Zum Verhalten ausgewählter Triazolfungizide in der Umwelt und unter technischen Bedingungen [original]

Zum Verhalten ausgewählter

Triazolfungizide in der Umwelt und unter

technischen Bedingungen

vorgelegt von

M. Sc.

Ulrike Mülow-Stollin

geb. in Ludwigsfelde

von der Fakultät III - Prozesswissenschaften

der Technischen Universität Berlin

zur Erlangung des akademischen Grades

Doktor der Naturwissenschaften

—Dr. rer. nat—

genehmigte Dissertation

Promotionsausschuss:

Vorsitz: Prof. Dr.-Ing. S.-U. Geißen

Technische Universität Berlin

Gutachter: Prof. Dr. rer. nat. U. Szewzyk

Technische Universität Berlin

Dr. rer. nat. C. Piechotta

Bundesanstalt für Materialforschung und -prüfung

Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 16.02.2018

Berlin 2018

Die vorliegende Arbeit wurde im Zeitraum vom 01.03.2014 bis 31.05.2017 im Fachgebiet Umwelt-

mikrobiologie der Fakultät III in Zusammenarbeit mit dem Fachbereich 1.8 - Umweltanalytik der

Bundesanstalt für Materialforschung und -prüfung unter Anleitung von Prof. Szewzyk angefer-

tigt.

Aus dieser Arbeit sind folgende Publikationen hervorgegangen:

Mülow-Stollin, Ulrike; Lehnik-Habrink, Petra; Kluge, Stephanie; Bremser, Wolfram; Piechotta,

Christian; Efficiency Evaluation of Extraction Methods for Analysis of OCPs and PCBs in Soils of

Varying TOC Journal of Environmental Protection

2017

,8, 683-713. doi: 10.4236/jep.2017.86045

Mülow-Stollin, Ulrike; Goedecke, Caroline; Hering, Selina; Richter, Janine; Piechotta, Christi-

an; Paul, Andrea; Braun, Ulrike; A First Pilot Study on the Sorption of Environmental Pollu-

tants on Various Microplastic Materials Journal of Environmental Analytical Chemistry

2017

,4.

doi: 10.4172/2380-2391.1000191

Danksagung

Diese Arbeit wäre ohne die Unterstützung und Motivation vieler anderer nicht zustande gekommen.

Ein großer Dank geht zunächst an Prof. Szewzyk, der sich zur Übernahme der akademischen

Betreuung, zur Zusammenarbeit und zur Begutachtung dieser Arbeit bereit erklärt hat. Weiterhin

möchte ich Prof. Geißen für die Übernahme des Vorsitzes der Kommission danken. Außerdem geht

mein Dank an Dr. C. Piechotta, der mir die Arbeit an diesem Thema ermöglicht und mich fachlich

betreut hat sowie sich ebenfalls zur Übernahme eines Gutachtens bereit erklärt hat.

Während meiner Zeit an der BAM hatte ich die Gelegenheit mit vielen Personen zusammen zu

arbeiten. Ihnen allen möchte ich hiermit danken. Ein besonderer Dank geht dabei an meine Ko-

operationspartner des Fachgebiets Umweltmikrobiologie der TU Berlin, Marcella Nega und Till

Fretschner, die freundlicherweise alle Inkubationsversuche mit Bakterien übernommen haben.

Weiterhin möchte ich Prof. Jekel (Fachgebiet Wasserreinhaltung) für die Ermöglichung von Versu-

chen an der Ozonungsanlage sowie Michael Stapf (Kompetenzzentrum Wasser) für die Hilfe dabei

danken. Dr. Mattusch (Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung) danke ich sehr herzlich für die

Aufnahme hochaufgelöster Massenspektren. Diese Arbeit hat durch Verwendung der erhaltenen

Daten enorm an Qualität gewonnen. Für die Überlassung von Schwebstoffmaterial und Wasser-

proben danke ich Mathias Ricking (Institut für Geochemie, Hydrogeologie und Mineralogie, Freie

Universität Berlin bzw. Umweltbundesamt).

Dr. Bremser und Dr. Paul (FB 1.4) danke ich für die Unterstützung bei Fragen zu Statistik und

Versuchsplanung sowie für wertvolle Hinweise bei Publikationen. Dr. Braun und Dr. Dümichen

(FB 5.3) gilt Dank für die Bereitstellung von Mikroplastikmaterial, für die physiko-chemische

Messungen an diesem und Unterstützung bei der Erstellung der Publikation zum Thema. Dr.

Falkenhagen (FB 1.3) danke ich für die Aufnahme von Gelpermeationschromatogrammen. Ein

herzlicher Dank geht auch an Dr. Kalbe für die Bereitstellung von Böden und an Axel Müller (FB

4.3) für das Überlassen gemahlenen Polypropylens. Vielen Dank auch an Hr. Schlau (FB 9.2) für

die technischen Zeichnungen des UV-Reaktors und des Ozonisatoraufbaus. Zusätzlich danke ich

sehr herzlich dem Fachbereich 1.7 für die Ermöglichung der Nutzung einiger Geräte. Ohne ihre

Hilfe wäre diese Arbeit eine ganz andere geworden.

Ich hatte die Möglichkeit einige Studenten fachlich anzuleiten. Für die geleistete Arbeit geht mein

Dank an Anna Lippa (Forschungspraktikum), Christian Becker (Forschungspraktikum), Selina

Hering (Masterarbeit) und Olivia Frenzel (Masterarbeit).

Natürlich möchte ich mich auch bei meinem Fachbereich 1.8 bedanken. Ganz besonders danke

ich Dr. Lehmann für die Carbamazepin- und Diclofenacmessungen. Weiterhin geht ein großer

Dank an Dr. Lehnik-Habrink, die den OCP-Teil meines Projektes mitbetreute und Stefanie Kluge,

die daran mitarbeitete. Auch Katja Kaminski, Urszula Klyk-Seitz und Dr. Philipp sowie den

ehemaligen Kollegen Dr. Fettig, Sebastian Hein, Janine Richter und Robert Rothe danke ich für

ihre Unterstützung und die vielen fruchtvollen fachlichen Diskussionen.

Ein großer Dank geht an meine Büro- und DoktorandenkollegInnen Dominic Ammann, Julia

Keller, Dominique Lörchner und Kristin Schallschmidt für die fachlichen Hinweise und die gute

Zeit, die wir zusammen hatten. Meine Kollegin Caroline Goedecke verdient einen besonderen

Dank dafür, dass sie mich immer zum Weitermachen motiviert hat.

Schließlich bedanke ich mich bei meiner Familie und meinen Freunden, die mich emotional bei

der Durchführung des Promotionsprojektes unterstützt haben.

iii

Abkürzungen

α-ES α-Endosulfan

ANOVA analysis of variances, Varianzanalyse

ASE accelerated solvent extraction, beschleunigte Lösemittelextraktion

ATR attenuated total reflection, abgeschwächte Totalreflexion

ATR-FTIR

attenuated total reflection-Fourier transform infrared spectroscopy, abgeschwächte Totalreflexion-

Fourier-Transform-Infrarotspektroskopie

BAM Bundesanstalt für Materialforschung und -prüfung

BBodSchV Bundesbodenschutz- und Altlastenverordnung

BDD bor-dotierter Diamant

BLK Blankenese

DDD Dichlordiphenyldichlorethan

DDE Dichlordiphenyldichlorethen

DDT Diclordiphenyltrichlorethan

DDX Bezeichnung für die Gruppe der DDT-assoziierten Verbindungen

DOC dilute organic carbon, gelöster organischer Kohlenstoff

DSC differential scanning calorimetry, dynamische Differenzkalorimetrie

EC Elektrochemie

EC/MS Elektrochemie-Massenspektrometrie

EI electron impact ionisation, Elektronenstoßionisation

EIC extracted ion chromatograms, extrahierte Ionenchromatogramme

EPA environmental protection agency, Umweltschutzbehörde der USA

ESI/MS

electrospray ionisation/mass spectrometry, Elektrospray-Ionisierung/Massenspektrometrie

