Entwicklung eines Anreicherungsverfahrens zur quantitativen
Bestimmung von Bor in Oberflächenwasser mit der Flammen-
Atomemissionsspektrometrie
Im Fachbereich Chemie und Chemietechnik
der Universität-GH Paderborn vorgelegte
Dissertation
zur Erlangung des Grades
eines Doktors der Naturwissenschaften
- Dr. rer. nat. -
von Diplom-Chemikerin
Ines Kuhlmann
Paderborn 1999
Meinen Eltern
Die vorliegende Arbeit wurde im Fach für Anorganische und Analytische Chemie der
Universität-Gesamthochschule Paderborn im Zeitraum von September 1995 bis Juni
1999 unter der Leitung von Herrn Prof. Dr. H.-J. Haupt angefertigt.
1. Referent: Prof. Dr. H.-J. Haupt
2. Referent: Prof. Dr. M. Grote
Eingereicht am: 07. Juli 1999
Tag der mündlichen Prüfung: 20. August 1999
Herrn Prof. Dr. H.-J. Haupt danke ich für die interessante Themenstellung sowie für
seine freundliche Unterstützung.
Herrn Prof. Dr. M. Grote möchte ich für die bereitwillige Übernahme des Koreferates
und die fachliche Beratung in allen Fragestellungen bezüglich der Analytik danken.
Bei Herrn Prof. Dr. B. Lendermann möchte ich mich für die Bereitstellung des
Atomabsorptionsspektrometers und die freundliche Beratung bedanken.
Herrn Prof. Dr. H. Marsmann möchte ich für die Messung der 29Si-Festkörper-NMR-
Spektren danken.
Ich möchte mich auch bei Dr. Susanne Kamp, Heike Wollersen und Dr. Glenn
Damkröger bedanken, die mich durch ihren fachlichen Beistand und ihre persönliche
Anteilnahme bei meiner Arbeit unterstützten.
Ferner gilt mein Dank allen Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern der Arbeitskreise von
Herrn Prof. Dr. Haupt und Herrn Prof. Dr. Grote, die durch ihre Hilfsbereitschaft zum
Gelingen dieser Arbeit beigetragen haben.
Inhaltsverzeichnis
1 Einleitung und Problemstellung............................................................................. 1
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse ......................................... 8
2.1 Modifikation des Kieselgels...................................................................... 10
2.1.1 Fixierung des Catechols............................................................... 15
2.1.2 Endcapping des Kieselgels .......................................................... 21
2.2 29Si-Festkörper-NMR................................................................................ 22
2.2.1 Vergleich der Belegungsdaten ..................................................... 26
2.3 Untersuchung der Eigenschaften des modifizierten Kieselgels.................. 28
2.3.1 pH-Abhängigkeit der Boraufnahme und –elution......................... 28
2.3.2 Beeinflussung der Boraufnahme und –bestimmung durch
Begleit-Ionen............................................................................... 37
2.3.2.1 Einfluß von Anionen auf das Meßsignal......................... 40
2.3.3 Zusammenfassung der Ergebnisse der Eigenschafts-
untersuchungen ........................................................................... 45
2.4 Borbestimmung mit der AES..................................................................... 47
2.4.1 Borbestimmung unter Anwendung eines Hochdruckzerstäubers .. 48
2.4.2 Boranalyse mit Off-Line-Anreicherung........................................ 52
2.4.3 Festlegung der Versuchsdurchführung......................................... 54
2.5 Validierung des entwickelten Verfahrens zur Boranreicherung und
-bestimmung mit der FAES (Nachweis-, Erfassungs- und
Bestimmungsgrenze) ............................................................................... 55
2.5.1 Überprüfung des Matrixeinflusses auf die Wiederfindung ........... 59
2.5.2 Vergleich der Meßpräzisionen der Borbestimmung mit der FAES...
und UV-spektrometrisch mit Azomethin-H ................................. 61
2.5.3 Bestimmung der Methodenpräzision unter Wiederhol-
bedingungen................................................................................ 63
2.6 Analyse von Realproben ........................................................................... 64
2.6.1 Vergleich der FAES-Bestimmung mit der Azomethin-H-Methode67
2.6.2 Abschließende Beurteilung des Analysenverfahrens.................... 70
3. Experimenteller Teil 72
3.1 Analysen- und Meßmethoden.................................................................... 72
3.2 Ausgangsverbindungen und Lösemittel..................................................... 74
3.3 Modifikation des Kieselgels...................................................................... 76
3.3.1 Spacerfixierung ........................................................................... 76
3.3.2 Spacerfixierung ........................................................................... 77
3.3.3 Silylierung der 2,3-Dihydroxybenzoesäure und Herstellung des
Säurechlorids.............................................................................. 78
3.3.4 Fixierung des silylierten Säurechlorids an unterschiedlichen
Kieselgelen................................................................................. 79
3.3.5 Endcapping des modifizierten Kieselgels..................................... 81
3.4 Eigenschaftsuntersuchungen mit dem Kieselgel Si 60 (40 – 63 µm).......... 82
3.4.1 pH-Abhängigkeit der Borsorption und –elution, Batch-
Untersuchungen.......................................................................... 82
3.4.2 Boraufnahme im dynamischen Betrieb ........................................ 84
3.4.3 Aufnahme von Phosphationen durch das catecholmodifizierte
Kieselgel..................................................................................... 85
3.5 Atomemissionsspektroskopie .................................................................... 86
3.5.1 Bestimmung von Borsäurekonzentrationen durch FAES bei
Verwendung eines Hochdruckzerstäubers................................... 86
3.5.1.1 Ermittlung der optimalen Meßbedingungen.................... 87
3.5.1.2 Boranreicherung auf einer SPE-Säule und Bor-
bestimmung mit der FAES............................................ 91
3.5.2 Validierung des Verfahrens ......................................................... 92
3.6 Messung von Realproben.......................................................................... 94
Anhang........ .......... .................................................................................................. 96
4 Zusammenfassung und Ausblick........................................................................ 106
5 Literaturverzeichnis ........................................................................................... 109
6 Abkürzungen...... ................................................................................................ 116
1 Einleitung und Zielsetzung
1
1Einleitung und Zielsetzung
Bor findet sich in der Natur wegen seiner großen Affinität zu Sauerstoff nie in freiem,
sondern nur in Sauerstoff-gebundenem Zustand, in Form von Borsäure H3BO3 oder
Salzen der Borsäure, den Boraten [1, 45]. Das häufigste Bormineral ist der Kernit
Na2B4O7 · 4 H2O, er kommt vor allen Dingen in Kalifornien in riesigen Lagerstätten
vor und bildet das wichtigste Ausgangsmaterial für die Industrie der Borsäure und ihrer
Salze. Borsäure findet man in Mittelitalien (Toskana) in Wasserdampfquellen vor. Die
Dämpfe werden in künstlich angelegten Lagunen kondensiert und die erhaltenen
Borsäurelösungen in eisernen Pfannen eingedampft, wobei die Borsäure in
perlmuttglänzenden Blättchen kristallisiert.
Solche natürlich vorkommenden Borverbindungen kennzeichnen Bor als ein leicht
lösliches Element, welches insbesondere in Salzen, Estern und Komplexen verbreitet
ist. Aufgrund dieser guten Löslichkeit und ubiquitären Verbreitung des Bors, läßt sich
ein Kreislauf gemäß dem nachfolgendem Schema darstellen (Abb. 1.1).
Abb. 1.1 Bor in der Natur: Durchschnittswerte, unabhängig von erheblichen
Schwankungsbreiten in Böden, Pflanzen und Tieren [2], ca. 10 ppm (entsprechend ≈
10 mg/kg)
1 Einleitung und Zielsetzung
2
Obwohl das Bor ein geogen sehr verbreitetes Element ist, liegen die Konzentrationen
in Oberflächengewässern ohne anthropogene Belastung in Europa relativ niedrig im
Bereich von 0,01 - 0,05 mg/L. Meerwasser hingegen enthält im Mittel 4,6 mg/L B. Der
Borgehalt von Niederschlagswässern schwankt zwischen 0,002 und 0,08 mg/L [3, 4].
Interessanterweise enthalten dagegen einige Mineralwässer deutlich mehr Bor, obwohl
bei ihnen der anthropogene Einfluß weitestgehend ausgeschlossen werden kann [5].
Für höhere Pflanzen ist Bor ein lebensnotwendiges Spurenelement. Obwohl der
Borbedarf höherer Pflanzen bereits seit 1910 bekannt ist [2, 16], ist die physiologische
und biochemische Rolle dieses Elements bisher ungeklärt. So weisen viele höhere
Pflanzen bei zu geringem Borgehalt Mangelsymptome auf, während ein zu hoher
Borgehalt Vergiftungserscheinungen hervorruft. Die Bortoleranz der einzelnen
Pflanzen ist sehr unterschiedlich; für empfindliche Nutzpflanzen 0,3 bis 1,0 mg/L, für
semitolerante Pflanzen 1,0 bis 2,0 mg/L und für tolerante Gewächse 2,0 bis 4,0 mg/L
im Versorgungswasser. Hieraus ergibt sich, daß Boratvergiftungen nicht nur durch eine
Überdüngung oder einen borreichen Boden, beispielsweise in ariden Gebieten
hervorgerufen wird, sondern daß auch der Gehalt des für die Berieselung von
Pflanzenanbaugebieten genutzten Trinkwassers eine zu hohe Borkonzentration
aufweisen kann [2]. Da Bor auch für das pflanzliche Plankton ein Spurenelement
darstellt, wird dieses durch borhaltiges Wasser stimuliert und dadurch eine
Wasserblüte ausgelöst, wodurch die Gewässer-Ökologie oft in ungünstiger Weise
(Eutrophierung) verändert wird. Andererseits wirken größere Bormengen wiederum
planktonschädigend: Im Verlauf solcher Schädigung oder Vernichtung von
Unterwasserflora sind weitere Gewässerschäden absehbar. So wird das Biotop der
Schnecken, des Fischlaichs und der Jungfische dadurch vernichtet. Derzeitig gilt als
pflanzenschädlicher Grenzwert 1,5 mg/L B [12].
Die zusätzliche Nutzung von Borverbindungen liefert neben dem geogenen
Vorkommen einen Beitrag zum Gesamtgehalt an Bor in den Kompartimenten Wasser,
Boden und Luft. Borax-, Borat- und Borsäurelösungen werden industriell häufig zur
Pufferung eingesetzt, so in der Galvanik, in der Textilfärbung oder bei
photographischen Prozessen. Die daraus resultierende Belastung für Abwasser und
Oberflächenwasser wird als gering eingeschätzt. Als Werkstoffe werden
1 Einleitung und Zielsetzung
3
Borverbindungen wie Borcarbid, Borhalogenide, Bornitrid, Titandiborid,
Zirkoniumdiborid, Calciumhexaborid und Europiumhexaborid in der Technik
eingesetzt, zum Beispiel aufgrund ihrer großen Härte als Schleifmittel, Sinterkörper,
Werkstoff für Düsen, oder zum Dotieren von Halbleitermaterialien wie Silicium [6].
Weitere technisch wichtige Borverbindungen sind Borsäure, Bortrioxid, Borax,
Ammonium- und Kaliumborate in der Glas- und Keramikindustrie, der
Waschmittelindustrie, zur Herstellung von Fluß- und Lötmassen, von
Imprägnierungsmitteln und Borlegierungen [1]. Große Mengen an Borax werden zur
Herstellung leichtschmelzender Glasuren für Steingut- und Porzellanwaren und
Blechgeschirre („Emaille“) verbraucht. In der Wäscherei („Kaiserborax“) diente Borax
früher zur Enthärtung von Wasser. Weiterhin dient diese Verbindung zur Herstellung
besonderer Glassorten eingesetzt, z. B. von optischen Gläsern, sowie als
Ausgangsmaterial für die Gewinnung von „Perboraten“ [1, 7]. Die Perborate des
Handels sind teils echte - d. h. Peroxogruppen -O-O- enthaltende – Peroxo-
verbindungen, teils Produktgemische von Wasserstoffperoxid und Boraten. Viele
Wasch- und Bleichmittel für Wolle, Seide, Elfenbein enthalten beispielsweise
Perborate, die oft 10 - 25 % des Waschmittels ausmachen. Solche Waschmittel bilden
die wichtigste Quelle für die Borbelastung der Abwässer und Oberflächenwässer [7, 8,
47]. Da es Hinweise gibt, daß Bor gegenüber bestimmten pflanzlichen Organismen ein
ökotoxikologisches Potential entfalten kann, wird Bor in Umweltkompartimenten
durch ein Monitoring der Firma Henkel seit 1982 erfaßt [8].
Für den Anteil von Bor in häuslichen Abwässern ergibt sich aus menschlichen,
stoffwechselbedingten Ausscheidungen schon ein Wert von 0,1 mg/L B [7, 13]. Eine
Folge des Boreintrags in die Abwässer ist die Belastung des entstehenden
Klärschlamms, da das Bor im Abwasser auch in Kläranlagen nicht eliminiert wird,
wobei Borgehalte von 18 bis 358 mg B/kg Trockenmassse angegeben werden [9].
Dieser Klärschlamm wird teilweise noch heute in Hausmülldeponien gelagert, ebenso
wie andere Abfälle mit Borverbindungen. Aufgrund der guten Wasserlöslichkeit der
Borverbindungen, unterliegen diese einer Auslaugung durch Sickerwasser, daher
eignet sich Bor hervorragend als Indikator zur Wertung einer Abwasserbelastung [8,
13, 48 - 50]. Im Sickerwasser gelöst können die Borverbindungen, vor allem in
1 Einleitung und Zielsetzung
4
Lockersedimenten, weitgehend ungehindert ins Grundwasser gelangen, da dort
Sedimentbestandteile, die die Mobilität des Bors beeinflussen, wie der organische
Kohlenstoffgehalt und Tonminerale, in so geringen Mengen vorkommen, daß
signifikante Rückhalteeffekte in der Regel nicht auftreten. Das gleiche gilt für den
Transport des Bors im Grundwasser. Es wird über relativ große Strecken im
Grundwasser transportiert und zählt daher zu den hydrogeochemisch mobilen
Elementen. Da in Lockergesteinsaquiferen die mittleren Gehalte kontaminierter
Grundwässer im Abstrom von Abfallablagerungsplätzen etwa um den Faktor 30 höher
sind als die mittleren geogenen Gehalte, können die Borgehalte in diesen
Grundwässern als qualitative und quantitative Indikatoren für Grundwasser-
kontaminationen durch Abfallablagerungen genutzt werden [10].
Eine weitere Quelle für Bor in Gewässern ist der Borgehalt von Düngern zur
Bewirtschaftung von landwirtschaftlichen Nutzflächen. Diese enthalten 0,01 bis 0,05
% Bor, welches ebenfalls durch Auswaschprozesse mit Regenwasser in die
angrenzenden Gewässer und das Grundwasser gelangt [7].
Bor ist aufgrund seiner geochemischen Mobilität in Wasser und Boden auch in allen
Nahrungsmitteln nachweisbar. So beträgt die tägliche Boraufnahme durch
Nahrungsmittel (hauptsächlich Obst, Gemüse, Molkereiprodukte) beim Menschen ca.
10 bis 80 mg [7]. Die Humantoxizität ist auch im Zusammenhang mit Trinkwasser zu
sehen. Der aus der EG-Richtlinie übernommene Grenz- und Richtwert für Trink- und
Rohwasser beträgt 1 ± 0,2 mg/L B [14, 137].
Die chronische Aufnahme von Borsäure unterschiedlicher Protonierungsstufen, als der
im aquatischen Milieu relevanten Form des Elements Bor, führt in männlichen
Versuchstieren zu Störungen von Frühstadien der Keimzellenproduktion als kritischem
toxischem Endpunkt. Diese Wirkung ist bei Absetzen der Belastung reversibel, denn
Borsäure kumuliert im Säugerorganismus nicht. Der NOAELmin von Borsäure für diese
und andere weniger kritische Wirkungen beträgt - berechnet als Bor - etwa 10 mg /kg
KG · Tag [15]. Da Borat bei der heute üblichen Aufbereitung nicht aus dem
Rohwasser entfernt wird, muß die Entwicklung des Borgehalts aufmerksam beobachtet
1 Einleitung und Zielsetzung
5
werden, um sicherzustellen, daß der Grenzwert der Trinkwasserverordnung in
betroffenen Rohwässern dauerhaft unterschritten bleibt.
Voraussetzung zur schnellen kontinuierlichen Überprüfung von Borkonzentrationen ist
ein diesen Anforderungen entprechendes Nachweisverfahren, welches mit nur einem
geringen Kostenaufwand verbunden ist. Zur Zeit wird die Azomethin-H-Methode in
den Deutschen Einheitsverfahren zu Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung
als Bornachweis geführt [17]. Der Entwurf der neuen DIN-Vorschrift zur Bestimmung
von Bor sieht die Bestimmung von Bor mit der ICP-MS vor, die ein sehr
nachweisstarkes Verfahren für die Bestimmung vieler Metalle darstellt [135]. Die
spektralphotometrischen Verfahren gehören zu den am häufigsten eingesetzten
quantitativen Bornachweisen. Grundlage dieser Verfahren ist die Bildung eines
farbigen Komplexes aus der Borsäure und einem organischen Reagenz (z. B.
Azomethin-H [17], Carminsäure [18], Chromotropsäure [26]) und die UV-
spektrometrische Bestimmung der Absorptionsintensität dieses Komplexes. Aufgrund
der linearen Abhängigkeit der Absorption von der Konzentration des Komplexes kann
die Borsäurekonzentration bestimmt werden [17, 19-26]. Die meisten der
spektralphotometrischen Bestimmungsmethoden weisen jedoch gravierende Nachteile
auf, beispielsweise bei der Probenaufbereitung der Einsatz von korrosiven
konzentrierten Säuren, lange Reaktionszeiten, komplizierte Verfahrensschritte und
Interferenzeffekte, so daß die bisherigen Erfahrungen im Bereich der
Routinewasseranalytik nicht zufriedenstellend sind [46]. So erfordert der Bornachweis
mit Chromotropsäure die Abtrennung des gebildeten Komplexes mittels HPLC [26]
oder die vorherige Extraktion der Borsäure aus der Probelösung, da die Bestimmung
beispielsweise mit Carminsäure nur in konzentrierten Säuren durchgeführt werden
kann [18]. Vorteilhafter als die photometrischen Methoden sind Verfahren, die nach
Komplexierung der Borsäure mit Zuckern wie Sorbitol, Mannit oder Fructose diese
Komplexe durch Ionenausschlußchromatographie separieren und anschließend
konduktometrisch bestimmen [27, 28, 36]. Nach Abtrennung von der Probelösung läßt
sich Borsäure auch potentiometrisch bestimmen [29]. Die Bestimmung der Borsäure
mit der Flammen-Atomabsorptionsspektrometrie (FAAS) ist nur erfolgreich, wenn die
Borsäure zuerst aus der Probelösung extrahiert und aufkonzentriert wird, da hier
1 Einleitung und Zielsetzung
6
aufgrund des großen Verlustes an Probenlösung beim Eintrag in die
Atomisierungseinheit und der geringen Anregung des Bors in der Flamme die
Nachweisgrenze sehr hoch liegt [30, 31]. Mit Hilfe der Graphitrohrtechnik [32-35, 57]
oder durch Verwendung der ICP-OES [11, 37, 38, 52] läßt sich die Nachweisgrenze
erniedrigen. Bei der ET-AAS erfolgt nur eine relativ geringe Verdünnung der Probe in
den Gasraum und die zur Atomisierung verwendeten Temperaturen betragen bis zu
3000°C. Noch höhere Anregungstemperaturen von ca. 5000 bis 7000 K werden bei der
ICP-OES benutzt [11, 52].
Bisherige Arbeiten im Arbeitskreis Haupt für die routinemäßige Bestimmung von Bor
in Wässern sind dafür auf die Entwicklung eines Verfahrens vom Typ ELISA, d. h.
einer Technik, bei der aufgrund einer immunologischen Reaktion eine Substanz
qualitativ und quantitativ nachweisbar ist, ausgerichtet gewesen. Diese Arbeiten
lieferten einen Test für die semiquantitative Bestimmung von Bor im Bereich von 0,5 -
5,0 mg/L B [79, 107]. Eine Anwendung für Realproben wurde bisher nicht
vorgenommen.
Eine weitere interessante und schnelle Analysenmethode ist die Flammen-
Atomemissionsspektrometrie (FAES) [53 - 56]. Der Nachteil dieser Methode ist
wiederum die sehr hohe Nachweisgrenze von 1 mg B/L. Da die Flammentemperatur
nicht hoch genug liegt, um eine Atomisierung und Anregung der Boratome
herbeizuführen, kann bei dieser Methode nur eine Charge-Transfer-BO-Molekülbande
zur Bestimmung herangezogen werden. Dennoch ist diese Methode wie die FAAS
wegen ihres Vorhandenseins in vielen industriellen Untersuchungslaboratorien von
Interesse [57]. Die jüngsten Untersuchungen zur quantitativen Ermittlung des
Borgehalts wäßriger Lösungen mit der FAES wurden 1985 von Castillo und Mir
durchgeführt [51]. Dabei wurde untersucht, ob mit der Überführung von Borsäure in
den entsprechenden Borsäuretrimethylester und das Austreiben dieses Esters aus der
Probelösung in die Gasmischkammer der FAES hinein eine quantitative Bestimmung
möglich ist. Die Ergebnisse dieser Methode ließen jedoch keine genaue Bestimmung
von Borsäure zu.
Im Rahmen dieser Arbeit wurde ein anderer Weg beschritten, um die quantitative
Bestimmung von Borsäure mit der FAES zu ermöglichen. Dazu sollte in der
1 Einleitung und Zielsetzung
7
vorliegenden Arbeit die Darstellung einer Festphase, die bereits im Arbeitskreis Haupt
zur Borextraktion eingesetzt wurde, verbessert werden. Die mit dieser Festphase
anschließend durchgeführten umfangreichen Untersuchungen sollen zur Entwicklung
eines Analysenverfahren führen, das die quantitative Bestimmung von Bor in Wasser
ermöglicht. Die mit diesem Verfahren zu erreichende Bestimmungsgrenze sollte
niedrig genug sein, um die Einhaltung der Richtwerte für Roh- und Trinkwasser [14]
überprüfen zu können.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
8
2Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
Borsäure bildet sowohl mit aliphatischen als auch mit aromatischen
Hydroxyverbindungen (Catechole) neutrale Ester oder anionische Komplexe. Dabei
bilden aliphatische 1,3-Diole bevorzugt neutrale Ester, während aliphatische und
aromatische 1,2-Diole hauptsächlich zu anionischen Komplexverbindungen reagieren
(siehe Abb. 1) [40,41]. Hierbei bilden die Catechole stabilere Komplexe als
aliphatische Derivate [42].
C
C
R5
C
R4
R3
R2
R1
R6
OH
OH
+
C
C
R5
C
R4
R3
R2
R1
R6
O
O
BOH
OH
OH
+2H2O
O
O
BOH
OH
-
BOH
HO
HO
OH
-
+
+H2O
2
-
BOH
HO
HO
OH +OH-
Abb. 1 Komplexverbindungen der Borsäure mit aliphatischen und aromatischen
Diolen (R = organischer Rest)
Aliphatische 1,2-Diole und Catechole reagieren hauptsächlich mit dem im
Gleichgewicht vorhandenen Tetrahydroxyboratanion der Borsäure und bilden
anionische Organoborverbindungen unter Abspaltung von Wasser (Abb. 1). Jede der
Hydroxygruppen des Boratanions ist äquivalent, so daß pro Anion je 2 Paare
Hydroxylgruppen mit einem Diol reagieren können. Auf diese Weise können sowohl
1:1- als auch 1:2-Komplexe entstehen, wobei sich mit Catecholen jedoch nur 1:1-
Komplexe finden lassen. Die Monochelatbildung verringert die Reaktionsbereitschaft
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
9
der verbleibenden beiden Hydroxygruppen zur Dichelatbildung entscheidend. Als
Gegenion zu diesen anionischen Komplexen liegen meistens Natrium- oder
Kaliumionen im Verhältnis 1:1 zum Boranion vor [41, 42].
Die Bildung solcher Bor-Catechol-Komplexe wurde bereits für die Isolierung und
Konzentrierung catecholischer Verbindungen aus biologischen Proben angewandt.
Dabei diente auf Cellulose fixierte Phenylboronsäure als stationäre Festphase für die
Chromatographie [43]. Umgekehrt dienten Hydroxyverbindungen zur Abtrennung und
Anreicherung von Bor [59]. Dabei erfolgte die Anreicherung entweder durch das
Ausschütteln der Borsäure aus dem wäßrigen Medium in eine organische Phase oder
die Hydroxyverbindungen wurden fixiert, so daß eine Festphasenextraktion möglich
war. Die auf diesem Weg erhaltene Festphase Sephadex G-25 reichert Borsäure bei pH
10 noch aus sehr verdünnten Lösungen an. Zur Elution ist jedoch ein relativ großes
Eluensvolumen von mindestens 5 mL notwendig. Um eine den Erfordernissen der
FAES-Messung entsprechende Aufkonzentrierung der Borsäure zu erhalten, muß ein
angemessen großes Volumen der Probelösung eingesetzt werden [58]. Die häufige
Verwendung bestimmter organischer Polymerharze als Trägermaterial der
Hydroxykomponenten erlaubte keinen Einsatz der erhaltenen Festphase in der HPLC
[60]. Mit der Fixierung von Catecholen auf dem Kieselgel soll eine Festphase
entwickelt werden, die eine gute Sorptionsfähigkeit für Bor besitzt und die die Elution
mit einem möglichst kleinen Eluatvolumen ermöglicht. Somit soll ein hoher
Anreicherungsfaktor erreicht werden, und damit Borkonzentrationen im Eluat, die für
die quantitative Borbestimmung mit der FAES ausreichend sind. Der zu bearbeitende
Konzentrationsbereich soll die Bestimmung von Bor mindestens ab Konzentrationen
von 0,1 mg/L erlauben, so daß sich nach dem zu entwickelnden Verfahren sowohl
Trinkwasser als auch Abwasser untersuchen lassen. Als Vergleich für die zu
entwickelnde Festphase dient Amberlite IRA-743, welches speziell als Festphase zur
selektiven Boranreicherung kommerziell erhältlich ist. Die Aufnahme von IR-Spektren
zeigt, daß diese Festphase auf einer Polystyrolmatrix basiert, die durch
Funktionalisierung Hydroxygruppen zur Borfixierung trägt.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
10
2.1 Modifikation des Kieselgels
Die Modifikation von Kieselgelen wird schon seit mehreren Jahrzehnten zur
Verbesserung chromatographischer Eigenschaften stationärer Phasen genutzt. Dabei
wurden im Lauf der Zeit zwei unterschiedliche Verfahrensweisen der Vorbehandlung
der zu modifizierenden Kieselgele entwickelt. Auf der einen Seite dient eine
vollständig hydratisierte Kieselgeloberfläche als Grundlage. Um dieses Ziel zu
erreichen, wird das Kieselgel beispielsweise in konzentrierten Säuren unter Rückfluß
erhitzt [61 - 66, 69]. Andere vertreten die Ansicht, daß die beste Belegung des
Kieselgels nur mit einer vollständig dehydratisierten Oberfläche zu erreichen ist. Dazu
wird das Kieselgel bei hohen Temperaturen desaktiviert. Die Modifikation des
Kieselgels mit Silanen erfolgt anschließend in einer ausgeheizten Glasampulle bei ca.
350°C [67 - 72].
