 110,31 32,68 70

Mittelwert 162,30 70,69 56 693,19 5,15 99 855,49 75,84 91 Median 52 100 90

25. Perzentil 11 99 83 75. Perzentil 77 100 95

Gesamtfracht [g/14d] 2272,14 989,62 56 9704,72 72,13 99 11976,86 1061,75 91 Die Bestimmungsgrenze für die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen lag bei 2 µg/L. Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

Daten Gerbereiabwasser 161

Tabelle A.2.3.4: Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate in den einzelnen Zu- und Abläufen des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h 2,6-Naphthalindisulfonsäure 1,5-Naphthalindisulfonsäure 2,7-Naphthalindisulfonsäure 1,6-Naphthalindisulfonsäure [%] [%] [%] [%]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 1% 2% 5% 44% 3% 46% 6% 2%

15./16. April 2000 2% 2% 3% 87% 1% 2% 3% 2% 17. April 2000 1% 1% 3% 73% 5% 20% 6% 1% 18. April 2000 2% 1% 3% 43% 6% 45% 7% 1% 19. April 2000 1% 1% 4% 42% 4% 40% 5% 1% 20. April 2000 1% 3% 3% 21% 3% 28% 5% 18% 21. April 2000 2% 1% 4% 50% 3% 39% 5% 1%

1. Dezember 2000 1% 5% 3% 33% 3% 27% 6% 6% 2./3. Dezember 2000 1% 1% 5% 42% 3% 34% 6% 1%

4. Dezember 2000 1% 1% 4% 25% 3% 19% 5% 8% 5. Dezember 2000 1% 1% 4% 36% 2% 22% 4% 6% 6. Dezember 2000 1% 2% 4% 31% 3% 18% 5% 16% 7. Dezember 2000 2% 2% 3% 38% 3% 23% 6% 6% 8. Dezember 2000 1% 1% 3% 46% 4% 22% 4% 1%

Mittelwert 1) 1% 2% 4% 44% 3% 28% 5% 5% Standardabweichung 2) 0% 1% 1% 17% 1% 12% 1% 5% 1) Statistisches Mittel des vierzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den vierzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Gerbereiabwasser 162

Tabelle A.2.3.4 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate in den einzelnen Zu- und Abläufen des Gerbereiabwassers.

Sammelprobe 24 h 1,7-Naphthalindisulfonsäure 1-Naphthalinsulfonsäure 2-Naphthalinsulfonsäure [%] [%] [%]

Datum Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf 14. April 2000 5% 2% 8% 2% 72% 2%

15./16. April 2000 3% 2% 9% 2% 79% 3% 17. April 2000 6% 1% 8% 1% 71% 1% 18. April 2000 7% 8% 8% 1% 66% 1% 19. April 2000 5% 14% 8% 1% 73% 1% 20. April 2000 5% 30% 7% 0% 75% 0% 21. April 2000 5% 7% 8% 1% 73% 1%

1. Dezember 2000 6% 25% 9% 3% 72% 1% 2./3. Dezember 2000 6% 19% 11% 2% 68% 1%

4. Dezember 2000 5% 22% 8% 6% 75% 19% 5. Dezember 2000 4% 30% 8% 1% 76% 4% 6. Dezember 2000 5% 23% 7% 1% 76% 8% 7. Dezember 2000 5% 29% 7% 1% 74% 1% 8. Dezember 2000 5% 29% 8% 1% 75% 1%

Mittelwert 1) 5% 17% 8% 2% 73% 3% Standardabweichung 2) 1% 11% 1% 1% 3% 5% 1) Statistisches Mittel des vierzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den vierzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Gerbereiabwasser 163

Tabelle A.2.3.5: Einfluss der H2O2-Zugabe in verschiedenen Konzentrationen auf die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen in zwei Klärwerkszulaufen des Gerbereibetriebes.

Konzentrationen im Zulauf vom 17. April 2000 [µg/L] Kein H2O2 0,5 Vol.-% H2O2 1,0 Vol.-% H2O2 5,0 Vol.-% H2O2 10,0 Vol.-% H2O2

2,6-NDSA 43 42 43 44 45 1,5-NDSA 61 60 58 62 62 2,7-NDSA 115 116 111 112 116 1,6-NDSA 141 140 140 143 141 1,7-NDSA 141 141 142 139 138

1-NSA 141 141 141 143 146 2-NSA 1080 1055 1033 1027 1079

Konzentrationen im Zulauf vom 18. April 2000 [µg/L] Kein H2O2 0,5 Vol.-% H2O2 1,0 Vol.-% H2O2 5,0 Vol.-% H2O2 10,0 Vol.-% H2O2

2,6-NDSA 64 62 60 62 62 1,5-NDSA 73 75 74 72 74 2,7-NDSA 156 158 152 150 149 1,6-NDSA 185 189 185 184 182 1,7-NDSA 178 179 178 176 171

1-NSA 164 164 164 163 165 2-NSA 1250 1202 1180 1198 1197

A.2.4 Daten Kommunalabwasser

Tabelle A.2.4.1: Konzentrationen und Standardabweichungen aller Naphthalinsulfonate im unbehandelten und behandelten kommunalen Abwasser.

Zulauf Klarlauf MBR 1 MBR 2

Konz. Stdabw. Konz. Stdabw. Konz. Stdabw. Konz. Stdabw.

DOC [mg/L] 58,1 12,7 14,0 2,2 11,9 1,6 11,8 1,4

Konzentrationen [µg/L] und Standardabweichungen [%]

1,3-NDSA 0,39 62 0,26 51 0,29 50 0,34 58

1,5-NDSA 0,60 38 0,46 33 0,50 34 0,61 35

1,6-NDSA 2,41 64 0,68 57 0,50 61 1,17 69

1,7-NDSA 1,94 58 0,89 46 1,05 49 1,57 52

2,6-NDSA 0,35 52 0,21 45 0,22 43 0,30 47

2,7-NDSA 0,81 59 0,41 54 0,42 47 0,66 54

Σ NDSA 6,50 58 2,91 47 2,98 45 4,66 52

1-NSA 2,64 76 0,09 48 0,05 50 0,12 93

2-NSA 7,75 61 0,13 62 0,17 27 0,11 91

Σ NSA 10,39 63 0,22 54 0,22 32 0,23 88

1,3,6-NTSA 0,19 9 0,05 17 0,08 15 0,07 18

1,3,5(7)-NTSA 0,10 19 0,03 16 0,05 13 0,04 26

Σ NTSA 0,29 12 0,08 14 0,12 13 0,11 18

Σ Gesamt 17,18 60 3,21 47 3,32 54 5,00 53

Daten Kommunalabwasser 165

Tabelle A.2.4.2: Physiko-chemische Daten und Summenparameter des Kommunalabwassers.

24h-Mischprobe Biologische Temperatur pH Leitfähigkeit UV-Absorption [m-1] DOC Datum Behandlung [°C] [µS/cm] SAK254 SAK280 SAK436 SAK465 [mg C/L]

20.03.02-21.03.02, 15 Uhr Zulauf 10,2 7,3 940 56 44 3,0 2,2 71,20 21.03.02-22.03.02, 7 Uhr MBR 1 10,6 7,7 754 26 19 1,5 1,0 15,50 21.03.02-22.03.02, 7 Uhr MBR 2 10,5 7,7 720 27 20 1,3 0,9 16,10 21.03.02-22.03.02, 7 Uhr Nachklärung 10,7 7,5 712 27 20 1,7 1,2 16,23

25.03.02-26.03.02, 15 Uhr Zulauf 11,5 7,8 1194 68 52 4,8 3,7 41,60 26.03.02-27.03.02, 7 Uhr MBR 1 11,4 8,1 961 32 23 1,7 1,2 18,90 26.03.02-27.03.02, 7 Uhr MBR 2 10,1 8,1 930 32 24 1,9 1,2 19,30 26.03.02-27.03.02, 7 Uhr Nachklärung 10,8 8,0 897 32 24 1,9 1,3 19,30

03.04.02-04.04.02, 15 Uhr Zulauf 12,5 7,7 1309 62 48 3,8 3,1 37,93 04.04.02-05.04.02, 7 Uhr MBR 1 12,6 8,0 1080 32 24 1,5 1,1 19,17 04.04.02-05.04.02, 7 Uhr MBR 2 12,4 8,0 1093 32 24 1,7 1,2 19,23 04.04.02-05.04.02, 7 Uhr Nachklärung 12,3 8,1 1049 36 27 1,9 1,4 21,63

08.04.02-09.04.02, 15 Uhr Zulauf 9,1 8,0 1178 60 47 3,5 2,5 52,28 09.04.02-10.04.02, 7 Uhr MBR 1 9,3 8,1 953 31 23 2,3 1,2 18,77 09.04.02-10.04.02, 7 Uhr MBR 2 9,1 8,1 931 30 23 1,8 1,2 18,27 09.04.02-10.04.02, 7 Uhr Nachklärung 9,5 8,1 911 33 24 2,0 1,3 19,67 12.04.02-13.04.02, 7 Uhr Zulauf 14,3 7,7 1708 54 42 2,2 1,6 52,32 12.04.02-13.04.02, 7 Uhr MBR 1 14,0 8,2 1420 31 23 1,5 1,2 18,50 12.04.02-13.04.02, 7 Uhr MBR 2 13,8 8,2 1380 31 23 1,7 1,2 18,57 12.04.02-13.04.02, 7 Uhr Nachklärung 15,3 8,2 1370 33 24 1,8 1,3 19,60

15.04.02-16.04.02, 15 Uhr Zulauf 9,7 7,9 897 37 29 1,8 1,4 28,84 16.04.02-17.04.02, 7 Uhr MBR 1 9,4 8,9 845 23 17 1,3 0,9 13,77 16.04.02-17.04.02, 7 Uhr MBR 2 9,5 8,5 874 23 17 1,3 0,9 13,77 16.04.02-17.04.02, 7 Uhr Nachklärung 9,8 7,3 890 25 19 1,7 2,0 15,23

20.04.02-21.04.02, 15 Uhr Zulauf 7,9 7,9 1661 58 45 2,7 1,9 46,35 21.04.02-22.04.02, 7 Uhr MBR 1 8,0 8,0 1300 31 23 1,7 1,2 11,68 21.04.02-22.04.02, 7 Uhr MBR 2 8,4 8,0 1312 31 23 2,0 1,4 11,46 21.04.02-22.04.02, 7 Uhr Nachklärung 8,8 7,6 1192 30 23 1,9 1,3 14,10

Daten Kommunalabwasser 166

Tabelle A.2.4.2 (Fortsetzung): Physiko-chemische Daten und Summenparameter des Kommunalabwassers.