EU Europäische Union

FAO Food and Agriculture Organization of the United Nations

FeOB eisen- und manganoxidierende Bakterien

FFE Fest-Flüssig-Extraktion

FS Fulvinsäure

FTIR Fourier-Transform-Infrarotspektroskopie

GC Gaschromatografie

GC/MS Gaschromatografie-Massenspektrometrie

GC/MS/MS Gaschromatografie-Tandenmassenspektrometrie

GPC Gelpermeationschromatografie

HCB Hexachlorbenzol

HCH Hexachlorcyclohexan

HFIP Hexafluorisopropanol

HRMS high resolution mass spectrometry, hochaufgelöste Massenspektrometrie

HS Huminsäure

IHSS International Humic Substances Society

ISO International Organization for Standardization

JMPR Joint Meeting on Pesticide Residues

KAS Kaltaufgabesystem

LC Flüssigchromatografie

LC/HRMS Flüssigchromatografie-Hochaufgelöste Massenspektrometrie

LC/MS Flüssigchromatografie-Massenspektrometrie

LC/MS/MS Flüssigchromatografie-Tandemmassenspektrometrie

MP Mikroplastik

MRM multiple reaction monitoring

MS Massenspektrometrie

m/zMasse-zu-Ladungsverhältnis

NER non-extractable residue, nicht-extrahierbarer Rückstand

NOM natural organic matter, natürliche organische Substanz

OCP Organochlorpestizide

PA6 Polyamid 6

PAK Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe

PCB polychlorierte Biphenyle

PE Polyethylen

PET Polyethylenterephthalat

PP Polypropylen

ppm parts per million, millionster Teil

PS Polystyrol

PSM Pflanzenschutzmittel

PTFE Polytetrafluorethylen

PVC Polyvinylchlorid

Rel. Einh. Relative Einheiten

RT Retentionszeit

SIM selected ion monitoring

Sox Soxhletextraktion

SPM suspended particulate matter, Schwebstoffe

TOC total organic carbon, Gesamtkohlenstoff

TP Transformationsprodukt

UNO United Nations Organisation, Vereinte Nationen

VE-Wasser vollentsalztes Wasser

WHO World Health Organization, Weltgesundheitsorganisation

WRRL Europäische Wasserrahmenrichtlinie

z. A. zur Analyse

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung 3

1.1 Motivation .......................................... 3

1.2 Zielstellung ......................................... 4

2 Theoretische Grundlagen 6

2.1 Reaktionen und Transformationsprozesse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6

2.2 Matrixbestandteile ..................................... 11

2.3 Triazolfungizide....................................... 13

2.4 Analysenmethoden ..................................... 15

3 Experimentalteil 17

3.1 Chemikalien und Standards . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17

3.2 GeräteundMaterialien................................... 18

3.3 Software ........................................... 20

3.4 Stamm- und Probelösungen, Puffersysteme ....................... 21

3.5 Modellböden......................................... 21

3.6 Statistik............................................ 23

3.7 Extraktionsmethoden und Clean-Up . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23

3.8 Isolierung von Huminstoffen................................ 25

3.9 Methoden der oxidativen Transformation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26

3.10 Durchführung technischer Transformationsreaktionen . . . . . . . . . . . . . . . . . 29

3.11 Untersuchungen zu Mikroplastik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32

3.12 Chromatografische Methoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33

4 Ergebnisse und Diskussion 40

4.1 Methodenenetwicklung................................... 40

4.2 Isolation und Charakterisierung von Huminstoffen................... 47

4.3 Reaktionen und Transformationsprozesse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52

4.4 Wechselwirkungen mit Mikroplastik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 88

5 Zusammenfassung und Ausblick 95

vii

Abbildungsverzeichnis

1 Verbreitungspfade von Pflanzenschutzmitteln . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3

2 Einige Untersuchungsgegenstände dieser Arbeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4

3 Entstehung von Transformationsprodukten und Metaboliten. . . . . . . . . . . . . . 6

4 Anteil der Spezies Cl2, HOCl und −OCl in Abhängigkeit vom pH-Wert. . . . . . . . 8

5 Reaktion von Ozon mit ungesättigten organischen Verbindungen. . . . . . . . . . . 9

6 Bekannte TP von Propiconazol. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15

7 Bekannte TP von Difenoconazol . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15

8 KopplungEC/MS ...................................... 28

9 Aufbau zur Starkwasserherstellung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29

Anordnung der UVA-Leuchtstoffröhren in einer Plexiglaseinhausung zu einem UV-

Kabinett. ........................................... 30

11 Spektren der verwendeten UVA-Leuchtstoffröhren.................... 30

12 Aufbau des verwendeten UV-Reaktors. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31

13 Spektrum der verwendeten Mitteldruck-Quecksilberdampflampe . . . . . . . . . . 31

14 Wiederfindung der OCP in Abhängigkeit vom TOC . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41

15 ZustanddesLiners ..................................... 43

16 Wiederfindung in Abhängigkeit von der Methode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44

17 Clusteranalyse........................................ 45

18 Wiederfindung aller Analyten pro Boden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46

19 Wiederfindung aller Analyten aus allen Böden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46

20 UV/Vis-Spektren isolierter Huminstoffe ......................... 49

21 ATR-FTIR-Spektren isolierter Huminstoffe........................ 51

22 LC/UV-DAD isolierter Huminstoffe. ........................... 51

23 Optimierung der Fentonreagenzien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52

24 Einfluss der Wasserstoffperoxidkonzentration . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53

25 Gaschromatogramm zur Behandlung von Propiconazol mit Fentonreagenzien . . . 54

26 EI-MS des TP Pro1 und Standardsubstanz Propiconazolketon. . . . . . . . . . . . . 55

27 EI-MSderTPPro4undPro5. ............................... 55

28 Mögliche Strukturen der Summenformel C15H17Cl2N3O3............... 56

29 Mögliche Strukturen des Fragmentes mit m/z=273, 275, 277 u . . . . . . . . . . . . . 57

30 EI-MSvonTPPro6undPro8. ............................... 57

31 EI-MSdesTPPro7. ..................................... 58

32 LC/HRMS von Propiconazol-TP . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59

33 EI-MSderTPDif1undDif2................................. 60

34 EI-MS des TP Dif3 und von Difenoconazolketon. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60

35 FentonreaktioninBoden .................................. 62

Intensität von Difenoconazol und einem Transformationsprodukt (

) bei Variie-

rung der angelegten Spannung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63

37 Ausgewählte EIC bei der EC von Difenoconazol, U=2 V . . . . . . . . . . . . . . . . 64

38 Strukturvorschläge für Difenoconazol-TP bei der EC mit U=2 V . . . . . . . . . . . . 65

39 Intensitätsverlauf ausgewählter TP von Difenoconazol im DC-Modus. . . . . . . . . 66

40 Ausgewählte EIC bei der EC von Propiconazol, U=2 V . . . . . . . . . . . . . . . . . 67

41 GC der EC von Propiconazol über 24 h mit U=2 V . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68

42 Bildung von OH-Radikalen bei Einsatz von Fentonreagenzien und EC . . . . . . . . 69

Zerfall von Ozon bei pH = 5, 7 und in Oberflächenwasser (Teltowkanal). Dargestellt

ist je ein ausgewähltes Replikat. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71

44 Triazolfungizide unter Einfluss von Ozon in Oberflächenwasser . . . . . . . . . . . . 72

45 Konzentration der Triazolfungizide unter UV-Bestrahlung . . . . . . . . . . . . . . . 73

Konzentration der Triazolfungizide unter UV-Bestrahlung und Zusatz von tBuOH

und NaN3........................................... 75

viii

47 Gaschromatogramm des Extraktes der Photolyse von Propiconazol . . . . . . . . . . 75

48 Chromatogramm einer Reaktionslösung der Photolyse von Propiconazol . . . . . . 76

49 Mögliche TP der Photolyse von Propiconazol . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 77

50 MS2-Spektrum von Peak Pro29HRMS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78

51 Gaschromatogramm des Extraktes der Photolyse von Difenoconazol . . . . . . . . . 78

52 Massenspektren der Peaks Dif4 und Dif5. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 79

53 Chromatogramm einer Reaktionslösung der Photolyse von Propiconazol . . . . . . 79

54 Mögliche TP der Photolyse von Difenoconazol . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80

55 MS2-Spektrum von Peak Dif12HRMS. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80

56 MS2-Spektrum von Peak Dif6HRMS. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82

57 Bestrahlung wässriger Triazolfungizidlösungen mit UVA-Licht . . . . . . . . . . . . 83

58 Emision/Absorbanz der UVA-Lampe und der Modellanalyten. . . . . . . . . . . . . 83

59 Konzentrationsänderung der Modellanalyten bei Bestrahlung dotierter Böden . . . 85

60 Inkubation von Propiconazol mit B207 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 86

61 Inkubation von Diclofenac mit A288 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87

62 Sorption von Difenoconazol an unbehandelte Mikroplastiken . . . . . . . . . . . . . 89

63 Sorption von Difenoconazol an gemahlenes PP . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91

64 Sorption von Difenoconazol an behandeltes PA6 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92

65 GPC von behandeltem und unbehandeltem PA6. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92

66 DSCvonbehandeltemPA6. ................................ 93

67 Langzeitsorption von Difenoconazol an Mikroplastiken . . . . . . . . . . . . . . . . 94

68 LC/UV-DAD isolierter Huminstoffe. ...........................109

69 EI-MSdesPeaksPro2....................................109

70 EI-MSdesPeaksPro3....................................110

71 EI-MSdesPeaksPro9....................................110

72 EI-MSdesPeaksPro10 ...................................110

73 EI-MSdesPeaksPro11 ...................................111

74 EI-MSdesPeaksPro12 ...................................111

75 GC der Umsetzung von Difenoconazol mit Fentonreagenzien . . . . . . . . . . . . . 111

76 Massenspektrum der EC von Difenoconazol (online) . . . . . . . . . . . . . . . . . . 112

77 EI-MSdesPeaksPro20 ...................................112

78 EI-MSdesPeaksPro21 ...................................112

79 EI-MSdesPeaksPro22 ...................................113

80 EI-MSdesPeaksPro23 ...................................113

81 EI-MS der Peaks Pro24 und Pro25 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 113

82 Quantifizierung der OH-Radikale bei UV-Bestrahlung . . . . . . . . . . . . . . . . . 114

83 Intensitätsverlauf des Peaks Pro27HRMS in verschiedenen Matrices. . . . . . . . . . 115

84 Intensitätsverlauf des Peaks Pro29HRMS in verschiedenen Matrices. . . . . . . . . . 115

85 Intensitätsverlauf des Peaks Dif6HRMS in verschiedenen Matrices. . . . . . . . . . . 115

86 Intensitätsverlauf des Peaks Dif7HRMS in verschiedenen Matrices. . . . . . . . . . . 116

87 Intensitätsverlauf des Peaks Dif12HRMS in verschiedenen Matrices. . . . . . . . . . 116

88 Intensitätsverlauf des Peaks Dif13HRMS in verschiedenen Matrices. . . . . . . . . . 116

89 MS2-Spektrum von Peak Dif8HRMS. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 117

90 Analytgehalt in Elbewasser bei Bestrahlung mit UVA-Licht . . . . . . . . . . . . . . 117

91 FTIR-Spektrum von behandeltem PA6 und Vergleichsspektrum von PA6 . . . . . . 118

Tabellenverzeichnis

1 Oxidationsmittel und zugehörige Redoxpotentiale E0bei 25 ◦C............. 8

2 Größenordnung einiger Bindungsenergien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 10

3 Unterteilung und Charakteristika von Huminstoffen.................. 11

4 Strukturen und Glasübergangstemperaturen einiger Polymere . . . . . . . . . . . . 13

5 Physikalische und chemische Daten von Propiconazol und Difenoconazol. . . . . . 14

6 Verwendete Pufferlösungen ................................ 21

7 AnalytgehalteimBoden .................................. 22

8 Gravimetrische Zusammensetzung der Modellböden . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23

9 Bodenextraktion....................................... 24

10 Wiederfindung der Triazolfungizide aus Boden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24

11 Wiederfindung der Triazolfungizide aus Wasser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25

12 Clean-UpderFulvinsäuren................................. 26

13 Fenton-Optimierung .................................... 27

14 Versuchsübersicht Mikroplastik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33

15 GC/MS-Methode OCP und PCB . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34

16 GC/MS-Methode Triazolfungizide . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34

17 Analytische Kenndaten GC/MS-Methode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34

18 LC-Methode Huminstoffe.................................. 35

19 LC-Methode Hydroxylradikale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35

20 LC-Methode Triazolfungizide . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36

21 LC/MS/MS-Methode Triazolfungizide . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36

22 Analytische Kenndaten LC/MS/MS-Methode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36

23 LC/MS-Scan-Methode Propiconazol . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37

Parameter der HRMS-Methode, die zur Identifizierung von TP der Triazolfungizide

eingesetztwurde. ...................................... 37

25 LC-MethodeCarbamazepin ................................ 37

26 LC/MS/MS-Methode Carbamazepin . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38

27 LC-MethodeDiclofenac................................... 38

28 LC/MS/MS-Methode Diclofenac . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38

29 EC/ESI-MS-Methode .................................... 39

30 Vor- und Nachteile von ASE, Soxhlet und FFE. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47

31 pH-Werte der Böden und des SPM . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47

32 CHN-Gehalte von Böden, SPM und Huminstoffen.................... 48

33 UV/Vis-Daten isolierter Huminstoffe........................... 50

34 Propiconazol Fenton LC/HRMS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59

35 KinetikdesOzonzerfalls .................................. 71

36 LC/HRMS-Messungen der Umsetzung der Modellanalyten mit UV-Strahlung . . . . 76

37 Bezeichnung der verwendeten Bakterienstämme, nächste Verwandte und Herkunft. 85

38 ANOVAzurSorptionanMP................................ 90

39 Kinetik der Photolyse der Triazolfungizide . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 114

Abstract

In order to ensure acceptable crop yield the use of plant protection products is inevitable. Triazole

fungicides are a class of pesticides often used against a variety of fungal diseases in plants.