Die Oberfläche der Kieselgele ist leicht und reversibel dehydratisierbar, da zwei
benachbarte Silanolgruppen unter Verlust von Wasser bereitwillig in eine
Siloxanbindung zu überführen sind; und ebenso läßt sich eine Siloxangruppe zu zwei
Silanolen hydrolysieren. Aufgrund dieser Neigung des Kieselgels, die Oberflächen-
konfiguration zu wechseln, wird es auch als „lebendes Polymer“ bezeichnet [73]. Da
die Dehydratation reversibel ist, solange das Kieselgel nicht bis zu dem Punkt erhitzt
wurde, wo es seine Struktur ändert, ist ein trockener jedoch vollständig hydroxylierter
Zustand praktisch nicht zu realisieren (siehe Abb. 2). Um dennoch reproduzierbare
Bedingungen zu erhalten, wurde das mit konzentrierter Salzsäure behandelte und
anschließend neutral gewaschene Kieselgel bei 110°C zur Entfernung von Wasser im
Hochvakuum einen Tag getrocknet [74].
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
11
OH
O
HH
O
HH
OH
O
H H
O
HH
OH
O
HH
O
HH
HO
O
H
H
O
HH
Oberfläche
Physikalisch adsorbiertes Wasser
25°C (Vakuum) O
H
O
H
H
O
H
H
H
O
HO
Monomolekulare Wasserschicht
200°C
leicht reversibel O
HH
OO
H
OO
HH400°C
HO OH OH
OH 1200°C OO
"Trockene Oberfläche"
8,3 µmol-OH/m
Freie Silanole
~ 4 µmol-OH/m
2Siloxane
kaum reversibel
2
Abb. 2 Dehydratation und Dehydroxylation der Kieselgeloberfläche [70]
Danach wird von der Arbeitsgruppe Sebestian die Einführung einer Spacergruppe
zwischen der Kieselgeloberfläche und der funktionellen Gruppe zur Verbesserung der
Stabilität der gewünschten Festphase empfohlen [75]. Die Fixierung des Spacers auf
der Kieselgeloberfläche erfolgte wie schon bei früheren entsprechenden Umsetzungen
im Arbeitskreis Haupt durch Erwärmen des jeweils vorbehandelten Kieselgels (Tab. 2-
1) mit dem Spacer 3-Aminopropyltriethoxysilan in Toluol [76 - 79]. In diesem
Zusammenhang ist erwähnenswert, daß Untersuchungen von Mingalyov et. al. [80, 81]
mit einer modifizierten Methode in der Spacerfixierung keine entscheidende
Verbesserung ergaben (vgl. Kap. 3.3.2).
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
12
Die Charakterisierung des Umfangs der Spaceraufnahme des Kieselgels erfolgte durch
Elementaranalyse vom Kohlenstoffgehalt. Dabei wurde mit Hilfe der Hemetsberger-
Gleichung [82] der gefundene Kohlenstoffgehalt [%] in die Oberflächenbelegung α
des Kieselgels in mmol/g umgerechnet:
α = % C / 1,2 ⋅ CNGl. 1
mit
CN = Zahl der Kohlenstoffatome.
Nach dem gleichen Autor läßt sich die Oberflächenbelegung in µmol/m2 durch die
folgende Gleichung abschätzen:
A = α / {1000 - (% C ⋅ M/CN ⋅ 1,2)b} Gl. 2
mit
M = Molmasse des Spacers
b = Oberfläche des Kieselgels in m2/g.
Beide Formelansätze berücksichtigen eine bifunktionelle Reaktion der Silane, d. h.
zwei der drei vorhandenen Ethoxygruppen haben mit den Silanolgruppen der
Kieselgeloberfläche reagiert.
Weiterhin läßt sich mit diesen Daten der mittlere Flächenbedarf D (nm2/Molekül) eines
Liganden an der Oberfläche dieses Trägermaterials abschätzten:
D = 10 / A ⋅ 6,023 Gl. 3
Aus den erhaltenen Daten der Elementaranalyse ergaben sich für die verschiedenen
untersuchten Kieselgele folgende erreichte Belegung (siehe Tab. 2-1):
Tab. 2-1 Berechnete Daten aus der Elemantaranalyse
Kieselgel Oberfläche
[m2/g]
C
[%]
αα
[mmol/g]
A
[µmol/m2]
D
[nm
2
/ Molekül]
Kieselgel Si 60
40 – 63 µm
500 4,97 1,38 1,57 1,06
LiChroprep Si 60
40 – 63 µm
500 5,54 1,54 1,74 0,95
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
13
Tab. 2-1 Fortsetzung
Kieselgel Oberfläche
[m2/g]
C
[%]
αα
[mmol/g]
A
[µmol/m2]
D
[nm
2
/ Molekül]
LiChrosorb Si 100
10 µm
500 5,79 1,61 1,83 0,91
LiChrospher Si 100
20 µm
300 4,74 1,32 1,4 1,18
Zur Sicherung der Reproduzierbarkeit der Belegungen wurde stets nur Kieselgel aus
einer Charge verwendet. Die aus den Daten der Elementaranalyse ermittelten
angegebenen Werte sind Durchschnittswerte. Einzelne Werte von dargestellten Phasen
ändern sich in Ausnahmefällen bis zu 1 % bei Verwendung von Kieselgel aus dem
gleichen Herstellungsprozeß. Dafür spricht auch, daß kommerziell erhältliche
Kieselgele und alkylgebundene Festphasen (z. B. LiChroprep RP-18) in ihren
Trennleistungen variieren. Daraus ergibt sich auch, daß nur Kieselgele aus einem
Herstellungsprozeß gleiche physikalischen Eigenschaften (Größe der Oberfläche,
Porendurchmesser und Porenvolumen) besitzen [74].
Aus der Tabelle 2-1 ist ersichtlich, daß für die Modifizierung verschiedene Kieselgele
herangezogen wurden. Hiervon ist das Kieselgel Si 60 ein universell einsetzbares
Kieselgel für die Aufreinigung unterschiedlichster Produkte zum Beispiel durch
„Flash-Chromatographie“. Es hat einen neutralen pH-Wert und einen Eisen- und
Chloridgehalt unter 0,02 %. Das ebenfalls untersuchte gebrochene Kieselgel
LiChroprep ist für präparative Hochleistungstrennungen geeignet. LiChroprep
Kieselgele sind besonders eng klassierte Sorbentien für die
Hochleistungsflüssigkeitschromatographie. Das Handelsprodukt LiChrosorb besteht
ebenfalls aus total porösen, gebrochenen Teilchen, die auch eine enge
Größenverteilung aufweisen und deren routinegerechte Reproduzierbarkeit allerdings
nur durch Großansätze der Chargen gewährleistet wird. Ebenfalls total porös und eng
klassiert, jedoch kugelförmig sind schließlich die Teilchen des Kieselgels LiChrospher.
Sie haben eine hohe Stabilität, sind einfach füllbar mit optimaler Packungsdichte und
sehr guter Permeabilität [108]. Die aufgeführten Oberflächengrößen entsprechen den
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
14
vom Hersteller angegebenen Werten. Die Belegung der Kieselgeloberfläche mit
Silanolgruppen beträgt laut Hersteller für jedes der verwendeten Kieselgele 8,3
µmol/m2.
Die in der Elementaranalyse erhaltenen Werte für den Kohlenstoffgehalt der
modifizierten Kieselgele und die daraus berechneten Belegungen der Kieselgele mit
Spacermolekülen stimmen mit den Ergebnissen anderer Arbeitsgruppen überein [76,
77, 83 - 85]. Die - gemessen an der Menge der reaktiven Silanolgruppen auf der
Oberfläche - nur geringe Belegung der Kieselgele wird mit der sterischen
Beanspruchung der zu fixierenden Gruppen erklärt. Nach Brust et.al. [85] beträgt der
Platzbedarf der 3-Aminopropylkette ca. 55 Å2, so daß keine vollständige Belegung
aller vorhandenen Silanolgruppen mit dem Spacer gelingen kann. Das Spacermolekül
ist zudem in der Lage, sowohl eine einfache, aber auch eine doppelte oder dreifache
Bindung zur Kieselgeloberfläche auszubilden. Nach Untersuchungen von Engelhardt
[84] bildet das Spacermolekül im Durchschnitt 1,8 Bindungen aus. Die Verwendung
trifunktioneller Silane führt bei der anschließenden Hydrolyse bei der Reinigung des
Kieselgels zur Bildung neuer aktiver Hydroxylgruppen aus den verbliebenen
Ethoxygruppen des Silans (siehe Abb. 3).
Abb. 3 Mögliche Spezies auf der Oberfläche eines Aminopropyl-modifizierten
Kieselgels nach Albert et. al. [86]
Si
O-
Si
O-
Si
O
Si
Si
O
SiOO O
HSi
Si
O
CC
CC
CC
NH3+NH2
OC
CC
C
C
NH3+
Si
O
Si
OSi
C C
CC
C
NH2
Si
O
H
H2
H3
H2
H2
H2
H2
H3
H2
H2H2
H2
H2H2
H2
H2
H2
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
15
Um festzustellen, inwieweit die auf dem spacermodifizierten Kieselgel vorhandenen
reaktiven Zentren die Boraufnahme beeinflussen, wurde in einem Batch-Versuch die
entsprechende Boraufnahme einer so modifizierten Kieselgelphase (Kieselgel Si 60, 40
- 63 µm) untersucht. Um die Untersuchungen mit bereits früher im Arbeitskreis
durchgeführten Arbeiten [111] vergleichen zu können, wurden identische Bedingungen
eingehalten. Dafür wurden dreimal je 100 mg des spacerfixierten Kieselgels Si 60 in
25 mL einer natriumphosphatgepufferten Lösung mit pH 7,8 und 0,2 mg/L B für eine
Stunde geschüttelt. Die Lösungen wurden anschließend abfiltriert und der Borgehalt
mit Azomethin-H als Reagenz entsprechend der Versuchsvorschrift ermittelt [17]. Es
konnte keine Abnahme der Borkonzentration festgestellt werden.
2.1.1 Fixierung des Catechols
Die Fixierung des Catechols erfolgte im Arbeitskreis Haupt bisher durch die Reaktion
des 2,3-Dimethoxybenzoesäurechlorids bzw. des 2,3-Dioxosulfinylbenzoylchlorids mit
der Aminfunktion des Spacers [87]. Eine Modifikation dieser Reaktion war die
Bildung der Amidbindung aus dem Amin und der 2,3-Dimethoxybenzoesäure mit
Hilfe von Dicyclohexylcarbodiimid [79]. Als weitere Verbesserung wurden
Trimethylsilylether als Schutzgruppe in das Catechol eingeführt. Die Silylierung der
eingesetzten 2,3-Dihydroxybenzoesäure erfolgte nach einem Verfahren von Welsch
und Frank [88]. Anschließend wurde der entstandene 2,3-Bis(trimethylsilylether)-
benzoesäuretrimethylsilylester mit Thionylchlorid entsprechend der Methode von
Weitl und Raymond zum Säurechlorid umgesetzt (s. S. 80) [89].
Zur Fixierung des Catechols wurde eine Amidbindung geknüpft. Dazu wurde das
spacermodifizierte Kieselgel mit dem Säurechlorid in Triethylamin als Lösungsmittel
und Protonenfänger umgesetzt. Da die Spacergruppe verknüpft mit dem Catechol einen
Platzbedarf von ca. 300 Å2 besitzt [85], kann nur ein Teil der Spacermoleküle mit dem
Catechol verknüpft werden. Die Aminfunktionen der nicht umgesetzten Spacergruppen
sollten das Anreicherungsverhalten der Festphase nicht stören, da Borsäure als harte
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
16
Lewissäure die ebenfalls harte Lewissäure Wasser der Aminfunktion vorzieht. Zudem
zeigten die Voruntersuchungen keinen Einfluß des spacerfixierten Kieselgels auf die
Borkonzentration von wäßrigen Lösungen (s. S. 15).
SiOSiCH2CH2CH2NH
C
O
O O
H H
Abb. 4 Struktur der funktionellen Gruppe
Bei der Fixierung des mit Trimethylsilylgruppen geschützten Catechols an die
Aminfunktionen des spacermodifizierten Kieselgels ist ein weiterer Reaktionsschritt
zur Entfernung der Schutzgruppen des Catechols nicht mehr notwendig, da bei der
Aufarbeitung des Kieselgels nach dieser Catecholfixierung die Trimethylsilylgruppen
abgespalten werden. Dieses bedeutet eine Verbesserung gegenüber dem Einsatz von
Methylgruppen als Schutzgruppen, da zu ihrer Entfernung eine anschließende
Umsetzung des catecholmodifizierten Kieselgels mit Bortribromid erfolgte [77, 79,
87]. Bei der Aufarbeitung dieses Reaktionsschrittes entstand Borsäure, die sofort mit
den Catecholgruppen reagierte, so daß eine aufwendige Waschprozedur zur Reinigung
des Kieselgels notwendig war. Die im Batch-Betrieb erreichten Boraufnahmen in
Tabelle 2-2 entsprechen den nach dem neuen Verfahren modifizierten Kieselgelen.
Um eine Gegenüberstellung zu ermöglichen, ist das beste Ergebnis der Boraufnahme
nach dem zuvor verwendeten Verfahren [77, 79, 87] mit angegeben. Ebenfalls wurde
die Untersuchung der Boraufnahme der kommerziell erhältlichen Festphase IRA-743
nach dem gleichen Verfahren wie unten beschrieben durchgeführt, da es als Material
für die selektive Boranreicherung angeboten wird.
Zur Untersuchung der Boraufnahme der dargestellten Kieselgelmodifikationen wurden
wiederum dreimal je 100 mg der Festphase für 1 h in 25 mL einer Lösung mit 0,2
mg/L B geschüttelt (vgl. Kap. 2.1). Für diese Lösungen wurden 20 mL Borlösung mit
0,25 mg/L B mit 5 mL Natriumphosphat-Pufferlösung (100 mmol/L Na2HPO4)
gemischt, so daß die erhaltenen Lösungen einen pH-Wert von 7,8 aufwiesen. Nach
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
17
Beendigung der Schüttelzeit wurden die Lösungen abfiltriert und mit Azomethin-H als
Reagenz entsprechend der Vorschrift der Borgehalt der Lösungen ermittelt.
Aus den ermittelten Boraufnahmen läßt sich weiterhin nach Crompton [90] mit der
folgenden Gleichung das Verteilungsverhältnis für das jeweilige Kieselgel errechnen.
Konzentration des Bors auf dem Kieselgel (mol pro g)
Konzentration des Bors in der Lösung (mol pro mL)
Kd=
Gl. 4
Die erhaltenen Werte sind in der folgenden Tabelle 2-2 aufgeführt.
Tab. 2-2 Boraufnahme der catecholmodifizierten Kieselgele im stationären
Betrieb, 100 % entsprechen insgesamt 10 µg B
Kieselgel Boraufnahme
[%]
Standardabweichung
aus je 5 Versuchen
Kd
Kieselgel Si 60 88,2 % 2,19 % 1969
LiChroprep Si 60 56,1 % 1,10 % 319
LiChrosorb Si 100 46,9 % 0,85 % 221
LiChrospher Si 100 79,8 % 0,72 % 988
Kieselgel Si 60 1) 41,8 % 9,27 % 180
IRA-743 72,8 % 4,48 % 669
Kieselgel Si 60 2) 89,2 % 4,23 % 2065
1) nach Mingalyov modifiziert
2) durch Amidbindung mit DCC und Schutzgruppenabspaltung mit Bortribromid
dargestellt [77, 79, 87]
Die höchste Boraufnahme wurde mit dem Kieselgel Si 60 (40 - 63 µm) erreicht. Die
Verwendung der für die Hochleistungschromatographie geeigneten Kieselgele
erbrachte bei der untersuchten Boranreicherung im Fall von LiChroprep Si 60 (40 - 63
µm) und LiChrosorb Si 100 (10 µm) keine Verbesserung. Im Gegensatz dazu zeigt das
sphärische Kieselgel LiChrospher Si 100 (20 µm) eine beinahe ebensogute
Boraufnahme wie das Kieselgel Si 60 mit den höchsten erreichten Aufnahmewerten.
Die nach dem Verfahren von Mingalyov et. al. dargestellte Festphase zeigt nur eine
geringe Fähigkeit zur Boraufnahme. Die Methode stellt somit keine Verbesserung der
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
18
bisherigen Modifikation dar und findet bei den nachfolgenden Untersuchungen keine
weitere Anwendung.
Die erreichten Boraufnahmen mit dem nach dem hier beschriebenen Verfahren
modifizierten Kieselgel Si 60 entsprechen den Werten, die nach dem bisher im
Arbeitskreis angewendeten Verfahren erreicht wurden (Tab. 2-2). Die erreichte
Boraufnahme liegt im Fall von Kieselgel Si 60 und LiChrospher Si 100 über den
erzielten Werten der Vergleichsphase Amberlite IRA-743.
Die Belegung der Festphase mit Catecholen kann nicht mehr aus der Hemetsberger-
Gleichung berechnet werden, da aufgrund des Platzbedarfs des Catechols nicht alle
Spacermoleküle mit Catechol belegt werden können und somit zusätzlich zu den
catecholgebundenen Spacermolekülen auch weiterhin ungebundene Spacerfunktionen
vorhanden sind. Die Hemetsberger-Gleichung berücksichtigt ihrerseits nur eine
Spezies auf der Kieselgeloberfläche. Daher wurde eine Gleichung zur Berechnung des
Catecholanteils auf der Festphase erstellt, um die absolute Belegung anzugeben [138].
Grundlage der folgenden Berechnungen sind die Ergebnisse aus der Elementaranalyse.
% C = 100 ⋅ mC / mSi Gl. 5
Für spacerbelegtes Kieselgel gilt: mC = mSp
Für catecholbelegtes Kieselgel gilt: mC = mSp + mCat
mSp = Mm ⋅ CSp ⋅ nSp Gl. 6
mCat = Mm ⋅ CCat ⋅ nCat Gl. 7
mit
mC = gesamte Masse des Kohlenstoffs
mSi = Masse des Kieselgels
mSp = Masse des Kohlenstoffs im Spacermolekül
mCat = Masse des Kohlenstoffs im Catecholmolekül
Mm = Molmasse des Kohlenstoffs
nSp, nCat = Stoffmenge der Spacer-, Catecholmoleküle
CCat, CSp = Zahl der Kohlenstoffatom im Catechol-, Spacermolekül
%CCat, %CSp = gesamter Kohlenstoffgehalt aus der Elementaranalyse
X = Verhältnis der Stoffmengen von Spacermolekülen zu Catecholmolekülen
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
19
Die Gleichungen für das spacerfixierte und das korrespondierende catechol-
modifizierte Kieselgel werden in die Gleichung 5 eingesetzt. Da der prozentuale
Kohlenstoffgehalt auf die Masse bezogen ist, können die beiden resultierenden
Gleichungen miteinander ins Verhältnis gesetzt werden. Die erhaltene Gleichung wird
aufgelöst, so daß sich daraus das Verhältnis aus Stoffmenge des Spacers zu Stoffmenge
des Catechols ergibt.
% Ccat / % CSp = [Mm ⋅ (CSp ⋅ nSp + Ccat ⋅ nCat) ⋅mSi] / [mSi ⋅ Mm ⋅ CSp ⋅ nSp]Gl. 8
nSp / nCat = [CCat : CSp] / [(%CCat : %CSp) - 1] = X Gl. 9
nCat = nSp / X Gl. 10
Aus diesen Gleichungen läßt sich die Belegung der Festphase mit Catecholen in
mmol/g errechnen, wobei folgende Werte erhalten werden (Tab. 2-3):
Tab. 2-3 Belegung der modifizierten Kieselgele mit Catechol
Kieselgel CSp [%] Ccat [%] XnCat [mmol/g]
Kieselgel Si 60
40 - 63 µm
5,97 7,54 8,87 0,16
LiChroprep Si 60
40 - 63 µm
5,54 7,10 8,29 0,19
LiChrosorb Si 100
10 µm
5,79 6,67 15,35 0,11
LiChrospher Si 100
20 µm
4,74 5,97 8,99 0,15
Aus den Daten der Tabellen 2-2 und 2-3 ist ersichtlich, daß die dargestellten
Festphasen mit der höchsten Boraufnahme (Kieselgel Si 60, LiChrospher Si 100) nicht
diejenigen mit der höchsten Belegung an Catechol sind. Es zeigt sich deutlich, daß die
Konzentration an funktionellen Gruppen auf dem Kieselgel nicht allein für die
Boraufnahme ausschlaggebend sein kann. Wenn ein solcher Ionenaustausch im Batch-
Verfahren ausgeführt wird, beginnt die Austauschreaktion sofort bei Zugabe des
Kieselgels zu der Lösung. Es vergeht jedoch eine gewisse Zeit, bis der
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
20
Gleichgewichtszustand erreicht ist. Die Untersuchung solcher Reaktionen zeigt, daß
die Austauschraten von System zu System wechseln. Dabei kann die Halbwertszeit der
Gleichgewichtseinstellung von Sekundenbruchteilen bis zu Tagen oder in Extremfällen
Monaten betragen. Nach Untersuchungen von Crompton [90] führen die folgenden
Faktoren im allgemeinen zu einer Erhöhung der Reaktivität:
(a) eine kleine Partikelgröße der Festphase,
(b) eine effiziente Mischung der Festphase mit der Lösung,
(c) eine hohe Konzentration der Lösung,
(d) eine hohe Temperatur,
(e) Größe/Radius, Ladung und Hydratisierung der Ionen.
Solche Ionenaustauschreaktionen sind meist langsamer als Reaktionen zwischen
Elektrolyten in Lösung. Diese Verzögerungen können zufriedenstellend mit der
größeren Zeit erklärt werden, die notwendig ist, damit die Ionen aus der umgebenden
Lösung zu den funktionellen Gruppen der Festphase diffundieren können. Der
Austausch ist somit eine Transport-kontrollierte Reaktion. Von den aufgeführten
Faktoren erleichtern (a) bis (e) den Transport der Ionen zu den funktionellen Gruppen
der Festphase.
Die Boraufnahmen der modifizierten Kieselgele sind nicht von vorhandenen
Partikelgrößen abhängig. Die Verwendung sehr feinkörniger Kieselgele wie
LiChrosorb Si 100 (10 µm) führt zu keinem verbesserten Ergebnis. Die Faktoren (c)
bis (e) sind für alle Kieselgele in den Batch-Untersuchungen gleich. Die guten
Ergebnisse der verwendeten Festphasen Kieselgel Si 60 und LiChrospher Si 100
ergeben sich aus einer sehr guten Verteilung der catecholischen Festphase in der
wässrigen Borsäurelösung. Bei diesen Festphasen ist bei Zugabe des Kieselgels zu der
Lösung weder ein Aufschwimmen noch ein Zusammenballen des Kieselgels zu
beobachten, wie es bei der weniger polaren Festphase LiChroprep Si 60 festzustellen
war.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
21
2.1.2 Endcapping des Kieselgels
Verschiedene Autoren [74, 83, 85, 88, 91] stellen eine Verschlechterung der
Trennleistungen modifizierter Kieselgele durch freie Silanolgruppen fest, da diese mit
allen Verbindungen interagieren können, die in der Lage sind, sie zu erreichen. Die
Reaktivität und Acidität der freien Silanole kann bei chromatographischen Arbeiten zu
einer unvorhersehbaren Änderung der Retentionszeit oder zur Verbreiterung des
Signals einer zu untersuchenden Substanz führen, da durch Wechselwirkungen der
freien Silanole sowohl mit dem Lösemittel als auch mit dem Analyten die Spezifität
des modifizierten Kieselgels herabgesetzt wird. Um diese Nachteile zu umgehen, wird
von vielen Autoren ein Endcapping der verbliebenen freien Silanole vorgeschlagen.
Dazu wird das Kieselgel nach der Spacerfixierung mit einem Silylierungsreagenz
umgesetzt, um den Wasserstoff der freien Silanole durch Trimethylsilylgruppen zu
ersetzen. Als Silylierungsreagenzien werden überwiegend Hexamethyldisilazan und
Trimethylchlorsilan verwendet. Die Mischung aus dem Kieselgel und dem Reagenz
wird unter Rückfluß gekocht. Da das spacerfixierte Kieselgel zum Endcappen
eingesetzt wurde, wurde als Silylierungsreagenz Trimethylchlorsilan verwendet, da es
einen niedrigeren Siedepunkt als Hexamethyldisilazan besitzt. Anschließend an diese
Umsetzung erfolgte wie bei den anderen Kieselgelen die Fixierung des Catechols. Die
Boraufnahme des so modifizierten Kieselgels, die entsprechend den vorherigen
Untersuchungen in 25 mL einer Natriumphosphat-gepufferten Lösung mit 0,2 mg/L B
durchgeführt wurde, war geringer als bei dem entsprechenden Kieselgel ohne
Endcapping. Ein weiterer Einfluß auf die Boraufnahme und -elution konnte nicht
beobachtet werden.
Tab. 2-4 Boraufnahme des Kieselgels Si 60 mit und ohne Endcapping, 100%
entsprechen insgesamt 10 µg B
Kieselgel Si 60 (40 - 63 µm) Boraufnahme aus Batch-Versuchen
(N = 5)
ohne Endcapping 88,2 % ± 2,19 %
mit Endcapping 60,2 % ± 3,55 %
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
22
Die Kieselgeloberfläche wird durch die Behandlung hydrophober und damit schwerer
durch die wäßrigen Lösungen benetzbar, so daß der Kontakt der Borsäure mit den
Catecholen verringert wird. Bei der Fixierung des Spacers 3-Aminopropyl-
triethoxysilan reagieren vor allem die stärker aciden isolierten freien Silanolgruppen
auf der Kieselgeloberfläche mit dem Spacer. Die weniger reaktiven freien
Silanolgruppen, die Wasserstoffbrückenbindungen zu benachbarten Silanolen besitzen,
bleiben erhalten und werden beim anschließenden Endcapping in Trimethylsiloxane
überführt. Köhler et. al. [83] ermittelten, daß solche Gruppen der Festphasen nach dem
Endcapping durch Nachbargruppeneffekte hydrolyseempfindlich sind. Zusätzlich
wurde festgestellt, daß stets freie Silanolgruppen auf der Kieselgeloberfläche bestehen
bleiben. Selbst nach eigentlich quantitativem Endcapping konnten immer noch freie
Silanole nachgewiesen werden. Da sich bezüglich der Boranreicherung kein Vorteil für
ein Endcapping des Kieselgels ergab (Tab. 2-4), wird dieser Weg nicht weiter verfolgt.
2.2 29Si-Festkörper-NMR
Die 29Si-CPMAS-NMR-Spektroskopie hat in den letzten Jahren vermehrt Einzug in die
Charakterisierung von Kieselgelen sowie modifizierten Kieselgelen gehalten. Die
unterschiedlichen Umgebungen der verschiedenen Siliciumgruppierungen, die wie
folgt benannt werden, führen zu charakteristischen chemischen Verschiebungen im
NMR-Spektrum.
Es ergeben sich jedoch auch die typischen Probleme der NMR-Festkörper-
Spektroskopie: Für Einkristalle können zwar scharfe Signale erhalten werden, deren
chemische Verschiebung ihrer Orientierung im Feld entsprechen; für polykristalline
Proben erhält man hingegen einen Bereich chemischer Verschiebungen, verursacht
durch die Verteilung der Orientierungen. Diese ergeben ein breites Signal, wobei ein
Signal von 10 ppm hier schon als schmal gilt. In Feststoffen ergeben sowohl die Dipol-
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
23
Dipol-Kopplungen als auch die Anisotropie der chemischen Verschiebung eine
Winkelabhängigkeit, die sich mit 3 cos2θ - 1 beschreiben läßt. Mit θ = 54°44′ ergibt
sich 3 cos2θ - 1 = 0. Dieser Winkel entspricht dem magischen Winkel, um den die
Probe während der Messung rotiert (magic angle spinning, MAS) [93].