24h-Mischprobe Biologische Temperatur pH Leitfähigkeit UV-Absorption [m-1] DOC Datum Behandlung [°C] [µS/cm] SAK254 SAK280 SAK436 SAK465 [mg C/L]

24.04.02-25.04.02, 15 Uhr Zulauf 13,0 7,8 1242 58 45 2,2 1,5 70,26 25.04.02-26.04.02, 7 Uhr MBR 1 12,9 8,1 1005 32 24 1,3 0,8 12,16 25.04.02-26.04.02, 7 Uhr MBR 2 13,0 8,1 992 31 23 1,3 0,9 11,67 25.04.02-26.04.02, 7 Uhr Nachklärung 13,9 8,0 1000 33 25 1,6 1,1 14,25

28.04.02-29.04.02, 15 Uhr Zulauf 13,2 8,2 1554 76 55 5,5 4,3 48,97 29.04.02-30.04.02, 9 Uhr MBR 1 11,1 8,2 1294 40 27 2,7 1,1 14,77 29.04.02-30.04.02, 9 Uhr MBR 2 10,8 8,1 1203 35 23 2,3 1,6 12,09 29.04.02-30.04.02, 9 Uhr Nachklärung 11,3 8,8 1128 36 24 2,4 1,6 16,44

06.05.02-07.05.02, 15 Uhr Zulauf 15,1 7,9 1267 54 42 2,6 1,8 46,86 07.05.02-08.05.02, 7 Uhr MBR 1 14,7 8,1 993 31 23 1,7 1,1 11,57 07.05.02-08.05.02, 7 Uhr MBR 2 14,0 8,2 964 32 23 1,8 1,2 11,99 07.05.02-08.05.02, 7 Uhr Nachklärung 13,9 7,8 906 31 23 1,8 1,2 12,53

08.05.02-09.05.02, 15 Uhr Zulauf 16,8 7,8 1282 57 44 3,0 2,1 64,96 09.05.02-10.05.02, 7 Uhr MBR 1 17,6 8,1 1047 32 24 1,9 1,3 11,59 09.05.02-10.05.02, 7 Uhr MBR 2 17,2 8,1 1027 33 24 2,1 1,4 11,64 09.05.02-10.05.02, 7 Uhr Nachklärung 17,3 8,1 1030 32 24 2,0 1,3 13,49

14.05.02-15.05.02, 15 Uhr Zulauf 17,5 7,8 1518 58 44 3,3 2,4 55,50 15.05.02-16.05.02, 7 Uhr MBR 1 19,9 8,1 1262 31 23 1,8 1,2 11,10 15.05.02-16.05.02, 7 Uhr MBR 2 18,7 8,1 1294 32 24 2,0 1,4 11,32 15.05.02-16.05.02, 7 Uhr Nachklärung 18,5 7,9 1245 33 24 2,0 1,4 13,63

17.05.02-18.05.02, 15 Uhr Zulauf 12,8 7,8 1663 57 44 3,3 2,3 64,30 18.05.02-19.05.02, 7 Uhr MBR 1 13,5 8,2 1335 30 23 1,8 1,1 12,42 18.05.02-19.05.02, 7 Uhr MBR 2 13,1 8,2 1324 30 22 1,8 1,2 12,05 18.05.02-19.05.02, 7 Uhr Nachklärung 14,4 8,2 1274 32 24 2,1 1,3 14,77

22.05.02-23.05.02, 15 Uhr Zulauf 16,0 7,9 1588 52 40 2,6 1,7 53,85 23.05.02-24.05.02, 7 Uhr MBR 1 16,2 8,3 1202 32 24 1,9 1,3 11,26 23.05.02-24.05.02, 7 Uhr MBR 2 15,5 8,2 1175 34 25 2,5 1,8 10,99 23.05.02-24.05.02, 7 Uhr Nachklärung 16,5 8,1 1236 31 23 2,0 1,3 12,72

Daten Kommunalabwasser 167

Tabelle A.2.4.2 (Fortsetzung): Physiko-chemische Daten und Summenparameter des Kommunalabwassers.

24h-Mischprobe Biologische Temperatur pH Leitfähigkeit UV-Absorption [m-1] DOC Datum Behandlung [°C] [µS/cm] SAK254 SAK280 SAK436 SAK465 [mg C/L]

27.05.02-28.05.02, 15 Uhr Zulauf 15,1 7,9 1274 54 41 3,5 2,6 54,00 28.05.02-29.05.02, 7 Uhr MBR 1 15,3 8,1 988 29 21 1,8 1,2 9,86 28.05.02-29.05.02, 7 Uhr MBR 2 14,4 8,1 957 29 21 1,7 1,2 9,90 28.05.02-29.05.02, 7 Uhr Nachklärung 14,7 7,8 841 27 20 1,7 1,1 10,46 30.05.02-31.05.02, 15 Uhr Zulauf 13,4 7,7 1236 51 39 2,5 1,7 56,68 31.05.02-01.06.02, 7 Uhr MBR 1 12,9 8,2 947 29 22 1,6 1,0 10,27 31.05.02-01.06.02, 7 Uhr MBR 2 12,7 8,3 933 29 22 1,8 1,3 10,27 31.05.02-01.06.02, 7 Uhr Nachklärung 14,1 8,1 977 29 21 1,9 1,2 11,38 04.06.02-05.06.02, 15 Uhr Zulauf 18,8 7,8 1344 57 44 3,7 2,7 60,12 05.06.02-06.06.02, 7 Uhr MBR 1 21,4 8,2 1118 32 24 1,8 1,2 11,58 05.06.02-06.06.02, 7 Uhr MBR 2 19,4 8,1 1080 32 24 2,0 1,4 11,63 05.06.02-06.06.02, 7 Uhr Nachklärung 21,3 7,2 1075 31 23 1,9 1,3 13,42 07.06.02-08.06.02, 15 Uhr Zulauf 13,4 7,8 1054 59 45 2,9 2,0 60,62 08.06.02-09.06.02, 7 Uhr MBR 1 13,3 8,5 842 32 23 1,6 1,0 12,52 08.06.02-09.06.02, 7 Uhr MBR 2 14,2 8,2 848 32 23 1,7 1,1 12,65 08.06.02-09.06.02, 7 Uhr Nachklärung 14,2 8,0 808 31 23 1,6 1,0 13,09 10.06.02-11.06.02, 15 Uhr Zulauf 18,9 7,6 942 54 41 3,0 2,2 46,87 11.06.02-12.06.02, 7 Uhr MBR 1 13,7 8,3 755 30 22 1,6 1,0 11,14 11.06.02-12.06.02, 7 Uhr MBR 2 14,9 8,1 777 30 22 1,7 1,2 11,31 11.06.02-12.06.02, 7 Uhr Nachklärung 17,6 7,9 844 30 22 1,8 1,2 12,70 17.06.02-18.06.02, 15 Uhr Zulauf 19,9 7,7 1342 53 41 3,2 2,2 63,86 18.06.02-19.06.02, 7 Uhr MBR 1 20,1 8,2 1080 33 24 2,0 1,2 13,59 18.06.02-19.06.02, 7 Uhr MBR 2 20,4 8,1 1078 33 25 2,1 1,3 13,56 18.06.02-19.06.02, 7 Uhr Nachklärung 21,7 7,8 1064 33 25 1,9 1,2 16,60

Daten Kommunalabwasser 168

Tabelle A.2.4.3: Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben 2,6-Naphthalindisulfonsäure 1,5-Naphthalindisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L] Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L]

21./22.03.2002 80 384 212 173 228 409 358 370 431 26./27.03.2002 85 255 174 224 264 603 451 526 656 04./05.04.2002 94 395 192 287 419 735 485 631 775 09./10.04.2002 99 195 153 177 191 401 320 401 589 16./17.04.2002 106 162 130 116 175 469 338 353 436 21./22.04.2002 111 146 126 91 160 461 359 321 436 25./26.04.2002 115 590 310 406 544 611 601 622 752 29./30.04.2002 119 239 206 189 202 468 455 440 392 07./08.05.2002 127 312 149 166 286 505 379 431 531 09./10.05.2002 129 710 304 350 606 1018 620 882 1079 15./16.05.2002 135 497 232 315 383 787 544 754 742 18./19.05.2002 138 726 459 431 581 1145 833 773 1049 23./24.05.2002 143 203 174 135 229 450 342 375 458 28./29.05.2002 148 312 111 233 307 386 312 401 549

31.05./01.06.2002 151 367 169 227 324 816 693 606 757 05./06.06.2002 156 225 165 144 174 491 374 349 423 08./09.06.2002 159 502 367 260 336 876 630 622 814 11./12.06.2002 162 197 117 132 177 376 309 291 367 18./19.06.2002 164 189 158 174 181 404 379 400 426 Mittelwert 1) 348 206 223 304 601 462 503 614