During application an involuntary introduction into soil and surface water is possible, as well as a

subsequent leaching into groundwater. In these environmental compartments the fungicides are

subject to transformation reactions, metabolisation by (micro-)organisms and can also undergo

widespread transport through adsorption onto particles. Since ground and surface waters are also

used for drinking water production the pesticides may enter drinking water facilities where they can

undergo technical transformations. These processes may result in the formation of transformation

products (TP) which are often more polar than the parent compound and may exhibit differing

toxicological properties. This highlights the necessity for the identification of relevant TP.

During this study potential oxidative TP of the triazole fungicides propiconazole and difenoconazo-

le in soil and water were identified using model reactions with Fenton’s reagent and electrochemical

conversion. For analysis of the TP gaschromatography coupled to mass spectrometry (GC/MS)

as well as liquid chromatography coupled to either tandem mass spectrometry (LC/MS/MS) or

high resolution mass spectrometry (LC/HRMS) were applied. TP were identified by comparison of

mass spectra and retention times with those of authentic standards, if available. Both propicona-

zole and difenoconazole were transformed into their corresponding ketone. Additionally, mono-

and dihydroxylated species as well as cleavage products were postulated. Follow-up experiments

investigated the behaviour of the triazole fungicides under technical conditions found in water

treatment plants. Neither chlorination nor ozonation resulted in a significant reduction of analyte

concentration. However, irradiation with energy-rich UV-light lead to fast transformation of the

substances. Some TP which also occured in the aforementioned model reactions could be detected

during this process. These results were compared to the behaviour of the analytes when irradiated

with simulated global irradiation with or without the addition of humic substances. The latter were

characterised physico-chemically and either used as purchased or isolated from soil and suspended

particulate matter. A strong relation between the humic substance content and the conversion rate

could be demonstrated. This holds for irradiated soils as well. Furthermore, the triazole fungicides

were incubated with iron-/manganese-oxidising bacteria. Yet, no change in analyte concentration

after a sampling period of four weeks was evident. Finally, the affinity of difenoconazole towards

microplastics was investigated which resulted in a ready sorption of the analyte to all employed

materials. Hence, a long-range transport of difenoconazole on the base of this mechanism might be

possible.

Kurzfassung

Der Einsatz von Pflanzenschutzmitteln (PSM) ist notwendig, um mit einfachen Mitteln ertragreiche

Ernten sicherzustellen. Zum Schutz der Feldfrüchte vor Pilzerkrankungen werden sehr häufig

Triazolfungizide eingesetzt. Während deren Anwendung ist es möglich, dass diese unbeabsich-

tigt in Oberflächengewässer und Böden sowie durch Auswaschungsprozesse ins Grundwasser

gelangen. In der Umwelt unterliegen die Substanzen Veränderungen ihrer molekularen Struktur

durch Transformations- und Metabolisierungsreaktionen und können auch z. B. durch Adsorption

an Partikel über große Strecken transportiert werden. Sowohl Grundwasserressourcen als auch

Oberflächenwasser werden zur Produktion von Trinkwasser verwendet, sodass die Pestizide dann

ebenso in Wasseraufbereitungsanlagen eingebracht werden. Dort können sie u.U. bei technischen

Prozessen chemisch umgesetzt werden. Dabei entstehende Transformationsprodukte (

) sind

oft polarer als die Ausgangssubstanz und können auch eine veränderte Toxizität aufweisen. Dies

macht die Identifizierung relevanter TP notwendig.

Im Rahmen dieser Arbeit wurden zunächst potentielle Reaktionsprodukte der Triazolfungizi-

de Propiconazol und Difenoconazol unter oxidativen Bedingungen erzeugt. Hierzu wurden die

Modellanalyten mit Fentonreagenzien umgesetzt und elektrochemisch behandelt. Die dabei ent-

stehenden Reaktionsprodukte wurden mit Gaschromatografie-Massenspektrometrie (

GC/MS

Flüssigchromatografie-Tandemmassenspektrometrie (

LC/MS/MS

) und Flüssigkeitschromatografie

gekoppelt mit hochauflösender Massenspektrometrie (LC/HRMS) analysiert und nach Möglichkeit

im Abgleich mit authentischen Standards charakterisiert. Sowohl für Propiconazol als auch für

Difenoconazol konnte dabei das jeweils korrespondierende Keton identifiziert werden. Weiterhin

wurden ein- und zweifach am aromatischen und aliphatischen System hydroxilierte Produkte sowie

Spaltprodukte postuliert. In nachfolgenden Experimenten unter modellhaften Bedingungen der

Wasseraufbereitung wurde die Transformation der Analyten unter Einfluss von Chlorreagenzien,

Ozon und energiereicher UV-Strahlung untersucht. Einzig bei der Behandlung der Analyten mit

UV-Strahlung wurde ein Umsatz der Triazolfungizide festgestellt und einige

aus den Vorversu-

chen konnten dabei ebenfalls detektiert werden. Das Verhalten der

PSM

wurde zusätzlich mit dem

unter Einfluss von Globalstrahlung und zugesetzten, käuflich erworbenen und selbst isolierten

Huminstoffen in Beziehung gesetzt. Die Huminstoffe wurden physiko-chemisch charakterisiert. Es

zeigte sich eine starke Abhängigkeit der Umsatzrate von der Art der zugegebenen Huminstoffe.

Gleiches gilt für die Bestrahlung von mit den Analyten dotierten Böden. In weiteren Versuchen

wurden die Triazolfungizide mit eisen- und manganoxidierender Bakterien (FeOB) inkubiert, wobei

jedoch keine Abnahme der Konzentration in einem Zeitraum von vier Wochen beobachtet werden

konnte. Schließlich wurde die Fähigkeit von Difenoconazol zur Sorption an Mikroplastik (

)

untersucht. Dieser Analyt sorbierte sehr schnell an alle eingesetzten

. Daraus lässt sich ggf. ein

Potential für den Transport dieser Substanz über weite Strecken ableiten.

1 Einleitung

1.1 Motivation

Im Jahr 2030 werden laut Prognose der Vereinten Nationen (UNO) etwa 8,5 Milliarden Menschen

auf der Erde leben.

Die

UNO

hat bis zu ebendiesem Zeitpunkt die Beseitigung des Welthungers

als eines der Milleniumsziele bzw. Ziele für nachhaltige Entwicklung definiert.

Um die Ernäh-

rung der wachsenden Erdbevölkerung sicherzustellen, ist der verantwortungsvolle Einsatz von

Pestiziden unabdingbar. Zur Vermeidung einer unnötigen Belastung von Umwelt und Lebewesen

mit anthropogenen Spurenstoffen bedeutet dies einerseits die Reduzierung der Anwendung von

Pflanzenschutzmitteln (PSM) auf ein notwendiges Minimum. Andererseits müssen

PSM

vor ihrer

Zulassung sehr genau und unabhängig hinsichtlich ihrer Wirkung auf Nicht-Zielorganismen sowie

in Bezug auf ihre Akkumulation in Umweltkompartimenten geprüft werden. Gleiches gilt für

bereits zugelassene Pestizide. Während ihrer Applikation können

PSM

direkt oder indirekt durch

Abbildung 1: Verbreitungspfade von Pflanzenschutzmitteln in Umweltkompartimenten.

Abdrift (spray drift) sowie Dränage und oberirdischen Abfluss (run-off) in Oberflächengewässer

gelangen (Abbildung 1). Auch eine Aufbringung auf Böden ist bei der Anwendung wahrscheinlich.

Aus diesen können sie über längere Zeit ins Grundwasser ausgewaschen werden.

Während dieser

Prozesse unterliegen die

PSM

chemischen Veränderungen, die durch Umwelteinflüsse initiiert

werden. Sofern belastete Wässer zu Trinkwasser aufbereitet werden sollen, können die Chemikalien

aufgrund der bei Aufbereitungsprozessen herrschenden stark oxidativen Bedingungen zusätzlich

umgewandelt werden. Es ist möglich, dass bei solchen Vorgängen auftretende Transformations-

produkte (TP) eine höhere Toxizität als die Ausgangssubstanz aufweisen oder sich in der Umwelt

anreichern.

Gereinigte Abwässer werden in Oberflächengewässer eingeleitet und Klärschlämme

werden teilweise als Düngemittel eingesetzt, sodass

PSM

und deren Abbauprodukte erneut in die

Umwelt eingebracht werden.

Während der Wasserbehandlung und bei der Bewertung von Standorten wird meist nur eine gerin-

ge Anzahl von Parametern analytisch-chemisch überwacht. Das Vorhandensein möglicherweise

bedenklicher, neu gebildeter Verbindungen kann so nicht erkannt werden. Um diese Substanzen

formell zu regulieren, umfassen die in der Trinkwasserichtlinie 98/83/EC der Europäische Uni-

on (

) festgelegten Grenzwerte für Pestizide (

0,1 µgL−1

für einzelne Wirkstoffe bzw.

0,5 µgL−1

in Summe) ebenfalls alle relevanten assoziierten

und Metabolite.

Zwar sind im Rahmen

des Pestizidzulassungsverfahrens die Antragsteller verpflichtet Studien zur Transformation und

Metabolisierung der Wirkstoffe vorzulegen, jedoch können deren Ergebnisse nur unzureichend

überprüft werden. Somit bleibt es notwendig

zugelassener oder zur Zulassung bestimmter

Pestizide zu identifizieren, auf ihre Relevanz zu prüfen und schließlich eine adäquate Analytik für

sie zu etablieren.

1.2 Zielstellung

Ein umfassendes Studium der Eintragspfade und Umsetzungen von

PSM

beeinhaltet zum einen

ihre Nachverfolgung in alle beteiligten Kompartimente. Zum anderen ist ihr Verhalten auf der

Grundlage ihrer chemisch-physikalischen Eigenschaften zu betrachten. Um die mit einem Wirk-

stoffassoziierten Gefahren abschätzen zu können, muss bekannt sein, ob dieser persistiert oder

durch Umwelteinflüsse oder in technischen Anlagen in andere, ggf. relevante Abbauprodukte

umgewandelt wird. Zusätzliche Informationen zum Transport der Ausgangssubstanz und der

aus ihr hervorgegangenen Reaktionsprodukte sowie daraus resultierende Risiken für Organismen

sind ebenfalls von Bedeutung. Im Rahmen dieser Arbeit soll die gestellte Problematik anhand der

Triazolfungizide Propiconazol und Difenoconazol exemplarisch für die Kompartimente Boden und

Wasser untersucht werden. Einige Untersuchungsgegenstände sind in Abbildung 2 dargestellt.