Eine weitere Verbesserung der Spektren durch eine Intensivierung der Anregung erhält
man durch “cross polarization“ (CP), so daß insgesamt CPMAS-Spektren gemessen
werden.
Abb. 5 Mögliche Spezies auf der Kieselgeloberfläche [92]
Für die unterschiedlichen Siliciumgruppierungen (s. Abb. 5) ergeben sich die
folgenden Signallagen in den Spektren:
Q2 ≈ 90 ppm (geminale Silanole)
Q3 ≈ 100,5 ppm (vicinale Silanole)
Q4 ≈ 109 ppm (Siloxane)
T1 ≈ 58 ppm
T2 ≈ 66 ppm
M ≈ 12,5 ppm
Diese Meßwerte stimmen mit den in der Literatur angegebenen Werten überein [86, 94
- 96]. Das große Interesse an der genauen Charakterisierung von modifizierten und
unmodifizierten Kieselgelen führte seitens J. Brosse und Mitarbeitern zu der
Entwicklung einer mathematischen Auswertung der erhaltenen NMR-Spektren [92].
Aufgrund der entwickelten Formeln kann eine annähernd quantitative Auswertung der
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
24
erhaltenen Daten erfolgen. Dabei muß jedoch berücksichtigt werden, daß nur 4,67 %
der vorhandenen Siliciumkerne NMR-aktiv sind [1]. Außerdem berücksichtigen die
Gleichungen nur die primäre Reaktion des Kieselgels mit dem Silan. Sekundäre
Reaktionen wie z. B. die Reaktionen zwischen benachbarten Alkoxygruppen oder
Hydrolysereaktionen fließen in die Berechnungen nicht mit ein, so daß die erhaltenen
Ergebnisse nur Hinweise geben können. Weiterhin können die erhaltenen Signale nur
mit angenäherten Gausskurven ausgewertet werden, wobei erschwerend hinzukommt,
daß die Signale miteinander oft überlappen, so daß die Genauigkeit der
Flächenauswertung erschwert ist. Dies zeigt sich auch im Vergleich der so erhaltenen
berechneten Ergebnisse mit den Daten aus der Elementaranalyse.
Tab. 2-5 Berechnete Belegung des modifizierten Kieselgels Si 60 (40 - 63 µm) aus
den Daten der 29Si-CPMAS-Spektren
in Salzsäure
gereinigtes
Kieselgel
Kieselgel Si 60
mit Spacer
Kieselgel Si 60
mit Spacer
und Catechol
Kieselgels Si 60
mit Spacer,
Endcapping
und Catechol
ΓOH(Q2) 1,06 ____ ____ ____
ΓOH(Q3) 7,24 3,9 (46) 5,16 (29) 3,45 (52)
ΓSilan (T1) ____ 1,6 (70) 1,0 (65) 1,4 (65)
ΓSilan (T2) ____ 1,4 (30) 1,07 (35) 1,52 (35)
ngraft ____ 2,3 1,54 2,16
ΓSilan M ____ ____ ____ 0,39
In der Tabelle 2-5 beschreiben ΓOH(Qx) und ΓSilan(Tx) die Konzentration der
Silanolgruppen im Kieselgel in µmol/m2. Die Zahlen in Klammern beschreiben in
Prozent den Anteil der Q2- und Q3-Gruppen die abreagiert haben, bzw. für T1 und T2
die prozentualen Verhältnisse dieser zwei Gruppierungen zueinander. ngraft beschreibt
die aus diesen Daten ermittelte Belegung des Kieselgels in µmol/m2.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
25
Die Daten wurden aus den 29Si-CPMAS-NMR-Spektren gewonnen. Dabei wurden die
Flächen aller Silanole (geminale, vicinale) und der Gruppierungen (T1, T2, M), die
zuvor als Silanol vorlagen, gleich den 8,3 µmol/m2 OH-Gruppen des reinen Kieselgels
gesetzt. Die Belegung des Kieselgels aus diesen Daten berechnet sich nach
ngraft = ΓSilan (T1) + ½ ΓSilan (T2) Gl. 11
Aus dem NMR-Spektrum des eingesetzten Kieselgels Si 60 (40 - 63 µm) wird
ersichtlich, daß die Festphase vorzugsweise aus vicinalen Silanolen besteht. Dazu
kommen eine wesentlich kleinere Anzahl geminaler Silanole und die Siloxane. Aus
den folgenden Spektren läßt sich entnehmen, daß bei der Fixierung des Spacers auf der
Kieselgeloberfläche nur ein oder zwei funktionelle Gruppen des Spacers mit den
Silanolen reagiert haben. Dies sind in erster Linie geminale Silanole, die sich nach der
Spacerfixierung nicht mehr im Kieselgel nachweisen lassen. Gleichzeitig ist der Anteil
der Siloxane stark angestiegen, entsprechend der mit dem Spacer umgesetzten
vicinalen Silanole. Durch die Umsetzung mit dem Catechol steigt der Anteil der
vicinalen Silanole, bei sinkender Belegung mit T1- und T2-Gruppen, wieder an.
Gleichzeitig ist der Anteil an Siloxanen gesunken. Als Ursache für diesen Verlauf ist
denkbar, daß das Catechol entweder in der Lage ist, Siloxane zu vicinalen Silanolen zu
spalten, oder daß es einen Teil der Spacergruppen wieder vom Kieselgel ablösen kann.
Als weitere Möglichkeit muß auch die Hydrolyse von Spacergruppen bei den sich
anschließenden Reinigungsschritten in Betracht gezogen werden.
Nach dem Endcapping der Festphase bleibt der hohe Anteil an Siloxanen und die
Belegung des Kieselgels mit dem Spacer nahezu unverändert erhalten. Die erfolgreiche
Umsetzung des Kieselgels mit Trimethylchlorsilan läßt sich anhand des im NMR-
Spektrum vorhandenen typischen Signals für die Trimethylsilylgruppierung feststellen.
Da das Endcapping einen Reinigungsschritt mehr nötig macht, kann Hydrolyse bei der
Aufarbeitung als Ursache für die starke Abnahme der Belegung nicht ausschlaggebend
sein. Durch die Belegung der freien Silanole mit Trimethylsilylgruppen ist die
Oberfläche dieses Kieselgels weitgehend abgeschirmt. Dadurch wird ein Zugang zur
Oberfläche durch das mit dem Spacer verknüpfte Catechol wirksam blockiert. Bei der
Festphase ohne Endcapping nimmt bei der Reaktion mit Catechol die Anzahl der
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
26
einfach fixierten Spacergruppen stärker als die der zweifach gebundenen ab. Nach den
Ergebnissen der NMR-Untersuchungen scheint demzufolge das Catechol in der Lage
zu sein, die Spacergruppen von der Kieselgeloberfläche zu verdrängen.
2.2.1 Vergleich der Belegungsdaten
Es wurden drei verschiedene Methoden angewandt, um die Belegung der modifizierten
Kieselgele zu ermitteln: Elementaranalyse, die Adsorption von Methylrot aus
benzolischer Lösung (Kap. 3.1) und 29Si-Festkörper-NMR-Untersuchungen. Mit der
Methylrotadsorption und der NMR-Untersuchung konnte dabei jede
Modifikationsstufe des Kieselgels untersucht werden. Stellvertretend für die
unterschiedlichen eingesetzten Kieselgele wurden die erhaltenen Daten für Methylrot
und die Elementaranalyse nur für das Kiesegel Si 60 angegeben, da die untersuchten
Kieselgele sich alle ähnlich verhalten. Es wurden die folgenden Daten für das
Kieselgel Si 60 (40 - 63 µm) ermittelt:
Tab. 2-6 Vergleich der erhaltenen Daten für Kieselgel, jeweils für 1 g Kieselgel
berechnet
Kieselgel-
modifikation
Methylrot-
adsorption
Belegung nach
29Si-Festkörper-
NMR
Belegung nach
Hemetsberger
unmodifiziert 4,77 µmol
Methylrot
______ ______
Spacer 2,66 µmol
Methylrot
1,16 mmol 1,40 mmol
Spacer und
Catechol
1,58 µmol
Methylrot
0,76 mmol 1,56 mmol
Spacer, Catechol
und Endcapping
0,62 µmol
Methylrot
1,08 mmol 2,20 mmol
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
27
Die Ergebnisse aus der Adsorptionsuntersuchung des Methylrots können nur die
abnehmende Polarität der Oberfläche der untersuchten Kieselgele anzeigen, da das
Methylrot an allen polaren Funktionalitäten der Oberfläche anbindet. Die höchste
Polarität zeigt erwartungsgemäß das nicht modifizierte Kieselgel. Auf der Oberfläche
dieses Kieselgels befinden sich 4,15 mmol/g freie Silanolgruppen, die Methylrot
adsorbieren können (vgl. Abb. 2). Durch Belegung der Kieselgeloberfläche mit
Spacermolekülen verringert sich die Polarität (vgl. Abb. 3), so daß das Kieselgel nur
noch 56 % der zuvor ermittelten Methylrotaufnahme erreicht. Nach der Fixierung des
Catechols nimmt die Adsorption von Methylrot trotz der polaren Hydroxygruppen des
Catechols weiter ab. Das an den Spacer fixierte sperrige Catechol (ca. 300 Å2)
vermindert den Zugang der Kieselgeloberfläche für Methylrot. Dieser Effekt wirkt sich
stärker aus, als die Zunahme polarer Hydroxygruppen. Nach dem Endcapping der
Kieselgeloberfläche und somit der Minimierung der Anzahl der freien Silanolgruppen
auf dem Kieselgel, wird die geringste Methylrotadsorption festgestellt. Die
Indikatormoleküle können nunmehr bis auf wenige verbliebene freie Silanolgruppen
nur noch mit den Hydroxygruppen des Catechols reagieren.
Die Untersuchung der Kieselgelmodifikationen mit der 29Si-CPMAS-Festkörper-NMR,
die nur für das Kieselgel Si 60 erfolgte, konnte quantitativ nur die ungefähre Belegung
des Kieselgels mit Spacermolekülen und die Bildung von Trimethylsiloxanen durch
das Endcapping belegen (vgl. Kap. 2.2). Der Umfang der Fixierung der Catechole auf
der spacermodifizierten Festphase ließ sich nur durch die Umrechnung der aus der
Elementaranalyse erhaltenen Daten und durch die Ermittlung der
Boraufnahmefähigkeit der hergestellten Festphase ermitteln (vgl. Kap. 2.1.1). Durch
die Daten der Elementaranalyse kann auch besser als durch die NMR-Daten die
Zunahme der Oberflächenbelegung des Kieselgels durch das Endcapping bestimmt
werden (siehe Tabellen 2-1 und 2-3).
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
28
2.3 Untersuchung der Eigenschaften des modifizierten Kieselgels
Für die Untersuchung der Eigenschaften der catecholmodifizierten Kieselgele wurde
stellvertretend das Kieselgel Si 60 (40 - 63 µm) verwendet. Diese Festphase zeigte
nach einer umfangreichen Reihe von Voruntersuchungen die höchste Boraufnahme
und wird daher bei den nachfolgenden Messungen ausschließlich eingesetzt .
2.3.1 pH-Abhängigkeit der Boraufnahme und -elution
Für die Ermittlung der pH-Abhängigkeit der Boraufnahme durch das
catecholmodifizierte Kieselgel wurden Batch-Untersuchungen durchgeführt [128], für
welche je 50 mL einer Lösung von 10 mg/L B mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure versetzt
und mit 2 mol/L Ammoniaklösung auf den gewünschten pH-Wert zwischen 3 und 9
eingestellt wurden. Die Lösungen mit einem pH-Wert von 1 und 2 wurden nur mit 1
mol/L Salzsäure eingestellt. Diese Lösungen wurden mit jeweils 100 mg des
catecholmodifizierten Kieselgels versetzt und insgesamt 24 h geschüttelt. Nach 15 min,
30 min, 1 h, 2 h, 4 h und 24 h wurden Proben entnommen und der Borgehalt mit
Azomethin-H bestimmt. Die Untersuchungen ergaben folgendes Ergebnis (Abb. 6):
Die Zunahme der Sorption des Bors mit steigendem pH-Wert ergibt sich aus der
bevorzugten Reaktion des Catechols mit dem Tetrahydroxyboratanion (vgl. Kap. 2).
Die Konzentration dieses Boratanions in der wässrigen Lösung ist ebenfalls pH-
abhängig und steigt mit zunehmendem pH-Wert. Die Verwendung hoher pH-Werte zur
Sorption des Bors auf der Festphase ist jedoch durch die Amidbindung, die zur
Fixierung des Catechols an dem Spacer dient, eingeschränkt. Substituierte Amide
können leicht hydrolysiert werden [124]. Bereits bei pH 9 wurde eine Gelbfärbung der
erhaltenen Lösungen festgestellt. Die massenspektrometrische Untersuchung ergab,
daß die Lösungen 2,3-Dihydroxybenzoesäure enthielten. Bei einem Wert von pH 8
hingegen ist keine 2,3-Dihydroxybenzoesäure in den Lösungen nachzuweisen.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
29
0 20 21 22 23 24
0
20
40
60
80
pH 1
pH 2
pH 3
pH 4
pH 5
pH 6
pH 7
pH 8
pH 9
Boraufnahme [%]
Zeit [h]
Abb. 6 pH-Abhängigkeit der Boraufnahme des catecholmodifizierten Kieselgels
Jeweils 50 mL einer Lösung von 10 mg/L B werden mit Salzsäure und Ammoniak auf
pH-Werte von 1 bis 9 eingestellt und mit 100 mg modifiziertem Kieselgel geschüttelt.
Die Untersuchung des Elutionsverhaltens der Borsäure von dem catecholmodifizierten
Kieselgel erfolgte ebenfalls in Batch-Untersuchungen [129]. Zunächst wurden je 100
mg des Kieselgels mit 20 mL einer Lösung mit insgesamt 1 mg B bei einem pH-Wert
von 8 für 2 h geschüttelt. Das Kieselgel wurde über einen Faltenfilter abfiltriert. Durch
mehrfaches Spülen des Schüttelgefäßes und des Filters wurde nicht-sorbiertes Bor
möglichst quantitativ in einen 100 mL Meßkolben überführt. Nach dem Auffüllen des
Meßkolbens wurde der Borgehalt der Lösung bestimmt und dadurch die Boraufnahme
des Kieselgels ermittelt. Die Elutionsuntersuchungen erfolgten durch das Überführen
der Proben in jeweils 50 mL verschiedener Lösungsmittel, die auf ihr
Elutionsverhalten hin untersucht werden sollten, und Schütteln der Ansätze über 4 h.
Nach 30 min, 1 h, 2 h, 3 h und 4 h wurden Proben entnommen und der Borgehalt der
Lösung bestimmt.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
30
0 1 2 3 4
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
B
C
D
E
F
G
H
I
Bor auf Kieselgel (%)
Elutionszeit in Stunden
Abb. 7 Desorption von Borsäure durch verschiedene Lösungsmittel (Die mit Bor
angereicherten Kieselgelproben werden in je 50 mL der verschiedenen Lösungsmittel
überführt und diese Mischungen für insgesamt 4 h geschüttelt)
B: Wasser
C: 0,1 mol/L HCl
D: 0,5 mol/L HCl
E: 1 mol/L HCl
F: Methanol
G: 1 mol/L HCl, Methanol/Wasser 1:1 (v/v)
H: 1 mol/L HCl, Methanol/Wasser 4:1 (v/v)
I: Wasser mit NH3 auf pH 9 eingestellt
Die Untersuchungen zeigen, daß eine wäßrige 1 molare Salzsäure die besten
Ergebnisse erbringt (siehe Tab. 3-3). Obwohl der Einsatz von Methanol in
Borlösungen zu einer Verbesserung der Nachweisgrenze mit der FAES führt, ergeben
die Elutionsuntersuchungen der methanolischen Lösungen (F, G, H) für die Elution der
Borsäure keine Eignung. Die nachträgliche Zugabe von Methanol zur Erhöhung des
Meßsignals bei der FAES-Bestimmung führt aufgrund der Verdünnung der Lösung
ebenfalls zu keiner Verbesserung.
Für die Versuche im dynamischen Betrieb wurden die Lösungen mit 2 mL pro Minute
über die Säule gepumpt. Bei Durchflußgeschwindigkeiten ab 2,4 mL pro Minute
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
31
verringert sich die Sorptionsrate des Kieselgels, so daß auch die Wiederfindung
geringer wird.
Tab. 2-7 Boraufnahme im dynamischen Betrieb bei verschiedenen Flußraten
Je 50 mL einer Lösung mit 0,25 mg/L B wurden über eine Säule mit 200 mg
modifiziertem Kieselgel geleitet. Die adsorbierte Borsäure wurde mit 1 mL 1 molarer
Salzsäure eluiert und ihre Konzentration und die des Effluats mit Azomethin-H nach
[17] bestimmt.
Flußrate [mL/min] Boraufnahme [%]
1,0 99,9
1,5 100,1
2,0 99,9
2,2 97,8
2,4 91,2
Bei der Untersuchung von Standardlösungen (wäßrige Borlösungen) ließ sich eine
Säule für 25 Anreicherungen verwenden, ohne daß eine Verschlechterung der
Anreicherung festgestellt werden konnte (siehe Abb. 8).
Das Elutionsvolumen betrug 1 mL. Die Messungen zur Ermittlung des
Elutionsvolumens zeigen, daß mit 1 mL 1 molarer Salzsäure bis zu 250 µg auf dem
catecholmodifizierten Kieselgel sorbiertes Bor vollständig von der Festphase eluiert
werden kann (siehe Abb. 9). Die Verwendung größerer Volumina ist nur bei der
Bestimmung der maximalen Kapazität des Säulenmaterials notwendig.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
32
0 10 20 30 40 50
0
20
40
60
80
100
Wiederfindung der Borsäure [%]
Anzahl der Anreicherungscyclen
Abb. 8 Wiederholte Anreicherung von Bor (50 mL wäßrige Lösung mit 0,25
mg/L B) und anschließende Elution mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure auf einer Säule mit
200 mg modifiziertem Kieselgel
0 5 10 50 100 150 200 250
0
20
40
60
80
100
Bor im Eluat [%]
Bor auf Kieselgel [µg]
Abb. 9 Wiederfindung der Borsäure im Eluat als Funktion sorbierter Borgehalte
(Säule mit 200 mg modifiziertem Kieselgel, Elutionsvolumen: jeweils 1 mL 1mol/L
Salzsäure)
Da in den zu untersuchenden Wasserproben nur geringe Borkonzentrationen zu
erwarten sind [5], bis maximal 0,5 mg/L im Ablaufwasser der Kläranlage, sollte ein
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
33
Elutionsvolumen von 1 mL für die Untersuchung von Realwasserproben ausreichend
sein. Die Vergrößerung des Elutionsvolumens würde zu einem geringeren
Anreicherungsfaktor bei gleichem Probenvolumen führen. Daher sollte das
Elutionsvolumen nicht zu groß gewählt werden.
Die Ermittlung der nutzbaren Kapazität wurde mit einer Säule mit 200 mg des
modifizierten Kieselgels durchgeführt. Es wurden dreimal jeweils 20 mL einer Lösung
mit 100 mmol/L B, die einen pH-Wert von 8 hatte, über die Säule gegeben und mit 2
mL 1 mol/L Salzsäure eluiert. Die Bestimmung der Borsäurekonzentration des Eluats
ergab unter diesen Bedingungen eine Borsorption von 0,65 mmol/g
catecholmodifiziertem Kieselgel. Die Desorption mit 2 mL 1 mol/ Salzsäure ist
vollständig, in weiteren 2 mL 1 mol/L Salzsäure, die über die Säule geleitet wurden,
kann keine Borsäure mehr nachgewiesen werden.
Die noch folgenden Untersuchungen [Kap. 2.3.2] zu Störungen der FAES-Messung
zeigen, daß für die Bestimmung der Borsäurekonzentration mit der Flammen-
Atomemissionsspektrometrie der zusätzliche Einsatz eines Ionenaustauschers
notwendig ist, da ein Großteil der in Realwasserproben aus Gewässern enthaltenen
Metallkationen zu einer Beeinflussung der FAES-Messung führt. Aufgrund des
Austausches der Kationen gegen Protonen wird der pH-Wert der zu untersuchenden
Lösungen erniedrigt. Daher können die so erhaltenen Lösungen nicht direkt zur
Sorption der Borsäure über die Festphase gegeben werden, sondern es muß ein Puffer
verwendet werden. Der bisher eingesetzte Puffer Natriumhydrogen-phosphat kann
aufgrund der erhaltenen hohen Konzentration von Natriumionen im Eluat nicht
verwendet werden, da diese bei einer anschließenden Bestimmung der
Borkonzentration mit der Flammen-Atomemissionsspektrometrie zu einer starken
Beeinflussung des Meßsignals führen.
Es wurden folgende Puffersysteme eingesetzt:
• Einstellen des pH-Wertes der Lösung mit verdünnter Ammoniaklösung auf pH 8.
• 0,1 mol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak auf 1 Liter, pH 8,25.
• 0,1 mol di-Ammoniumhydrogenphosphat, 4 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz auf 1
Liter, pH 8,4.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
34
• 0,2 mol di-Ammoniumhydrogenphosphat, 0,1 mol EDTA-di-Ammoniumsalz, 147
mmol Ammoniak auf 1 Liter, pH 8.
• 0,1 mol Ammoniumacetat, 4 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz, 147 mmol Ammoniak
auf 1 Liter, pH 8,1.
• 0,1 mol Ammoniak mit Salzsäure auf pH 8 eingestellt.
• 0,2 mol Tris-(hydroxymethyl-)aminomethan (TRIS), 0,1 mol EDTA-di-Ammonium-
salz auf 1 Liter mit 5 mol/L Salzsäure auf pH 8 eingestellt.
• 0,2 mol Triethanolamin, 0,1 mol EDTA-di-Ammoniumsalz auf 1 Liter mit 5 mol/L
Salzsäure auf pH 8 eingestellt.
Die zu untersuchenden Lösungen wurden auf 50 mL Probenlösung mit 5 mL
Pufferlösung versetzt. Die Puffersysteme mit Ammoniumacetat und Ammonium-
chlorid und die Einstellung des pH-Wertes mit Ammoniak führen zu einer schnellen
Kapazitätsabnahme der Säule, die sich bei der mehrmaligen Verwendung des
Säulenmaterials stark bemerkbar macht. Die Puffer mit TRIS und Triethanolamin
ergaben im Säulenversuch eine deutlich geringere Boraufnahme durch das
catecholmodifizierte Kieselgel. Die besten Ergebnisse wurden bei der Verwendung
von Phosphatpuffern, vor allem des höher konzentrierteren Puffers, erzielt.
Die Verwendung von Pufferlösungen führt allgemein zu einer starken Abnahme der
praktischen Kapazität des catecholmodifizierten Kieselgels auf etwa 0,06 mmol/g.
Dieser Effekt verstärkt sich noch in Säulenversuchen, wenn das Säulenmaterial vor der
Sorption des Bors mit der Pufferlösung konditioniert wird. Um die Boraufnahme durch
das modifizierte Kieselgel nicht weiter zu minimieren, wurde daher auf eine
Konditionierung mit der Pufferlösung verzichtet und das Säulenmaterial ausschließlich
mit bidestilliertem Wasser neutral gewaschen.
Zur Bestimmung der Durchbruchskurve einer Säule mit 200 mg catechol-
modifiziertem Kieselgel wurde eine Lösung mit 1 mg/L B hergestellt, die zu 10 %
einen Puffer aus 200 mmol di-Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-
Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak auf 1 Liter enthielt. Diese Lösung wurde
mit der ermittelten Durchflußgeschwindigkeit von 2 mL pro Minute durch die Säule
geleitet, wobei Proben von jeweils 5 mL aufgefangen und mit Azomethin-H ihr
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
35
Borgehalt bestimmt wurde. Die Messungen ergaben das folgende Ergebnis (siehe Abb.
10):
Die Graphik in Abb. 10 zeigt eine nahezu vollständige Boraufnahme bis zu 100 µg
Bor. Die so erhaltenen Daten bestätigen sich auch in den Sorptionsuntersuchungen, in
denen je 50 mL borhaltiger, phosphatgepufferter Lösungen über die Säule gepumpt
und anschließend mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure eluiert werden (siehe Abb. 11).
050 100 150 200
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Borkonzentration des Effluats [mg/L]
Volumen der Borlösung [mL]
Abb. 10 Durchbruchskurve einer Lösung mit 1 mg/L B durch eine Säule mit 200
mg catecholmodifiziertem Kieselgel. (Puffer: eine Lösung aus 200 mmol
Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol
Ammoniak auf 1 L)
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
36
0 1 2 3 4
0
50
100
150
200
Borkonzentration des Eluats [mg/L]
Borkonzentration der Probelösung [mg/L]
Abb. 11 Borsorption aus Lösungen verschiedener Borkonzentration auf einer
Säule mit 200 mg catecholmodifiziertem Kieselgel. (Puffer: aus 200 mmol
Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol
Ammoniak auf 1 L, Volumen: 50 mL)
Um eine möglichst vollständige Sorption der Borsäure und die Entfernung der
Matrixbestandteile zu erreichen, wurde das Säulenbett nach dem Überleiten der
Probelösung mit 5 mL verdünnter Pufferlösung gespült (Verdünnung: 10 mL
Pufferlösung auf 100 mL mit bidestilliertem Wasser aufgefüllt). [Das Totvolumen der
Säule beträgt 0,18 mL.] Für die Bestimmung des Sorptionsgrades wurde die
Borkonzentration aus den vereinigten Lösungen des Effluates und der Waschlösung
bestimmt. Bei Untersuchungen der Waschlösungen allein mit Azomethin-H konnte
kein Bor nachgewiesen werden, so daß sichergestellt ist, daß das Spülen nicht zu
einem Auswaschen adsorbierter Borsäure führt.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
37
2.3.2 Beeinflussung der Boraufnahme und -bestimmung durch Begleit-Ionen
Catecholmodifizierte Kieselgele wurden bereits früher im Arbeitskreis Haupt
dargestellt und auf ihre Fähigkeit hinsichtlich der Aufnahme von Schwermetallen
untersucht [87]. Aus diesen Arbeiten ergibt sich, daß das modifizierte Kieselgel in der
Lage ist, z. B. mit Chrom, Eisen, Vanadium, Molybdän, Titan oder Kupfer bei
neutralem pH-Wert zu reagieren. Dabei wirkt das Catechol oftmals als
Reduktionsmittel und wird selber zum Chinon reduziert, welches ebenfalls Kationen
komplexieren kann. Aus den Daten zur Wasser- und Abwasseranalyse kann man von
folgenden maximalen Werten an Metallionen in Wässern ausgehen [12]:
Tab. 2-8 Maximale Kationengehalte in Oberflächenwässern
Natrium 300 mg/L Eisen (vor allem zweiwertig) 5,5 mg/L
Kalium 0,4 mg/L Blei 2,0 mg/L
Lithium 0,1 mg/L Mangan 2,2 mg/L
Calcium 280 mg/L Kupfer 1,9 mg/l
Um den Einfluß dieser Ionen auf das Meßsignal zu ermitteln, wurden zunächst
Lösungen hergestellt, die 10 mg/L B und jeweils 1 mg/L eines Metallions enthielten.