Standardabweichung 2) 176 90 94 139 224 147 168 211 Median 3) 312 174 189 264 491 379 431 549

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 169

Tabelle A.2.4.3 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben 2,7-Naphthalindisulfonsäure 1,6-Naphthalindisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L] Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L]

21./22.03.2002 80 890 482 369 441 2687 722 684 984 26./27.03.2002 85 637 334 470 650 1908 426 953 2006 04./05.04.2002 94 1001 379 566 1115 2883 633 1052 2675 09./10.04.2002 99 467 283 333 498 1299 339 516 1063 16./17.04.2002 106 404 273 209 371 1197 417 322 737 21./22.04.2002 111 286 187 152 303 754 499 121 369 25./26.04.2002 115 1458 688 738 1080 4324 1140 805 1883 29./30.04.2002 119 285 171 253 214 734 546 111 303 07./08.05.2002 127 735 287 330 613 2072 389 391 1091 09./10.05.2002 129 1712 617 713 1467 5811 1024 839 3117 15./16.05.2002 135 1223 474 603 770 3963 899 746 1449 18./19.05.2002 138 1853 940 845 1373 5247 1563 716 1955 23./24.05.2002 143 478 319 227 485 1252 472 238 607 28./29.05.2002 148 425 177 402 451 1030 252 775 1038

31.05./01.06.2002 151 848 743 405 750 2612 1316 308 749 05./06.06.2002 156 580 398 306 445 1737 676 211 447 08./09.06.2002 159 1214 651 466 755 3836 1113 283 723 11./12.06.2002 162 453 189 212 383 1169 254 196 450 18./19.06.2002 164 453 244 302 436 1242 281 258 600 Mittelwert 1) 811 412 416 663 2408 682 501 1171

Standardabweichung 2) 466 215 192 348 1509 377 295 784 Median 3) 637 334 369 498 1908 546 391 984

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 170

Tabelle A.2.4.3 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben 1,3-Naphthalindisulfonsäure 1,7-Naphthalindisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L] Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L]

21./22.03.2002 80 465 269 255 259 2221 928 888 1188 26./27.03.2002 85 313 187 315 322 1536 757 1147 1475 04./05.04.2002 94 473 245 436 466 2375 799 1498 2376 09./10.04.2002 99 224 200 236 241 1203 662 873 1215 16./17.04.2002 106 223 189 188 238 1058 600 605 1090 21./22.04.2002 111 118 101 106 120 789 534 449 668 25./26.04.2002 115 669 421 496 598 3284 1317 1830 2709 29./30.04.2002 119 135 119 127 115 777 573 504 615 07./08.05.2002 127 297 179 230 315 1723 639 801 1441 09./10.05.2002 129 898 364 506 803 4277 1252 1820 3413 15./16.05.2002 135 630 300 460 468 3055 990 1633 2099 18./19.05.2002 138 897 595 578 745 4144 1934 2120 3016 23./24.05.2002 143 212 188 167 212 1130 688 655 1060 28./29.05.2002 148 196 117 155 193 888 486 619 869

31.05./01.06.2002 151 433 418 313 406 2061 1563 1159 1770 05./06.06.2002 156 264 247 199 217 1374 763 700 1005 08./09.06.2002 159 605 411 338 422 2894 1400 1249 1754 11./12.06.2002 162 205 145 151 196 975 478 545 890 18./19.06.2002 164 205 178 204 195 1034 608 773 1078 Mittelwert 1) 393 257 287 344 1937 893 1046 1565

Standardabweichung 2) 238 128 140 193 1091 400 498 789 Median 3) 297 200 236 259 1536 757 873 1215

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 171

Tabelle A.2.4.3 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben 1-Naphthalinsulfonsäure 2-Naphthalinsulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L] Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L]

21./22.03.2002 80 2483 101 30 80 9319 274 76 84 26./27.03.2002 85 2050 54 46 317 5790 47 151 407 04./05.04.2002 94 3605 111 28 359 10442 77 65 319 09./10.04.2002 99 1340 42 21 95 4425 44 63 184 16./17.04.2002 106 1175 91 16 45 3779 69 61 114 21./22.04.2002 111 731 47 10 26 2240 45 42 63 25./26.04.2002 115 3984 103 32 83 14877 187 95 78 29./30.04.2002 119 684 49 15 36 2299 67 46 25 07./08.05.2002 127 2224 45 26 129 8321 69 93 97 09./10.05.2002 129 8646 125 70 347 15464 177 104 165 15./16.05.2002 135 4899 132 112 182 11122 210 216 149 18./19.05.2002 138 4732 166 32 76 18080 281 130 75 23./24.05.2002 143 1313 70 22 77 5120 130 51 41 28./29.05.2002 148 835 44 305 89 2735 56 1785 115

31.05./01.06.2002 151 2993 127 16 46 8147 168 73 50 05./06.06.2002 156 1799 166 17 37 4622 184 28 22 08./09.06.2002 159 4381 120 22 42 11384 197 40 30 11./12.06.2002 162 1131 53 18 47 4500 92 68 45 18./19.06.2002 164 1240 38 39 78 4567 55 80 52 Mittelwert 1) 2644 89 46 115 7749 128 172 111

Standardabweichung 2) 1964 42 65 104 4617 77 383 98 Median 3) 2050 91 26 78 5790 92 73 78

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 172

Tabelle A.2.4.3 (Fortsetzung): Naphthalinsulfonat-Konzentrationen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben 1,3,6-Naphthalintrisulfonsäure 1,3,5(7)-Naphthalintrisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L] Zulauf [ng/L] Klarlauf [ng/L] MBR 1 [ng/L] MBR 2 [ng/L]

21./22.03.2002 80 177 37 55 56 89 32 38 28 26./27.03.2002 85 172 39 66 59 105 31 41 40 04./05.04.2002 94 198 39 65 73 121 24 47 36 09./10.04.2002 99 191 51 69 66 111 25 49 37 16./17.04.2002 106 155 35 59 46 81 28 38 27 21./22.04.2002 111 198 39 69 64 115 31 40 37 25./26.04.2002 115 209 46 81 78 136 28 44 49 29./30.04.2002 119 182 43 70 62 75 29 47 30 07./08.05.2002 127 201 44 90 87 106 35 56 43 09./10.05.2002 129 197 50 76 82 129 39 55 56 15./16.05.2002 135 195 52 82 91 109 34 47 46 18./19.05.2002 138 206 60 96 91 116 42 51 57 23./24.05.2002 143 196 52 85 86 108 31 41 38 28./29.05.2002 148 162 51 78 80 61 33 45 38

31.05./01.06.2002 151 198 54 88 78 119 39 56 41 05./06.06.2002 156 176 62 98 81 81 35 48 42 08./09.06.2002 159 175 47 78 70 113 34 41 31 11./12.06.2002 162 156 49 76 66 85 24 34 21 18./19.06.2002 164 169 52 96 85 87 26 46 20 Mittelwert 1) 185 47 78 74 103 32 45 38

Standardabweichung 2) 16 7 12 12 20 5 6 10 Median 3) 191 49 78 78 108 31 46 38

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 173

Tabelle A.2.4.4: Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben 2,6-Naphthalindisulfonsäure 1,5-Naphthalindisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%] Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 384 45 55 41 409 13 10 0 26./27.03.2002 85 255 32 12 0 603 25 13 0 04./05.04.2002 94 395 51 27 0 735 34 14 0 09./10.04.2002 99 195 22 9 2 401 20 0 0 16./17.04.2002 106 162 20 28 0 469 28 25 7 21./22.04.2002 111 146 14 38 0 461 22 30 5 25./26.04.2002 115 590 47 31 8 611 2 0 0 29./30.04.2002 119 239 14 21 15 468 3 6 16 07./08.05.2002 127 312 52 47 8 505 25 15 0 09./10.05.2002 129 710 57 51 15 1018 39 13 0 15./16.05.2002 135 497 53 37 23 787 31 4 6 18./19.05.2002 138 726 37 41 20 1145 27 32 8 23./24.05.2002 143 203 14 33 0 450 24 17 0 28./29.05.2002 148 163 64 25 2 386 19 0 0

31.05./01.06.2002 151 367 54 38 12 816 15 26 7 05./06.06.2002 156 225 27 36 23 491 24 29 14 08./09.06.2002 159 502 27 48 33 876 28 29 7 11./12.06.2002 162 197 41 33 10 376 18 23 2 18./19.06.2002 164 189 16 8 4 404 6 1 0

Mittelwert 1) 36 33 11 21 15 4 Standardabweichung 2) 16 13 12 10 11 5

Median 3) 37 33 8 24 14 0 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 174

Tabelle A.2.4.4 (Fortsetzung): Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben 2,7-Naphthalindisulfonsäure 1,6-Naphthalindisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%] Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 890 46 59 50 2687 73 75 63 26./27.03.2002 85 637 48 26 0 1908 78 50 0 04./05.04.2002 94 1001 62 43 0 2883 78 63 7 09./10.04.2002 99 467 39 29 0 1299 74 60 18 16./17.04.2002 106 404 32 48 8 1197 65 73 38 21./22.04.2002 111 286 35 47 0 754 34 84 51 25./26.04.2002 115 1458 53 49 26 4324 74 81 56 29./30.04.2002 119 285 40 11 25 734 26 85 59 07./08.05.2002 127 735 61 55 17 2072 81 81 47 09./10.05.2002 129 1712 64 58 14 5811 82 86 46 15./16.05.2002 135 1223 61 51 37 3963 77 81 63 18./19.05.2002 138 1853 49 54 26 5247 70 86 63 23./24.05.2002 143 478 33 53 0 1252 62 81 52 28./29.05.2002 148 425 58 5 0 1030 76 25 0