Abbildung 2:

Zusammenhang zwischen dem Eintreten von Pestiziden in verschiedene Komparti-

mente und einigen Untersuchungsgegenständen der vorliegenden Arbeit.

Zur Erfüllung der vorgenannten Aufgaben ist es zunächst notwendig ein adäquates Analyse-

verfahren zu etablieren. Dies umfasst die Entwicklung geeigneter Methoden zur Extraktion der

Matrices Boden und Wasser ebenso wie die instrumentell-analytische Detektion der Analyten. Um

eine möglichst große Bandbreite natürlich vorkommender Bodenzusammensetzungen abzude-

cken, werden aus einem Kompost und einem Referenzboden hergestellte Modellböden eingesetzt,

die unterschiedliche Anteile organischen Materials aufweisen. Bei den Untersuchungen werden

verschiedene Extraktionstechniken und die Extraktionsdauer verglichen. Als Repräsentanten

vorwiegend unpolarer organischer Xenobiotika werden dabei ausgewählte Organochlorpestizi-

de (

OCP

) und polychlorierte Biphenyle (

PCB

) den Böden zugesetzt und die Methodeneffizienz

anhand ihrer Wiederfindung, auch in Hinblick auf den Gesamtkohlenstoffgehalt in der Matrix,

evaluiert. Durch die Extraktion von Huminstoffen aus Boden und Schwebstoffmaterial und deren

analytische Charakterisierung wird die organische Materie weitergehend beschrieben. Eine resul-

tierende Bodenextraktionsmethode soll schließlich auf die Matrix Wasser und die Modellanalyten

Propiconazol und Difenoconazol übertragen werden.

Zum Studium der Reaktion der Modellanalyten unter oxidativen Bedingungen werden Propicona-

zol und Difenoconazol in Boden und Wasser mit Fentonreagenzien behandelt und in wässrigen

Lösungen elektrochemisch umgesetzt. Die Reaktionsparameter werden jeweils so gewählt, dass eine

optimale Umsetzung der Modellanalyten erreicht wird. Bei allen Experimenten werden die Kon-

zentrationsverläufe der Triazolfungizide mit Flüssigchromatografie-Massenspektrometrie (

LC/MS

)

oder Gaschromatografie-Massenspektrometrie (

GC/MS

) überwacht (Target-Analytik). Mit Hilfe

einer ungerichteten Analytik der erhaltenen Extrakte oder Reaktionslösungen werden gebilde-

detektiert und nach Möglichkeit identifiziert (Non-Target-Analytik). Dazu wird auch die

Flüssigchromatografie gekoppelt mit hochaufgelöster Massenspektrometrie (LC/HRMS) genutzt.

Aus diesen zu erwartenden oxidativen Produkten der Modellanalyten wird eine Bibliothek aufge-

baut, auf deren Grundlage weitere Reaktionslösungen auf

überprüft werden (Suspected Target

Analytik).

In weiterführenden Experimenten wird das Reaktionsverhalten der Conazole unter gängigen

Methoden der Wasseraufbereitung wie Chlorung, Ozonung und Bestrahlung mit energiereicher

UV-Strahlung untersucht. Dabei soll auch der Einfluss von Huminstoffen und Huminstoffisolaten

auf die Umsetzung der Modellanalyten studiert werden. Zusätzlich werden die Modellanalyte

auf ihr Verhalten in der Umwelt untersucht. Dazu werden Lösungen der Analyte in Wässern mit

verschiedenen Additiven, in Oberflächenwasser oder in Modellböden mit UVA-Licht bestrahlt.

Außerdem sollen die Conazole mit Modellmikroorganismen, die ein großes Potential zur Metaboli-

sierung von Xenobiotika besitzen, inkubiert werden. Für die genannten Umsetzungen werden den

entstehenden Produkten auf Grundlage der vorab erstellten Bibliothek Summen- und Strukturfor-

meln zugeordnet. Sofern möglich werden die Eigenschaften der Umsetzungsprodukte mit denen

käuflich erworbener authentischer Standards verglichen, um die

eindeutig zu identifizieren.

Um überprüfen zu können inwiefern auch der partikelgebundene Transport für eine Risikobeurtei-

lung der Modellanalyten relevant ist, wird die Sorption von Difenoconazol an Mikroplastik (

)

in wässriger Lösung untersucht. In dieser Versuchsreihe werden insbesondere die Parameter Bewe-

gung, Salinität und pH-Wert sowie das verwendete Polymermaterial betrachtet. Diese werden im

Rahmen realistischer Szenarien variiert.

2 Theoretische Grundlagen

2.1 Reaktionen und Transformationsprozesse

Als Transformationen werden all jene Umsetzungen von Substanzen bezeichnet, bei denen die Reak-

tion hinsichtlich des Mechanismus und aller beteiligten Edukte und Produkte nicht näher definiert

ist.

Solcherlei Umstände treten vorrangig in komplexen Systemen mit vielen Einflussfaktoren, wie

z. B. in der Umwelt, aber auch in technischen Prozessen auf. Der BegriffTransformation umfasst in

seiner allgemeinen Definition auch Produkte des Metabolismus.

Für eine eindeutigere Zuordnung

ist es aber ratsam beide Begriffe getrennt voneinander zu verwenden. In Abbildung 3 sind einige

Beispiele von Transformationsprozessen bzw. Stoffwechselvorgängen dargestellt. Mögliche Um-

setzungen werden durch das jeweilige Kompartiment bedingt. So sind in Oberflächengewässern

Substanzen molekularen Veränderungen z. B. durch Einfluss der Globalstrahlung ausgesetzt. In

Wasseraufbereitungsanlagen können Chemikalien durch Einfluss von Desinfektions- und Oxidati-

onsmitteln umgesetzt werden. Diese Vorgänge werden als technische Transformation bezeichnet.

Häufig werden Stoffe durch Transformationsprozesse oxidiert oder in kleinere Moleküle gespalten.

Die resultierenden

besitzen oft eine gegenüber der Ausgangssubstanz stark gesteigerte Was-

serlöslichkeit. Dadurch bedingt können sie leichter in die aquatische Umwelt und auch in den

Trinkwasserkreislauf gelangen. Über Transporter wie z. B. Mikroplastik oder Aerosole kann es

zu einer ubiquitären Verteilung und einer großflächige Kontamination kommen. Da

oftmals

unbekannter Struktur sind können sie nicht mit einer zielgerichteten Analytik (Target-Analytik)

erfasst werden. Vielmehr ist es notwendig anhand postulierter oder bereits bekannter Moleküle auf

das Vorhandensein von Reaktionsprodukten zu überprüfen (Suspected Target Analytik) oder vor-

behaltslos alle relevanten Signale einer Probe eingehend zu untersuchen (Non-Target-Analytik).

Abbildung 3:

Entstehung und Bezeichnung von Transformationsprodukten und Metaboliten in

verschiedenen Kompartimenten und bei technischen Prozessen. Grafik erstellt in

Anlehnung an Längin et al.4

2.1.1 Methoden der oxidativen Transformation

Fentonreaktion

Als Fenton-Reaktion wird die von Eisen(II)-Ionen katalysierte Reaktion von

Wasserstoffperoxid bezeichnet. Henry J.H. Fenton entdeckte Ende des 19. Jahrhunderts, dass We-

insäure in Gegenwart von Eisen(II)-Salzen und Oxidationsmitteln wie z.B. Wasserstoffperoxid

eine Reaktion eingeht.

An diesem Phänomen wurde anschließend intensiv geforscht und das

assoziierte Reagenz schließlich nach Fenton benannt. Der Mechanismus der Fenton-Reaktion ist

noch immer Gegenstand vieler Diskussionen.

9,10

Ein Vorschlag für die beteiligten Spezies im

sauren Milieu, unter Ausschluss von Licht und ohne Beteiligung eines organischen Substrats ist

in den Gleichungen 1-8 wiedergegeben.

11–13

Demnach treten bei dieser Umsetzung Hydroxyl-

und Hydroperoxylradikale auf, die sehr reaktiv sind und ungerichtet mit organischen Substanzen

reagieren können. Intermediär können dabei organische Radikale (Gleichungen 9-10) entstehen.

Darauffolgend können sowohl kleinere organische Moleküle entstehen, als auch eine vollständige

Mineralisierung zu anorganischen Substanzen eintreten. Vor allem in der Aufbereitung von Wäs-

sern ist letzteres besonders wünschenswert. Die Fentonreaktion wurde auch bereits zur Simulation

oxidativer Produkte des Phase-I-Metabolismus eingesetzt.14,15

Fe2+ + H2O2−−−→ Fe3+ +−OH + ·OH (1)

Fe3+ + H2O2−−−→ Fe2+ + HO·

2+ H+(2)

·OH + H2O2−−−→ HO·

2+ H2O (3)

·OH + Fe2+ −−−→ Fe3+ +−OH (4)

Fe3+ + HO·

2−−−→ Fe2+ ++O2H (5)

Fe2+ + HO·

2+ H+−−−→ Fe3+ + H2O2(6)

2HO·

2−−−→ H2O2+ O2(7)

HO·

2+ H2O2−−−→ ·OH + H2O2+ O2(8)

·OH + R−H−−−→ H2O + R·(9)

·OH + C−

−C−−−→ HO−C−C·(10)

Elektrochemie-Massenspektrometrie

Vor allem in der pharmazeutischen Industrie ist es maß-

geblich bereits zu Beginn der Wirkstoffentwicklung eine Einschätzung zum oxidativen Metabo-

lismus der aktiven Substanz geben zu können, um so die Toxizität der neuartigen Verbindung

einzuschätzen. Zur effizienten und kostengünstigen Durchführung solcher Vorab-Experimente

hat sich die Elektrochemie-Massenspektrometrie (

EC/MS

) als geeignet erwiesen.

Diese Kopp-

lung, bei der in Lösung in einer elektrochemischen Durchflusszelle oxidative Produkte generiert

und anschließend in ein Massenspektrometer geleitet werden, wo sie direkt analysiert werden

können, wurde in den 1980er Jahren entwickelt.

Die Forschungsgruppe um Bruins widmete

sich dem systematischen Vergleich der Reaktionen des oxidativen Metabolismus (Phase I, siehe

auch Abschnitt 2.1.3) und der elektrochemischen Oxidation.