Die Bestimmung der Lösungen mit der FAES bei den für die Bormessung verwendeten
Parametern ergab folgende Meßergebnisse:
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
38
123456789
0
2
4
6
8
10
12
14
analysierte Konzentration der Lösung [mg/L B]
B Mn Pb Cu Fe Li Na K Ca
Abb. 12 Einfluß von Begleitelementen auf die Borbestimmung mit FAES. Die
Lösungen enthielten 606 mg/l Phosphat [vgl. Kap. 2.3.2.1], 10 mg/L B und 1 mg/L des
jeweiligen Metallions.
Der in den Voruntersuchungen ermittelte Puffer aus di-Ammoniumhydrogenphosphat
und EDTA-di-Ammoniumsalz enthält bezogen auf die maximal zu erwartende
Konzentration an Metallionen, die durch EDTA komplexiert werden können (siehe
Tab. 2-8, Ca, Fe, Mn, Cu, Pb, Mg, Zn, Co, Ni, Ba, Cd), einen Überschuß von ca. 40
% EDTA in den gepufferten Lösungen. Mit den Werten aus Tabelle 2-8 wurden
Lösungen angesetzt, die jeweils eines der Kationen Natrium, Calcium, Eisen, Mangan
und Kupfer enthalten. Die Lösungen wurden mit 10 % Pufferlösung hergestellt und es
wurden je 50 mL über eine Säule mit 200 mg catecholmodifiziertem Kieselgel
gepumpt. Anschließend wurde die Festphase mit 5 mL Pufferverdünnung (10 mL
Puffer aus 200 mmol Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-
Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak auf 1 L, verdünnt mit bidest. Wasser auf
100 mL) gewaschen und mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure eluiert. Die so erhaltenen Eluate
wurden emissionsspektrometrisch analysiert:
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
39
1 2 3 4 5 6
0,0
0,5
1,0
1,5
Verhältnis der Kationenkonzentration vom
Eluat zur Sorptionslösung
Na Ca Fe(III) Fe(II) Mn Cu
Abb. 13 Verhältnis der Metallionenkonzentrationen aus eingesetzter Probelösung
und Eluat, die Lösungen wurden unter Zusatz von 5 mL Puffer (200 mmol
Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol
Ammoniak auf 1 L) auf 50 mL Probelösung hergestellt, die Metallsalzkonzentrationen
entsprechen den Angaben in Tab. 2-8
Trotz des großen Überschusses des Komplexierungsreagenzes EDTA in den
Probelösungen konnten die in den Lösungen vorhandenen Kationen nicht vollständig
ausgewaschen werden. Im Fall des dreiwertigen Eisens wird sogar verglichen mit der
eingesetzten Probenlösung eine höhere Konzentration dieses Elements im Eluat
beobachtet. Da eine Abtrennung der Kationen von dem catecholmodifizierten
Kieselgel nicht in ausreichendem Maße erreicht werden kann, und da diese Kationen
somit die Meßwerte stark beeinflussen können, werden vor der Anreicherung der
Borsäure die Probenlösungen über den Ionenaustauscher Dowex 50 W X 8 gegeben.
Voruntersuchungen hatten gezeigt, daß mit diesem Ionenaustauscher die Störungen
durch Metallkationen erfolgreich minimiert werden konnten. Als bestes
Regenerationsmittel für den Ionenaustauscher erwies sich verdünnte Salpetersäure (ca.
10%, v/v). Für den Ionenaustausch wurden zunächst wäßrige Borlösungen mit 0,5
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
40
mg/L B und 1,0 mg/L B mit und ohne Zusatz von Metallsalzen über eine Säule mit 6 g
feuchtem Ionentauschermaterial gegeben und mit 3 mL, 5 mL, 10 mL und 20 mL
Wasser nachgewaschen. Die Tropfgeschwindigkeit der Säule betrug ca. 1 Tropfen pro
Sekunde. Das Effluat der Probenlösungen enthielt durchschnittlich 94 % ± 1,7 % der
ursprünglichen Bormenge, unabhängig von der Konzentration der eingesetzten
Lösungen. Die Volumina des Waschwassers zeigten von 5 bis 20 mL keinen Einfluß
auf die Wiederfindung des Bors. Daher wurde bei weiteren Arbeiten mit dem
Ionenaustauscher stets ein Waschvolumen von 10 mL bidestilliertem Wasser gewählt.
2.3.2.1 Einfluß von Anionen auf das Meßsignal
Der Einfluß der Anionen auf das Meßsignal der Borbestimmung der FAES-Messungen
ist wesentlich geringer als der Einfluß der Kationen. Der Zusatz von Anionen wie
Chlorid, Sulfat, Perchlorat und Silikat zu Borlösungen zeigte keine Auswirkungen auf
das Meßsignal. Dagegen wurde beim Zusatz von Phosphat ein deutlich erhöhtes
Meßsignal erhalten. Da sich aus Messungen mit der FAES zeigt, daß nach dem
Anreicherungsschritt der Borsäure auf dem catecholmodifizierten Kieselgel mit
Ammoniumphosphat als Puffer auch Phosphat im Eluat vorhanden ist, wurde die
Sorption von Borsäure und Phosphat bei pH-Werten von 1 bis 8 untersucht. Für beide
Meßreihen wurden Lösungen mit äquimolaren Mengen an Borat und Phosphat (100
mmol/L) hergestellt. Sie wurden jeweils über eine 200 mg Kieselgelsäule geleitet und
eluiert. Die erhaltenen Eluate wurden mit der FAES bei λ = 548 nm vermessen, wobei
für jedes Element eine entsprechende Kalibrierfunktion erstellt wurde. Die Messungen
ergaben, daß das catecholmodifizierte Kieselgel in der Lage ist, etwa 5,3mal mehr
Phosphat zu komplexieren als Borat. Das folgende Diagramm zeigt die Aufnahme der
jeweiligen Spezies (Phosphat oder Borat) auf der Säule:
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
41
0 2 4 6 8
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
Borat
Phosphat
Aufnahme Borat bzw. Phosphat [mmol/g]
pH-Wert
Abb. 14 Borat- und Phosphationen-Aufnahme auf dem modifizierten Kieselgel
Die Lösungen enthalten 100 mmol/l Bor bzw. Phosphat, je 20 mL der Lösungen
wurden mit 2 mol/L Salzsäure und 25%iger Ammoniaklösung auf pH-Werte von1 bis
8 eingestellt und mit einer Flußrate von 2 mL/min über die Säule geleitet, es wurde mit
2 mL 1 mol/L Salzsäure eluiert.
Die Aufnahme des Phosphats findet bevorzugt bei pH-Werten statt, bei denen H2PO4-
die überwiegend vorliegende Spezies ist [1]. Die Boraufnahme zeigt mit steigendem
pH-Wert eine stetige Zunahme, die der zunehmenden Boratkonzentration in der
Lösung entspricht.
Um herauszufinden, an welchen funktionellen Gruppen des catecholmodifizierten
Kieselgels das Phosphat bevorzugt sorbiert wird, wurden SPE-Säulen mit jeweils 200
mg gereinigtem Kieselgel Si 60, 200 mg spacerfixiertem Kieselgel Si 60 und 200 mg
catecholmodifiziertem Kieselgel Si 60 befüllt. Über jede dieser Säulen wurden 5 mL
einer 0,5%igen Ammoniumhydrogenphosphatlösung gegeben. Die Säulen wurden
anschließend mit 2 mL 1 mol/L Salzsäure eluiert und die Eluate mit der FAES bei λ =
548 nm vermessen. Dabei ergaben sich die folgenden Meßwerte (siehe Abb. 15):
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
42
1234
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
aufgenommene Phosphatmenge [mmol]
Abb. 15 Untersuchung unterschiedlich modifizierter Kieselgele bzgl. ihrer
Fähigkeit Phosphat anzureichern. Als Säulenmaterialien wurden je 200 mg
unmodifiziertes Kieselgel Si 60 (40 -63 µm), spacerfixiertes Kieselgel Si 60 (40 - 63
µm) und catecholmodifiziertes Kieselgel Si 60 (40 - 63 µm) verwendet. Der vierte
Wert entspricht der Konzentration der eingesetzten Phosphatlösung.
(1) gereinigtes Kieselgel
(2) spacerfixiertes Kieselgel
(3) catecholmodifiziertes Kieselgel
(4) eingesetzte Phosphatlösung
Die höchste Phosphataufnahme zeigte das spacerfixierte Kieselgel. Als funktionelle
Gruppe für die Phosphatsorption kommt hier die Aminfunktion des Spacers in
Betracht. Das catecholmodifizierte Kieselgel besitzt ebenfalls noch eine große Anzahl
freier Spacerfunktionen, da diese nicht vollständig mit dem Catechol reagieren können
(siehe Kap. 2.1.1). Es zeigt daher ebenfalls eine deutliche Anreicherung von Phosphat
gegenüber dem unmodifiziertem Kieselgel. Untersuchungen zur Reaktion von
Phosphaten mit Aminen zeigen, daß das Amin in der Lage ist, am Phosphat
angelagertes Wasser zu verdrängen. Die Bindung erfolgt dabei über
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
43
Wasserstoffbrückenbindungen. Dabei kann sowohl das Amin mit dem Wasserstoff des
protonierten Phosphats in Wechselwirkung treten, als auch ein saures Sauerstoffatom
des Phosphats mit einem Wasserstoffatom des protonierten Amins [134]. Die primären
Amine sind stärker basisch als Ammoniak. Sie liegen in wäßrigen Lösungen protoniert
vor (Kb (n-Propylamin) = 3,8 ⋅ 10-4 mol/L) [124].
Unter der Berücksichtigung der gleichzeitigen Phosphataufnahme durch das
catecholmodifizierte Kieselgel bei der Boranreicherung, wurde ermittelt, wie sich die
Phosphatkonzentrationen im Eluat bei unterschiedlichen Borkonzentrationen der
anzureichernden Lösungen verhalten. Bei der Verwendung des Puffers aus 200 mmol
di-Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol
Ammoniak pro Liter wird die Phosphatkonzentration des Eluats bei Elution der Säule
mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure mit 606 ± 40 mg/L ermittelt. Bei Borkonzentrationen in
der Probelösung von mehr als 1 mg/l B sinkt die Phosphatkonzentration im Eluat ab
[Kap. 2.4.2]. Die Belegung des catecholmodifizierten Kieselgels mit Borat und
Phosphat entspricht einer kompetitiven Reaktion, so daß bei höheren
Borkonzentrationen das Phosphat vom Borat von dem Festphasenmaterial verdrängt
wird. Dieser Effekt ist so stark, daß in der FAES-Messung die Kalibrierfunktion
oberhalb von 1 mg/L B nahezu keine Steigung mehr zeigt.
Eine selektive Elution des Phosphats von der Festphase ist nicht möglich, da das
Phosphat in den Batch-Untersuchungen ein ähnliches Verhalten zeigt, wie die
Borsäure (siehe Abb. 16):
Für die Ermittlung der Daten in Abb. 16 wurden Proben von je 100 mg catechol-
modifiziertem Kieselgel zunächst für 30 Minuten in 25 mL einer Lösung mit 100 mg/L
PO43- bei einem pH-Wert von 6 geschüttelt. Anschließend wurde das Kieselgel
abfiltriert und sowohl das Schüttelgefäß als auch der Filter mehrfach mit
bidestilliertem Wasser ausgewaschen um das nicht-sorbierte Phosphat möglichst
quantitativ in einen Meßkolben zu überführen und nach dem Auffüllen die
Phosphatkonzentration zu ermitteln. Zur Ermittlung der Elutionsdaten, wurden die
Kieselgelproben in 50 mL Lösung überführt und nach 30 min, 1 h, 2 h, 3 h und 4 h
wurden Proben entnommen. Unter Einbeziehung der Phosphatkonzentrationen auf den
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
44
eingesetzten Kieselgelen wurde die Desorption des Phosphats in den verschiedenen
Lösungen ermittelt.
01234
0
20
40
60
80
100
B
C
D
E
F
G
H
I
Phosphat auf Kieselgel (%)
Elutionszeit in Stunden
B: Wasser
C: 0,1 mol/L HCl
D: 0,5 mol/L HCl
E: 1 mol/L HCl
F: Methanol
G: Methanol/Wasser 1:1 (v:v)
H: Methanol/Wasser 4:1 (v:v)
I: Wasser mit Zusatz von Ammoniak, pH = 9
Abb. 16 Desorption des Phosphats in verschiedenen Lösungsmitteln. Die
Untersuchungen erfolgen im Batch-Betrieb. Das mit einer definierten Phosphatmenge
belegte catecholmodifizierte Kieselgel wird über 4 h in einem der angegebenen
Lösungsmittel geschüttelt.
Weiterhin wurde geklärt, wie sich eine Erhöhung der Phosphatkonzentration in der
Probelösung auf die Konzentration des Phosphats im Eluat auswirkt, da Realproben
wie Fluß- und Seewasser, und vor allem das Ablaufwasser der Kläranlage
Phosphatgehalte bis zu 0,5 mg/L aufweisen können. Zu einer Probelösung mit 1 mg/L
Bor wurden unterschiedliche Phosphatkonzentrationen zudotiert. Die Borataufnahme
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
45
wird durch die höheren Phosphatkonzentrationen nicht beeinträchtigt, die Borsorption
beträgt weiterhin 99 % aufgrund der höheren Affinität der Catecholgruppen für die
Lösungsteilchen der Borsäure.
Die Phosphatkonzentration des Eluats bleibt ebenfalls konstant.
1 2 3 4 5
0
100
200
300
400
500
600
700
Phosphatkonzentration des Eluats [mg/L]
95 100 110 120 130
Phosphatgehalt in der Sorptionslösung [mg/50 mL]
Abb. 17 Einfluß der Phosphatkonzentrationen in der Probelösung auf die
Wiederfindung des Phosphats im Eluat
2.3.3 Zusammenfassung der Ergebnisse der Eigenschaftsuntersuchungen
Die Untersuchungen der Eigenschaften des dargestellten catecholmodifizierten
Kieselgels zeigen, daß das Kieselgel in der Lage ist, bei der Anreichung unter
Verwendung eines Puffers 0,06 mmol/g Bor zu komplexieren. Der Puffer gewährleistet
die Einhaltung eines pH-Wertes von 8, der für den Sorptionsschritt als optimal
ermittelt wurde. Die Desorption der Borsäure von der Festphase erfolgt mit 1 mol/L
Salzsäure.
Die entwickelte Festphase ist jedoch nicht borspezifisch. Das zur Borsorption auf dem
Kieselgel fixierte Catechol kann bei den zur Anreicherung eingehaltenen Bedingungen
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
46
ebenfalls Kationen vor allem Eisen komplexieren (siehe Abb. 13). Ein Auswaschen
der Eisenionen durch einen Überschuß des Komplexbildners EDTA in der Probe- und
Spüllösung zeigte keine Verringerung der Sorption des Eisens auf der Festphase. Erst
bei der Elution mit 1 mol/L Salzsäure wird das Eisen von dem catecholmodifizierten
Kieselgel desorbiert und in das Eluat überführt. Zusätzlich wird das in der Probelösung
enthaltene Phosphat auf den Aminfunktionen der Spacer sorbiert, die nicht mit einem
Catechol abreagiert haben. Das sorbierte Phosphat zeigt bei den
Elutionsuntersuchungen ein dem Bor sehr ähnliches Verhalten (s. Abb. 16), so daß
eine selektive Desorption des Phosphats oder der Borsäure von dem modifizierten
Kieselgel nicht möglich ist. Sowohl Phosphat als auch Metallkationen zeigen bei der
Borbestimmung mit der FAES eine Erhöhung des Meßsignals. Dabei ist der Gehalt an
Metallkationen im Eluat direkt abhängig von den Konzentrationen dieser Ionen in der
Probelösung und daher bei Realproben von Oberflächengewässern unbekannt. Eine
Minimierung dieser Störung wird durch den Einsatz eines Ionenaustauschers in der
Probenvorbereitung erreicht.
Die Probenlösung wird nach dem Ionenaustausch mit einem Phosphatpuffer versetzt,
der sowohl den pH-Wert konstant hält, als auch einen Überschuß an Phosphat in der
Probelösung bewirkt. Durch das anschließende Spülen der Säule mit der verdünnten
Pufferlösung wird eine maximale Belegung der Aminfunktionen des Säulenmaterials
mit Phosphationen erreicht. Die gemeinsame Elution der Borsäure und des Phosphats
führen zu einer konstanten Konzentration des Phosphats im Eluat. Bor und Phosphat
konkurrieren jedoch auf der Festphase um den vorhandenen Platz. Da die Affinität des
Bors zum Catechol größer ist, als die des Phosphats zu dem Amin, ist das Bor ab einer
Konzentration von 1 mg/L B in der Probelösung in der Lage, das Phosphat von der
Festphase zu verdrängen, so daß ab solchen Konzentrationen keine anschließenden
Borbestimmungen mit der FAES mehr möglich sind (s. Abb. 18).
Aufgrund der zu geringen Spezifität des catecholmodifizierten Kieselgels ist die
Anreicherung und Bestimmung der Borsäure mit der FAES nach diesem Verfahren nur
nach einer entsprechenden Probenvorbereitung möglich. Wie bei der Borbestimmung
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
47
mit Azomethin-H [17] ist ein Ionenaustausch notwendig und die obere Bestimmungs-
grenze liegt bei 1 mg/L B.
2.4 Borbestimmung mit der AES
Die Bestimmung des Borgehalts der aus dem Anreicherungsschritt erhaltenen Eluate
soll mit der Flammen-Atomemissionsspektroskopie durchgeführt werden. Beim
Eintrag von Bor in Form von Borsäure in die Flamme entstehen BO2-Radikale [51].
Diese sind in der Flamme nur unvollständig anzuregen und ergeben ein recht diffuses
Bandenspektrum, aus dem sich jedoch ablesen läßt, daß die Banden bei λ = 492 nm, λ
= 518 nm und λ = 548 nm am besten zur Emissionsmessung geeignet sind. Für die
durchgeführten Untersuchungen wurden die Banden bei λ = 518 nm und λ = 548 nm
herangezogen. Dabei entspricht die Bande bei λ = 548 nm einem 000 (2Π) → (000)
(2Π)-Übergang und die Bande bei λ = 518 nm entspricht dem (100) (2Π) → (000)
(2Π)-Übergang im linearen BO2-Molekül [113].
Ein größerer Meßeffekt durch eine stärkere Anregung der BO2-Radikale kann durch
die Verwendung einer heißeren Acetylen/Lachgas-Flamme erreicht werden. Damit
ergibt sich zwar eine höhere Empfindlichkeit der Methode durch einen größeren
Meßeffekt und damit einer stärkeren Steigung der Kalibriergerade [97], jedoch ist das
Grundrauschen viel größer, als bei der üblicherweise verwendete Acetylen/Luft-
Flamme, wodurch sich die Nachweisgrenze wieder erhöht, da die
Standardabweichung, die zur Berechnung der Nachweisgrenze herangezogen wird,
direkt vom Grundrauschen abhängig ist [114]. Eine ebenfalls niedrigere
Nachweisgrenze läßt sich bei Anwendung der Elektrothermalen Verdampfung (ET-
AAS) oder einem induktiv gekoppelten Argonplasma (ICP-AES) erreichen. Aber auch
diese Techniken stehen nicht jedem Labor zur Verfügung. Die Nachweisgrenze der
Flammen-Atomemissionsspektrometrie ohne Aufkonzentrierung des Analyten wird mit
1 mg/L B angegeben [115]. Da die meisten auch anthropogen belasteten Gewässer
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
48
jedoch weit unter 1 mg/L B enthalten, ist die FAES ohne Anreicherung nicht
einsetzbar. Zusätzlich wurde der Probeneintrag in die FAES durch Verwendung eines
Hochdruckzerstäubers (HPF/HHPN) verbessert [116, 117].
Das Signal, daß durch den Phosphateintrag hervorgerufen wird, kann auf das in der
Flamme vorhandene HPO-Molekül zurückgeführt werden, welches ein
Kontinuumspektrum erzeugt. Die sogenannte „grüne Emission“ des HPO-Moleküls,
die bei den zur Borbestimmung genutzten Wellenlängen von 518 nm und 548 nm
vorherrscht, entsteht durch einen Übergang aus dem niedrigsten angeregten
elektronischen Zustand E1 (1A″). In heißen Flammen wird dieses Emissionsspektrum
durch eine undefinierte Bandenstruktur gestört [131 - 133]. Die durch das Phosphat
erhaltenen Meßsignale sind linear von der Phosphatkonzentration abhängig. Bezogen
auf die Molarität der eingesetzten Lösungen hat das erhaltene Signal für Borat und
Phosphat die gleiche Intensität, die Steigung der Kalibriergeraden ist in beiden Fällen
gleich groß.
2.4.1 Borbestimmung unter Anwendung eines Hochdruckzerstäubers
Bei der Analyse von flüssigen Proben mit der Atomabsorptions- oder Atom-
emissionsspektroskopie wird im allgemeinen ein pneumatischer Zerstäuber verwendet.
Bei dieser Art des Probeneintrags wird ein Teil der zur Gasmischkammer geleiteten
Luft durch den Zerstäuber und dort durch eine schmale Kapillare geführt
(entsprechend dem System einer Wasserstrahlpumpe). Der dabei entstehende
Unterdruck dient zum Ansaugen der zu untersuchenden Lösungen. Dieses System
liefert jedoch nur solange befriedigende Ergebnisse, wie die Viskosität der
anzusaugenden Lösungen genau gleich ist. Da die Ansaugrate von dem entstehenden
Unterdruck abhängig ist, ergibt sich für höher viskose Lösungen ein geringerer
Lösungseintrag in die Gasmischkammer und damit ein geringerer Probeneintrag in die
Flamme, so daß bei sonst gleichen Konzentrationen der zu bestimmenden Substanz
eine Viskositätserhöhung mit einer Verringerung des Meßsignals gekoppelt ist.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
49
Mit dem hydraulischen Hochdruckzerstäubungssystem (HPF/HHPN = Hydraulic
High-Pressure Nebulization with integrated High-Performance Flow System) wird ein
effektiverer Weg des Probeneintrags beschritten, als mit dem herkömmlichen
pneumatischen Zerstäuber [116-119]. Die hier genutzte Zerstäubung von Flüssigkeiten
mit Drucken von 50 bis 400 bar ist aus dem Kraftfahrzeugmotorenbau (“Diesel“)
bekannt. Eine Flüssigkeit wird durch eine spezielle Düse gepreßt und dabei wird ein
Niederdruck-Aerosolstrahl erzeugt, der an einem Prallkörper (“impact bead“) zu einer
Aerosolwolke aufgeweitet wird. Das Aerosol wird mit den Brenngasen in die Flamme
transportiert. Die zu analysierende Lösung wird mit dem Probeaufgabeventil über die
Probenschleife in den Hochdruckflüssigkeitsstrom “wie ein Paket“ eingeschleußt und
mit der Transportflüssigkeit zur Zerstäubungsdüse befördert.
Mit dem HHPN-System werden in der Flammen-AAS Aerosolausbeuten von >50 %
erreicht. Hierdurch wird die Empfindlichkeit bei Signalhöhenmessungen um einen
Faktor von zwei bis drei, bei Flächenmessungen von zwei bis acht, gegenüber der
üblichen, pneumatischen Zerstäubung erreicht. Durch das Einbringen der Probe über
das Probeaufgabeventil in die Trägerflüssigkeit wird für jede Messung ein einzelnes
definiertes Signal erhalten.
Die Verwendung eines Wasser/Methanol-Gemischs erhöhte das Meßsignal deutlich, da
das organische Lösemittel Methanol in der Flamme mit verbrannt und so die
Flammentemperatur deutlich erhöht wird, wodurch auch die Anregung der BO2-
Radikale verbessert wird. Die Standardabweichungen waren bei diesen
Untersuchungen im allgemeinen geringer, als bei Verwendung von reinem Wasser
[Kap. 3.5.1.1], somit erhielt dieses Lösungsmittelgemisch zunächst den Vorzug bei den
Untersuchungen der Meßparameter. Die Borlösungen wurden mit Konzentrationen
zwischen 2,5 und 12,5 mg/L B angesetzt und jeweils zehnmal vermessen. Als zu
untersuchender Parameter stand die Auswahl der Signalauswertung zur Diskussion.
Von der Software des Gerätes standen für diese Art der Messung drei verschiedenen
Methoden zur Verfügung:
1. Die Auswertung der Peakfläche unterhalb des Meßsignals innerhalb eines
vorzugebenden Zeitintervalls.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
50
2. Die Bestimmung der Peakhöhe. Hierbei wird der höchste Punkt des Meßsignals
innerhalb einer vorgegebenen Zeitspanne ermittelt.
3. Eine Aneinanderreihung von 5 Einzelwertmessungen, die jeweils 1 s dauern,
und die zeitlich so plaziert sind, daß diese Meßreihe während des Maximums
des Meßsignals erfolgt und so die maximale Borkonzentration der jeweiligen
Probe ermittelt wird. Aus den fünf Messungen wird der Mittelwert bestimmt.
Sowohl die Arbeiten anderer Arbeitsgruppen als auch Untersuchungen im Arbeitskreis
belegen, daß bei Verwendung organischer Lösemittel das Meßsignal bei
Emissionsuntersuchungen vergrößert werden kann. Als organisches Lösemittel kommt
dabei nicht nur Methanol, sondern auch Aceton, Acetonitril und andere in Frage [115].
Die Möglichkeit der Verwendung organischer Lösemittel erlaubt es, daß die aus
Anreicherungsverfahren erhaltenen Lösungen direkt mit der Flammen-Atomemissions-
spektrometrie vermessen werden können. Bei solchen Anreicherungsverfahren handelt
es sich häufig um das Ausschütteln von mit 1,3-Diolen gebildeten Borkomplexen aus
der wässrigen Lösung, wobei Extraktionsmittel wie z. B. Methylisobutylketon oder
Hexan verwendet werden [112, 136].
Beim Einsatz eines Hochdruckzerstäubers muß jedoch beachtet werden, daß sich durch
die Lösung, die kontinuierlich in die Flamme eingetragen wird, durch ihre
Zusammensetzung aus Wasser und/oder organischen Lösemitteln, in der Flamme eine
bestimmte Temperatur einstellt. Wird nun die eingetragenen Lösung in ihrer
Zusammensetzung geändert, so bewirkt dies auch eine Änderung der
Flammentemperatur. Diese wirkt sich meist sehr drastisch auf das Meßsignal aus. Aus
dieser Abhängigkeit ergibt sich die Notwendigkeit, die Trägerlösung und die
Probenlösung im genau gleichen Verhältnis anzusetzen, hierbei also eine genau
einzuhaltene Arbeitsroutine festzulegen. In dieser Arbeit wurde eine 1:1 Mischung aus
Wasser und Methanol immer so angesetzt, daß 500 mL Methanol im Meßkolben
vorgelegt wurden und diese dann mit Wasser und Salzsäure auf 1 Liter aufgefüllt
wurden. Wurde bei dem Ansetzen der Probelösungen und des Elutionsmittels von
dieser Routine abgewichen, indem beispielsweise 500 mL Methanol mit 500 mL
Wasser vereinigt und so verwendet wurden, so ergab diese Lösung mit dem etwas
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
51
höheren prozentualen Methanolanteil ein deutlich höheres Meßsignal als die zuvor
beschriebene Lösung.