31.05./01.06.2002 151 848 12 52 12 2612 50 88 71 05./06.06.2002 156 580 31 47 23 1737 61 88 74 08./09.06.2002 159 1214 46 62 38 3836 71 93 81 11./12.06.2002 162 453 58 53 15 1169 78 83 62 18./19.06.2002 164 453 46 33 4 1242 77 79 52

Mittelwert 1) 46 44 16 68 76 48 Standardabweichung 2) 13 15 15 15 16 24

Median 3) 46 49 14 74 81 52 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 175

Tabelle A.2.4.4 (Fortsetzung): Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben 1,3-Naphthalindisulfonsäure 1,7-Naphthalindisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%] Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 465 42 45 44 2221 58 60 46 26./27.03.2002 85 313 40 0 0 1536 51 25 4 04./05.04.2002 94 473 48 8 2 2375 66 37 0 09./10.04.2002 99 224 11 0 0 1203 45 27 0 16./17.04.2002 106 223 15 16 0 1058 43 43 0 21./22.04.2002 111 118 15 10 0 789 32 43 15 25./26.04.2002 115 669 37 26 11 3284 60 44 18 29./30.04.2002 119 135 12 6 15 777 26 35 21 07./08.05.2002 127 297 40 23 0 1723 63 54 16 09./10.05.2002 129 898 59 44 11 4277 71 57 20 15./16.05.2002 135 630 52 27 26 3055 68 47 31 18./19.05.2002 138 897 34 36 17 4144 53 49 27 23./24.05.2002 143 212 11 21 0 1130 39 42 6 28./29.05.2002 148 196 40 21 2 888 45 30 2

31.05./01.06.2002 151 433 3 28 6 2061 24 44 14 05./06.06.2002 156 264 6 25 18 1374 44 49 27 08./09.06.2002 159 605 32 44 30 2894 52 57 39 11./12.06.2002 162 205 29 26 4 975 51 44 9 18./19.06.2002 164 205 13 0 5 1034 41 25 0

Mittelwert 1) 28 21 10 49 43 16 Standardabweichung 2) 17 14 12 13 10 14

Median 3) 32 23 5 51 44 15 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 176

Tabelle A.2.4.4 (Fortsetzung): Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben 1-Naphthalinsulfonsäure 2-Naphthalinsulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%] Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 2483 96 99 97 9319 97 99 99 26./27.03.2002 85 2050 97 98 85 5790 99 97 93 04./05.04.2002 94 3605 97 99 90 10442 99 99 97 09./10.04.2002 99 1340 97 98 93 4425 99 99 96 16./17.04.2002 106 1175 92 99 96 3779 98 98 97 21./22.04.2002 111 731 94 99 96 2240 98 98 97 25./26.04.2002 115 3984 97 99 98 14877 99 99 99 29./30.04.2002 119 684 93 98 95 2299 97 98 99 07./08.05.2002 127 2224 98 99 94 8321 99 99 99 09./10.05.2002 129 8646 99 99 96 15464 99 99 99 15./16.05.2002 135 4899 97 98 96 11122 98 98 99 18./19.05.2002 138 4732 96 99 98 18080 98 99 100 23./24.05.2002 143 1313 95 98 94 5120 97 99 99 28./29.05.2002 148 835 95 63 89 2735 98 35 96

31.05./01.06.2002 151 2993 96 99 98 8147 98 99 99 05./06.06.2002 156 1799 91 99 98 4622 96 99 100 08./09.06.2002 159 4381 97 100 99 11384 98 100 100 11./12.06.2002 162 1131 95 98 96 4500 98 98 99 18./19.06.2002 164 1240 97 97 94 4567 99 98 99

Mittelwert 1) 96 97 95 98 95 98 Standardabweichung 2) 2 8 4 1 14 2

Median 3) 96 99 96 98 99 99 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 177

Tabelle A.2.4.4 (Fortsetzung): Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben 1,3,6-Naphthalintrisulfonsäure 1,3,5(7)-Naphthalintrisulfonsäure Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%] Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 177 79 69 68 89 64 58 69 26./27.03.2002 85 172 77 62 66 105 71 61 61 04./05.04.2002 94 198 80 67 63 121 81 61 70 09./10.04.2002 99 191 73 64 66 111 78 56 67 16./17.04.2002 106 155 78 62 70 81 65 53 67 21./22.04.2002 111 198 80 65 67 115 73 65 68 25./26.04.2002 115 209 78 61 63 136 79 68 64 29./30.04.2002 119 182 77 61 66 75 61 37 59 07./08.05.2002 127 201 78 55 57 106 67 48 59 09./10.05.2002 129 197 74 61 58 129 70 57 56 15./16.05.2002 135 195 73 58 53 109 69 57 58 18./19.05.2002 138 206 71 54 56 116 64 57 51 23./24.05.2002 143 196 74 57 56 108 71 63 65 28./29.05.2002 148 162 69 52 50 61 46 26 38

31.05./01.06.2002 151 198 73 55 61 119 67 53 65 05./06.06.2002 156 176 65 44 54 81 56 41 49 08./09.06.2002 159 175 73 55 60 113 70 64 73 11./12.06.2002 162 156 69 52 58 85 71 60 75 18./19.06.2002 164 169 69 43 50 87 69 47 77

Mittelwert 1) 74 58 60 68 54 63 Standardabweichung 2) 4 7 6 8 10 9

Median 3) 74 58 60 69 57 65 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 178

Tabelle A.2.4.4 (Fortsetzung): Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben NDSA-Elimination [%] NSA - Elimination [%] Kalendertag Zulauf [µg/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%] Zulauf [µg/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 7,1 58 61 50 11,80 97 99 99 26./27.03.2002 85 5,3 56 31 -2 7,84 99 97 91 04./05.04.2002 94 7,9 65 43 0 14,05 99 99 95 09./10.04.2002 99 3,8 48 33 0 5,77 99 99 95 16./17.04.2002 106 3,5 45 49 13 4,95 97 98 97 21./22.04.2002 111 2,6 29 51 19 2,97 97 98 97 25./26.04.2002 115 10,9 59 55 31 18,86 98 99 99 29./30.04.2002 119 2,6 22 38 30 2,98 96 98 98 07./08.05.2002 127 5,6 64 58 24 10,55 99 99 98 09./10.05.2002 129 14,4 71 65 27 24,11 99 99 98 15./16.05.2002 135 10,2 66 56 42 16,02 98 98 98 18./19.05.2002 138 14,0 55 61 38 22,81 98 99 99 23./24.05.2002 143 3,7 41 52 18 6,43 97 99 98 28./29.05.2002 148 3,2 55 20 -5 3,57 97 41 94

31.05./01.06.2002 151 7,1 31 58 33 11,14 97 99 99 05./06.06.2002 156 4,7 44 59 42 6,42 95 99 99 08./09.06.2002 159 9,9 54 68 52 15,77 98 100 100 11./12.06.2002 162 3,4 56 55 27 5,63 97 98 98 18./19.06.2002 164 3,5 48 40 17 5,81 98 98 98

Mittelwert 1) 51 50 24 98 99 97 Standardabweichung 2) 13 13 17 1 1 2

Median 3) 55 55 27 98 99 98 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 179

Tabelle A.2.4.4 (Fortsetzung): Eliminationsraten für die Naphthalinsulfonate in der kommunalen Kläranlage Ruhleben.

24-Mischproben NTSA - Elimination [%] Kalendertag Zulauf [ng/L] Klarlauf [%] MBR 1 [%] MBR 2 [%]

21./22.03.2002 80 266 74 65 69 26./27.03.2002 85 277 75 62 64 04./05.04.2002 94 319 80 65 66 09./10.04.2002 99 302 75 61 66 16./17.04.2002 106 236 73 59 69 21./22.04.2002 111 313 78 65 68 25./26.04.2002 115 345 78 64 63 29./30.04.2002 119 257 72 54 64 07./08.05.2002 127 307 74 53 58 09./10.05.2002 129 326 73 60 58 15./16.05.2002 135 304 72 58 55 18./19.05.2002 138 322 69 55 54 23./24.05.2002 143 304 73 59 59 28./29.05.2002 148 223 62 45 47

31.05./01.06.2002 151 317 71 54 62 05./06.06.2002 156 257 62 43 52 08./09.06.2002 159 288 72 59 65 11./12.06.2002 162 242 70 54 64 18./19.06.2002 164 256 69 45 59

Mittelwert 1) 72 57 61 Standardabweichung 2) 5 7 6

Median 3) 73 59 63 1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz. 3) Median des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes.