18,19

Sie konnten demonstrieren, dass

all diejenigen Umsetzungen, die mit dem Transfer einzelner Elektronen einhergehen, durch den

Einsatz elektrochemischer Methoden simuliert werden können. Dies umfasst beispielsweise aro-

matische Hydroxylierungen sowie Oxidationen und Dealkylierungen an einigen Heteroatomen.

Hingegen finden Reaktionen, bei denen zunächst ein Proton abstrahiert wird, wie z. B. bei der

Hydroxylierung von Alkylketten, nicht statt.20

Die online-Kopplung

EC/MS

wurde bereits erfolgreich auf die Simulation des Metabolismus von

Diclofenac

und des Fungizids Boscalid

angewendet. Außerdem ist es durch gleichzeitige

Dotierung weiterer Reagenzien wie Glutathion möglich auch z.T. Konjugationsreaktionen des

Phase II-Metabolismus zu simulieren.23

2.1.2 Technisch induzierte Transformationen

Als technisch induzierte Transformationen werden im Rahmen dieser Arbeit alle nicht näher

definierten Umsätze der Modellanalyten bezeichnet, die während technischer Prozesse, die zur

Wasseraufbereitung eingesetzt werden, auftreten. Das Ziel der Trinkwasseraufbereitung ist es,

geeignetes Rohwasser so zu behandeln, dass das Produkt festgelegten Ansprüchen an die Reinheit

genügt. So sollen nachteilige Einflüsse des Wassers auf die menschliche Gesundheit ausgeschlos-

sen werden.

Zum Zweck der Aufbereitung stehen physikalische, chemische und biologische

Verfahren sowie deren Kombinationen zur Verfügung. Alle zugelassenen Aufbereitungs- und

Desinfektionsstoffe sowie deren erlaubte Zugabemengen sind in einer vom Umweltbundesamt

geführten Liste definiert.

Chlor, Chlordioxid bzw. Hypochlorite sowie Geräte zur UV-Bestrahlung

sind demnach als Desinfektionsmittel zugelassen, während Ozon sowohl als Oxidations-, als auch

als Desinfektionsmittel eingesetzt werden darf. Die Oxidationspotentiale einiger gebräuchlicher

Aufbereitungsstoffe sind in Tabelle 1 dargestellt. Die höchste Oxidationswirkung besitzen demnach

Hydroxylradikale, die bei einigen Aufbereitungsverfahren in situ entstehen.

Tabelle 1: Oxidationsmittel und zugehörige Redoxpotentiale E0bei 25 ◦C.

Oxidationsmittel E0/V

Hydroxylradikale 2,3326

Ozon 2,0726

Wasserstoffperoxid 1,7626

Hypochlorige Säure 1,6327

Chlorung

Zur Chlorung von Wässern werden Chlor- und Chlordioxidgas sowie Hypochlorite

eingesetzt. Die hypochlorige Säure HOCl ist in diesem Fall das Agens, das aufgrund seines ho-

hen Oxidationspotentials (Tabelle 1) die desinfizierende Wirkung hervorruft.

Die Dissoziation

dieser schwachen Säure ist stark vom pH-Wert abhängig.

Der Zusammenhang zwischen Chlor,

hypochloriger Säure und Hypochloritanion ist in Abbildung 4 dargestellt. Am wirkungsvollsten

ist die Oxidation mit HOCl demnach im Bereich pH=3-7. Das Hypochloritanion besitzt keine

oxidative Wirkung, sodass höhere pH-Werte für einen effektiven Einsatz von Chloragenzien zu

vermeiden bzw. anzupassen sind. Während der Behandlung mit chlorhaltigen Reagenzien tritt fast

keine Mineralisierung organischer Spurenstoffe ein, wie sich aus einer lediglich geringen Änderung

des Gehaltes an gelöstem organischen Kohlenstoffableiten lässt. Vielmehr können organische

Substanzen und speziell aromatische Systeme elektrophil chloriert werden. Bei sehr hohen Chlor-

Dosen ist auch eine oxidative Spaltung aromatischer Systeme zu Aldehyden möglich.

Die Zugabe

chlorhaltiger Agenzien wird über den damit korrelierten Gehalt freien Chlors reguliert und ist

üblicherweise auf

1,2 mgL−1

begrenzt. Sofern die Desinfektion anderweitig nicht gewährleistet

werden kann, dürfen bis zu 6,0 mgL−1freies Chlor zugesetzt werden.25

Abbildung 4: Anteil der Spezies Cl2, HOCl und −OCl in Abhängigkeit vom pH-Wert.28

Ozonung

Das sehr starke Oxidationsmittel Ozon darf zur Wasseraufbereitung in Konzentrationen

bis

10 mgL−1

eingesetzt werden.

In Wasser kann es auf verschiedenen Wegen zur Transformation

organischer Substanzen beitragen. Eine direkte Reaktion des Ozons ist mit anorganischen Wasser-

inhaltsstoffen und mit elektronenreichen organischen Verbindungen möglich. Mit ungesättigten

organischen Molekülen wird über eine 1,3-dipolare Cycloaddition zunächst ein instabiles Primäro-

zonid gebildet. Aus dessen Zerfallsprodukten entsteht wiederum durch eine Cycloaddition ein

stabileres Sekundärozonid, welches reduktiv zu Aldehyden bzw. Ketonen gespalten werden kann

(Abbildung 5). Diese werden ggf. weiter zu den entsprechenden Carbonsäuren oxidiert. Der von

Criegee beschriebene Mechanismus kann ebenso an elektronenreichen aromatischen Systemen ab-

laufen.

Bei der Reaktion von Ozon mit anderen Wasserbestandteilen werden z. B. Hydroxyl- und

Hydroperoxylradikale gebildet, welche ihrerseits wieder mit Spurenstoffen reagieren können.

Gebildete Radikale können ebenso Metalle oder Ionen oxidieren, die dann wiederum katalytische

Wirkungen zeigen können.

Diese Prozesse werden als indirekte Ozonolyse bezeichnet. Welcher

der Reaktionswege bevorzugt abläuft, wird in hohem Maße von den vorhandenen Wasserbestand-

teilen beeinflusst. Aufgrund der Komplexität der Prozesse ist eine detaillierte Voraussage des

Reaktionsvorgangs daher schwierig.

Abbildung 5:

Criegee-Mechanismus der Reaktion von Ozon mit ungesättigten organischen Verbin-

dungen.31

UV-Bestrahlung

Zur Desinfektion von Trinkwässern kann auch energiereiche UV-Strahlung ein-

gesetzt werden. Von besonderer Wichtigkeit ist bei dieser Anwendung, dass die zu desinfizierenden

Wässer in ausreichend dünner Schicht an der Strahlungsquelle vorbeigeleitet werden, sodass eine

Raumbestrahlung von

400 Jm−2

(bezogen auf

254 nm

) erreicht wird.

UV-Strahlung kann auf

mehreren Wegen die Transformation organischer Spurenstoffe initiieren. Sofern organische Mole-

küle in der Lage sind die Energie der Strahlung direkt aufzunehmen, können dadurch Bindungen

aufgespalten oder neu geknüpft werden. Einige Bindungsenergien und die zur Spaltung notwendi-

ge Photonenenergie (angegeben als Wellenlänge) sind in Tabelle 2 dargestellt. Typische Reaktionen

sind dabei Dehalogenierungen, ggf. gefolgt von Additionsreaktionen, Photocyclisierungen oder

auch Umlagerungen.

Im Fall von Ketoverbindungen treten Norrish-Reaktionen auf,

die z.B.

decarboxylierte Produkte zur Folge haben können. Im Gegensatz dazu sind aber auch indirekte

Photoreaktionen möglich, die durch sogenannte Photosensibilisatoren vermittelt werden. Diese

Substanzen absorbieren Strahlung und gehen dadurch in einen angeregten Zustand über, von

dem aus die aufgenommene Energie auf andere Moleküle übertragen werden kann.

Zusätzlich

können durch Photosensibilisierung reaktive Spezies wie Singulettsauerstoffoder Hydroxylradi-

kale erzeugt werden.

Aufgrund ihres verbreiteten Vorkommens und ihrer Absorption in einem

ausgedehnten Strahlungsbereich kommt Huminstoffen eine besondere Rolle als Photosensibilisator

zu. Gerade in Oberflächengewässern werden durch Globalstrahlung ausgelöste Photoreaktionen

von anthropogenen Spurenstoffen erst durch Beteiligung von Huminstoffen möglich.

Tabelle 2:

Größenordnung ausgewählter Bindungsenergien und die Wellenlänge eines Photons mit

dieser Energie.36

Bindung Energie /kJmol−1Wellenlänge /nm

C−H 400 300

C−C 350 340

C−

−C 600 200

C−

−

−C 800 150

C−O 360 330

C−

−O 750 160

C−N 300 400

C−Cl 360 330

2.1.3 Natürlich induzierte Transformationen

Metabolismus und eisen-/mangan-oxidierende Bakterien

Wie bereits in Abschnitt 2.1 bespro-

chen, können Xenobiotika nicht nur durch den Einfluss technischer Prozesse transformiert, sondern

auch von Organismen aufgenommen und von diesen metabolisiert werden. Reaktionen, die Teil

von Stoffwechselprozessen sind, werden üblicherweise drei Phasen zugeordnet.

Während des

Phase-I-Metabolismus erfolgen Funktionalisierungsreaktionen an Substraten. Dabei handelt es sich

vorrangig um die Einführung von sauerstoffhaltigen Substituenten oder um sonstige Oxidations-

und Spaltungsreaktionen. In der Regel ist die Polarität des resultierenden Metaboliten dann

gegenüber der Ausgangssubstanz erhöht. Den Phase-II-Reaktionen werden alle Konjugationsreak-

tionen zugeordnet. Dabei werden die Produkte des Phase-I-Metabolismus z.B. zu Glucoroniden

oder Glutathionderivaten umgesetzt. Die Endprodukte sind meist sehr gut wasserlöslich und

können in Phase III weiter umgesetzt oder ausgeschieden werden.

Alle diese Stoffwechselschrit-

te werden durch Enzyme katalysiert. Im Phase-I-Metabolismus kommt dabei der Familie der

Cytochrom-P450-Oxygenasen eine besondere Bedeutung zu. Diese Hämoproteine sind in der Lage

über einen Radikalmechanismus Sauerstoffin Substratmoleküle einzuführen. Der größte Teil der

beschriebenen Cytochrom-P450-Oxygenasen agiert als Monooxygenasen, übeträgt also pro Einheit

nur ein Sauerstoffatom auf ein Substrat während das zweite Sauerstoffatom zu Wasser reduziert

wird.

Sie agieren wenig spezifisch und tragen dadurch dazu bei eine Vielzahl von Xenobiotika zu

oxidieren.

Diese Enzymklasse konnte in sehr vielen Organismen sowohl aus dem Tier- und Pflan-

zenreich, als auch in Bakterien und Archae gefunden werden.