Die Kombinationen der verschiedenen untersuchten Parameter sind dem Kapitel
3.5.1.1 zu entnehmen. Aus den Untersuchungen ergibt sich, daß die besten
Meßergebnisse mit dem Wasser/Methanol-Gemisch bei der Auswertung der
Peakfläche und bei einer Wellenlänge von λ = 548 nm erhalten werden. Mit diesen
Parametern liegen die bestimmten Mittelwerte der einzelnen Konzentrationen den
erwarteten Werten am nächsten. Zusätzlich ist die errechnete Standardabweichung hier
am geringsten. Die Elutionsuntersuchungen zeigten jedoch, daß die Elution der
Borsäure von dem catecholmodifizierten Kieselgel bei der Verwendung organischer
Lösemittel im Eluenten nur unvollständig erfolgt. Die Zugabe von organischen
Lösemitteln wie Methanol führt aufgrund der so erfolgenden Verdünnung zu keiner
Verbesserung des erhaltenen Signals. Daher wird die Elution der Borsäure mit
wäßriger 1 mol/L Salzsäure durchgeführt, so daß die maximale Nachweisstärke der
FAES nicht erreicht werden kann.
Die relativ hohe Nachweisgrenze der FAES ergibt sich aus dem schlechten Signal-
Rausch-Verhältnis bei der Messung. Der Untergrund der Flammen-Atomemissions-
spektrometrie unterliegt leichten Schwankungen, die sowohl von der Flamme als auch
vom instrumentellen Rauschen herrühren [114]. Im Gegensatz zur
Absorptionsmessung erlaubt die Emissionsmessung mit diesem Gerät keine
Untergrundkorrektur. Um den Einfluß des so entstehenden Grundrauschens auf die
gemessenen Werte möglichst gering zu halten, ist es erforderlich, daß die absolut
erhaltenen Meßwerte möglichst groß sind, so daß das Grundrauschen nur einen
prozentual kleineren Anteil am Meßsignal ausmacht. Je größer der erreichte absolute
Meßwert ist, desto größer wird das Signal/Rausch-Verhältnis und desto kleiner ist die
Standardabweichung. Hieraus erklärt sich, daß durch das Methanol/Wasser-Gemisch,
welches das Meßsignal vergrößert, die Abweichungen kleiner werden. Die ermittelten
Werte in den durchgeführten Meßreihen bestätigen dieses.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
52
2.4.2 Boranalyse mit Off-Line-Anreicherung
Nachdem die Meßparameter an dem Atomabsorptionsspektrometer zur Bestimmung
von Borsäure optimiert wurden, sollte nun die Analyse von Probelösungen mit
geringen Borkonzentrationen untersucht werden. Zur Anreicherung der Borsäure
wurde wie in den Voruntersuchungen eine SPE-Säule (Solid Phase Extraction) aus
Kunststoff mit 200 mg modifiziertem Kieselgel Si 60 befüllt. Die Kieselgelschicht
wurde beidseitig von einer dünnen Fritte abgeschlossen. Diese Säule wurde an einer
Schlauchpumpe angeschlossen, so daß Lösungen, die sich in einem Vorratsgefäß über
der Säule befanden, über diese Säule geleitet werden konnten. Da die Säule bei der
Untersuchung von Standardlösungen (ohne Matrixanpassung) ca. 25 mal benutzt
werden konnte, bevor das Festphasenmaterial ausgetauscht werden mußte (siehe Abb.
8), wurde vor jedem neuen Anreicherungsschritt die Säule mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure
gewaschen, um eventuell noch anhaftende Phosphationen zu entfernen und
anschließend mit 10 mL bidest. Wasser neutral gewaschen. Über die so vorbehandelte
Säule wurde anschließend 50 mL der zu bestimmenden Probelösung gegeben, die
entsprechend der in 3.5.1.2 angegebenen Kombinationen angesetzt worden war.
Nachdem die gesamte Lösung über die Säule gepumpt worden war, wurde die
Borsäure mit 5 mL verdünnter Pufferlösung gewaschen und dann mit 1 mL 1 mol/L
Salzsäure eluiert. Da für die Messung der Borsäurekonzentration nur 0,5 mL Lösung
benötigt wurden, konnte jede Lösung zweimal analysiert werden.
Aufgrund der ermittelten praktischen Kapazität des catecholmodifizierten Kieselgels
sollte bei einem Probenvolumen von 50 mL eine Anreicherung bis zu einer
Konzentration von 2 mg/L B der Probelösung möglich sein (siehe Abb. 10 und 11).
Die Voruntersuchungen ergaben eine Konzentration von 606 mg/L Phosphat in den
Eluaten. Zum Vergleich der erhaltenen Meßwerte aus den Eluaten des
Anreicherungsschrittes mit Lösungen bekannter Konzentrationen wurden Lösungen
hergestellt, die in ihrer Zusammensetzung (1 mol/L Salzsäure, 606 mg/L Phosphat,
Borkonzentration 50 mal so groß wie die der jeweiligen zur Anreicherung verwendeten
Lösung) den erhaltenen Eluaten bei 100 %iger Wiederfindung entsprechen.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
53
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0 Kalibrierlösungen
Probelösungen
Meßwerte der FAES-Analyse
Konzentration der Borlösungen [mg/L]
Abb. 18 Vergleich der aus dem Anreicherungsschritt erhaltenen Eluate mit
synthetischen Eluaten. Die Anreicherung erfolgte auf einer 200 mg Säule
catecholmodifizierten Kieselgels, je 50 mL Borlösung verschiedener Konzentrationen
wurden mit 5 mL Puffer versetzt und über die Säule geleitet und eluiert. Als Vergleich
dienten Lösungen, die in ihrer Zusammensetzung (1 mol/L Salzsäure, 606 mg/L
Phosphat, Borsäure) den Eluaten bei 100%iger Wiederfindung entsprechen würden.
Bis zu einer Konzentration der anzureichernden Lösungen von 1 mg/L zeigen die
Untersuchungen eine lineare Beziehung zwischen den Meßwerten der Probelösungen
und deren Konzentration. Ab einer Konzentration von 1 mg/L B in den
Standardlösungen knickt die Kurve ab. Auf dem catecholmodifizierten Kieselgel wird
bevorzugt das Boration angereichert, so daß das Phosphation bei höheren
Borkonzentrationen von der Festphase verdrängt wird. Nach dem Abknicken der
Meßkurve kann dieser Bereich aufgrund der zu geringen Steigung nicht mehr zu einer
Bestimmung von Borkonzentrationen herangezogen werden.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
54
2.4.3 Festlegung der Versuchsdurchführung
Für die Durchführung der Borbestimmung mit der FAES nach der Anreicherung der
Borsäure auf einem catecholmodifizierten Kieselgel wurde die folgende
Vorgehensweise festgelegt.
Es wurden jeweils 50 mL der zu analysierenden Lösung über eine Säule gegeben, die
6 g des Ionenaustauschermaterials Dowex W X 8 enthielt. Die Säule wurde nach dem
Durchlaufen der Probelösung mit 10 mL bidestilliertem Wasser gespült. Die
vereinigten Effluate wurden mit 6 mL des Phosphatpuffers (200 mmol
Ammoniumphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak
auf 1 L) versetzt und über eine Säule mit 200 mg des catecholmodifizierten Kieselgels
geleitet. Nachdem diese Lösung die Säule vollständig passiert hatte, wurde die Säule
durch Überleiten von 5 mL verdünnter Pufferlösung (10 mL Pufferlösung mit bidest.
Wasser auf 100 mL aufgefüllt) gewaschen. Das Bor wurde von dem Kieselgel mit 1
mL 1 mol/L Salzsäure eluiert. Das so erhaltene Eluat wurde mit der FAEs unter
Verwendung eines Hochdruckzerstäubers bei einer Wellenlänge von 548 nm
vermessen. Dazu wurden jeweils 0,5 mL des Eluats in die Probenschleife überführt
und nach Einkoppeln in den Trägerlösungsstrom in die FAES eingetragen. Die
Auswertung des Meßsignals erfolgte über die Bestimmung der Peakfläche.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
55
2.5 Validierung des entwickelten Verfahrens zur Boranreicherung und
-bestimmung mit der FAES (Nachweis-, Erfassungs- und
Bestimmungsgrenze)
Die Verwendung eines kalibrierbedürftigen Analysenverfahrens führt nicht direkt zu
einem Analysenergebnis, sondern der Meßwert stellt ein physikalisches Meßergebnis
dar, welches über die empirisch im Rahmen eines Kalibrierexperiments erhaltenen
Verfahrenskenndaten in das Analysenergebnis umgerechnet werden muß [130]. Die
Verwendung einer Analysenfunktion
Analysenergebnis = Funktion des Meßwertes
basiert auf der Anwendung der im Kalibrierexperiment gewonnenen Kalibrierfunktion
Meßwert = Funktion des Substanzgehalts
und deren Präzisionskenndaten für die Bestimmung eines unbekannten Substanzgehalts
in einer Analysenprobe.
Jede Kalibrierung beginnt mit der Festlegung des vorläufigen Arbeitsbereichs. Bei der
hier untersuchten Borbestimmung ergibt sich der Arbeitsbereich aus dem linearen
Bereich der Messung mit der FAES (siehe Kap. 2.4.2), d. h. er liegt zwischen 0 und
1,0 mg/L B für die anzureichernden Lösungen.
Für die Bestimmungen der Borkonzentrationen wurden stets mit dem
Hochdruckzerstäubersystem gearbeitet. Es wurden jeweils 0,5 mL der zu
untersuchenden Lösung in die Probenschleife überführt und dann in den
Trägerlösungsstrom eingekoppelt. Die Messung der Borsäure erfolgte mit der FAES
bei λ = 548 nm. Als Standards wurden 10 Borlösungen erstellt die über den
Konzentrationsbereich gleichmäßig verteilt sind, sie enthalten 0,1 bis 1,0 mg/L B.
Nach W. Funk [97] stellt die Grundkalibrierung die Kalibrierung des analytischen
Grundverfahrens dar, d. h. hierbei werden keine Probenaufbereitungsschritte wie
Extraktion oder Aufschluß durchgeführt, sondern lediglich Standards in reinem
Lösemittel analysiert.
In den Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und
Schlammuntersuchung [98] hingegen werden zur Kalibrierung und Ermittlung der
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
56
Verfahrenskenngrößen möglichst für zehn Standardproben nach der Arbeitsvorschrift
(einschließlich aller Vorbehandlungsschritte) die entsprechenden Meßwerte bestimmt.
Bei diesen Untersuchungen wurden für die Ermittlung der Verfahrenskenndaten zehn
Standardproben von 50 mL mit jeweils 5 mL Phosphatpufferlösung (entsprechend 10
% des Volumens) versetzt und über das catecholmodifizierte Kieselgel angereichert.
Aus den für diese Standardproben ermittelten Meßwerten werden die vorläufigen
Kalibrierfunktionen 1. und 2. Grades berechnet, deren Verfahrenskenndaten für
weitere statistische Tests benötigt werden (Anhang A, 1 und 2).
Mit der Regression erhält man aus den Meßwerten die Daten für die Steigung und den
Achsenabschnitt der erhaltenen Kalibrierfunktion, wobei die Steigung ein Maß für die
Empfindlichkeit darstellt. Zusätzlich lassen sich die Verfahrenskenndaten wie
Reststandardabweichung, Verfahrensstandardabweichung und Verfahrensvariations-
koeffizient berechnen (Anhang A, 1), so daß ein Vergleich mit Literaturverfahren
möglich wird. Um feststellen zu können, ob der gewählte lineare Regressionsansatz die
Kalibrierfunktion korrekt wiedergibt, oder ob besser eine Kalibrierfunktion 2. Grades
gewählt wird, wurden auch für diesen Fall die Verfahrenskenndaten ermittelt (Anhang
A, 2). Auf der Grundlage dieser Berechnungen kann die Linearität der
Kalibrierfunktion nicht nur visuell (Abb. 19) sondern auch rechnerisch überprüft
werden.
Rechnerisch erfolgt die Überprüfung der Linearität nach einem Anpassungstest nach
Mandel [97]. Hierzu wurden die lineare Kalibrierfunktion 1. Grades und die Kalibrier-
funktion 2. Grades einschließlich der jeweils zugehörigen Reststandardabweichung
herangezogen. Aus den Reststandardabweichungen wurde die Differenz der Varianzen
berechnet und dem F-Test unterzogen mit
PW = -3,9.
Dieser Prüfwert wurde mit dem Tabellenwert F(f1 = f2 = N - 3, P = 99%) verglichen.
Da in diesem Fall F = 12,25 liegt der Prüfwert darunter. Das heißt, durch eine
Kalibrierfunktion 2. Grades wird keine signifikant bessere Anpassung erreicht; die
Kalibrierfunktion ist linear.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
57
010 20 30 40 50
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
Meßwerte
Konzentration der Standardlösungen [mg/L B]
Abb. 19 Visueller Linearitätstest, die berechnete Kalibrierfunktion lautet:
y = 0,16 + 0,55 x
Die untere Arbeitsbereichsgrenze wurde mit dem Prüfwert xp kontrolliert. Mit diesem
Prüfwert kann bestimmt werden, ob sich die mit der Kalibrierfunktion berechneten
Werte signifikant von Null unterscheiden. Die Berechnung ist identisch mit der
Bestimmung der Nachweisgrenze. Wenn xp ≤ x1 (kleinster Meßwert), so ist der
gesamte gewählte Arbeitsbereich statistisch abgesichert, d. h. die untere
Arbeitsbereichsgrenze unterscheidet sich signifikant von der Konzentration null. Für
die durchgeführte Kalibrierfunktion wurde xp zu 0,03 mg/L B bestimmt und liegt damit
unter der Konzentration des Standards mit der kleinsten Konzentration.
Die Nachweisgrenze ist eine Entscheidungsgrenze für das Vorhandensein eines
Analyten. Die Erfassungsgrenze hingegen gibt den Mindestgehalt an, der mit hoher
Wahrscheinlichkeit bestimmt werden kann. Als Qualitätsgarantie für den Höchstgehalt
eines Bestandteiles im untersuchten Stoff darf nur die Erfassungsgrenze, nicht aber die
Nachweisgrenze angewendet werden. Wenn zur Berechnung der Erfassungsgrenze die
gleiche Wahrscheinlichkeit für den Fehler 1. und 2. Art (α = β) (α: Signifikanzniveau,
Wahrscheinlichkeit für den Fehler 1. Art; β: Wahrscheinlichkeit für den Fehler 2. Art)
gewählt wird, erhält man die Erfassungsgrenze durch Multiplikation der
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
58
Nachweisgrenze mit dem Faktor 2 [99]. In diesem Fall ergibt sich damit eine
Erfassungsgrenze von 0,06 mg/L B.
Abb. 20 Darstellung von Nachweis-, Erfassungs- und Bestimmungsgrenze [99]
mit
ykKritischer Wert der Meßgröße
aOrdinatenabschnitt der Kalibrierfunktion
yLLeerwert
∆Breite des einseitigen Prognoseintervalls
∆xBG Halbe Breite des zweiseitigen Prognoseintervalls der Bestimmungsgrenze
1/k Relative Ergebnisunsicherheit zur Charakterisierung der Bestimmungsgrenze
xNG Nachweisgrenze
xEG Erfassungsgrenze
xBG Bestimmungsgrenze
AVerteilung der Meßwerte der Leerprobe
BVerteilung der Meßwerte einer Probe mit dem Gehalt der Nachweisgrenze
CVerteilung der Meßwerte einer Probe mit dem Gehalt der Erfassungsgrenze
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
59
Die Bestimmungsgrenze des analytischen Grundverfahrens ist definiert als die kleinste
Konzentration einer Substanz, die mit einer vorgegebenen Analysenpräzision bestimmt
werden kann. Der Wert der Bestimmungsgrenze ist daher abhängig vom größten
zufälligen Fehler, der bei der Angabe von Analysenergebnissen noch toleriert werden
kann. Die Bestimmungsgrenze berechnet sich nach
XB = (t ⋅ sx0 / VBrel,max) ⋅ 100% Gl. 12
mit
t: Tabellenwert der t-Verteilung, t(f = N - 2 = 8, P = 95%, einseitig) = 1,860
sx0: Verfahrensstandardabweichung, sx0 = 0,007 mg/L
VBrel,max: maximal zulässiger relativer Vertrauensbereich
Für einen maximal zulässigen Vertrauensbereich von 10% ergibt sich die
Bestimmungsgrenze XB zu:
XB = (1,860 ⋅ s / 10%) ⋅ 100% = 0,13 mg/L.
Läßt man einen Vertrauensbereich von 50% zu, so ergibt sich die Bestimmungsgrenze
XB = 0,03 mg/L.
2.5.1 Überprüfung des Matrixeinflusses auf die Wiederfindung
Die Wiederfindung ist ein Beurteilungskriterium für das jeweilige Analysenverfahren
bzw. einen einzelnen Verfahrensschritt [97]. Wird bei der Überprüfung einzelner
Verfahrensschritte eine Wiederfindungsrate von 100 % ermittelt, so ist das Verfahren
frei von konstant- und/oder proportional-systematischen Abweichungen.
Bei konstant-systematischen Abweichungen ist der Fehler (die Abweichung)
unabhängig von der Konzentration der analysierten Komponente, was zu einer
Parallelverschiebung der Kalibriergeraden vom Idealverlauf führt. Bei proportional-
systematischen Abweichungen ist die Größe des Fehlers abhängig von der
Konzentration der analysierten Komponente. Dies führt zu einer Änderung der
Steigung der Kalibriergeraden.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
60
Für die Ermittlung der Wiederfindungsfunktion stellt man die jeweils „gefundenen“
Konzentrationen (xf ) auf der Ordinate gegen die Kalibrier-Konzentration (xc) auf der
Abszisse graphisch dar und erhält so die Wiederfindungsgerade, die sich mathematisch
durch die Wiederfindungsfunktion beschreiben läßt:
xf = af + bf ⋅ xcGl. 13
Im Idealfall ergibt die Wiederfindungsfunktion eine Gerade mit dem Achsenabschnitt
af = 0 und der Steigung bf = 1.
Für die Ermittlung der Wiederfindungsfunktion wurden Borlösungen mit
Konzentrationen zwischen 0,1 und 1,0 mg/L B hergestellt, die zusätzlich Mengen an
Metallchloriden enthielten, die den in Realproben zu erwartenden Konzentrationen
entsprachen (Tab.2-8, S. 38). Es wurden je 50 mL solcher Lösungen über den
Ionenaustauscher gegeben und mit 10 mL bidestilliertem Wasser nachgewaschen.
Anschließend wurden 6 mL Pufferlösung zugegeben und die Lösung mit einer
Durchflußgeschwindigkeit von 2 mL pro Minute über das catecholmodifizierte
Kieselgel gepumpt. Die Borkonzentration der erhaltenen Eluate wurde mit der FAES
bestimmt. Aus den ermittelten Daten läßt sich die Wiederfindung bestimmen.
Die Wiederfindungsfunktion ergab sich für xc-Werte von 0,1 bis 1,0 mg/L B zu
xf = 0,9 ⋅ xc
mit den Vertrauensbereichen
VB(af) = ± 0,09 [mg/L]
VB(bf) = 0,9 ± 0,01 [mg/L].
mit
xf: gefundene Konzentration
xc: Kalibrierkonzentration
t(f = N - 2 = 8, P = 95%, zweiseitig) = 2,306.
Der Vertrauensbereich der Wiederfindungsfunktion von 0,1 bis 1,0 mg/L B schließt
den Sollwert af = 0 ein. Damit kann mit 95 %iger Sicherheit angenommen werden, daß
in diesem Konzentrationsbereich kein konstant-systematischer Fehler vorliegt.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
61
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
y = 0,9 x
r = 0,9999
"gefundene" Konzentration
Konzentration der Probelösung [mg/L B]
Abb. 21 Wiederfindung des Bors aus synthetischen Lösungen (Zusatz von
Metallchloriden entsprechend Tab. 2-8, Konzentrationen von 0,1 bis 1,0 mg/L B) nach
Durchführung entsprechend dem entwickelten Verfahren (Kap. 2.4.3)
Da der Sollwert bf = 1 nicht einschließt ergibt sich eine proportional-systematische
Abweichung. Aus den Voruntersuchungen ist bekannt, daß diese Abweichung durch
die Verwendung des Ionenaustauschers verursacht wird und nicht verhindert werden
kann. Da die Wiederfindung jedoch über den gesamten Konzentrationsbereich
annähernd konstant 90% beträgt, ist die Bestimmung von Borkonzentrationen in
wässrigen Lösungen mit dem entwickelten Verfahren möglich.
2.5.2 Vergleich der Meßpräzisionen der Borbestimmung mit der FAES und UV-
spektrometrisch mit Azomethin-H
Die Meßpräzision ist in Maß für die Schwankungen, die durch das Analysengerät
selbst verursacht werden. Sie wird durch die Mehrfachanalyse eines Standards
ermittelt [109]. Die Borlösungen der Bestimmung der Meßpräzision mit Azomethin-H
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
62
enthielten Konzentrationen zwischen 0,1 und 1 mg/L B. Bei der Borbestimmung mit
der FAES werden Lösungen mit Konzentrationen von 5 bis 50 mg/L B verwendet, die
dem mit dem catecholmodifizierten Kieselgel erreichten Anreicherungsfaktor von 50
entsprechen. Zusätzlich enthalten diese Lösungen 606 mg/L PO43-. Dies entspricht den
aus dem Anreicherungsschritt erhaltenen Konzentrationen an Phosphat im Eluat. Es
ergaben sich die folgenden Mittelwerte, Standardabweichungen und relativen
Standardabweichungen (Tab. 2-9a und 2-9b):
Tab. 2-9a Meßpräzision bei der Borsäurebestimmung mittels FAES (n = 10)
ββ (B) [mg/L]
x
[mg/L] s [mg/L] srel [%]
54,9 0,120 2,45
10 10,1 0,124 1,23
15 15,1 0,153 1,01
20 19,9 0,166 0,83
25 25,5 0,131 0,51
30 29,7 0,247 0,83
35 34,9 0,212 0,61
40 39,7 0,397 1,0
45 44,9 0,416 0,93
50 50,4 0,338 0,67
Für die relative Standardabweichung der Meßpräzision ergeben sich Werte zwischen
0,51 und 2,45 %. Die Werte zeigen erwartungsgemäß bei den kleineren
Konzentrationen eine höhere relative Standardabweichung als bei den größeren
Konzentrationen. Insgesamt ist die Meßpräzision der Azomethin-H-Methode (Tab. 2-
9b) besser als die der FAES-Methode.
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
63
Tab. 2-9b Meßpräzision der Borsäurebestimmung mit Azomethin-H (n = 10) [17]
ββ (B) [mg/L]
x
[mg/L] s [mg/L] srel [%]
0,1 0,12 0,0015 1,18
0,2 0,21 0,0011 0,54
0,3 0,29 0,0009 0,31
0,4 0,39 0,0006 0,16
0,5 0,49 0,0013 0,27
0,6 0,59 0,0013 0,22
0,7 0,69 0,0034 0,49
0,8 0,80 0,0031 0,39
0,9 0,91 0,013 0,14
1,0 1,02 0,0028 0,27
2.5.3 Bestimmung der Methodenpräzison unter Wiederholbedingungen
Die Bestimmung der Methodenpräzision unter Wiederholbedingungen wurde mit dem
Ablaufwasser des Gruppenklärwerks Sande durchgeführt. Es wurden 10 mal je 50 mL
der Probe dem gesamten Analysenverfahren unterzogen und der Borgehalt der Eluate
anschließend atomspektrometrisch bestimmt. Zum Vergleich wurde der Borgehalt von
10 Proben des Ablaufwassers nach Ionenaustausch mit Azomethin-H bestimmt. Dabei
ergaben sich die folgenden Werte (Tab. 2-10):
Tab. 2-10 Methodenpräzision der Borbestimmung mit der FAES nach
Probenvorbehandlung und Anreicherung der Probenlösungen auf dem
catecholmodifizierten Kieselgel (n = 10) und mit der Azometin-H-Methode
Methode
x
[mg/L] s [mg/L] srel [%]
FAES 0,385 0,022 5,7
Azomethin-H 0,397 0,002 0,51
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
64
Die Standardabweichung für die FAES-Bestimmung von Bor in Oberflächenwasser
nach Ionenaustausch und Anreicherung liegt bei der Borbestimmung des hier
verwendeten Ablaufwassers mit 5,7 % relativ hoch. Diese Schwankungen im Meßwert
werden durch die große Belastung mit Metallionen des verwendeten Ablaufwassers der
Kläranlage verursacht. Die Untersuchung von synthetischen Proben mit
unterschiedlichen Metallionengehalten haben gezeigt, daß bei der Probenvorbereitung
durch den Ionenaustausch die Konzentration des Borgehalts der Lösungen deutlich
beeinflußt wird. Zusätzlich führt schon der Durchbruch kleiner Mengen an
Metallkationen, z. B. von Natrium durch den Ionenaustauscher aufgrund des
Verschleppens dieser Metallkationen in das Eluat zu deutlichen Fehlern bei der
Bestimmung der Meßwerte mit der FAES. Da das für die Methodenpräzision
verwendete Ablaufwasser der Kläranlage stark belastet ist, können solche Effekte
leicht auftreten. Das Azomethin-H-Verfahren ist also gegenüber der Störungen durch
Metallkationen weniger anfällig [17], es zeichnet sich somit durch eine größere
Robustheit aus.
2.6 Analyse von Realproben
Ziel des hier entwickelten Analysenverfahrens ist, Bor in realen Wasserproben
quantitativ zu bestimmen. Die aus der Grundkalibrierung erhaltenen Daten zeigen, daß
die Bestimmung von Bor mit der FAES und auch die Anreicherung gering
konzentrierter Lösungen mit anschließender quantitativer Bestimmung möglich ist. Für
die Entfernung der Kationen aus der zu untersuchenden Probe hat sich der
Ionenaustauscher Dowex 50 W X 8 bewährt [125]. Als Realproben wurden neben
Leitungswasser Wasserproben aus Seen und Bächen der Umgebung genommen. Die
Bestimmungen des Borgehalts der Wasserproben mit Azomethin-H [17] zeigen, daß
die Borkonzentrationen unterhalb der für das Verfahren (Anreicherung und
Bestimmung der Borkonzentration mit der FAES) ermittelten Bestimmungsgrenze von
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
65
0,13 mg/L B liegen. Lediglich das zur Bestimmung der Methodenpräzision verwendete
Ablaufwasser der Kläranlage besitzt aufgrund des Boreintrags vor allem durch die
Perborate der Waschmittel eine Borkonzentration, die mit 0,39 mg/L B deutlich über
der Bestimmungsgrenze liegt..
Um dennoch die Borkonzentration der Wasserproben mit der FAES bestimmen zu
können, wäre bei einer Konzentration von 0,025 mg/L B ein Anreicherungsfaktor von
über 260 notwendig, um einen Meßwert oberhalb der Bestimmungsgrenze zu erhalten.
Die Bestimmung der Wiederfindung des Bors im Eluat, nach der Anreicherung aus
Probelösungen verschiedener Volumina bei einer Konzentration von 0,025 mg/L B,
zeigen (vgl. Tab. 2-11), daß mit dem catecholmodifizierten Kieselgel ein
Anreicherungsfaktor von 200 zu erreichen ist (Phosphatpuffer: 200 mmol
Ammoniumphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak
auf 1 L) Größere Volumina der Probelösung führen zu einem Auswaschen der
Borsäure vom Säulenmaterial. Die Bestimmung der Borsäurekonzentration im Eluat
wurde mit Azomethin-H durchgeführt, zusätzlich wurde die Phosphatkonzentration des
Eluats mit Molybdänblau bestimmt. Die Phosphatkonzentrationen entsprachen dem
schon zuvor ermittelten Wert von 606 mg/L (Kap. 2.3.2.1).