Daten Kommunalabwasser 180

Tabelle A.2.4.5: Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NDSA - Zuläufe Kalendertag 2,6-NDSA [%] 1,5-NDSA [%] 2,7-NDSA [%] 1,6-NDSA [%] 1,3-NDSA [%] 1,7-NDSA [%] Summe NDSA [%]

21./22.03.2002 80 2,0 2,1 4,7 14,1 2,4 11,6 36,9 26./27.03.2002 85 1,9 4,5 4,8 14,3 2,3 11,5 39,3 04./05.04.2002 94 1,8 3,3 4,5 13,0 2,1 10,7 35,4 09./10.04.2002 99 2,0 4,1 4,7 13,2 2,3 12,2 38,4 16./17.04.2002 106 1,9 5,4 4,6 13,8 2,6 12,2 40,4 21./22.04.2002 111 2,5 7,9 4,9 12,9 2,0 13,5 43,8 25./26.04.2002 115 2,0 2,0 4,8 14,3 2,2 10,9 36,3 29./30.04.2002 119 4,1 8,0 4,8 12,5 2,3 13,2 44,9 07./08.05.2002 127 1,9 3,1 4,5 12,6 1,8 10,4 34,2 09./10.05.2002 129 1,8 2,6 4,4 15,0 2,3 11,0 37,1 15./16.05.2002 135 1,9 3,0 4,6 15,0 2,4 11,5 38,3 18./19.05.2002 138 2,0 3,1 5,0 14,1 2,4 11,2 37,7 23./24.05.2002 143 1,9 4,3 4,6 12,0 2,0 10,8 35,6 28./29.05.2002 148 4,4 5,5 6,0 14,7 2,8 12,6 46,0

31.05./01.06.2002 151 2,0 4,4 4,6 14,0 2,3 11,1 38,4 05./06.06.2002 156 2,0 4,3 5,1 15,3 2,3 12,1 41,2 08./09.06.2002 159 1,9 3,4 4,7 14,8 2,3 11,1 38,2 11./12.06.2002 162 2,1 4,1 4,9 12,6 2,2 10,5 36,5 18./19.06.2002 164 2,0 4,2 4,7 13,0 2,1 10,8 36,8

Mittelwert 1) 2,2 4,2 4,8 13,7 2,3 11,5 38,7 Standardabweichung 2) 0,7 1,6 0,4 1,0 0,2 0,9 3,2

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 181

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NSA - Zuläufe NTSA - Zuläufe Kalendertag 1-NSA [%] 2-NSA [%] Summe NSA [%] 1,3,6-NTSA [%] 1,3,5(7)-NTSA [%] Summe NTSA [%]

21./22.03.2002 80 13,0 48,7 61,7 0,9 0,5 1,4 26./27.03.2002 85 15,3 43,3 58,6 1,3 0,8 2,1 04./05.04.2002 94 16,2 47,0 63,2 0,9 0,5 1,4 09./10.04.2002 99 13,6 44,9 58,5 1,9 1,1 3,1 16./17.04.2002 106 13,5 43,4 56,9 1,8 0,9 2,7 21./22.04.2002 111 12,5 38,4 50,9 3,4 2,0 5,4 25./26.04.2002 115 13,2 49,4 62,6 0,7 0,5 1,1 29./30.04.2002 119 11,6 39,1 50,8 3,1 1,3 4,4 07./08.05.2002 127 13,5 50,4 63,9 1,2 0,6 1,9 09./10.05.2002 129 22,2 39,8 62,0 0,5 0,3 0,8 15./16.05.2002 135 18,5 42,0 60,5 0,7 0,4 1,1 18./19.05.2002 138 12,7 48,7 61,4 0,6 0,3 0,9 23./24.05.2002 143 12,5 48,9 61,5 1,9 1,0 2,9 28./29.05.2002 148 11,9 38,9 50,8 2,3 0,9 3,2

31.05./01.06.2002 151 16,1 43,8 59,9 1,1 0,6 1,7 05./06.06.2002 156 15,8 40,7 56,6 1,6 0,7 2,3 08./09.06.2002 159 16,9 43,8 60,7 0,7 0,4 1,1 11./12.06.2002 162 12,2 48,7 60,9 1,7 0,9 2,6 18./19.06.2002 164 12,9 47,6 60,6 1,8 0,9 2,7

Mittelwert 1) 14,4 44,6 59,0 1,5 0,8 2,2 Standardabweichung 2) 2,7 4,0 4,1 0,8 0,4 1,2

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 182

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NDSA - Klarläufe Kalendertag 2,6-NDSA [%] 1,5-NDSA [%] 2,7-NDSA [%] 1,6-NDSA [%] 1,3-NDSA [%] 1,7-NDSA [%] Summe NDSA [%]

21./22.03.2002 80 6,2 10,5 14,1 21,1 7,9 27,2 87,0 26./27.03.2002 85 7,0 18,0 13,4 17,1 7,5 30,3 93,2 04./05.04.2002 94 6,4 16,3 12,7 21,2 8,2 26,8 91,6 09./10.04.2002 99 7,2 15,1 13,4 16,0 9,4 31,3 92,4 16./17.04.2002 106 6,0 15,6 12,6 19,2 8,7 27,7 89,7 21./22.04.2002 111 6,4 18,2 9,5 25,4 5,1 27,1 91,8 25./26.04.2002 115 6,4 12,4 14,2 23,5 8,7 27,2 92,5 29./30.04.2002 119 9,1 20,1 7,6 24,2 5,3 25,4 91,7 07./08.05.2002 127 6,7 17,1 13,0 17,6 8,1 28,9 91,3 09./10.05.2002 129 6,6 13,6 13,5 22,4 8,0 27,4 91,4 15./16.05.2002 135 6,0 14,1 12,3 23,2 7,8 25,6 88,9 18./19.05.2002 138 6,7 12,1 13,7 22,8 8,7 28,1 92,0 23./24.05.2002 143 7,1 13,9 12,9 19,1 7,6 27,9 88,5 28./29.05.2002 148 6,8 19,1 10,8 15,4 7,2 29,7 88,8

31.05./01.06.2002 151 3,2 13,1 14,0 24,9 7,9 29,5 92,7 05./06.06.2002 156 5,4 12,2 13,0 22,0 8,0 24,9 85,4 08./09.06.2002 159 7,4 12,7 13,1 22,4 8,3 28,2 92,0 11./12.06.2002 162 6,8 18,1 11,0 14,9 8,5 28,0 87,3 18./19.06.2002 164 7,8 18,8 12,1 13,9 8,8 30,1 91,5

Mittelwert 1) 6,6 15,3 12,5 20,3 7,9 27,9 90,5 Standardabweichung 2) 1,1 2,9 1,7 3,6 1,1 1,7 2,2

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 183

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NSA - Klarläufe NTSA - Klarläufe Kalendertag 1-NSA [%] 2-NSA [%] Summe NSA [%] 1,3,6-NTSA [%] 1,3,5(7)-NTSA [%] Summe NTSA [%]

21./22.03.2002 80 3,0 8,0 11,0 1,1 0,9 2,0 26./27.03.2002 85 2,2 1,9 4,1 1,6 1,2 2,8 04./05.04.2002 94 3,7 2,6 6,3 1,3 0,8 2,1 09./10.04.2002 99 2,0 2,1 4,0 2,4 1,2 3,6 16./17.04.2002 106 4,2 3,2 7,4 1,6 1,3 2,9 21./22.04.2002 111 2,4 2,3 4,7 2,0 1,6 3,6 25./26.04.2002 115 2,1 3,9 6,0 1,0 0,6 1,5 29./30.04.2002 119 2,2 3,0 5,2 1,9 1,3 3,2 07./08.05.2002 127 2,0 3,1 5,1 2,0 1,6 3,6 09./10.05.2002 129 2,7 3,9 6,6 1,1 0,9 2,0 15./16.05.2002 135 3,4 5,4 8,8 1,4 0,9 2,2 18./19.05.2002 138 2,4 4,1 6,5 0,9 0,6 1,5 23./24.05.2002 143 2,8 5,3 8,1 2,1 1,3 3,4 28./29.05.2002 148 2,7 3,4 6,1 3,1 2,0 5,1

31.05./01.06.2002 151 2,4 3,2 5,6 1,0 0,7 1,8 05./06.06.2002 156 5,4 6,0 11,4 2,0 1,2 3,2 08./09.06.2002 159 2,4 4,0 6,4 0,9 0,7 1,6 11./12.06.2002 162 3,1 5,4 8,5 2,8 1,4 4,3 18./19.06.2002 164 1,9 2,7 4,6 2,6 1,3 3,9

Mittelwert 1) 2,8 3,9 6,6 1,7 1,1 2,8 Standardabweichung 2) 0,9 1,6 2,1 0,7 0,4 1,0

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 184

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NDSA - Permeat MBR 1 Kalendertag 2,6-NDSA [%] 1,5-NDSA [%] 2,7-NDSA [%] 1,6-NDSA [%] 1,3-NDSA [%] 1,7-NDSA [%] Summe NDSA [%]

21./22.03.2002 80 5,9 12,6 12,6 23,3 8,7 30,2 93,2 26./27.03.2002 85 5,7 13,4 11,9 24,2 8,0 29,1 92,3 04./05.04.2002 94 6,1 13,5 12,1 22,5 9,3 32,0 95,6 09./10.04.2002 99 6,5 14,6 12,2 18,8 8,6 31,9 92,6 16./17.04.2002 106 5,9 18,0 10,6 16,4 9,6 30,8 91,2 21./22.04.2002 111 6,5 22,9 10,8 8,6 7,6 32,0 88,5 25./26.04.2002 115 7,9 12,1 14,3 15,6 9,6 35,5 95,1 29./30.04.2002 119 10,5 24,4 14,0 6,2 7,0 28,0 90,1 07./08.05.2002 127 6,4 16,5 12,6 15,0 8,8 30,7 89,9 09./10.05.2002 129 6,5 16,3 13,2 15,5 9,3 33,6 94,4 15./16.05.2002 135 6,3 15,2 12,1 15,0 9,3 32,9 90,8 18./19.05.2002 138 7,5 13,4 14,6 12,4 10,0 36,7 94,7 23./24.05.2002 143 6,8 18,8 11,4 11,9 8,4 32,8 90,1 28./29.05.2002 148 4,9 8,4 8,4 16,1 3,2 12,9 53,9

31.05./01.06.2002 151 7,0 18,6 12,5 9,5 9,6 35,6 92,8 05./06.06.2002 156 6,9 16,6 14,6 10,0 9,5 33,3 90,9 08./09.06.2002 159 7,7 18,3 13,7 8,3 10,0 36,7 94,7 11./12.06.2002 162 7,7 16,9 12,3 11,4 8,8 31,6 88,6 18./19.06.2002 164 7,3 16,9 12,7 10,9 8,6 32,6 89,0

Mittelwert 1) 6,8 16,2 12,5 14,3 8,6 31,5 89,9 Standardabweichung 2) 1,2 3,7 1,5 5,2 1,5 5,1 9,0