Möglicherweise sind sie ebenfalls

entscheidend am Stoffwechsel vieler eisen- und manganoxidierende Bakterien (

FeOB

) beteiligt.

Zu diesen Bakterien können eine Vielzahl von Stämmen aus diversen phylogenetischen Gruppen

zugeordnet werden. Ihnen allen ist die Fähigkeit gemein

Fe2+

und/oder

Mn2+

zu oxidieren und die

dabei freiwerdende Energie für ihren Stoffwechsel zu nutzen.

43 FeOB

kommen sowohl in marinen

Gewässern

und Süßwasserumgebungen,

45,46

als auch in Boden

47–49

vor. In Gewässern fällt das

schwerer lösliche

Fe3+

aus, was zur Bildung rot-bräunlicher Ablagerungen führt (Verockerung).

Einige Arten bilden außerdem Scheiden aus, die sich in Form langer Filamente zusammenlagern.

Es konnte bereits gezeigt werden, dass

FeOB

in der Lage sein können Xenobiotika zu metabolisie-

ren. So stellten Sabirova et al. fest, dass Leptothrix und Pseudomonas Spezies 14-

-Ethinylestradiol

oxidieren.

Weiterhin konnte die Umsetzung von Pharmazeutika wie Diclofenac und Sulfame-

thoxazol in mit

FeOB

besiedelten Biofiltern bestätigt werden.

Der Einsatz solcher Biofilter könnte

eine sinnvolle dritte Reinigungsstufe in Abwasseraufbereitungsanlagen darstellen.

2.2 Matrixbestandteile

Huminstoffe

Huminstoffe sind amorphe Makromoleküle, die während der Humifizierung, also der Zersetzung

und dem Aufbau biologischer Materie, entstehen. Sie treten sowohl in Boden und Sediment als auch

in Gewässern und Schwebstoffen (SPM) auf. Aufgrund ihrer Genese können sie als Strukturein-

heiten z. B. Proteine, Zucker, Lignine, Lipide und auch Nukleinsäuren aufweisen.

Anhand ihrer

Löslichkeit werden sie in Huminsäuren (HS), Fulvinsäuren (FS) und Humine unterteilt (Tabelle 3).

Humine sind im wässrigen Medium unlöslich, HS lösen sich im Basischen und FS sind bei allen

pH-Werten löslich. Die Löslichkeit korreliert direkt mit der Säurestärke. Zusätzlich unterscheiden

sich die Huminstoffe auch in ihrem Molekulargewicht. HS sind dabei üblicherweise schwerer als

FS während das Molekulargewicht von Huminen variabel ist.55

Tabelle 3:

Unterteilung und Charakteristika von Huminstoffen anhand ihrer Löslichkeit, ihrer

molaren Masse und ihrer Säurestärke.

Löslichkeit im wässrigen

Medium

Molekulare Masse /Da Säurestärke

Huminsäuren löslich im Basischen 1000 bis 10000 mittel

Fulvinsäuren löslich 500 bis 1000 hoch

Humine unlöslich variabel sehr niedrig

Da Huminstoffe sehr viele verschiedene funktionelle Gruppen aufweisen können, sind sie in

der Lage mit einer Vielzahl von Xenobiotika unter Beteiligung diverser Wechselwirkungsme-

chanismen zu interagieren.

56,57

Bei der Analyse von Böden wird der Anteil eines organischen

Schadstoffes, der unter Anwendung einer expliziten Technik nicht extrahiert werden kann, als

nicht-extrahierbarer Rückstand (

NER

) bezeichnet.

Derart gebundene Kontaminanten sind nicht

bioverfügbar und mobil.

Allerdings konnte gezeigt werden, dass die betreffenden Substanzen

aus NER remobilisiert werden können.60–62 Um die Belastung eines Umweltkompartimentes mit

Schadstoffen einschätzen zu können, ist es damit sinnvoll die mögliche zukünftige Freisetzung

dieser aus gebundenen Rückständen zu berücksichtigen. Folglich ist für die Überwachung von

Kontaminantengehalten eine möglichst vollständige Extraktion zu bevorzugen. Für die Analyse

von Böden wurde der Gesamtkohlenstoff(

TOC

) mit dem Ausmaß der Bildung von

NER

in Ver-

bindung gebracht.

Es ist anzunehmen, dass analog in wässrigen Systemen das Vorhandensein

organischer Matrix, auch in

SPM

, zur Bildung von

NER

führt, die der Analytik nicht zugänglich

sind. Daher ist es empfehlenswert Analytgehalte in Abhängigkeit vom Gehalt organischer Materie

und der verwendeten Extraktionstechnik zu betrachten. Für die Extraktion fester Matrices wer-

den häufig die Soxhlet-Extraktion und die beschleunigte Lösemittelextraktion (

ASE

) eingesetzt.

Aufgrund ihrer einfachen Handhabung und der geringen assoziierten Kosten findet jedoch auch

die Fest-Flüssig-Extraktion (

FFE

) Anwendung. Die Abhängigkeit des extrahierten Analytgehalts

vom Anteil organischer Materie ist aber nicht hinreichend untersucht. Um Ergebnisse, die mit

unterschiedlichen Methoden erhalten wurden, vergleichen zu können, ist ein Verständnis des

Einflusses der organischen Materie notwendig.

Mikroplastik

Aufgrund der vorteilhaften Eigenschaften wie seiner vielseitigen Einsatzbarkeit und seines gerin-

gen Gewichtes bei hoher Haltbarkeit ist Plastik zu einem der weltweit am häufigsten eingesetzten

Materialien geworden.

Im Jahr 2013 wurden bereits 311 Millionen Tonnen Polymermaterialien

produziert,

wobei sich der Hauptanteil auf Polyethylen (

), Polypropylen (

), Polystyrol (

Polyethylenterephthalat (

PET

) und Polyvinylchlorid (

PVC

) verteilt.

In der Folge ist der Eintrag

von Polymermaterialien in die Umwelt (üblicherweise als Makroplastik, >

5 mm

) stark angestie-

gen.

Dort können sie langsam durch (Photo-)Oxidationsprozesse und mechanische Beanspru-

chung zu kleineren Partikeln zersetzt werden.

Fragmente, die auf diese Weise entstanden und

kleiner als fünf Millimeter sind, werden als sekundäre Mikroplastik (

) bezeichnet. Dadurch,

dass sie den Umwelteinflüssen längere Zeit ausgesetzt waren, kommt es zu Alterungsprozessen.

Resultierende Fragmente besitzen meist veränderte Oberflächeneigenschaften. Im Gegensatz dazu

werden Polymerpartikel, die, um Produktanforderungen zu genügen, nicht größer als fünf Milli-

meter sein dürfen (z. B. in Reinigungsmitteln, Farben oder Kosmetika) und in dieser Form direkt

in Umweltkompartimente gelangen, als primäre MP bezeichnet.

wird in Wasseraufbereitungsanlagen zu einem großen Teil aus der flüssigen Phase entfernt.

69–71

Das

sammelt sich im Klärschlamm, welcher wiederum häufig als Dünger auf landwirtschaftlich

genutzte Böden ausgebracht wird.

So kommt es schließlich zu einer weitreichenden Verteilung

der

Viele organische Schadstoffe sind, ähnlich wie im Fall der Huminstoffe, in der Lage

zu sorbieren. Adsorbierte Chemikalien können dann über weite Strecken transportiert

werden (Vektor-Effekt).

Diese Partikel sind in der Lage Organismen auf physikalischem und

möglicherweise auch chemischem Wege zu schädigen.

75–77

Die Sorption an die

wird von

verschiedenen Eigenschaften sowohl des Sorbens als auch des Sorbats beeinflusst. Es spielen

u.a. die spezifische Oberfläche, die Oberflächenstruktur, funktionelle Gruppen und Säure-Base-

Eigenschaften eine Rolle.

Wu et al. konnten einen Einfluss der Salinität der Lösung auf die

Adsorption des Pharmakons Carbamazepin an

feststellten.

Weiterhin wurde bereits die

Abhängigkeit der Sorption von der Struktur und Zusammensetzung der MP demonstriert.80

Für Untersuchungen im Rahmen dieser Arbeit wurden Polyamid 6 (

PA6

und

ausgewählt.

Diese werden u. a. als Verpackungsmaterialien verwendet und besitzen aufgrund dessen eine hohe

Relevanz in der Umwelt. Weiterhin weisen sie unterschiedliche Materialeigenschaften auf (Tabel-

le 4).

und

sind hydrophobe Polymere, wohingegen das eingesetzte

PA6

(besser bekannt als

Nylon) einen hydrophileren Charakter aufweist. Die Glasübergangstemperatur T

von Polymeren

beschreibt den Übergang von einer eher festen zu einer vorwiegend zähflüssigen Matrix.

Aus

der Lage dieses Temperaturbereichs können Rückschlüsse auf die Kristallinität und Kettenlänge

eines Polymers gezogen werden. Die T

der verwendeten Materialien unterscheiden sich stark. Die

Struktur von PS ist amorph während PA6 und PP teilweise kristallin sind.82

Tabelle 4: Strukturen und Glasübergangstemperaturen einiger Polymere.82

Polymer Struktur

Glasübergangs-

temperatur

/°C

Dichte /

gcm−3

PA6

teilweise kris-

tallin

ca. 78 1,02-1,16

teilweise kris-

tallin

0-20 0,83-0,92

PS amorph 90-110 1,04-1,10

2.3 Triazolfungizide

Mit einem Marktanteil von 20 % (bezogen auf alle abgegebenen Fungizide) im Jahr 2015 sind

die Triazol- und Imidazolfungizide eine sehr absatzstarke Klasse von Pflanzenschutzmitteln in

der Bundesrepublik Deutschland.

Im Getreide- und Obstanbau werden häufig die Vertreter

Propiconazol und Difenoconazol eingesetzt. Difenoconazol besitzt außerdem in China eine große

Bedeutung im Pflanzenschutz. Dort ist es das am häufigsten eingesetzte Pestizid zur Behandlung

von Reis.

In Deutschland ist Propiconazol zusätzlich als Holzbehandlungsmittel zugelassen.

Beide Pestizide wirken systemisch und werden den Demethylierungsinhibitor-Fungiziden zuge-

ordnet. Ihre Wirkung entfalten diese durch Hemmung der Sterol-C14-Demethylase während der

Ergosterol-Biosynthese von Pilzen. Dadurch wird der Aufbau der Zellmembranen gestört und die

Pilze sterben schließlich ab.85

Einige physiko-chemische Daten der Modellanalyten Propiconazol und Difenoconazol sind in Tabel-

le 5 wiedergegeben. Beide Fungizide werden als racemische Gemische von je zwei Diastereomeren-

und Enantiomerenpaare eingesetzt, die alle als wirksam gelten.