Nach dem Aufstocken der Lösungen mit Bor wird für Volumina bis 100 mL eine
Wiederfindung von mindestens 95 % erhalten. Bei größeren Probevolumina und
zunehmendem Borgehalt wird das Bor in verstärktem Maße von der Kieselgelsäule
desorbiert, so daß die Wiederfindung deutlich geringer wird.
Für die Bestimmung von Bor in Realproben wurden die Probelösungen daher
aufgestockt. Vor dem ersten Schritt der Probenvorbereitung, dem Ionenaustausch,
wurden zu 50 mL Probelösung jeweils 10 µg Bor zudotiert. Diese Bormenge ist in 1
mL einer Lösung mit 10 mg/L B enthalten. Die so behandelten Lösungen werden
entsprechen dem entwickelten Verfahren durch den Ionenaustauscher geleitet, der nach
der Beladung mit 10 mL bidest. Wasser gespült wurde. Anschließend wurden zum
Effluat 6 mL Phosphatpuffer zugefügt und diese Lösung wird über eine 200 mg-Säule
des catecholmodifizierten Kieselgels gepumpt. Nach dem Spülen der Säule mit 5 mL
des auf 1/10 mit Wasser verdünnten Puffers, wird die Säule mit 1 mL 1 mol/L
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
66
Salzsäure eluiert. Die erhaltenen Eluate werden mit der FAES bei λ = 548 nm
spektrophotometrisch vermessen (Tab. 2-12).
Tab. 2-11 Wiederfindung des Bors in Probenlösungen (wäßrige Borlösung, β =
0,025 mg/L) nach Aufstocken mit unterschiedlichen Borkonzentrationen und
Anreicherung über das catecholmodifizierte Kieselgel (n = 3), Bestimmung mit
Azomethin-H
Bor-Wiederfindung [%]
Mittelwert
zudotierte Menge Bor
Volumen der
Probelösung [mL] 0 µg B 10 µg B 20 µg B 30 µg B
50 97,4 97,4 102,1 98,3
100 99,4 99,2 95,3 94,6
150 98,8 97,0 93,5 91,2
200 98,3 83,9 82,7 75,5
250 87,6 76,5 80,9 79,5
Für die Bestimmung des Borgehalts der Realproben mit Azomethin-H als Reagenz
[17] wurden die Wasserproben nach dem Ionenaustausch mit dem Reagenz versetzt
und entsprechend der Vorschrift nach 2 h Reaktionszeit UV-spektrophotometrisch
analysiert (Tab. 2-12).
Tab. 2-12 Ergebnisse der Untersuchung von 15 Realproben (Mittelwert der
Doppelbestimmung)
Probennahmeort und Datum FAES-Messung
[mg/L]
Azomethin-H-
Messung [mg/L]
Weser (Ohr) 30.05.1999 0,08 0,07
Fischteiche (Paderborn) 31.05.1999 0,06 0,06
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
67
Tab. 2-12 Fortsetzung
Probennahmeort und Datum FAES-Messung
[mg/L]
Azomethin-H-
Messung [mg/L]
Holzbach (Sande) 30.05.1999 0,07 0,06
Lippesee (Sande) 30.05.1999 0,05 0,04
Thune (Sande) 30.05.1999 0,05 0,05
Roter Bach (Altensenne) 30.05.1999 0,05 0,06
Pader (Schloß Neuhaus) 31.05.1999 0,05 0,05
Lippequelle (Bad Lippspringe) 31.05.1999 0,04 0,04
Lippe (Bentfeld) 30.05.1999 0,07 0,08
Habichtssee (Mastbruch) 30.05.1999 0,05 0,06
Strothe (Paderborn) 30.05.1999 0,07 0,07
Dedinger Heidesee (Schlangen) 31.05.1999 0,06 0,06
Haverkampsee (Schlangen) 31.05.1999 0,04 0,04
Diemel (Westheim) 31.05.1999 0,07 0,06
Leitungswasser (Paderborn) 02.06.1999 0,04 0,03
2.6.1 Vergleich der FAES-Bestimmung mit der Azomethin-H-Methode
Mit den durchgeführten Messungen an Realproben kann die Leistungsfähigkeit der
beiden eingesetzten Verfahren der Borbestimmung, Azomethin-H und die Flammen-
Atomemissionsspektrometrie nach dem Anreicherungsschritt, miteinander verglichen
werden. Dafür stehen zwei statistische Verfahren zur Verfügung: die
Korrelationsanalyse und die Orthogonale Regressionsanalyse.
Für die Korrelationsanalyse werden die Werte der Azomethin-H-Messungen (Tab. 2-
12) auf der Abszisse als unabhängige Variable gegen die Daten der FAES-Messung
auf der Ordinate als abhängige Variable aufgetragen (Abb. 22). Die erhaltenen
Wertepaare werden einer linearen Regressionsanalyse unterworfen:
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
68
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 0,10
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,07
0,08
0,09
0,10
y = 0,005 + 0,89 x
r = 0,84
Borkonzentrationen der FAES-Messung
[mg/L B]
Borkonzentrationen der Azomethin-H-Messung
[mg/L B]
Abb. 22 Korrelationsanalyse der Borbestimmung mit der FAES (nach Aufstocken
und Anreicherung auf dem catecholmodifiziertem Kieselgel) und mit Azomethin-H
Der erhaltene Achsenabschnitt ist vernachlässigbar klein (a = 0,005), die Steigung ist
jedoch deutlich < 1 (b = 0,89). Aus der Steigung ergibt sich, daß die mit der FAES-
Bestimmung ermittelten Werte im Mittel kleiner sind, als die mit Azomethin-H
bestimmten Borkonzentrationen der Probelösungen. Deutliche Ausreißer sind in der
graphischen Darstellung der Daten nicht festzustellen. Die Ergebnisse beider
Bestimmungsmethoden zeigen mit der Korrelationsanalyse jedoch nur eine
eingeschränkte Übereinstimmung.
Die Orthogonale Regressionsanalyse ist eine von Funk [97] vorgeschlagene
Auswertung zur Gleichwertigkeitsuntersuchung. Hierzu ist die Ermittlung
verschiedener Kenngrößen notwendig, die quantitativ die Gleichwertigkeit der
Verfahren beschreiben. Aus den gewonnenen Analysendaten der Realproben lassen
sich die folgenden Größen berechnen:
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
69
Tab. 2-13 Kenngrößen der Analysendaten des Vergleichs der Bestimmung von Bor
mit Azomethin-H (DIN-Verfahren [17]) und mit der FAES mit orthogonaler
Regressionsanalyse (n = 15) Tab. 2-12
x
[mg/L] s [mg/L]
FAES-Bestimmung 0,057 0,013
Azomethin-H-Bestimmung 0,055 0,014
Differenz der Mittelwerte: bias -0,002 mg/L
konstant-systematische Abweichung: biasrelativ3,6 %
Standardabweichung der Differenzen: sD0,008 mg/L
Präzision: sDrelativ 14,5 %
Steigung: b 1,08
Achsenabschnitt: a -0,006 mg/L
proportional-systematische Abweichung: Fp relativ 8,0 %
Der orthogonale Regressionsansatz betrachtet keines der Verfahren als richtig. Die
Lage der Ausgleichsgerade wird so gewählt, daß sie sowohl in vertikaler als auch in
horizontaler Richtung von den Meßpunkten so wenig wie möglich abweicht. Beim
vorherigen Regressionsansatz werden die Werte der Azomethin-H-Detektion auf der
Abzisse als richtig angenommen und die Gerade so bestimmt, daß die Meßpunkte in
vertikaler Richtung möglichst wenig von ihr abweichen. Beide Ansätze sind
gleichermaßen gerechtfertigt.
Der Achsenabschnitt der Ausgleichsgerade ist bei der orthogonalen
Regressionsanalyse vernachlässigbar klein. Die konstant-systematische Abweichung
beträgt 3,6 % und der proportional-systematische Fehler 8 %. Beide Abweichung sind
damit deutlich geringer als die Präzision mit 14,5 %. Zur Berechnung der Präzision
(relative Standardabweichung der Differenzen) wird die Standardabweichung der
Differenzen der beiden Meßreihen (Tab. 2-12) herangezogen. Da die bestimmten
Analysenwerte sehr niedrig sind (Durchschnittswerte 0,055 bzw. 0,057 mg/L B), wirkt
sich die Standardabweichung der Differenzen mit einem Wert von s = 0,008 mg/L sehr
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
70
stark aus, so daß eine Präzision von 14,5 % erhalten wird. Dieser Wert zeigt, daß die
beiden Meßreihen nur bedingt miteinander vergleichbar sind. Die erhaltenen Meßwerte
der beiden Methoden weichen nicht jeweils in der gleichen Richtung voneinander ab
(nur größer oder nur kleiner als nach der jeweils anderen Methode), sondern die
Abweichungen wechseln häufig. Dadurch wird die Standarbabweichung der
Differenzen größer. Für eine genaue Aussage bezüglich der Vergleichbarkeit der
beiden zur quantitativen Borbestimmung angewandten Verfahren, sind noch weitere
Meßreihen notwendig.
Die bis hier erhaltenen Daten zeigen, daß die quantitative Borbestimmung natürlicher
Oberflächenwässer mit der FAES nach einem Anreicherungsschritt prinzipiell möglich
ist.
2.6.2 Abschließende Beurteilung des Analysenverfahrens
Das entwickelte Verfahren zur Bestimmung von Borkonzentrationen in Wasser mit der
Flammen-Atomemissionsspektrometrie zeigt einen linearen Bereich der Meßwerte von
0,1 bis 1,0 mg/L B. Die Bestimmungsgrenze des Verfahrens ergibt sich aus den
durchgeführten Untersuchungen mit 0,13 mg/L B. Die Erfassungsgrenze liegt bei 0,06
mg/L B. Die Verfahrensstandardabweichung mit sx0 = 0,007 mg/l und die relative
Verfahrensstandardabweichung mit Vx0 = 1,25 % bei der Ermittlung der Verfahrens-
kenndaten mit Standardproben (siehe Anhang 1) war sehr gering. Die
Standardabweichung der Methodenpräzision unter Verwendung eines Ablaufwassers
der Kläranlage als Realprobe (Kap. 2.5.3) liegt mit 5,7 % relativ hoch, da diese Probe
eine sehr komplexe Matrix enthält und die Probenvorbereitung (Ionenaustausch) nicht
immer in gleichbleibender Qualität gelingt. Die Bestimmung von Proben, deren
Borgehalt kleiner als die Bestimmungsgrenze von 0,13 mg/L ist, kann durch
Aufstocken der Probelösungen erreicht werden. Der Vergleich der so analysierten 15
Realproben mit den Ergebnissen aus der Bestimmung dieser Proben mit Azomethin-H
[17] zeigt vergleichbare Analysendaten (Kap. 2.6.1).
2 Beschreibung und Diskussion der Versuchsergebnisse
71
Die Probenvorbereitung des entwickelten Verfahrens ist durch das Aufstocken und
Anreichern der Probelösungen aufwendiger als die der Borbestimmung mit
Azomethin-H. Aber auch dieses DIN-Verfahren benötigt je nach Probelösung eine
ähnliche Probenvorbereitung, wie z. B. das Abtrennen von Trübstoffen durch
Filtration, Ionenaustausch, evtl. Fällung störender Ionen oder die sehr zeitaufwendige
Extraktion des Bors durch 2-Ethylhexan-1,3-diol aus der wässrigen Probelösung [136].
Die Anwendung des entwickelten Analysenverfahrens liegt in der Ermittlung des
Borgehalts von Oberflächenwässern, wie Bächen, Seen, Flüssen oder auch
Kläranlagenwasser, um die Überwachung des Boreintrags in Gewässer und die
Entwicklung der durchschnittlichen Borkonzentrationen in Trinkwasser zu
ermöglichen. Der Grenzwert für Bor in Trinkwasser beträgt zur Zeit 1,0 ± 0,2 mg/L
[14, 137]. Die Bestimmung geringer Borkonzentrationen mit der FAES war bisher nur
über Derivatisierung möglich. Eine frühere Arbeit [56] zur Borbestimmung mit der
FAES beschreibt die Aufkonzentrierung der Probenlösung durch Eindampfen vor dem
Veresterungsschritt zum Borsäuretrimethylester. Der Autor gibt für dieses Verfahren
eine Nachweisgrenze von 0,002 mg/L B an. Castillo [51] setzt die Probenlösung ohne
vorherige Aufkonzentrierung zur Darstellung des Borsäuretrimethylesters ein. Der
Ester wird aus der Reaktionlösung mit Methanol in die Gasphase überführt und zur
Messung gebracht. Eine quantitative Bestimmung der Borgehalte der eingesetzten
Lösungen wurde für einen Konzentrationsbereich von 1 bis 2000 mg/L B angegeben.
Bei dem hier entwickelten Verfahren zur Borbestimmung mit der FAES wird der
Analyt, angereichert in einem kleinen Eluatvolumen erhalten. Hierdurch können die
Probenvorbereitung und die spektrometrische Messung getrennt optimiert werden.
Aufgrund der Kenndaten ist mit dem Verfahren die quantitative Bestimmung der
Borgehalte in gering konzentrierten Realproben mit der Flammen-
Atomemissionsspektrometrie möglich.
3 Experimenteller Teil
72
3Experimenteller Teil
3.1 Analysen- und Meßmethoden
UV/VIS-Spektroskopie: Die UV/VIS-Spektren wurden auf dem Gerät Lambda 15 der
Firma Perkin-Elmer aufgenommen. Zur Steuerung und Auswertung diente das
Softwarepaket PECSS der Firma Perkin-Elmer. Der Variationskoeffizient des
Spektrometers wurde durch sechsfache Messung einer Standardlösung mit β = 0,25
µg/mL B entsprechend der Borbestimmung mit Azomethin-H [17] festgestellt. Er
ergab
VK = σn-1 /
x
= 0,0035 Gl. 3.1
mit
VK = Variationskoeffizient
σn-1 = Standardabweichung und
x
= Mittelwert der Messungen [109].
IR-Spektroskopie: Die IR-Spektren wurden mit dem FTIR-Gerät Modell P510 der
Firma Nicolet aufgenommen. Die Auswertung erfolgte mit Hilfe des PCIR-Programms
der Firma Nicolet. Die Substanzen wurden, soweit nicht anders erwähnt, als KBr-
Preßling vermessen. Die Lagen der infrarotaktiven Absorptionsbanden sind als
Wellenzahlen in cm-1 angegeben.
Elementaranalysen: Die quantitativen Bestimmungen von Kohlenstoff, Wasserstoff
und Stickstoff, die an der Universität durchgeführt wurden, erfolgten im Universal-
verbrennungsautomaten PE 2400 der Firma Perkin-Elmer. Weiterhin wurden
Bestimmungen von Kohlenstoff und Wasserstoff vom Labor Beller, Göttingen,
durchgeführt.
NMR-Spektroskopie: Die 1H-Spektren wurden auf dem Gerät AMX 300 der Firma
Bruker aufgenommen. Als Standard für die 1H- Messungen wurde Tetramethylsilan
gleich 0 ppm gesetzt. Die Aufnahme der Spektren erfolgte bei Raumtemperatur. Die
29Si-MAS-NMR-Spektren wurden mit demselben Gerät aufgenommen, bei einer 29Si
3 Experimenteller Teil
73
NMR-Frequenz von 59,628 Hz und einem Feld von 7,0483 T. Ein 25°-Puls mit einer
Ruhezeit von 4 s wurde verwendet. Die Rotationsgeschwindigkeit betrug 3 kHz und
die Auflösung pro Punkt etwa 30 Hz. Als Probengefäße wurden Zylinder aus
Zirkoniumdioxid benutzt. Die Eichung der ppm-Skala erfolgte relativ zu
Tetramethylsilan. Die Umwandlung der erhaltenen FIDs erfolgte durch Fourier-
Transformation, bei der die Gauss-Multiplikation als Filterfunktion auf das Signal
angewendet wurde. Die quantitative Auswertung der Spektren erfolgte durch die
Bearbeitung am PC mit den Programmen WIN-NMR v. 2.0 und WIN-FIT der Firma
Bruker.
Pumpe: Bei den Anreicherungsuntersuchungen wurden die Lösungen mit einer
Schlauchpumpe vom Typ ISMATEC IPC gefördert. Es wurde stets ein Volumenstrom
von 2,0 mL/min eingestellt.
Probenzufuhr und Zerstäuber: Es wurde eine HPLC-Pumpe der Firma Knauer Typ
364.00 verwendet; ebenso wurden der Hochdruckzerstäuber A0387 und der elektrische
Ventilantrieb A0621 mit zwei 6-Port/3-Kanal-Schaltventilen der Firma Knauer
verwendet. Die Probenschleife hatte ein Volumen von 130 µL.
FAES-Spektroskopie: Die Emissionsuntersuchungen wurden mit dem Gerät Atomic
Absorption Spectrophotometer 1100b der Firma Perkin-Elmer durchgeführt. Die
Berechnung der Linearregression der Kalibriergerade und die entsprechende
Auswertung der Meßwerte erfolgte durch die interne Software des Gerätes. Die
Berechnung der Stichproben-Standardabweichung der erhaltenen Meßwerte erfolgte
manuell nach folgender Formel [97]:
σn-1 = {Σx2 - [(Σx)2/n] / n - 1}1/2 Gl. 3.2
pH-Messungen: Die Messungen der pH-Werte wurden mit dem Mikroprozessor pH-
Meter 763 der Firma Knick ausgeführt.
Borbestimmung mit Azomethin-H: Die quantitative Bestimmung der Borationen
erfolgte entsprechend der DIN-Vorschrift 38405, Teil 17 [17].
Methylrotindikation: Die Bestimmung der freien OH-Gruppen auf dem Kieselgel
erfolgte nach der Methode von Shapiro und Kolthoff [126, 127]. Dazu wurde eine
Benzolstammlösung mit 30 µmol/L Methylrot angesetzt. Zur Kalibrierung wurden
3 Experimenteller Teil
74
zwei verdünnte Lösungen mit 15 und 7,5 µmol/L Methylrot erstellt. Von den zu
untersuchenden Kieselgelen wurden je 25 mg mit 5 mL der Stammlösung versetzt und
nach leichtem Umschwenken und 1 h Reaktionszeit bei λ = 483 nm gegen reines
Benzol vermessen. Aus den ermittelten Extinktionen wurde die veränderte Polarität der
Kieselgeloberflächen berechnet.
Tab. 3-1 Daten der Methylrotbestimmung
Standardlösungen und
Kieselgele
Meßwert berechnete Methylrotauf-
nahme in µmol
Lösung 1: 30 µmol/L 0,8959
Lösung 2: 15 µmol/L 0,4595
Lösung 3: 6 µmol/L 0,1792
Kieselgel Si 60 0,1882 0,1193
Kieselgel Si 60 + Spacer 0,5042 0,0664
Kieselgel Si 60 + Spacer +
Endcapping
0,7998 0,0156
LiChroprep Si 60 0,1833 0,1201
LiChroprep Si 60 + Spacer 0,1811 0,1206
LiChrospher Si 100 0,0946 0,135
LiChrospher Si 100 +
Spacer
0,3456 0,051
LiChrosorb Si 100 0,0731 0,138
LiChrosorb Si 100 + Spacer 0,1282 0,0888
3.2 Ausgangsverbindungen und Lösemittel
Die verwendeten Chemikalien weisen, soweit nichts anderes vermerkt ist, den
Reinheitsgrad p. a. auf. Die folgende Chemikalien wurden im Handel erhalten:
Fluka: Borsäure, 3-Aminopropyltriethoxysilan, Hexamethyldisilazan, Ammonium-
acetat, di-Natriumhydrogenphosphat-dihydrat, (L+)-Ascorbinsäure, Citronensäure-
3 Experimenteller Teil
75
monohydrat, di-Ammoniumhydrogenphosphat, Ammoniak-Lösung (25 %), Kalium-
hydroxid, Natriumhydroxid, Trimethylchlorsilan, Triethylamin, Natriumacetat,
Azomethin-H-Mononatriumsalz, Thionylchlorid, Ethylendinitrilotetraessigsäure-
Diammoniumsalz, Dowex 50 W X 8, Triethanolamin, Tris(hydroxymethyl)-
aminomethan.
Merck: Kieselgel Si 60, Korngröße 40 - 63 µm (Oberfläche ∼500 m2/g; entsprechend
Silanolgruppen: ∼8,3 µmol/m2 = 4,15 mmol/g), LiChroprep Si 60, Korngröße 40 - 63
µm (Oberfläche ∼500 m2/g; entsprechend Silanolgruppen: ∼8,3 µmol/m2 = 4,15
mmol/g), LiChrosorp Si 100, Korngröße 10 µm (Oberfläche ∼500 m2/g; entsprechend
Silanolgruppen: ∼8,3 µmol/m2 = 4,15 mmol/g), LiChrospher Si 100, Korngröße 20 µm
(Oberfläche ∼300 m2/g; entsprechend Silanolgruppen: ∼8,3 µmol/m2 = 2,49 mmol/g),
Ethylendinitrilotetraessigsäure-di-Natriumsalz-dihydrat und di-Ammoniumsalz,
Schwefelsäure (d = 1,84 g/cm3), 2,3-Dihydroxybenzoesäure, Kationentauscher I,
Indikator Methylrot, Indikator Eriochromschwarz-T, Indikator Murexid, Indikator
Tiron.
Riedel de Häen: Fixanal 1 N Salzsäure
Deutero-GmbH: D2O, CDCl3
Die handelsüblichen Lösemittel wurden nach Literaturmethoden [100, 101] getrocknet
und unter Argonatmosphäre destilliert. Die verwendeten wäßrigen Lösungen wurden
mit bidestilliertem Wasser angesetzt und, falls vermerkt, im Ultraschallbad entgast.
Die Lösungen wurden in Polypropylen-Meßkolben angesetzt und in Polyethylen-
Flaschen (PE-Flaschen) aufbewahrt. Alle verwendeten Meßkolben und PE-Flaschen
wurden zur Reinigung für einen Tag in einer Reinigungslösung für Laborgeräte (RBS
35 Konzentrat, Firma Carl Roth GmbH + Co) eingelegt, anschließend gründlich mit
Leitungswasser und dann sechsmal mit bidestilliertem Wasser ausgespült und
getrocknet.
3 Experimenteller Teil
76
3.3 Modifikation des Kieselgels
3.3.1 Spacerfixierung
Si OH +(EtO)3Si(CH2)3NH2Toluol
- EtOH Si Si(EtO)2(CH2)3NH2
O
Gl. 3.3
Prinzipiell lehnte sich das folgende Verfahren an frühere Arbeiten im Arbeitskreis an
[76 - 79, 87]. Zur Reinigung des aus dem Handel bezogenen Kieselgels wurden 5 g
Kieselgel mit ca. 100 mL konzentrierter Salzsäure und einigen analysenreinen
Siedesteinen 4 h unter Rückfluß gekocht. Anschließend wurde das Kieselgel mit
bidestilliertem Wasser neutral gewaschen und für 16 h im Trockenschrank bei 110°C
getrocknet.
Das so vorbehandelte Kieselgel wurde in einem Dreihalskolben für 4 h unter
Hochvakuum bei 100°C Ölbadtemperatur aktiviert und unter Luftausschluß mit 20 mL
absolutem Toluol und 17 mL (73 mmol)3-Aminopropyltriethoxysilan vereinigt. Die
heterogene Mischung wurde für 14 h auf 135 °C erhitzt und dabei mittels KPG-Rührer
gerührt. Danach wurde das Kieselgel in eine D2-Fritte überführt und nacheinander mit
je 100 mL Toluol, Chloroform, Methanol und Aceton gewaschen. Das so erhaltene,
weiße Kieselgel wurde 6 h im Hochvakuum bei 50°C getrocknet.
Kieselgel Si 60, 40 - 63 µm
FTIR-Daten: 3440 m (νOH), 2981 w und 2850 vw (νCH2), 1637 w (Kristallwasser),
1095 s (δSiO)
Elementaranalyse: 5,97 % Kohlenstoff, 2,11 % Stickstoff, 1,07 % Wasserstoff
Methylrotindikation: 44,3 % der OH-Gruppen belegt (1,84 mmol/g Kieselgel)
LiChroprep Si 60, 40 - 63 µm
FTIR-Daten: 3444 m (νOH), 2940 w und 2890 vw (νCH2), 1635 w (Kristallwasser),
1099 s (δSiO)
Elementaranalyse: 5,54 % Kohlenstoff, 1,85 % Wasserstoff
Methylrotindikation: 26,2 % der OH-Gruppen belegt (1,08 mmol/g Kieselgel)
3 Experimenteller Teil
77
LiChrosorb Si 100, 10 µm
FTIR-Daten: 3445 m (νOH), 2922 w und 2853 vw (νCH2), 1630 w (Kristallwasser),
1098 s (δSiO)
Elementaranalyse: 5,79 % Kohlenstoff, 1,24 % Stickstoff, 1,23 % Wasserstoff
Methylrotindikation: 45,7 % der OH-Gruppen belegt (1,89 mmol/g Kieselgel)
LiChrospher Si 100, 20 µm
FTIR-Daten: 3448 m (νOH), 2923 w und 2873 vw (νCH2), 1635 w (Kristallwasser),
1098 s (δSiO)
Elementaranalyse: 4,74 % Kohlenstoff, 5,16 % Stickstoff, 0,87 % Wasserstoff
Methylrotindikation: 53,2 % der OH-Gruppen belegt (1,32 mmol/g Kieselgel)
3.3.2 Spacerfixierung
(EtO)3Si(CH2)3NH2
+
OH
Si - EtONa
- AcOH
OSi(EtO)2(CH2)3NH2
Si
Wasser/NaAc
Gl. 3.4
In wässriger Lösung wurde analog Mingalyov et. al. [80, 81] 1g gereinigtes Kieselgel
Si 60 (40 - 63 µm) mit 50 mL 0,1 M Natriumacetatlösung und 4 mL 3-Aminopropyl-
triethoxysilan versetzt und die Reaktionsmischung unter Rückfluß von Lösemittel für
90 Minuten auf 90°C gehalten. Das Kieselgel wurde anschließend in eine D2-Fritte
abfiltriert und der Rückstand mit Wasser und Aceton gewaschen und anschließend
unter Hochvakuumbedingungen getrocknet.
Kieselgel Si 60, 40 - 63 µm
FTIR-Daten: 3438 m (νOH), 2945 w und 2929 vw (νCH2), 1630 w (Kristallwasser),
1088 s (δSiO)
Elementaranalyse: 6,05 % Kohlenstoff, 2,00 % Wasserstoff
Methylrotindikation: 42,8 % der OH-Gruppen belegt (1,78 mmol/g Kieselgel)
3 Experimenteller Teil
78
3.3.3 Silylierung der 2,3-Dihydroxybenzoesäure und Herstellung des
Säurechlorids
HOOC
HO OH
+(CH3)3Si Si(CH3)3(CH3)3SiCl
H
NC
O(CH3)3Si
O
O
Si(CH3)3
O
(CH3)3Si
NH4Cl
-
Gl. 3.5
In einem 100 mL-Dreihalskolben wurden 0,5 g (3,24 mmol) 2,3-Dihydroxy-
benzoesäure, welche zuvor aus Wasser umkristallisiert wurde, mit 10 mL (48 mmol)
Hexamethyldisilazan (Kp 124 °C) umgesetzt und unter Rückfluß des Lösemittels
gebracht. Sobald die Lösung zu sieden begann, wurden 2 mL (15,8 mmol)
Trimethylchlorsilan (Kp 56 °C) als Katalysator zugetropft und die Lösung 1 Tag auf
146°C Ölbadtemperatur erhitzt [88, 95]. Das überschüssige Hexamethyldisilazan und
Trimethylchlorsilan wurde an der Hochvakuumpumpe bei ca. 40°C abdestilliert. Es
hinterblieb als Reaktionsprodukt eine braune viskose Flüssigkeit. Nach Maßgabe der
gemessenen NMR-Spektren erfolgte die Umsetzung zu 100 % [102].