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 185

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NSA - Permeat MBR 1 NTSA - Permeat MBR 1 Kalendertag 1-NSA [%] 2-NSA [%] Summe NSA [%] 1,3,6-NTSA [%] 1,3,5(7)-NTSA [%] Summe NTSA [%]

21./22.03.2002 80 1,0 2,6 3,6 1,9 1,3 3,2 26./27.03.2002 85 1,2 3,8 5,0 1,7 1,0 2,7 04./05.04.2002 94 0,6 1,4 2,0 1,4 1,0 2,4 09./10.04.2002 99 0,8 2,3 3,1 2,5 1,8 4,3 16./17.04.2002 106 0,8 3,1 3,9 3,0 1,9 4,9 21./22.04.2002 111 0,7 3,0 3,7 4,9 2,9 7,8 25./26.04.2002 115 0,6 1,9 2,5 1,6 0,8 2,4 29./30.04.2002 119 0,8 2,6 3,4 3,9 2,6 6,5 07./08.05.2002 127 1,0 3,6 4,5 3,4 2,1 5,6 09./10.05.2002 129 1,3 1,9 3,2 1,4 1,0 2,4 15./16.05.2002 135 2,2 4,3 6,6 1,6 0,9 2,6 18./19.05.2002 138 0,5 2,3 2,8 1,7 0,9 2,5 23./24.05.2002 143 1,1 2,6 3,7 4,2 2,0 6,3 28./29.05.2002 148 6,4 37,2 43,6 1,6 0,9 2,6

31.05./01.06.2002 151 0,5 2,3 2,7 2,7 1,7 4,4 05./06.06.2002 156 0,8 1,3 2,1 4,7 2,3 7,0 08./09.06.2002 159 0,6 1,2 1,8 2,3 1,2 3,5 11./12.06.2002 162 1,0 4,0 5,0 4,4 2,0 6,4 18./19.06.2002 164 1,6 3,4 5,0 4,0 1,9 6,0

Mittelwert 1) 1,2 4,5 5,7 2,8 1,6 4,4 Standardabweichung 2) 1,3 8,0 9,3 1,2 0,6 1,8

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 186

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NDSA - Permeat MBR 2 Kalendertag 2,6-NDSA [%] 1,5-NDSA [%] 2,7-NDSA [%] 1,6-NDSA [%] 1,3-NDSA [%] 1,7-NDSA [%] Summe NDSA [%]

21./22.03.2002 80 6,0 11,4 11,7 26,0 6,9 31,4 93,5 26./27.03.2002 85 4,3 10,6 10,5 32,4 5,2 23,8 86,7 04./05.04.2002 94 4,9 9,0 12,9 31,1 5,4 27,6 90,9 09./10.04.2002 99 4,6 14,1 11,9 25,4 5,8 29,1 90,9 16./17.04.2002 106 5,3 13,3 11,3 22,5 7,2 33,2 92,9 21./22.04.2002 111 7,1 19,4 13,5 16,4 5,3 29,7 91,5 25./26.04.2002 115 6,9 9,6 13,8 24,0 7,6 34,5 96,3 29./30.04.2002 119 10,1 19,6 10,7 15,2 5,7 30,8 92,3 07./08.05.2002 127 6,2 11,5 13,2 23,6 6,8 31,1 92,3 09./10.05.2002 129 5,4 9,7 13,2 28,0 7,2 30,7 94,2 15./16.05.2002 135 6,0 11,6 12,1 22,7 7,3 32,9 92,7 18./19.05.2002 138 6,4 11,6 15,2 21,7 8,3 33,4 96,7 23./24.05.2002 143 7,0 13,9 14,7 18,4 6,4 32,2 92,6 28./29.05.2002 148 8,2 14,7 12,1 27,8 5,2 23,3 91,3

31.05./01.06.2002 151 6,5 15,2 15,1 15,1 8,2 35,6 95,7 05./06.06.2002 156 6,0 14,6 15,4 15,5 7,5 34,7 93,7 08./09.06.2002 159 6,8 16,4 15,2 14,5 8,5 35,2 96,5 11./12.06.2002 162 6,7 13,9 14,5 17,0 7,4 33,7 93,2 18./19.06.2002 164 5,7 13,5 13,8 19,0 6,2 34,2 92,5

Mittelwert 1) 6,3 13,4 13,2 21,9 6,7 31,4 93,0 Standardabweichung 2) 1,3 3,0 1,6 5,6 1,1 3,5 2,4

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 187

Tabelle A.2.4.5 (Fortsetzung): Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration in den Zu- und Abläufen des Kommunalabwassers.

24h-Mischproben NSA - Permeat MBR 2 NTSA - Permeat MBR 2 Kalendertag 1-NSA [%] 2-NSA [%] Summe NSA [%] 1,3,6-NTSA [%] 1,3,5(7)-NTSA [%] Summe NTSA [%]

21./22.03.2002 80 2,1 2,2 4,3 1,5 0,7 2,2 26./27.03.2002 85 5,1 6,6 11,7 0,9 0,7 1,6 04./05.04.2002 94 4,2 3,7 7,9 0,8 0,4 1,3 09./10.04.2002 99 2,3 4,4 6,7 1,6 0,9 2,5 16./17.04.2002 106 1,4 3,5 4,8 1,4 0,8 2,2 21./22.04.2002 111 1,2 2,8 4,0 2,9 1,7 4,5 25./26.04.2002 115 1,1 1,0 2,1 1,0 0,6 1,6 29./30.04.2002 119 1,8 1,3 3,1 3,1 1,5 4,6 07./08.05.2002 127 2,8 2,1 4,9 1,9 0,9 2,8 09./10.05.2002 129 3,1 1,5 4,6 0,7 0,5 1,2 15./16.05.2002 135 2,9 2,3 5,2 1,4 0,7 2,1 18./19.05.2002 138 0,8 0,8 1,7 1,0 0,6 1,6 23./24.05.2002 143 2,3 1,2 3,6 2,6 1,2 3,8 28./29.05.2002 148 2,4 3,1 5,5 2,2 1,0 3,2

31.05./01.06.2002 151 0,9 1,0 1,9 1,6 0,8 2,4 05./06.06.2002 156 1,3 0,8 2,1 2,8 1,4 4,2 08./09.06.2002 159 0,8 0,6 1,4 1,4 0,6 2,0 11./12.06.2002 162 1,8 1,7 3,5 2,5 0,8 3,3 18./19.06.2002 164 2,5 1,7 4,1 2,7 0,6 3,3

Mittelwert 1) 2,1 2,2 4,4 1,8 0,9 2,7 Standardabweichung 2) 1,1 1,5 2,5 0,8 0,3 1,1

1) Statistisches Mittel des neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatzes. 2) Standardabweichung des statistischen Mittels für den neunzehn Einzelwerte umfassenden Datensatz.

Daten Kommunalabwasser 188

Tabelle A.2.4.6: Korrelation der Naphthalinsulfonat-Konzentrationen der Zuläufe des kommunalen Klärwerks Ruhleben (Berlin) mittels xy-Diagramm über das Bestimmtheitsmaß R2 1).

R2 1-NSA 2-NSA 1,3-NDSA 1,5-NDSA 1,6-NDSA 1,7-NDSA 2,6-NDSA 2,7-NDSA 1,3,6-NTSA 1,3,5(7)-NTSA

1-NSA - 0,884 0,956 0,765 0,963 0,922 0,831 0,953 0,224 0,420

2-NSA 0,884 - 0,949 0,886 0,946 0,960 0,975 0,979 0,343 0,475

1,3-NDSA 0,956 0,949 - 0,920 0,991 0,994 0,986 0,987 0,253 0,402

1,5-NDSA 0,765 0,886 0,920 - 0,901 0,914 0,753 0,912 0,257 0,386

1,6-NDSA 0,963 0,946 0,991 0,901 - 0,996 0,987 0,984 0,277 0,439

1,7-NDSA 0,922 0,960 0,994 0,914 0,996 - 0,992 0,990 0,305 0,450

2,6-NDSA 0,831 0,975 0,986 0,753 0,987 0,992 - 0,995 0,275 0,327

2,7-NDSA 0,953 0,979 0,987 0,912 0,984 0,990 0,995 - 0,301 0,432

1,3,6-NTSA 0,224 0,343 0,253 0,257 0,277 0,305 0,275 0,301 - 0,642

1,3,5(7)-NTSA 0,420 0,475 0,402 0,386 0,439 0,450 0,327 0,432 0,642 - 1) Das Bestimmtheitsmaß R2 ist das Quadrat des Pearsonschen Korrelationskoeffizienten R, angepasst an die in x- und y-Werten abgelegten Datenpunkte.

Daten Niederschlagsabfluss 189

A.2.5 Daten Niederschlagsabfluss

Tabelle A.2.5.1: Physiko-chemische Daten und Summenparameter der Niederschlagsabflüsse.