Generell gilt, dass sowohl Propi-

conazol als auch Difenoconazol eher unpolar, schlecht wasserlöslich und in Böden in geringem

Umfang mobil sind. Vorrangig neigen sie zur Adsorption an Sediment- und Bodenbestandteilen.

Aus den unter aeroben Bedingungen ermittelten Halbwertszeiten der Fungizide in Boden (DT50)

wird für Propiconazol eine moderate und für Difenoconazol eine hohe Persistenz abgeleitet. Auf

Ratten und Wasserorganismen wirken beide Substanzen moderat toxisch. Propiconazol betref-

fend existieren jedoch Hinweise, dass es bei einigen Säugetieren eine hepatotoxische Wirkung

besitzt,87,88 während Difenoconazol vermutlich als endokriner Disruptor agieren kann.84,89

Aufgrund ihrer Anwendungsgebiete können die Fungizide direkt beim Einsatz auf Feldern in

Boden und Gewässer gelangen. Eine resultierende Kontamination von Umweltkompartimenten

ist demnach in hohem Maße vom untersuchten Standort abhängig. So detektierten Castillo et al.

Propiconazol in Sedimenten des Suerte River (Costa Rica) mit einer Häufigkeit von 26 % und einer

mittleren Konzentration von

33 µgkg−1

(Frischgewicht).

In Schwebstoffproben der Elbe bei Blan-

Tabelle 5: Physikalische und chemische Daten der Modellanalyten Propiconazol und Difenocona-

zol.90Die Asteriske in den Strukturformeln markieren die Chiralitätszentren.

Propiconazol Difenoconazol

Summenformel C15H17Cl2N3O2C19H17Cl2N3O3

Strukturformel

IUPAC-Name

1-[2-(2,4-Dichlorphenyl)-

4-propyl-1,3-dioxolan-2-

ylmethyl]-1H-1,2,4-triazol

3-Chlor-4-[4-methyl-2-(1H-

1,2,4-triazol-ylmethyl)-1,3-

dioxolan-2-yl]phenyl-4-

chlorphenylether

Molekulargewicht /gmol−1342,22 406,26

Wasserlöslichkeit /mgL−1150 15

Verteilungskoeffizient

logKOW

3,72 4,36

Dissoziationskonstante pKS1,09 1,07

DT50 Boden (typisch) 71,8 130

LD50 akut, oral (Ratte)

/mgkg−1550 1453

kenese konnte hingegen nur etwa ein Zehntel dieses Wertes detektiert werden (Trockenmasse).92

Im Zulauf von Abwasserbehandlungsanlagen in der Schweiz wurde Propiconazol in Konzen-

trationen zwischen

4 ngL−1

bis

27 ngL−1

festgestellt, während Difenoconazol nur gelegentlich

detektiert wurde.

In einer Studie zum Zustand von Oberflächengewässern in Brasilien wurden

Difenoconazolkonzentrationen um

11 ngL−1

berichtet.

Am ersten Tag nach der Anwendung von

Difenoconazol auf einem chinesischen Reisfeld wurden dort Konzentrationen dieses Analyten bis

1,98 mgL−1gemessen.95

In den Kompartimenten Boden und Wasser werden durch Umwelteinflüsse Transformations-

reaktionen der Fungizide initiiert. Außerdem können sie in Organismen metabolisiert werden.

Einige bekannte

von Propiconazol und Difenoconazol sind in Abbildung 6 und Abbildung 7

dargestellt.

96,97

Offenbar treten bevorzugt Abspaltungen der Dioxolangruppen (CGA 91304,

CGA 91305, CGA 205374, CGA 205375) sowie Hydroxylierungen an der Alkylkette des Propicona-

zols (CGA 118244, CGA 118245, CGA 136735) bzw. an den aromatischen Systemen (CGA 169374)

auf.

Abbildung 6: Bekannte TP von Propiconazol.96

Abbildung 7: Bekannte TP von Difenoconazol.97

2.4 Analysenmethoden

Für die Bestimmung unpolarer organischer Analyten wie z. B. Organochlorpestizide (

OCP

) und

polychlorierte Biphenyle (

PCB

) in festen Matrices existieren diverse Normen. Aufgrund der ähnli-

chen Polarität sind diese z.T. auf die gewählten Modellanalyten Propiconazol und Difenoconazol

übertragbar. Der Standard DIN ISO 10382

sieht eine 15-minütige Fest-Flüssig-Extraktion (

FFE

)

mit Aceton und zwei weitere Extraktionsschritte mit Petrolether vor. Gleichzeitig trat 2012 die

Norm DIN EN 16167

in Kraft, die die Analytik von

PCB

in Schlamm, behandeltem Bioabfall

und Boden regelt. Von der International Organization for Standardization (

ISO

) wurde sie als

ISO 13876

100

übernommen. Diese Norm sieht eine

FFE

mit Aceton (30 Minuten) gefolgt von

einer 12-stündigen Schüttelextraktion mit Petrolether vor. Alternativ kann die Soxhletextraktion

angewendet werden. Auch die Vorschrift der Umweltschutzbehörde der USA (

EPA

) sieht für die

Bestimmung von

OCP

in Wasser und Boden eine Soxhletextraktion oder auch mikrowellen- und

ultraschallunterstützte Extraktionen mit Hexan bzw. Dichlormethan und Aceton vor.

101

Für alle

genannten Normen gilt, dass andere Extraktionsmethoden zugelassen sind, sofern eine Eignung

nachgewiesen wird. Da nicht zwei Normen für denselben Parameter nebeneinander existieren

dürfen, ist es durch die Annahme von ISO 13876

100

notwendig DIN ISO 10382 zur Analytik der

OCP zu revidieren. Die beschriebenen Standards geben keine Auskunft darüber, wie anhand von

Parametern der zu untersuchenden Probe eine geeignete Extraktionsmethode ausgewählt oder

angepasst werden soll. Aufgrund der Möglichkeit zur Bildung von

NER

(Abschnitt 2.2) wäre ein

solches Vorgehen jedoch sinnvoll.

3 Experimentalteil

3.1 Chemikalien und Standards

Name Reinheit Hersteller

1-(2,4-Dichlorophenyl)-2-(1H-

1,2,4-triazol-1-yl)ethanon

k. A. Vitas-M Lab

2,4’-DDT 99,8 % LGC Standards GmbH

2-Hydroxyterephthalsäure ≥98 % TCI Deutschland GmbH

4,4’-DDD 99,0 % LGC Standards GmbH

13C-4,4’-DDD 99 % Cambridge Isotope Laboratories, Inc.

4,4’-DDE Pestanal Fluka

13C-4,4’-DDE 99 % Cambridge Isotope Laboratories, Inc.

4,4’-DDT 99,0 % Honeywell Riedel-de Haen AG

13C-4,4’-DDT 99 % Cambridge Isotope Laboratories, Inc.

Aceton picograde LGC Standards GmbH

Acetonitril HPLC-grade

OMNILAB Laborzentrum GmbH & Co.

α-Endosulfan 99,0 % Honeywell Riedel-de Haen AG

α-Hexachlorcyclohexan 98,0 % Honeywell Riedel-de Haen AG

13C-α-Hexachlorcyclohexan 99 % Cambridge Isotope Laboratories, Inc.

Aldrin 97,0 % LGC Standards GmbH

Aluminiumoxid (N, Super I) k. A. ICN Biomedicals GmbH

Ameisensäure ≥95 % Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Ammoniak k. A. k. A.

Ammoniumacetat per analysis Applichem GmbH

β-Hexachlorcyclohexan 98,4 % Honeywell Riedel-de Haen AG

Cyclohexan picograde LGC Standards GmbH

Diclofenac k. A. Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Dieldrin 98,4 % LGC Standards GmbH

13C-Dieldrin 99 % Cambridge Isotope Laboratories, Inc.

Difenoconazol Pestanal Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Difenoconazol D6

100 ng/

L in

Acetonitril

Dr. Ehrenstorfer GmbH

Difenoconazol Metabolit CGA-

205374

99,2 % HPC Standards GmbH & Co. KG

Difenoconazol-alkohol 99,9 % HPC Standards GmbH

Eisen(II)sulfat Heptahydrat 99,5 % Acros Organics

Essigsäure

Eluent Additiv

für LC/MS

Sigma-Aldrich Chemie GmbH

γ-Hexachlorcyclohexan 99,9 % LGC Standards GmbH

Hexachlorbenzol 99,0 % Honeywell Riedel-de Haen AG

13C-Hexachlorbenzol 99 % Cambridge Isotope Laboratories, Inc.

Kaliumchlorid 85 % Merck Chemicals GmbH

Mangandioxid gefällt Fisher Chemical

Methanol HPLC-grade OMNILAB Laborzentrum GmbH Co. KG

Methoxychlor Pestanal Fluka

Methylenblau k. A. Honeywell Riedel-de Haen AG

Natriumchlorid k. A. Fisher Scientific

Natriumhydrogencarbonat ≥99,5 % Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Natriumhydroxid z. A. Merck Chemicals GmbH

Natriumhypochlorit

10-16 % Akivi-

tät

Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Natriumsulfat >99 % Merck Chemicals GmbH

Natriumsulfit ≥98 % Sigma-Aldrich Chemie GmbH

PCB 101 99,0 % LGC Standards GmbH

PCB 118 99,5 % LGC Standards GmbH

PCB 138 98,5 % LGC Standards GmbH

PCB 153 99,0 % LGC Standards GmbH

PCB 180 99,0 % LGC Standards GmbH

PCB 198 99,1 % LGC Standards GmbH

PCB 209 99,4 % LGC Standards GmbH

PCB 28 99,0 % LGC Standards GmbH

PCB 30 k. A. LGC Standards GmbH

PCB 52 99,5 % LGC Standards GmbH

PCB-Mix 3

100

g/mL in

Isooktan

LGC Standards GmbH

Pesticide-Mix 17

g/mL in

Cyclohexan

LGC Standards GmbH

Propiconazol Pestanal Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Propiconazol D5

100 ng/

L in

Aceton

Dr. Ehrenstorfer GmbH

Salzsäure 32 %, z. A. Merck Chemicals GmbH

Schwefelsäure 95 % Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Suwanee River Fulvic Acid

Standard II

k. A. IHSS

Suwanee River Humic Acid

Standard II

k. A. IHSS

Terephthalsäure 98 % Sigma-Aldrich Chemie GmbH

Wasserstoffperoxid 30 % Sigma-Aldrich Chemie GmbH

3.2 Geräte und Materialien

Gerät/Material Kenndaten Hersteller

Adsorberharz Supelite DAX-8

Sigma-Aldrich Chemie GmbH,

Darmstadt, Deutschland

Analysenwaage Cubis MSA224S-100-D

Sartorius AG, Göttingen,

Deutschland

Analysenwaage R180D-*D1

Sartorius AG, Göttingen,

Deutschland

Analysenwaage RCP210P-0D1

Sartorius AG, Göttingen,

Deutschland

ASE Dionex ASE 200

Thermo Scientific, Sunnyvale,

USA

DSC DSC 7020

Seiko, THASS GmbH, Friedberg,

Deutschland

EC/MS Spritzenpumpe SP2 - Roxy

Roxy Potentiostat

µPrepCell

Magic Diamond

Arbeitselek-

trode

Glassy Carbon

SynthesisCell

Antec, Zoeterwoude, Niederlan-

6130 Quadrupole LC/MS

Agilent Technologies, Santa Cla-

ra, USA

Elektronische Spritze eVol

SGE Analytical Science, Ring-

wood, Australia

Elementaranalyse

TruSpec Macro CHN-Analysator

LECO Instrumente GmbH, Mön-

chengladbach, Deutschland

Extraktionshülsen MN 645, 33 x 80 mm

Macherey-Nagel GmbH & Co.