1H-NMR (CDCl3): δ = 7.41 (dd, 1 H, H-4), 6.97 (dd, 1 H, H-6), 6.84 (t, 1 H, H-5),
0.38 (s, 9 H, Silylester), 0.28 (s, 9 H, Silylether C-2), 0.23 (s, 9 H, Silylether C-3)
SOCl2
- SO2
-(CH3)3SiCl
C
O
Cl
O O
(CH3)3SiSi(CH3)3
C
O(CH3)3Si
O
O O
(CH3)3SiSi(CH3)3
Gl. 3.6
Die erhaltene silylierte 2,3-Dihydroxybenzoesäure wurde auf dem Wasserbad bei
Raumtemperatur tropfenweise unter Argon mit 10 mL (137 mmol) destilliertem
Thionylchlorid umgesetzt [103]. Nach 2 h Reaktionsdauer wurde das Wasserbad auf
30°C erwärmt und die Reaktionsmischung weitere 6 h gerührt. Anschließend wurde
das überschüssige Thionylchlorid unter Hochvakuumbedingungen abdestilliert, wobei
3 Experimenteller Teil
79
eine dunkelbraune viskose Flüssigkeit zurückblieb. Die Ausbeute betrug 85 % bezogen
auf die eingesetzte 2,3-Dihydroxybenzoesäure.
1H-NMR (CDCl3): δ = 7.64 (dd, 1 H, H-4), 7.09 (dd, 1 H, H-6), 6.93 (t, 1 H, H-5),
0.30 (s, 9 H, Silylether C-2), 0.26 (s, 9 H, Silylether C-3)
3.3.4 Fixierung des silylierten Säurechlorids an unterschiedlichen Kieselgelen
Si Si(EtO)2(CH2)3NH2
O+
Et3N
-Et3NH+Cl-NH
C
O O
(CH3)3SiSi(CH3)3
O
OSi(EtO)2(CH2)3
Si
C
Cl
O
O O
(CH3)3SiSi(CH3)3
Gl. 3.7
Es wurden je 1,5 g modifiziertes Kieselgel im Kolben zusammen mit 10 mL (72 mmol)
Triethylamin vorgelegt und auf - 40 °C gekühlt. Das Säurechlorid wurde jeweils in 5
mL wasserfreiem Dichlormethan gelöst. Solche Lösungen wurden innerhalb 3 h
zugetropft, wobei die Temperatur des Kältebades zwischen -40 und -20°C gehalten
wurde. Dabei wurde mit dem KPG-Rührer schwach gerührt, um das Kieselgel nicht
unnötig zu zerkleinern. Anschließend wurden weitere 10 mL Triethylamin zugegeben
und der Kolben für 2,5 Tage ins Eisfach bei -25°C gestellt. Das so behandelte
Kieselgel wurde in einer D2-Fritte abgetrennt und nacheinander mit 80 mL
Dichlormethan, 60 mL Methanol, 40 mL 50%igem Essig [104], 300 mL Wasser und
50 mL Aceton gewaschen und an der Hochvakuumpumpe getrocknet. Die Ausbeute an
so behandelten Kieselgelen betrug jeweils 1,3 g bis 1,4 g entsprechend 87 % bis 93 %
bezogen auf die Einwaage des Edukts.
3 Experimenteller Teil
80
Untersuchung der Boraufnahme der modifizierten Kieselgele
Zur Bestimmung der Boraufnahmekapazität der modifizierten Kieselgele wurden
jeweils dreimal 100 mg des Kieselgels in 25 mL einer Natriumphosphat-gepufferten
Borat-Lösung mit 0,2 mg/L B für eine Stunde geschüttelt. Die Lösungen wurden
anschließend abfiltriert und der Borgehalt entsprechend der DIN-Vorschrift ermittelt.
Für die Kalibrierfunktion wurden Lösungen mit 0,25 mg/L Bor, 0,125 mg/L Bor,
0,0625 mg/L Bor und 0 mg Bor/L verwendet.
Zur Herstellung der Lösung wurden jeweils 20 mL einer wässrigen Borlösung mit 0,25
mg/L B mit 5 mL einer Pufferlösung versetzt, so daß sich eine Konzentration von 0,2
mg/L B und ein pH-Wert von 7,8 ergab. Für die Pufferlösung wurden 100 mmol
Na2HPO4 und 4 mmol EDTA im Meßkolben mit bidestilliertem Wasser auf einen Liter
aufgefüllt (pH = 8,2).
Aus den je drei so ermittelten Boraufnahmekapazitäten eines modifizierten Kieselgels
wurden der arithmetische Mittelwert und die Stichproben-Standardabweichung σn-1
(Gl. 3.2) bestimmt.
Kieselgel Si 60, 40 - 63 µm nach 3.3.1
FTIR-Daten: 3440 m (νOH), 2921 w und 2850 vw (νCH2), 1637 w (Kristallwasser),
1556 vw (νCO), 1545 vw (δNH), 1099 s (δSiO)
Elementaranalyse: 7,54 % % Kohlenstoff, 3,79 % Stickstoff, 1,05 % Wasserstoff
Boraufnahme: 88,2 % ± 2,19 %
Kieselgel Si 60, 40 - 63 µm nach 3.3.2
FTIR-Daten: 3437 m (νOH), 2930 w und 2868 vw (νCH2), 1630 w (Kristallwasser),
1561 (vw) (νCO), 1543 vw (δNH), 1083 vs (δSiO)
Elementaranalyse: 7,02 % Kohlenstoff, 1,94 % Wasserstoff
Boraufnahme: 41,8 % ± 9,27 %
LiChroprep Si 60, 40 - 63 µm
FTIR-Daten: 3444 m (νOH), 2969 w und 2876 vw (νCH2), 1635 w (Kristallwasser),
1560 vw (νCO), 1545 vw (δNH), 1099 vs (νSiO)
Elementaranalyse: 7,10 % Kohlenstoff, 1,96 % Wasserstoff
Boraufnahme: 56,1 % ± 1,10 %
3 Experimenteller Teil
81
LiChrosorb Si 100, 10 µm
FTIR-Daten: 3428 m (νOH), 2956 vw (νCH2), 1630 w (Kristallwasser), 1569 vw (νCO),
1546 vw (δNH), 1095 vs (δSiO)
Elementaranalyse: 6,67 % Kohlenstoff, 2,86 % Stickstoff, 1,02 % Wasserstoff
Boraufnahme: 46,9 % ± 0,85 %
LiChrospher Si 100, 20 µm
FTIR-Daten: 3431 m (νOH), 2969 vw (νCH2), 1635 w (Kristallwasser), 1545 vw (νCO),
1528 vw (δNH), 1099 s (δSiO)
Elementaranalyse: 5,97 % Kohlenstoff, 5,08 % Stickstoff, 1,04 % Wasserstoff
Boraufnahme: 79,8 % ± 0,72 %
3.3.5 Endcapping des modifizierten Kieselgels
Zum Endcappen wurden 2 g spacerfixiertes Kieselgel Si 60 in 20 mL (158 mmol)
Trimethylchlorsilan für 30 h unter Rückfluß gekocht. Das so erhaltene Kieselgel wurde
nacheinander auf einer Fritte mit 30 mL Dichlormethan, 20 mL Methanol, 20 mL
50%igem Essig, 100 mL Wasser und 50 mL Aceton gewaschen. Es wurde ein beiges
Kieselgel erhalten, das im Hochvakuum getrocknet wurde. Die Ausbeute betrug 95 %
bezogen auf die Einwaage an Kieselgel. Das so erhaltene Kieselgel wurde weiter nach
3.3.4 mit dem Catechol umgesetzt.
Kieselgel Si 60, 40 - 63 µm
FTIR-Daten: 3440 m (νOH), 2969 vw (νCH2), 1637 w (Kristallwasser), 1099 s (δSiO)
Elementaranalyse: 6,76 % Kohlenstoff, 2,02 % Wasserstoff
Boraufnahme: 60,2 % ± 3,55 %
3 Experimenteller Teil
82
3.4 Eigenschaftsuntersuchungen mit dem Kieselgel Si 60 (40 - 63 µm)
3.4.1 pH-Abhängigkeit der Borsorption und -elution, Batch-Untersuchungen
Es wurde eine Lösung mit einer Konzentration von 10 mg/L B erstellt. Jeweils 50 mL
dieser Lösung wurden in 100 mL PE-Flaschen überführt, mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure
versetzt und mit 2 mol/L Ammoniaklösung auf pH-Werte von 3 bis 9 eingestellt. Die
pH-Werte 1 und 2 wurden durch Zugabe von 1 mol/L Salzsäure zu der Borlösung
erhalten. Zu jeder der Lösungen wurden 100 mg catecholmodifiziertes Kieselgel
zugefügt und die Lösungen wurden insgesamt 24h geschüttelt. Nach 15 Min., 30 Min.,
1 h, 2 h, 4 h und 24 h wurden Proben von je 5 mL entnommen und mit Azomethin-H
der Borgehalt der Lösungen bestimmt.
Tab. 3-2 Boraufnahme bei unterschiedlichen pH-Werten
pH-Wert 15 Min 30 Min 1 h 2 h 4 h 24h
1000000
2111000
3 10 11,5 10 8 7 7
4 15 11,5 12 23 22 15
5 21 21,5 22 16 18 19
6 21 24 26 29 26 25
7 29 36 37 41 43 39
8 35 46 49 50 48 45
9 46 62 78 76 77 61
Für die Untersuchung der Elution des Bors wurden zuerst jeweils 100 mg des
catecholmodifizierten Kieselgels in 50 mL PE-Flaschen in 20 mL einer Lösung mit
insgesamt 1 mg Bor und einem pH-Wert von 8 für 2 h geschüttelt. Anschließend
wurde die Mischung durch einen Faltenfilter gegossen und das Filtrat in einem 100 mL
Meßkolben aufgefangen. Die PE-Flaschen wurden dreimal mit je 5 mL bidest. Wasser
ausgespült, der Faltenfilter mit dreimal 3 mL Wasser. Die Filtrate wurden auf 100 mL
3 Experimenteller Teil
83
aufgefüllt und die Borkonzentration der erhaltenen Lösungen mit Azomethin-H als
Reagenz ermittelt. Die Faltenfilter mit dem Kieselgel wurden im Trockenschrank bei
35°C über Nacht getrocknet. Für die Elutionsuntersuchungen wurden folgende
Lösungen und Lösungsmittel eingesetzt:
1) bidestilliertes Wasser
2) 0,1 mol/L Salzsäure
3) 0,5 mol/L Salzsäure
4) 1 mol/L Salzsäure
5) Methanol
6) 10 mL 5 mol/L Salzsäure, 25 mL Methanol mit bidest. Wasser auf 50 mL aufgefüllt
7) 10 mL 5 mol/L Salzsäure, 40 mL Methanol mit bidest. Wasser auf 50 mL aufgefüllt
8) bidest. Wasser mit Ammoniaklösung auf pH 9 eingestellt
Die Kieselgelproben wurden in je 50 mL der Lösung überführt und insgesamt für 4 h
geschüttelt. Nach 30 Min., 1 h, 2 h, 3 h und 4 h wurden jeweils 5 mL Probe
entnommen und mit Azomethin-H der Borgehalt der Lösungen bestimmt. Aus den
Belegungsdaten der Kieselgelproben und den ermittelten Borkonzentrationen der
Lösungen wurde die auf dem Kieselgel verbliebene Bormenge in Prozent berechnet:
Tab. 3-3 Borelutionen in verschiedenen Lösungen (Angabe der auf dem Kieselgel
verbliebenen Bormenge)
Lösung 30 Min 1 h 2 h 3 h 4 h
197 % 95 % 92 % 90 % 87 %
283 % 74 % 66 % 57 % 48 %
378 % 67 % 58 % 46 % 36 %
464 % 52 % 32 % 16 % 0 %
595 % 93 % 90 % 87 % 85 %
696 % 95 % 92 % 84 % 70 %
793 % 81 % 71 % 61 % 48 %
8100 % 100 % 99 % 98 % 96 %
3 Experimenteller Teil
84
3.4.2 Boraufnahme im dynamischen Betrieb
Für die Bestimmung der Boraufnahme des dargestellten Kieselgels im dynamischen
Betrieb wurde eine SPE-Säule (Solid Phase Extraction) mit 200 mg modifiziertem
Kieselgel gefüllt. Vor dem Aufbringen der Probelösungen wurde die Säule mit
bidestilliertem Wasser gewaschen. Anschließend wurden je 50 mL Probelösung
aufgebracht. Die Borlösungen wurden mit 10 % des Phosphatpuffers angesetzt (200
mmol di-Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-Ammoniumsalz und 147
mmol Ammoniak auf 1 Liter). Alle Lösungen wurden mit einer Geschwindigkeit von 2
mL pro Minute über die Säule gepumpt. Dabei ergaben sich für die eingesetzten
Lösungen unterschiedlicher Konzentration die folgenden Boraufnahmen:
Tab. 3-4 Boraufnahme und -elution im dynamischen Betrieb
Konzentration Sorption Elution
0,25 mg/L 99,6 % 101,1 %
0,5 mg/L 99,3 % 103,1 %
0,75 mg/L 99,4 % 99,9 %
1,0 mg/L 99,8 % 100,2 %
1,25 mg/L 99,1 % 101,3 %
1,5 mg/L 99,2 % 100,9 %
1,75 mg/L 99,4 % 99,8 %
2,0 mg/L 99,1 % 100,1 %
2,5 mg/L 99,3 % 99,8 %
3,0 mg/L 96,5 % 99,4 %
4,0 mg/L 92,8 % 99,5 %
5,0 mg/L 86,1 % 99,7 %
Die Borsäure wurde von der Säule mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure eluiert und
anschließend jeweils mit 10 mL bidestilliertem Wasser neutralgewaschen bevor erneut
Probelösung aufgebracht wurde.
3 Experimenteller Teil
85
3.4.3 Aufnahme von Phosphationen durch das catecholmodifizierte Kieselgel
Zur Untersuchung der pH-Abhängigkeit der Borat- bzw. Phosphataufnahme wurden
Lösungen mit jeweils 100 mmol/L (NH4)2HPO4 bzw. mit 100 mmol/L B(OH)3 in
bidestilliertem Wasser angesetzt. Von diesen Lösungen wurden je 20 mL in eine 50
mL PE-Flasche pipettiert und mit 2 M Salzsäure und 25%iger Ammoniak-Lösung auf
pH-Werte von 1 bis 8 eingestellt. Die Lösungen wurden nacheinander auf einer Säule
mit 200 mg Kieselgel angereichert und mit 2 mL 1 M Salzsäure eluiert. Vor jeder
Anreicherung wurde die Säule mit 20 mL bidest. Wasser gewaschen. Die erhaltenen
Lösungen wurden mit der FAES entsprechend der Durchführung 3.5.1.1 bei λλ = 548
nm vermessen und die erhaltenen Werte für Borat und Phosphat berechnet.
Tab. 3-6 Aufnahme von Borat und Phosphat auf dem Kieselgel
pH-Wert Borataufnahme Phosphataufnahme
10,0037 mmol 0,2509 mmol
20,0053 mmol 0,4802 mmol
30,0103 mmol 0,5910 mmol
40,0805 mmol 0,6149 mmol
50,0835 mmol 0,6996 mmol
60,0911 mmol 0,6659 mmol
70,1229 mmol 0,6257 mmol
80,1309 mmol 0,4726 mmol
Die Untersuchung der Elution des Phosphats von dem Kieselgel erfolgte entsprechend
entsprechend der Borelution.
3 Experimenteller Teil
86
Tab. 3-7 Elution des Phosphats in unterschiedlichen Lösungen (entsprechend Kap.
3.4.1)
Lösung 30 Min 1 h 2 h 3 h 4 h
194 % 93 % 91 % 90 % 88 %
237 % 30 % 26 % 21 % 20 %
346 % 41 % 36 % 34 % 31 %
440 % 33 % 31 % 29 % 26 %
597 % 98 % 99 % 99 % 99 %
641 % 35 % 32 % 27 % 26 %
750 % 43 % 41 % 37 % 34 %
890 % 87 % 83 % 79 % 77 %
Die Bestimmung des Phosphatgehalts der Lösungen erfolgte entsprechend dem
Literaturangaben mit Molybdänblau [110].
3.5 Atomemissionsspektroskopie
3.5.1 Bestimmung von Borsäurekonzentrationen durch FAES bei Verwendung
eines Hochdruckzerstäubers
Als Brenngas für die FAES-Messungen wurde Acetylen und als Oxidans technische
Luft verwendet. Die Brenngasrate wurde auf 1,5 L/min und die Oxidansrate auf 9
L/min eingestellt, für den Erhalt einer sauerstoffreichen blauen Flamme.
Für den Probeneintrag wurde ein Hochdruckzerstäuber mit einem Düsenplättchen mit
20 µm Öffnung verwendet. Mit Hilfe einer HPLC-Pumpe wurde ein kontinuierlicher
Trägerlösungsstrom von 2,4 mL/min durch den Hochdruckzerstäuber in die
Gasmischkammer eingetragen, wobei sich ein Druck von etwa 90 bar in der
Hochdruckpumpe aufbaute.
3 Experimenteller Teil
87
Abb. 3.1 Aufbau der FAES
3.5.1.1 Ermittlung der optimalen Meßbedingungen
Zunächst wurden mit Hilfe der Schlauchpumpe 0,5 mL der Probelösung in die
Probenschleife gepumpt. Durch Umschalten des verwendeten Ventils wurde die Probe
in den Trägerlösungsstrom der HPLC-Pumpe eingebracht und der Messung zugeführt.
Es kamen unterschiedlichste Borkonzentrationen in Lösemittelgemischen zur
Untersuchung, um die optimalen Meßbedingungen aufzufinden.
Um die Genauigkeit der Meßwerte zu gewährleisten, wurden zusätzlich zu den
Borlösungen auch die Elutionslösungen gemessen. Es wurde ebenfalls untersucht, ob
die Elution der unbeladenen Kieselgelsäulen zu einer Beeinflußung des Elutionsmittels
führt. Diese Untersuchungen wurden routinemäßig in jeder Meßreihe mit ausgeführt.
Die erhaltenen Ergebnisse entsprachen jeweils dem Blindwert, der sich durch das
Messen des kontinuierlich eingetragenen Trägerlösungsstroms ergab. Der
Trägerlösungsstrom entspricht in seiner Zusammensetzung an Wasser und Methanol
genau dem bei den Anreicherungsuntersuchungen eingesetzten Elutionsmittel, ist im
Gegensatz zu diesem jedoch nur schwach angesäuert.
3 Experimenteller Teil
88
In einer ersten Meßreihe wurde reines bidest. Wasser und eine Mischung aus solchem
Wasser und Methanol verwendet. Für die Mischung wurde zur Gewährleistung eines
konstanten Methanolgehaltes in der Standard- und Meßprobe ein Wasser-Methanol-
Lösemittelgemisch von 1:1 verwendet. Letzteres wurde folgendermaßen hergestellt:
500 mL Methanol wurden zusammen mit 60 mL 1 N Salzsäure in einem 1 Liter
Meßkolben vorgelegt und mit bidest. Wasser bei Raumtemperatur der Lösung bis zur
Marke aufgefüllt. Für die rein wässerige Trägerlösung wurden 60 mL 1 N Salzsäure
mit reinem bidest. Wasser ebenfalls auf 1 Liter aufgefüllt. Trägerlösungen wurden stets
zum Entgasen 1 h in das Ultraschallbad gestellt.
Die Emission der Borsäure wurde bei zwei verschiedenen Wellenlängen (548 nm, 518
nm) gemessen.
Zur Auswertung des Meßsignals der Borsäurekonzentrationen standen drei
Möglichkeiten zur Verfügung:
• Bestimmung der Peakfläche,
• Bestimmung der Peakhöhe,
• 5 Einzelwertmessungen während des Meßsignals und Ermittlung des dazugehörigen
Mittelwertes.
Nach der Kalibrierung des Geräts mit den jeweils aktuellen Meßparametern wurde jede
Borkonzentration 10mal gemessen (n = 10) und die Stichproben-Standardabweichung
ermittelt.
Die Bestimmung der Borsäurekonzentration erfolgte zunächst bei λλ = 548 nm. Es
wurde das Wasser-Methanol-Lösemittelgemisch als Trägerlösung eingesetzt.
Zunächst wurde festgestellt, welche der drei möglichen Methoden der Meßsignal-
auswertung das beste Ergebnis bei der Bestimmung der Borsäurekonzentration liefert.
3 Experimenteller Teil
89
Tab. 3-8 Bestimmung der Peakfläche
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 12,9 mg/L σn-1 = 0,24 mg/L
10,0 mg/L x = 9,8 mg/L σn-1 = 0,17 mg/L
5,0 mg/L x = 4,7 mg/L σn-1 = 0,18 mg/L
2,5 mg/L x = 2,3 mg/L σn-1 = 0,29 mg/L
r = 0,998
Tab. 3-9 Bestimmung der Peakhöhe
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 12,6 mg/L σn-1 = 0,61 mg/L
10,0 mg/L x = 9,8 mg/L σn-1 = 0,72 mg/L
5,0 mg/L x = 4,8 mg/L σn-1 = 0,83 mg/L
2,5 mg/L x = 2,6 mg/L σn-1 = 0,57 mg/L
r = 0,965
Tab. 3-10 5 Einzelwerte, Meßzeit 1 s
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 11,6 mg/L σn-1 = 0,41 mg/L
10,0 mg/L
x = 10,0 mg/L
σn-1 = 0,55 mg/L
5,0 mg/L x = 4,5 mg/L σn-1 = 0,45 mg/L
2,5 mg/L x = 2,4 mg/L σn-1 = 0,24 mg/L
r = 0,997
Wegen der schlechteren Ergebnisse und Reproduzierbarkeit bei der Verwendung von
Einzelwertmessungen wurde diese Auswertungsmethode bei den weiteren
Untersuchungen nicht mehr berücksichtigt.
Diese Untersuchungen wurde ebenfalls bei λλ = 518 nm und sonst gleichbleibenden
Parametern durchgeführt.
3 Experimenteller Teil
90
Tab. 3-11 Bestimmung der Peakfläche
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 12,4 mg/L σn-1 = 0,71 mg/L
10,0 mg/L x = 9,3 mg/L σn-1 = 0,42 mg/L
5,0 mg/L x = 4,4 mg/L σn-1 = 0,62 mg/L
2,5 mg/L x = 2,2 mg/L σn-1 = 0,60 mg/L
r = 0,999
Tab. 3-12 Bestimmung der Peakhöhe
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 12,9 mg/L σn-1 = 0,54 mg/L
10,0 mg/L
x = 10,0 mg/L
σn-1 = 0,64 mg/L
5,0 mg/L x = 4,9 mg/L σn-1 = 0,60 mg/L
2,5 mg/L x = 2,9 mg/L σn-1 = 0,72 mg/L
r = 0,987
Da die bisherigen Untersuchungen zur Boranreicherung mit dem
catecholmodifiziertem Kieselgel ausschließlich mit Methanol/Wasser als Lösungen
durchgeführt wurden, wurde auch untersucht, ob sich mit reinem Wasser als
Trägerlösung befriedigende Ergebnisse erreichen lassen, so daß gegebenenfalls auf das
toxische Methanol verzichtet werden kann. Es wurden bei λλ = 548 nm die
Borkonzentrationen sowohl mit der Peakfläche als auch mit der Peakhöhe bestimmt.
Tab. 3-13 Bestimmung der Peakfläche
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 12,4 mg/L σn-1 = 0,39 mg/L
10,0 mg/L x = 9,8 mg/L σn-1 = 0,36 mg/L
5,0 mg/L x = 5,0 mg/L σn-1 = 0,51 mg/L
2,5 mg/L x = 2,4 mg/L σn-1 = 0,38 mg/L
r = 0,999
3 Experimenteller Teil
91
Tab. 3-14 Bestimmung der Peakhöhe
Borkonzentration Mittelwert der Messungen Standardabweichung
12,5 mg/L x = 16,6 mg/L σn-1 = 1,38 mg/L
10,0 mg/L
x = 12,0 mg/L
σn-1 = 1,46 mg/L
5,0 mg/L x = 5,2 mg/L σn-1 = 1,11 mg/L
2,5 mg/L x = 2,0 mg/L σn-1 = 1,55 mg/L
r = 0,996
3.5.1.2 Boranreicherung auf einer SPE-Säule und Borbestimmung mit der
FAES
Für die Anreicherung der Borsäure wurde eine herkömmliche SPE-Säule (Solid Phase
Extraction) mit 200 mg modifiziertem Kieselgel (Kieselgel Si 60, 40 - 63 µm) befüllt.
Die Säule wurde vor jeder Anreicherung mit 10 mL bidest. Wasser gespült. Mit Hilfe
einer Schlauchpumpe wurde die zu bestimmende Borlösung über die Säule geleitet; im
allgemeinen wurden 50 mL der Lösung zur Anreicherung verwendet. Die so auf der
Säule fixierte Borsäure wurde mit 5 mL verdünnter Pufferlösung (10 mL Pufferlösung
mit bidest. Wasser auf 100 mL aufgefüllt) gewaschen und mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure
eluiert. Nach der Anreicherung wurden die gesamten durch Elution erhaltenen
Borlösungen mit der FAES bei λλ = 548 nm vermessen. Dazu wurden genau wie bei
den vorhergehenden Untersuchungen [Kap. 3.5.1.1] 0,5 mL der Probelösung in die
Probenschleife überführt und die Konzentration bestimmt.
3 Experimenteller Teil
92
Tab. 3-15 Borbestimmung mit der FAES unter Verwendung des Phophatpuffers
Konzentration in mg/L B Meßwert
00,155
0,25 0,297
0,5 0,413
0,75 0,567
1,0 0,695
1,25 0,722
1,5 0,734
1,75 0,723
2,0 0,735
3.5.2 Validierung des Verfahrens
Für die Validierung des Verfahrens wurden Lösungen aus Bor-Standardlösungen
hergestellt, die zwischen 0,1 und 1,0 mg/L B enthielten, und die mit je 5 mL des
Phosphatpuffers (200 mmol di-Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol EDTA-di-
Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak auf 1 Liter) auf 50 mL Probelösung versetzt
wurden. Die Lösungen wurden über eine Säule mit 200 mg catecholmodifiziertem
Kieselgel gepumpt und mit 5 mL verdünnter Pufferlösung (10 mL Puffer mit
bidestilliertem Wasser auf 100 mL aufgefüllt) gewaschen. Anschließend wurde die
Borsäure mit 1 mL 1 mol/L Salzsäure eluiert. Die Eluate wurden mit der FAES
vermessen.
Parallel wurden Lösungen mit 5 bis 50 mg/L B aus Bor-Standardlösungen hergestellt,
die jeweils 606 mg/L Phosphat enthielten, entsprechend einer 100 %igen Anreicherung
und Wiederfindung der Borsäure.