Probe Uhrzeit Zeit Abflußges Abfluß T pH O2 Leitfähigkeit Trübung DOC SAK254 SAK436 CSBges. CSBfil. Cl SO4 NO3 PO4

[min] [m³] [m³/h] [°C] [mg/L] [µS/cm] [NTU] [mg/L] [1/m] [1/m] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] 06:30 0 2

1 06:40 10 27 151 17,3 6,65 8,6 469 133 121 95,9 3,8 616 333 63 21 1,0 1,65 2 06:50 20 63 215 16,7 6,60 9,8 243 98 125 73,6 3,4 462 315 27 10 0,2 1,83 3 07:00 30 119 340 16,4 6,60 9,6 209 72 120 63,8 3,2 430 306 24 9 0,2 0,47 4 07:10 40 145 151 16,5 6,10 9,3 348 105 138 61,6 3,0 626 357 46 17 0,2 2,07 5 07:20 50 163 113 16,6 6,60 9,5 234 71 121 60,9 3,6 422 308 26 14 0,2 0,46 6 07:30 60 182 113 16,5 6,80 9,7 184 86 98 53,3 3,3 320 252 19 10 0,2 0,38 7 07:40 70 208 151 16,5 6,80 9,7 178 75 105 52,5 3,2 282 216 18 7 0,2 0,28 8 07:50 80 226 113 16,4 6,90 9,7 153 68 95 49,2 3,2 266 207 16 7 0,2 0,29 9 08:00 90 245 113 16,5 6,90 9,6 150 69 68 47,7 3,1 242 186 15 8 0,2 0,32

10 08:10 100 258 76 16,5 6,90 9,5 148 59 74 49,5 3,4 244 192 15 6 0,2 0,27 11 08:20 110 283 151 16,4 6,90 9,8 137 70 55 45,1 3,0 224 146 13 6 0,7 0,22 12 08:30 120 296 76 16,5 6,90 9,7 147 72 59 49,1 3,5 224 146 15 6 0,2 0,34 13 08:40 130 321 151 16,4 7,00 9,8 147 69 61 44,1 3,2 206 135 13 7 0,2 0,22 14 09:00 150 352 94 16,5 7,00 9,7 141 70 56 45,2 3,3 187 131 14 6 1,3 0,21 15 09:20 170 397 132 16,5 7,00 9,9 132 72 45 39,8 2,9 164 107 12 6 1,3 0,20 16 09:40 190 441 132 16,5 7,05 9,9 125 68 39 38,9 2,9 156 92 12 6 2,6 0,18 17 10:00 210 460 57 16,7 7,00 9,5 141 64 37 39,5 3,0 146 90 12 8 0,2 0,18 18 10:30 240 17,3 7,10 9,3 185 65 31 39,1 3,0 88 80 15 15 2,4 0,20 19 11:00 270 17,4 7,10 8,4 170 71 29 39,2 2,9 123 81 14 13 3,0 0,26

Daten Niederschlagsabfluss 190

Tabelle A.2.5.2: Naphthalinsulfonat-Konzentrationen der Niederschlagsabflüsse.

Probe Datum Uhrzeit 2,6-NDSA 1,5-NDSA 2,7-NDSA 1,6-NDSA 1,3-NDSA 1,7-NDSA 1-NSA 2-NSA

Konzentration [ng/L] 1 29.08.2003 06:40 63 107 69 316 < BG 206 66 538 2 29.08.2003 06:50 39 32 21 149 < BG 93 36 359 3 29.08.2003 07:00 42 36 36 198 < BG 125 33 379 4 29.08.2003 07:10 37 35 21 135 < BG 150 25 345 5 29.08.2003 07:20 < BG 1) 26 < BG 136 < BG 96 21 277 6 29.08.2003 07:30 31 23 < BG 104 0 108 21 280 7 29.08.2003 07:40 31 22 < BG 108 0 111 22 252 8 29.08.2003 07:50 29 23 69 104 0 103 55 252 9 29.08.2003 08:00 22 20 36 68 0 61 45 153

10 29.08.2003 08:10 20 < BG 41 93 < BG 82 61 228 11 29.08.2003 08:20 23 < BG 47 86 < BG 99 54 188 12 29.08.2003 08:30 21 < BG 44 77 0 70 47 174 13 29.08.2003 08:40 26 29 58 94 < BG 89 88 230 14 29.08.2003 09:00 < BG 25 < BG 343 21 131 55 179 15 29.08.2003 09:20 < BG 41 < BG 430 29 164 55 207 16 29.08.2003 09:40 < BG < BG 39 166 < BG 71 61 208 17 29.08.2003 10:00 22 24 44 240 30 97 83 290 18 29.08.2003 10:30 27 60 58 202 34 116 69 242 19 29.08.2003 11:00 23 85 40 378 46 244 92 365

Mittelwert 27 29 35 167 12 109 49 267 Standardabweichung 13 22 19 105 9 37 20 96

1) Die Bestimmungsgrenze (BG) der Naphthalinsulfonate lag für die Niederschlagsabflüsse bei 20 ng/L.

Daten Niederschlagsabfluss 191

Tabelle A.2.5.3: Naphthalinsulfonat-Frachten der Niederschlagsabflüsse.

Probe Datum Uhrzeit Abfluß [m3/h] 2,6-NDSA 1,5-NDSA 2,7-NDSA 1,6-NDSA 1,3-NDSA 1,7-NDSA 1-NSA 2-NSA NDSAges NSAges Gesamt Fracht [mg/h]

1 29.08.2003 06:40 151 9,53 16,18 10,43 47,78 2,12 31,15 9,98 81,35 117,18 91,32 208,50 2 29.08.2003 06:50 215 8,40 6,89 4,52 32,10 3,02 20,04 7,76 77,35 74,98 85,11 160,09 3 29.08.2003 07:00 340 14,29 12,25 12,25 67,36 4,76 42,53 11,23 128,94 153,43 140,16 293,59 4 29.08.2003 07:10 151 5,59 5,29 3,18 20,41 2,12 22,68 3,78 52,16 59,27 55,94 115,21 5 29.08.2003 07:20 113 1,59 2,95 1,59 15,42 1,59 10,89 2,38 31,41 34,02 33,79 67,81 6 29.08.2003 07:30 113 3,52 2,61 1,59 11,79 0,00 12,25 2,38 31,75 31,75 34,13 65,89 7 29.08.2003 07:40 151 4,69 3,33 2,12 16,33 0,00 16,78 3,33 38,10 43,24 41,43 84,67 8 29.08.2003 07:50 113 3,29 2,61 7,82 11,79 0,00 11,68 6,24 28,58 37,20 34,81 72,01 9 29.08.2003 08:00 113 2,49 2,27 4,08 7,71 0,00 6,92 5,10 17,35 23,47 22,45 45,93

10 29.08.2003 08:10 76 1,51 1,06 3,10 7,03 1,06 6,20 4,61 17,24 19,96 21,85 41,81 11 29.08.2003 08:20 151 3,48 2,12 7,11 13,00 2,12 14,97 8,16 28,43 42,79 36,59 79,38 12 29.08.2003 08:30 76 1,59 1,06 3,33 5,82 0,00 5,29 3,55 13,15 17,09 16,71 33,79 13 29.08.2003 08:40 151 3,93 4,38 8,77 14,21 2,12 13,46 13,31 34,78 46,87 48,08 94,95 14 29.08.2003 09:00 94 2,65 4,73 2,65 64,83 3,97 24,76 10,40 33,83 103,57 44,23 147,80 15 29.08.2003 09:20 132 3,70 10,85 3,70 113,78 7,67 43,39 14,55 54,77 183,10 69,33 252,43 16 29.08.2003 09:40 132 3,70 3,70 10,32 43,92 3,70 18,79 16,14 55,04 84,14 71,18 155,32 17 29.08.2003 10:00 57 2,49 2,72 4,99 27,22 3,40 11,00 9,41 32,89 51,82 42,30 94,12

Mittelwert 137 4,50 5,00 5,38 30,62 2,21 18,40 7,78 44,54 66,11 52,32 118,43 Standardabweichung 64 3,35 4,24 3,39 28,99 2,09 11,50 4,36 29,08 47,97 31,21 75,12

Die Bestimmungsgrenze für die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen lag bei 20 ng/L. Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

Daten Niederschlagsabfluss 192

Tabelle A.2.5.4: Prozentuale Anteile der Isomeren an der Gesamtkonzentration der Naphthalinsulfonate in den Niederschlagsabflüssen.

Probe Datum Uhrzeit 2,6-NDSA 1,5-NDSA 2,7-NDSA 1,6-NDSA 1,3-NDSA 1,7-NDSA 1-NSA 2-NSA NDSAges NSAges

Anteil an der Gesamtkonzentration [%] 1 29.08.2003 06:40 4,6 7,8 5,0 22,9 1,0 14,9 4,8 39,0 56,2 43,8 2 29.08.2003 06:50 5,2 4,3 2,8 20,1 1,9 12,5 4,8 48,3 46,8 53,2 3 29.08.2003 07:00 4,9 4,2 4,2 22,9 1,6 14,5 3,8 43,9 52,3 47,7 4 29.08.2003 07:10 4,9 4,6 2,8 17,7 1,8 19,7 3,3 45,3 51,4 48,6 5 29.08.2003 07:20 2,3 4,3 2,3 22,7 2,3 16,1 3,5 46,3 50,2 49,8 6 29.08.2003 07:30 5,3 4,0 2,4 17,9 0,0 18,6 3,6 48,2 48,2 51,8 7 29.08.2003 07:40 5,5 3,9 2,5 19,3 0,0 19,8 3,9 45,0 51,1 48,9 8 29.08.2003 07:50 4,6 3,6 10,9 16,4 0,0 16,2 8,7 39,7 51,7 48,3 9 29.08.2003 08:00 5,4 4,9 8,9 16,8 0,0 15,1 11,1 37,8 51,1 48,9

10 29.08.2003 08:10 3,6 2,5 7,4 16,8 2,5 14,8 11,0 41,2 47,7 52,3 11 29.08.2003 08:20 4,4 2,7 9,0 16,4 2,7 18,9 10,3 35,8 53,9 46,1 12 29.08.2003 08:30 4,7 3,1 9,8 17,2 0,0 15,7 10,5 38,9 50,6 49,4 13 29.08.2003 08:40 4,1 4,6 9,2 15,0 2,2 14,2 14,0 36,6 49,4 50,6 14 29.08.2003 09:00 1,8 3,2 1,8 43,9 2,7 16,8 7,0 22,9 70,1 29,9 15 29.08.2003 09:20 1,5 4,3 1,5 45,1 3,0 17,2 5,8 21,7 72,5 27,5 16 29.08.2003 09:40 2,4 2,4 6,6 28,3 2,4 12,1 10,4 35,4 54,2 45,8 17 29.08.2003 10:00 2,7 2,9 5,3 28,9 3,6 11,7 10,0 34,9 55,1 44,9 18 29.08.2003 10:30 3,3 7,4 7,2 25,0 4,2 14,4 8,5 30,0 61,5 38,5 19 29.08.2003 11:00 1,8 6,7 3,1 29,7 3,6 19,2 7,2 28,7 64,1 35,9

Mittelwert 3,8 4,3 5,4 23,3 1,9 15,9 7,5 37,9 54,6 45,4 Standardabweichung 1,4 1,5 3,1 8,7 1,4 2,5 3,3 7,8 7,3 7,3

Die Bestimmungsgrenze für die Naphthalinsulfonat-Konzentrationen lag bei 20 ng/L. Konzentrationen unterhalb der Bestimmungsgrenze gingen mit einem Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die quantitativen Betrachtungen ein.