3 Experimenteller Teil
93
Tab. 3-16 Borbestimmung in angesetzten und angereicherten Lösungen
Konzentration in mg/L B Meßwert angereichter
Lösungen
Meßwert angesetzter
Lösungen
0,1 0,215 0,224
0,2 0,268 0,277
0,3 0,316 0,334
0,4 0,368 0,386
0,5 0,429 0,448
0,6 0,487 0,503
0,7 0,541 0,562
0,8 0,597 0,615
0,9 0,647 0,671
1,0 0,704 0,728
Für die Ermittlung der Wiederfindung wurden Lösungen gleicher Konzentration
erstellt, jedoch unter Zusatz einer Lösung von Metallsalzen, um den Matrixeinfluß zu
ermitteln. Die in den Lösungen erhaltenen Metallsalzkonzentrationen entsprachen den
Daten der Tabelle 2-8 (höchste zu erwartende Belastung einer Realprobe mit
Kationen) und wurde aus den Chloriden der Metalle hergestellt. Es wurden stets 50
mL dieser Lösungen über 6 g frisches Ionenaustauschermaterial Dowex W X 8
gegeben und mit 10 mL bidest. Wasser nachgespült. Das Effluat wurde mit 6 mL
Phosphatpuffer versetzt (200 mmol di-Ammoniumhydrogenphosphat, 100 mmol
EDTA-di-Ammoniumsalz und 147 mmol Ammoniak auf 1 Liter) und über eine Säule
mit 200 mg catecholmodifiziertem Kieselgel angereichert. Die Eluate wurden mit der
FAES vermessen.
3 Experimenteller Teil
94
Tab. 3-17 Wiederfindung der Borsäure nach Matrixanpassung
angesetzte Konzentration „gefundene“ Konzentration
0,1 0,09
0,2 0,18
0,3 0,27
0,4 0,37
0,5 0,45
0,6 0,54
0,7 0,64
0,8 0,72
0,9 0,81
1,0 0,9
3.6 Messung von Realproben
Für die Untersuchung wurde ein Ablaufwasser des Gruppenklärwerks Sande bezogen.
Folgende Daten und Inhaltsstoffe der Probe waren bekannt:
pH-Wert = 8,10
Leitfähigkeit = 1031 µS/cm
Chlorid ≈ 100 mg/L
Eisen ≈ 0,5 mg/L
Phosphat = 0,42 mg/L
NH4-gebundener Stickstoff= 3,6 mg/L
Nitrat = 5,3 mg/L
Nitrit = 0,27 mg/L
Fluorid = 0,3 mg/L
Org. Stickstoff = 48 mg/L
Die weiteren Realproben wurden in Gewässern der näheren Umgebung entnommen.
Die Bestimmung der Borkonzentration der Proben erfolgte sowohl mit der
entwickelten Anreicherungsmethode und der Bestimmung der Konzentration mit der
3 Experimenteller Teil
95
FAES, als auch nach dem DIN-Verfahren mit Azomethin-H. Dabei wurden die
folgenden Borkonzentrationen für die Proben ermittelt:
Tab. 3-18 Ergebnisse der Untersuchung von 15 Realproben
Probennahmeort und Datum FAES-Messung
[mg/L B]
Azomethin-H-
Messung
[mg/L B]
Weser (Ohr) 30.05.1999 0,08 0,07
Fischteiche (Paderborn) 31.05.1999 0,06 0,06
Holzbach (Sande) 30.05.1999 0,07 0,06
Lippesee (Sande) 30.05.1999 0,05 0,04
Thune (Sande) 30.05.1999 0,05 0,05
Roter Bach (Altensenne) 30.05.1999 0,05 0,06
Pader (Schloß Neuhaus) 31.05.1999 0,05 0,05
Lippequelle (Bad Lippspringe) 31.05.1999 0,04 0,04
Lippe (Bentfeld) 30.05.1999 0,07 0,08
Habichtssee (Mastbruch) 30.05.1999 0,05 0,06
Strothe (Paderborn) 30.05.1999 0,07 0,07
Dedinger Heidesee (Schlangen) 31.05.1999 0,06 0,06
Haverkampsee (Schlangen) 31.05.1999 0,04 0,04
Diemel (Westheim) 31.05.1999 0,07 0,06
Leitungswasser (Paderborn) 02.06.1999 0,04 0,03
Anhang
96
Anhang A
Validierung des entwickelten Verfahrens
1Messung der angereicherten Borlösungen mit der FAES
Meßdaten- und Rechentabelle
Nr. x y x2 y2 x ⋅ y
10,1 0,215 0,01 0,0462 0,0215
20,2 0,268 0,04 0,0718 0,0536
30,3 0,316 0,09 0,0998 0,0948
40,4 0,368 0,16 0,1354 0,1472
50,5 0,429 0,25 0,1840 0,2145
60,6 0,487 0,36 0,2371 0,2922
70,7 0,541 0,49 0,2927 0,3787
80,8 0,597 0,64 0,3564 0,4776
90,9 0,647 0,81 0,4186 0,5823
10 1,0 0,704 1,0 0,4956 0,704
Σ (1 - 10) 5,5 4,572 3,85 2,3378 2,9664
Lineare Regression:
Qxx = Σxi2 - 1/N ⋅ (Σxi)2= 0,825 (mg/L)2
Qyy = Σyi2 - 1/N ⋅ (Σyi)2= 0,2475 Ext.2
Qxy = Σ(xi ⋅ yi) - 1/N ⋅ Σxi ⋅ Σyi= 0,4518 Ext. (mg/L)
Mittelwert:
x
= 1/N ⋅ Σxi= 0,55 mg/L
Anhang
97
Mittelwert:
y
= 1/N ⋅ Σyi= 0,46 Ext.
Steigung: b = Qxy / Qxx = 0,548 Ext./(mg/L)
Achsabschnitt: a =
y
- b ⋅
x
= 0,156 Ext.
Reststandardabweichung: sy = {1/N - 2 ⋅ (Qyy - Qxy 2/Qxx)}1/2 = 0,004 Ext.
Verfahrensstandardabweichung: sx0 = sy / b = 0,007 (mg/L)
Verfahrens-Variationskoeffizient: Vx0 = (sx0 / x) ⋅100 % = 1,25 %
Prüfgröße xp: yp = a + sy ⋅ t ⋅ {1/N + 1 +
x
2/Qxx}1/2 = 0,1645 Ext.
mit t(f = N - 2 = 6, P = 95 %, einseitig) = 1,860
xp = 2 ⋅ sx0 ⋅ t ⋅ {1/N + 1 + (yp -
y
)2/b2 ⋅ Qxx}1/2 = 0,03 mg/L
Anhang
98
2Kalibrierfunktion 2. Grades
Rechentabelle
Nr. x x3 x4 x2 ⋅ y
10,1 0,001 0,001 0,0022
20,2 0,008 0,0016 0,0107
30,3 0,027 0,0081 0,0284
40,4 0,064 0,0256 0,0589
50,5 0,125 0,0625 0,1073
60,6 0,216 0,1296 0,1753
70,7 0,343 0,2401 0,2651
80,8 0,512 0,4096 0,3821
90,9 0,729 0,6561 0,5241
10 1,0 1,0 1,0 0,704
Σ (1 - 10) 5,5 3,025 2,5333 2,258
Regression 2. Grades:
Qxx = Σxi2 - 1/N ⋅ (Σxi)2= 0,825 (mg/L)2
Qxy = Σ(xi ⋅ yi) - 1/N ⋅ Σxi ⋅ Σyi= 0,4518 Ext. (mg/L)
Qxxx = Σxi3 - 1/N ⋅ Σxi ⋅ Σxi2= 0,9075 (mg/L)3
Qxxxx = Σxi4 - 1/N ⋅ (Σxi2)2= 1,05105 (mg/L)4
Qxxy = Σ(xi2 ⋅ yi) - 1/N ⋅ Σyi ⋅ Σxi2= 0,4978 (mg/L)2Ext.
Mittelwert:
x
= 1/N ⋅ Σxi= 0,55 (mg/L)
Mittelwert:
y
= 1/N ⋅ Σyi= 0,4572 Ext.
Anhang
99
Koeffizienten der Regressionsfunktion:
c = {Qxy ⋅ Qxxx - Qxxy ⋅ Qxx} / {(Qxxx)2 - Qxx ⋅ Qxxxx}= 0,0152 Ext. (mg/L)-2
b = {Qxy - c ⋅ Qxxx} / Qxx = 0,531 Ext./(mg/L)
a =
y
- b ⋅
x
- c/N ⋅ Σxi2= 0,159 Ext.
Kalibrierfunktion 2. Grades:
y = 0,159 Ext. + 0,531 ⋅ x Ext./(mg/L) + 0,0152 Ext./(mg/L)-2 ⋅ x2
Reststandardabweichung:
sy = {(1/N - 3) ⋅ (Σyi2 - a ⋅ Σyi - b ⋅ Σxiyi - c ⋅ Σxi2yi)}1/2 = 0,006 Ext.
Empfindlichkeit: E = b + 2c
x
= 0,5476 Ext./(mg/L)
Verfahrensstandardabweichung: sx0 = sy / E = 0,011 mg/L
Linearitätstest:
Reststandardabweichung der Kalibrierfunktion 1. Grades: sy1 = 0,004 mg/L
Reststandardabweichung der Kalibrierfunktion 2. Grades: sy2 = 0,006 mg/L
DS2 = (N - 2) ⋅sy12 - (N - 3) ⋅sy22= - 1,39
F-Test:
PW = DS2 / sy22= -3,9
mit F(f1 = 1, f2 = 7, P = 99%) = 12,25
Durch eine Regression 2. Grades wird keine signifikant bessere Anpassung erreicht.
Anhang
100
3Varianzen-Homogenitätstest:
Die beiden Standards x1 = 0,1 mg/L und x10 = 1,0 mg/L werden je 10 mal analysiert.
Für jede Meßreihe werden der Mittelwert
y
i und die Standardabweichung si berechnet
und dem F-Test unterzogen.
y
1 = 0,215 Ext.
y
10 = 0,704 Ext.
s1 = 0,00125 Ext. s10 = 0,00257 Ext.
PW = s102 / s12= 4,23
mit F(f1 = 9, f2 = 9, P = 99%) = 5,35
4Absicherung der unteren Arbeitsbereichsgrenze:
Die relative analytische Unpräzision am unteren Arbeitsbereichsende ergibt mit
t(f = 8, P = 95%, zweiseitig) = 2,306
VB(x1) = sx0 ⋅ t ⋅ {1/N + 1 + (x1 -
x
)2/Qxx}1/2 = 0,018 mg/L
VBrel(x1) = VB(x1)/x1 ⋅ 100% = 18,4 %
Nachweiskriterium und Nachweisgrenze
Das Nachweiskriterium wurde über das Blindwertverfahren ermittelt:
Mittlerer Blindwert:
y
0 = 0,155 Ext.
Standardabweichung: sy = 0,0015 Ext.
N = 10
t(f = 9, P = 95 %, einseitig) = 1,833
Nachweiskriterium: Lc =
y
0 + t ⋅ syLc = 0,157 Ext.
Anhang
101
Konzentrationswerte [mg/L]
00-0,002 0,002 -0,006
00-0,002 -0,002 -0,007
Mittlerer Blindwert:
x
0 = -0,0016 mg/L
Standardabweichung: sx0 = 0,0028 mg/L
t(f = 9, P = 95 %, einseitig) = 1,833
Nachweisgrenze: XN = 2 ⋅ t ⋅ sx0 XN = 0,01 mg/L
Bei der Ermittlung der Nachweisgrenze über das Kalibrierfunktionsverfahren
entspricht die Nachweisgrenze XN dem Prüfwert xp. Da der Prüfwert xp mit 0,03 mg/L
deutlich größer ausfällt als die durch das Blindwertverfahren erhaltene
Nachweisgrenze, wird zur Absicherung der unteren Arbeitsbereichsgrenze mit dem
höheren Wert die Erfassungs- und Bestimmungsgrenze ermittelt.
Anhang
102
5Bestimmung der Wiederfindungsfunktion
Meßdaten- und Rechentabelle
Nr. xcxf = y x2 y2 x ⋅ y
10,1 0,089 0,01 0,008 0,009
20,2 0,179 0,04 0,032 0,036
30,3 0,267 0,09 0,071 0,08
40,4 0,373 0,16 0,139 0,149
50,5 0,447 0,25 0,20 0,224
60,6 0,541 0,36 0,293 0,325
70,7 0,637 0,49 0,406 0,446
80,8 0,719 0,64 0,517 0,575
90,9 0,807 0,81 0,651 0,726
10 1,0 0,90 1,0 0,81 0,90
Σ (1 - 10) 5,5 4,96 3,85 3,127 3,470
Lineare Regression:
Qxx = Σxi2 - 1/N ⋅ (Σxi)2= 0,825 (mg/L)2
Qyy = Σyi2 - 1/N ⋅ (Σyi)2= 0,668 (mg/L)2
Qxy = Σ(xi ⋅ yi) - 1/N ⋅ Σxi ⋅ Σyi= 0,742 (mg/L)2
Mittelwert:
x
c = 1/N ⋅ Σxc= 0,55 mg/L
Mittelwert:
x
f = 1/N ⋅ Σxf= 0,50 mg/L
Anhang
103
Kenndaten der Wiederfindungsfunktion:
Steigung: bf = Qxy / Qxx = 0,9
Achsabschnitt: af =
x
f - bf ⋅
x
c= 0,001 mg/L
Reststandardabweichung: syf = {1/Nf - 2 ⋅ (Qyy - Qxy 2/Qxx)}1/2 = 0,005 mg/L
Standardabweichung der Steigung: sbf = syf / (Qxx)1/2 = 0,006
Standardabweichung des Achsabschnitts: saf = syf ⋅ {1/Nf +
x
c2/Qxx}1/2
saf = 0,004 mg/L
Überprüfung der Präzison mittels F-Test:
PW = {syf / sx0c}2= 0,63
mit F(f1 = f2 = 8, P = 99 %) = 6,03
Prüfung auf konstant-systematische Fehler:
Der Vertrauensbereich des Achsabschnitts beträgt
VB(af) = af ± t(f = 8, P = 95 % zweiseitig) ⋅saf mit t(f,P) = 2,306
= 0,001 ± 2,306 ⋅ 0,004 [mg/L]
Damit ergibt sich - 0,007 mg/L ≤ af ≤ 0,0098 mg/L.
Dieser Vertrauensbereich schließt den Wert 0 mg/L ein, somit kann ein konstant-
systematischer Fehler mit 95 %iger Sicherheit ausgeschlossen werden.
Anhang
104
Prüfung auf proportional-systematische Fehler:
Der Vertrauensbereich der Steigung beträgt
VB(bf) = bf ± t(f = 8, P = 95 % zweiseitig) ⋅sbf
= 0,9 ± 2,306 ⋅ 0,006
Damit ergibt sich 0,89 ≤ bf ≤ 0,91.
Da der Sollwert bf = 1 nicht eingeschlossen wird, liegt ein proportional-systematischer
Fehler vor.
6Orthogonale Regressionsanalyse
Meßdaten:
Probennahmeort und Datum FAES-Messung
[mg/L]
Azomethin-H-
Messung [mg/L]
Weser (Ohr) 30.05.1999 0,08 0,07
Fischteiche (Paderborn) 31.05.1999 0,06 0,06
Holzbach (Sande) 30.05.1999 0,07 0,06
Lippesee (Sande) 30.05.1999 0,05 0,04
Thune (Sande) 30.05.1999 0,05 0,05
Roter Bach (Altensenne) 30.05.1999 0,05 0,06
Pader (Schloß Neuhaus) 31.05.1999 0,05 0,05
Lippequelle (Bad Lippspringe) 31.05.1999 0,04 0,04
Lippe (Bentfeld) 30.05.1999 0,07 0,08
Habichtssee (Mastbruch) 30.05.1999 0,05 0,06
Strothe (Paderborn) 30.05.1999 0,07 0,07
Dedinger Heidesee (Schlangen) 31.05.1999 0,06 0,06
Haverkampsee (Schlangen) 31.05.1999 0,04 0,04
Diemel (Westheim) 31.05.1999 0,07 0,06
Leitungswasser (Paderborn) 02.06.1999 0,04 0,03
Anhang
105
Mittelwert:
x
FAES = Σ xFAESi / N = 0,057 mg/L
Mittelwert:
x
AZO = Σ xAZOi / N = 0,055 mg/L
Standardabweichung: sFAES = {Σ(xFAESi -
x
FAES)2 / N - 1}1/2 = 0,013 mg/L
Standardabweichung: sAZO = {Σ(xAZOi -
x
AZO)2 / N - 1}1/2 = 0,014 mg/L
Steigung: b = sAZO / sFAES = 1,08
Achsabschnitt:a =
x
AZO - b ⋅
x
FAES = -0,006 mg/L
Differenz der Mittelwerte (bias):D =
x
AZO -
x
FAES = -0,002 mg/L
relative Differenz der Mittelwerte: Drelativ = (D /
x
AZO) ⋅ 100% = 3,6 %
Standardabweichung der Differenzen: sD = {Σ(Di - D)2 / N - 1}1/2 = 0,008 mg/L
relative Standardabweichung der Differenzen: sD relativ = (sD /
x
AZO) ⋅ 100%
= 14,5 %
relative proportional-systematische Abweichung: Fp relativ = 1 - b ⋅ 100%
= 8,0 %
4 Zusammenfassung und Ausblick
106
4Zusammenfassung und Ausblick
Die Sauerstoffverbindungen des Bors sind aufgrund ihrer Persistenz und Mobilität seit
langen Jahren geschätzte Indikatoren für anthropogene Verunreinigungen von
Gewässern [13]. Hinsichtlich der Trinkwassergüte wurde ihnen bisher kaum
Bedeutung zugemessen, da die zulässigen Höchstkonzentrationen in der Regel deutlich
unterschritten werden [5]. Auf der Grundlage neuer toxikologischer Untersuchungen
ist allerdings zukünftig von einer größeren humantoxikologischen Relevanz des Bors
auszugehen [15], so daß eine kontinuierliche Überwachung des Borgehalts in Wässern
notwendig wird. Die Analyse von Borgehalten in Wasserproben erfolgt vor allem
bisher durch spektralphotometrische Bestimmungsmethoden, bei denen durch die
Umsetzung mit organischen Reagenzien ein farbiger Komplex der Borsäure erhalten
wird [17, 18, 26]. Weiterhin werden Methoden wie die ET-AES und die ICP-AES zur
Borbestimmung eingesetzt. Demgegenüber finden Flammen-Atomabsorptions-
spektrometrie und Flammen-Atomemissionsspektrometrie (FAES) kaum Einsatz in der
Boranalyse, weil ihre Nachweisgrenze von 1 mg/L B über den zu erwartenden
Konzentrationen liegt.
In der vorliegenden Arbeit sollte ein Anreicherungsverfahren entwickelt werden, daß
die Bestimmung des Borsäuregehalt einer wässrigen Lösung mit der Flammen-
Atomemissionsspektrometrie ermöglicht. Dafür wurde auf eine schon früher im
Arbeitskreis Haupt entwickelte Festphase zurückgegriffen [87, 111], die aufgrund der
fixierten catecholischen Gruppen die Fähigkeit zur Borkomplexierung besitzt. Zur
Bindung des Catechols auf dem als Trägermaterial verwendeten Kieselgel wurde
zunächst der Spacer 3-Aminopropyltriethoxysilan an der Kieselgeloberfläche fixiert.
An die so vorhandenen Aminfunktionen wurde über die Stufe des Säurechlorids das
Catechol in Form von 2,3-Dioxosulfinylbenzoylchlorid oder 2,3-Dimethoxybenzoyl-
chlorid gebunden. Die Verwendung des 2,3-Dioxosulfinylbenzoylchlorid liefert eine
dunkelbraune Festphase mit einer geringeren Kapazität für die Borsäureaufnahme als
bei Verwendung des 2,3-Dimethoxybenzoylchlorids. Die Verwendung des mit
Methylgruppen geschützten Catechols erfordert allerdings die Abspaltung der
4 Zusammenfassung und Ausblick
107
Schutzgruppen mit Bortribromid, wobei während der Aufarbeitung des
Reaktionsproduktes eine Kontaminierung der catecholischen Gruppen mit Borsäure
erfolgt, welche eine aufwendige Reinigungsprozedur erfordert. Um diese Nachteile zu
umgehen, wurde das Catechol mit Trimethylsilylethern geschützt und anschließend in
das Säurechlorid überführt. Die Silylether-Schutzgruppen wurden bei der wässrigen
Aufarbeitung des Reaktionsprodukts durch Hydrolyse gespalten. Die so erstmals
erhaltenen Festphasen zeigen ähnliche Belegungsdaten und Kapazitäten wie die früher
dargestellten Trennmaterialien.
Für diese Festphasen wurden umfangreiche Untersuchungen zur Optimierung der
Boranreicherung und -elution durchgeführt. Die Abhängigkeit des Sorptionsschritts
vom pH-Wert wurde in Lösungen mit pH 1 bis 9 ermittelt. Für die Elution wurden
unterschiedlich konzentrierte Salzsäuren in wässriger Lösung und im Gemisch mit
Methanol untersucht. Als optimale Parameter wurden ein pH-Wert von 8 zur
Anreicherung des Bors und die Elution mit 1 mol/L Salzsäure ermittelt. Die
Untersuchung verschiedener Puffersysteme führte zu einer Lösung aus
Ammoniumhydrogenphosphat, EDTA-di-Ammoniumsalz und Ammoniak als idealem
Puffer. Eine 1/10-Verdünnung des Puffers mit bidestilliertem Wasser wurde zum
Spülen der Säule nach dem Sorptionsschritt verwendet. Weiterhin wurde die
Aufnahmefähigkeit des Festphasenmaterials für Metallkationen untersucht, die in
Proben aus Oberflächenwasser zu erwarten sind. Da das entwickelte Säulenmaterial
auch im Wasser vorhandene Metallkationen komplexiert, die sich teilweise (Eisen,
Calcium, Natrium) nicht ausreichend auswaschen lassen, wurde für die
Probenvorbereitung der Einsatz eines Ionenaustauschers optimiert. Die sonst ins Eluat
gelangenden Metallkationen würden die Boranalyse stören. Im Eluat der
Boranreicherung wird stets eine Konzentration von 606 mg/L Phosphat erhalten, da
das Phosphat von den freien Aminfunktionen des Spacers komplexiert wird. Bis zu
einer Gesamtkonzentration von 50 µg B, die auf der Säule angereichert werden, ist
diese Phosphatkonzentration annähernd konstant und beeinträchtigt die
Borbestimmung mit der FAES nicht.
Nach umfangreichen Meßreihen zur Feststellung der optimalen Parameter für die
Boranalyse mit der FAES wurde für das entwickelte Verfahren zur Boranreicherung
4 Zusammenfassung und Ausblick
108
und -bestimmung eine Validierung durchgeführt, bei der Nachweis-, Erfassungs- und
Bestimmungsgrenze des Verfahrens ermittelt wurden. Die anschließende
Untersuchung von 15 Realproben aus Bächen und Seen in der Paderborner Region
zeigte, daß das entwickelte Verfahren zur Boranalyse mit der FAES vergleichbare
Ergebnisse in kürzerer Bestimmungsdauer liefert, als das in den DIN-Vorschriften
beschriebene Verfahren der Borbestimmung mit Azomethin-H [17].
Die Untersuchungen der entwickelten Festphase haben gezeigt, daß mit dem
catecholmodifizierten Kieselgel unter optimierten Bedingungen eine gezielte
Anreicherung und anschließende quantitative Bestimmung einer Spezies, in diesem
Fall Borsäure, möglich ist. Da das modifizierte Kieselgel nicht spezifisch, sondern in
der Lage ist, verschiedene Metallkationen zu komplexieren, sollte untersucht werden,
ob unter optimierten Bedingungen auch die gezielte Anreicherung anderer Spezies, die
komplexiert werden (Ti, V, Cr, Mo, U, Sb) [87], möglich ist. Entsprechend dem
entwickelten Verfahren für Borsäure sollte so auch die quantitative Bestimmung
einiger solcher in geringen Konzentrationen auftretende Metallionenspezies mit
einfachen analytischen Komponenten wie der FAES durchgeführt werden.
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6 Abkürzungen und Symbole
116
6Abkürzungen und Symbole
bidest. bidestilliert
µg Mikrogramm
DCP-AES direct current plasma-Atomemissionsspektroskopie
ELISA Enzym linked immunosorbent assay
ET-AES electrothermal vaporization-
Atomemissionsspektrometrie
FAAS Flammen-Atomabsorptionsspektroskopie
FAES Flammen-Atomemissionsspektrometrie
hStunde
HPF-HHPN Hydraulic High-Pressure Nebulization with
integrated High-Performance Flow System
HPLC high performance liquid chromatography
Hz Hertz
ICP-AES Induced coupled plasma-
Atomemissionsspektrometrie
LLiter
λWellenlänge
mg Milligramm
mg/kg KG ⋅ Tag Milligramm pro Kilogramm Körpergewicht und Tag
min Minute
nm Nanometer
NOAELmin No Observed Adverse Effect Level
(Höchste Dosis ohne beobachtbare Wirkung)
ppm parts per million
sSekunde
TTesla
aOrdinatenabschnitt der Kalibrierfunktion
afOrdinatenabschnitt der Wiederfindungsgeraden
6 Abkürzungen und Symbole
117
D oder bias Differenz der Mittewerte
Drelativ relative Differenz der Mittelwerte
bSteigung der Kalibriergeraden bzw. Regressions-
koeffizient des linearen Gliedes der Kalibrierfunktion
2. Grades
bfSteigung der Wiederfindungsgeraden
cRegressionskoeffizient des quadratischen Gliedes der
Kalibrierfunktion 2. Grades
DiDifferenz der Wertepaare
DS2Differenz der Abweichungsquadratsummen
(Varianzen)
EEmpfindlichkeit
fFreiheitsgrad
FTabellenwert der F-Verteilung
Fp relativ relative proportional-systematische Abweichung
nAnzahl der Wiederholmessungen
NAnzahl der gewählten Konzentrationsstufen
PW Prüfwert zur Durchführung des F- bzw. des t-Tests
Qxx, Qyy, Qxy, Qxxx, Qxxxx, Qxxy Quadratsummen
rKorrelationskoeffizient
sStandardabweichung
s2Varianz
saStandardabweichung des Achsabschnitts a
saf Standardabweichung des Achabschnitts af
sbf Standardabweichung der Steigung bf
sDStandardabweichung der Differenzen
sD relativ relative Standardabweichung der Differenzen
sFAES, sAZO Standardabweichung
sx0 Verfahrensstandardabweichung
sx0 Verfahrensstandardabweichung
6 Abkürzungen und Symbole
118
sy1 Reststandardabweichung der Kalibrierfunktion 1.
Grades
sy2 Reststandardabweichung der Kalibrierfunktion 2.
Grades
syf Reststandardabweichung der Wiederfindungsgeraden
tTabellenwert der t-Verteilung
VB(af)Vertrauensbereich des Achsabschnitts af
VB(bf)Vertrauensbereich der Steigung bf
VBrel,max maximal zulässiger relativer Vertrauensbereich
Vx0 Verfahrensvariationskoeffizient
xKonzentration
x
Mittelwert der Standardkonzentrationen x aus dem
Kalibrierexperiment
x
AZO Mittelwert der Borbestimmung mit Azomethin-H
XB Bestimmungsgrenze
x
FAES Mittelwert der Borbestimmung mit der FAES
xFAESi, xAZOi Analysenwert der i-ten Probe
XN Nachweisgrenze
xpPrüfwert zur Absicherung der unteren Arbeits-
bereichsgrenze
yMeßwert
y
Mittelwert der Meßwerte aus dem
Kalibrierexperiment
ypHilfswert zur Ermittlung von xp
IR-Spektroskopie
vw sehr schwach δDeformationsschwingung
wschwach νValenzschwingung
mmittel