Daten Abbauversuche 193

A.2.6 Daten Abbauversuche

Tabelle A.2.6.1: Abbauversuch von AR 27 nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 432 79 8 3 45,57 1,00 9,5 0,125 376 86 12 4 43,54 0,96 8,6

1 324 118 9 4 44,67 0,98 7,3 4 212 130 5 3 41,81 0,92 5,1 6 210 126 5 3 42,02 0,92 5,0 8 214 120 5 3 40,94 0,90 5,2

11 210 111 5 3 39,71 0,87 5,3 15 223 114 6 4 38,75 0,85 5,8 20 221 111 6 4 39,19 0,86 5,6 28 213 98 6 4 37,68 0,83 5,7 55 219 92 5 3 36,88 0,81 5,9

Daten Abbauversuche 194

Tabelle A.2.6.2: Vergifteter Ansatz des Abbauversuches von AR 27 mit HgCl2 nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC [d] [m-1] [mg/L]

0 313 63 10 4 32,65 1,00 9,6 0,125 215 72 4 3 31,29 0,96 6,9

1 183 78 3 2 31,92 0,98 5,7 4 139 67 2 1 29,51 0,90 4,7 6 136 66 2 1 27,89 0,85 4,9 8 160 65 3 1 23,51 0,72 6,8

11 153 66 2 1 25,00 0,77 6,1 15 137 63 2 2 27,74 0,85 4,9 20 134 57 2 2 27,11 0,83 4,9 28 148 59 3 2 29,44 0,90 5,0 55 126 53 2 2 27,08 0,83 4,7

Tabelle A.2.6.3: Inhibitionsansatz des Abbauversuches mit AR 27 und Anilin nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 511 194 12 7 89,82 1,00 5,7 0,125 327 222 9 6 87,33 0,97 3,7

1 287 218 7 5 89,25 0,99 3,2 4 286 133 8 4 47,61 0,53 6,0 6 274 135 8 5 45,65 0,51 6,0 8 289 151 9 5 47,61 0,53 6,1

11 252 143 8 5 43,93 0,49 5,7 15 245 139 8 5 40,59 0,45 6,0 20 243 135 7 5 40,08 0,45 6,1 28 235 123 7 4 41,88 0,47 5,6

Daten Abbauversuche 195

Tabelle A.2.6.4: Kontrollansatz des Abbauversuches (AR 27) mit Anilin nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 37 78 0 0 42,70 1,00 0,87 0,125 37 77 0 0 41,46 0,97 0,89

1 35 75 0 0 39,96 0,94 0,88 4 4 3 1 1 2,21 0,05 1,81 6 3 3 1 1 1,84 0,04 1,63

11 3 3 1 1 0,77 0,02 3,90 15 3 3 1 1 2,04 0,05 1,47 20 2 2 1 0 0,73 0,02 2,74 28 2 2 1 0 0,60 0,01 3,33

Tabelle A.2.6.5: Kontrollansatz des Abbauversuches (AR 27) mit dem technischen Naphthalinsulfonat-Gemisch nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L] 0 81 115 0 0 35,64 1,00 2,3

0,125 81 116 0 0 34,35 0,96 2,4 1 77 110 0 0 35,78 1,00 2,2 4 75 107 0 0 32,18 0,90 2,3 6 10 15 0 0 4,08 0,11 2,5 8 10 15 0 0 4,61 0,13 2,2

11 10 13 0 0 3,11 0,09 2,9 15 9 11 0 0 2,73 0,08 2,9 20 8 11 0 0 3,21 0,09 2,5 28 7 10 0 0 2,38 0,07 2,9

Daten Abbauversuche 196

Tabelle A.2.6.6: Kontrolle des Abbauversuches von AR 27 ohne Biomasse nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC [d] [m-1] [mg/L]

0 391 85 8 3 47,16 1,00 8,3 0,125 277 93 4 2 43,71 0,93 6,3

1 254 98 3 2 41,85 0,89 6,1 4 192 83 2 1 40,15 0,85 4,8 6 181 84 2 1 40,51 0,86 4,5 8 177 81 2 1 34,54 0,73 5,1

11 179 79 2 2 35,40 0,75 5,1 15 183 77 3 2 38,10 0,81 4,8 20 186 75 3 2 37,66 0,80 4,9 28 179 74 3 2 38,55 0,82 4,6 55 166 70 3 2 37,67 0,80 4,4

Tabelle A.2.6.7: Abbauversuch von RR 2 nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 399 299 57 76 41,23 1,00 9,7 0,125 391 290 57 74 40,88 0,99 9,6

1 369 263 57 67 40,89 0,99 9,0 3 363 241 51 61 34,40 0,83 10,6 6 330 211 44 50 31,46 0,76 10,5 8 323 207 42 49 33,20 0,81 9,7

10 317 205 41 50 33,85 0,82 9,4 15 296 191 36 48 33,32 0,81 8,9 21 289 186 38 50 35,30 0,86 8,2 28 285 179 32 45 34,65 0,84 8,2

Daten Abbauversuche 197

Tabelle A.2.6.8: Vergifteter Ansatz des Abbauversuches von RR 2 mit HgCl2 nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 415 310 66 81 40,37 1,00 10,3 0,125 442 319 63 75 40,20 1,00 11,0

1 394 284 51 51 41,08 1,02 9,6 3 360 276 45 44 41,00 1,02 8,8 6 346 274 38 40 40,92 1,01 8,5 8 327 263 37 39 43,47 1,08 7,5

10 338 274 40 44 42,68 1,06 7,9 15 331 267 33 39 42,33 1,05 7,8 21 300 241 32 38 41,92 1,04 7,2 28 298 238 28 34 41,76 1,03 7,1

Tabelle A.2.6.9: Inhibitionsansatz des Abbauversuches mit RR 2 und Anilin nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 629 541 91 110 75,82 1,00 8,3 0,125 422 358 65 76 72,81 0,96 5,8

1 393 324 48 54 68,91 0,91 5,7 3 367 265 46 50 36,25 0,48 10,1 6 359 254 48 51 34,99 0,46 10,3 8 334 237 39 43 37,16 0,49 9,0

10 341 247 43 48 36,66 0,48 9,3 15 326 237 43 49 35,48 0,47 9,2 21 307 221 40 47 33,71 0,44 9,1 28 293 208 31 38 33,76 0,45 8,7

Daten Abbauversuche 198

Tabelle A.2.6.10: Kontrollansatz des Abbauversuches (RR 2) mit Anilin nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 37 78 0 0 36,26 1,00 1,0 0,125 36 75 0 0 35,27 0,97 1,0

1 36 75 0 0 34,77 0,96 1,0 3 1 1 0 0 0,96 0,03 1,0 6 2 1 0 0 1,61 0,04 1,2 8 2 1 0 0 1,21 0,03 1,7

10 2 1 0 0 1,07 0,03 1,9 15 1 1 0 0 0,52 0,01 1,9 21 1 1 0 0 0,64 0,02 1,6 28 1 1 0 0 0,46 0,01 2,2

Tabelle A.2.6.11: Kontrollansatz des Abbauversuches (RR 2) mit dem technischen Naphthalinsulfonat-Gemisch nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 79 112 0 0 34,38 1,00 2,3 0,125 76 108 0 0 33,34 0,97 2,3

1 72 104 0 0 34,48 1,00 2,1 3 74 107 0 0 32,93 0,96 2,2 6 16 24 0 0 6,89 0,20 2,3 8 16 24 1 0 7,30 0,21 2,2

10 16 23 1 0 6,73 0,20 2,4 15 12 15 0 0 4,53 0,13 2,6 21 11 11 0 0 3,73 0,11 2,9 28 10 11 0 0 3,53 0,10 2,8

Daten Abbauversuche 199

Tabelle A.2.6.12: Kontrolle des Abbauversuches von RR 2 ohne Biomasse nach EN ISO 7827.

Zeit SAK (254 nm) SAK (280 nm) SAK (436 nm) SAK (465 nm) DOC DOC c/c0 SAK(254 nm)/DOC

[d] [m-1] [mg/L]

0 405 305 61 79 42,68 1,00 9,5 0,125 392 285 52 66 41,09 0,96 9,5

1 396 268 49 56 42,87 1,00 9,2 3 392 261 54 59 41,79 0,98 9,4 6 369 249 44 51 40,76 0,96 9,1 8 365 252 48 60 42,76 1,00 8,5

10 352 242 40 51 41,67 0,98 8,4 15 351 243 41 51 41,85 0,98 8,4 21 328 226 38 47 39,12 0,92 8,4 28 317 218 36 45 40,01 0,94 7,9

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