KG, Düren, Deutschland

GC/MS 7890A GC

5975c inert XL MSD

Agilent Technologies, Santa Cla-

ra, USA

Multi-purpose sampler MPS2XL

Kaltaufgabesystem KAS4

Gerstel GmbH & Co. KG, Mühl-

heim an der Ruhr, Deutschland

Gefriertrocknung GAMMA 1-16 LSC

Martin Christ Gefriertrock-

nungsanlagen GmbH, Osterode

am Harz, Deutschland

Globalstrahler 3 x UVA-340, 40 W

Atlas Material Testing Tech-

nology GmbH, Linsengericht-

Altenhaßlau, Deutschland

GPC HPLC Pumpe L 7100

Brechungsindexmesseinheit

ERC-7510

Säulenthermostat L-5025

Merck-Hitachi

Horizontalschüttler HS501 digital

IKA-Labortechnik, Staufen,

Deutschland

HPLC/DAD HP-1100 Serie

Agilent Technologies, Santa Cla-

ra, USA

HPLC/HRMS 1290 Infinity Serie

6530 Accurate-Mass Q-TOF

LC/MS

Agilent Technologies, Santa Cla-

ra, USA

HPLC/MS/MS HP-1100 Serie

Agilent Technologies, Santa Cla-

ra, USA

System 1 MS API4000 SCIEX, Framingham, USA

HPLC/MS/MS 1260 Infinity Serie

Agilent Technologies, Santa Cla-

ra, USA

System 2 MS API6500 SCIEX, Framingham, USA

Ionenaustauscherharz Amberlite IR 120 H

Sigma-Aldrich Chemie GmbH,

Darmstadt, Deutschland

IR-Spektrometer Nicolet Nexus

ThermoFisher Scientific, Wal-

tham, USA

Konzentrationseinheit TurboVap II Biotage, Uppsala, Schweden

Membranfilter Supor, PES, 142 mm, 0,2 µm

Pall GmbH, Dreieich, Deutsch-

land

Niederdruck-LC Vario

LCTech GmbH, Dorfen, Deutsch-

land

Ozongenerator Wedeco Modular 8 HC

Xylem Water Solutions Deutsch-

land GmbH, Großostheim,

Deutschland

Papierfaltenfilter MN 960 1/4, d=150 mm

Macherey-Nagel GmbH & Co.

KG, Düren, Deutschland

MN 615, 0,16 mm, 70 gm−2

pH-Meter WTW inoLab Terminal 740

Xylem Water Solutions Deutsch-

land GmbH, Großostheim,

Deutschland

pH-Papier MColorpHast

Merck KGaA, Darmstadt,

Deutschland

Pipette Research Plus 3111

Eppendorf AG, Hamburg,

Deutschland

Probenteiler PT100

Retsch Technology GmbH, Haan,

Deutschland

Reinstwasseranlage Purelab Flex 1 und 2

ELGA LabWater, Celle, Deutsch-

land

Rhönradmischer ELTE 650/RGM

J. Engelsmann AG, Ludwigsha-

fen, Deutschland

Spritzenvorsatzfilter Celluloseacetat, 0,2 µm

Carl Roth GmbH & Co. KG,

Karlsruhe, Deutschland

PTFE, 0,2 µm

Trockenschrank k. A.

Memmert GmbH & Co. KG,

Schwabach, Deutschland

Ultraschallbad PALSSONIC

Allpax GmbH & Co. KG, Papen-

burg, Deutschland

UV-Reaktor UV-Reaktorsystem 1

UV-Consulting Peschl, Mainz,

Deutschland

UV/Vis-Spektrometer BUV 121 WO Lambda PerkinElmer, Waltham, USA

Lambda 12

Zentrifuge Rotofix 32 A

Hettich Lab Technology, Tuttlin-

gen, Deutschland

Zentrifugalmühle ZM200

Retsch Technology GmbH, Haan,

Deutschland

3.3 Software

Software Version Entwickler

Analyst 1.6.2 SCIEX, Framingham, USA

ChemDraw 16.0.0.82 PerkinElmer, Waltham, USA

Design-Expert 9 Stat-Ease, Minneapolis, USA

Enhanced ChemStation

MSD ChemStation

E.02.00.493

Agilent Technologies, Santa Clara, USA

MassHunter Workstation

Software

B.04.00 Agilent Technologies, Santa Clara, USA

OpenLAB CDS Rev.C.01.05[35] Agilent Technologies, Santa Clara, USA

Origin 9.1.0G Sr2 Originlab Corporation, Northampton, USA

Roxy Dialogue 2.02.199 Antec, Zoeterwoude, Niederlande

Statist (Makro zu Micro-

soft Excel)

2.0, Rev. 4c AVRECON GmbH, Walldorf, Deutschland

UV WinLab 2.70.01 PerkinElmer, Waltham, USA

WinGPC Unity PSS GmbH, Mainz, Deutschland

3.4 Stamm- und Probelösungen, Puffersysteme

Für alle Arbeiten mit Organochlorpestiziden (OCP) und polychlorierten Biphenylen (PCB) wurden

die käuflich erhältlichen Stammlösungen verwendet. Diese wurden, sofern notwendig, gravime-

trisch mit Cyclohexan verdünnt um Kalibrierlösungen herzustellen. Als interner Standard diente

für diese Untersuchungen eine aus den Reinsubstanzen gravimetrisch hergestellte Mischung aus

PCB 30 und PCB 209 in Cyclohexan (je c=

25 µgg−1

). Als Injektionsstandard wurde eine Lösung

von PCB 198 in Cyclohexan (c=

2 µgg−1

) eingesetzt. Um den Einfluss des Zustands des GC-Liners

zu evaluieren wurde im Rahmen des OCP-Projektes eine Lösung von

13C

-4,4’-DDT,

13C

-4,4’-DDD,

13C

-4,4’-DDE,

13C

-Hexachlorcyclohexan,

13C

-Hexachlorbenzol und

13C

-Dieldrin (je

2 µgmL−1

in Cyclohexan) als interner Standard genutzt.

Durch Lösen authentischer Standards von Propiconazol und Difenoconazol in Methanol wurden

Stammlösungen (c=

1 mgmL−1

) hergestellt. Diese wurden entweder direkt verwendet oder es

wurden daraus durch weiteres Verdünnen mit Methanol Dotierlösungen (c=

10 µgmL−1

) erzeugt.

Der interne Standard (c=

2,5 µgmL−1

) wurde aus käuflich erworbenen Lösungen deuterierten

Propiconazols und Difenoconazols durch Verdünnen mit Methanol hergestellt.

Sofern nicht anders angegeben, wurden Arbeitslösungen wie folgt hergestellt: In einem Maßkolben

wird methanolische Analytlösung vorgelegt und das Lösungmittel im Stickstoffstrom entfernt.

Reinstwasser in entsprechender Menge wird zugegeben und die Lösung in einem Ultraschallbad be-

handelt (

15 min

). Nach Abkühlen auf Raumtemperatur kann die Lösung direkt umgesetzt werden.

Sofern notwendig, werden zu diesem Zeitpunkt Huminstoffe oder Schwebstoffe (

SPM

) zugefügt

und die Lösung

24 h

bei Raumtemperatur equilibriert. Für Umsetzungen mit Huminstoffisolaten

wurden, sofern nicht anders angegeben, solche verwendet, die aus gefriergetrocknetem Material

gewonnen wurden.

Für einige Experimente wurden Pufferlösungen verwendet. Ihre Zusammensetzung ist Tabelle 6 zu

entnehmen. Sofern nicht anders angegeben wurden die Puffer stets mit einer Molarität von 50 mM

eingesetzt. Die pH-Werte wurden mit verdünnter Salzsäure und Natronlauge (je 0,1 M) eingestellt.

Die Zusammensetzung der verwendeten Puffersysteme wurde der Literatur entnommen102

Tabelle 6: Verwendete Puffersubstanzen und zugehörige pH-Werte.

pH Puffersystem Puffersubstanzen

5 Acetatpuffer Ammoniumacetat, Essigsäure

7 Carbonatpuffer Natriumhydrogencarbonat

9 Ammoniakpuffer Ammoniumacetat, Ammoniak

3.5 Modellböden

3.5.1 Herstellung

Die vier Modellböden unterschiedlichen

TOC

-Gehaltes wurden aus Biogutfertigkompost (Fest-

stoffvergärung, nachgerottet, gesiebt

<2 mm

, TOC=16,1 %) und RefeSol 01-A

103

(schluffiger Sand,

TOC=0,9 %) hergestellt. Alle Ausgangsmaterialien waren blindwertfrei in Bezug auf die Zielanaly-

ten, eine Belastung der Böden wurde durch Aufstockung erreicht. Dazu wurden die entsprechenden

Feststoffe (Tabelle 7) in Aceton (

100 mL

) gelöst und zu einer Suspension von Kompost (

200 g

) in

Aceton dotiert. Diese Mischung wurde mit perforierter Aluminiumfolie bedeckt und zwei Wochen

lang an der Luft getrocknet. Anschließend wurde der so dotierte Kompost in vier Anteile gleichen

Gewichts geteilt und mit verschiedenen Mengen unbelastetem Kompost und RefeSol 01-A ver-

schnitten (Tabelle 8). Die dotierten Gehalte wurden zur Bestimmung von Wiederfindungsraten

auf 100 % gesetzt. Die

TOC

-Gehalte der Modellböden wurden im Service durch Dr. P. Hoelzmann

(Freie Universität Berlin) nach Vogel et al.104 bestimmt und sind in Tabelle 8 aufgelistet.

Tabelle 7: Gehalte der dotierten Analyten im Boden und zugeordnete Analytgruppe.

Name Gehalt /mgkg−1zugeordnete Analytgruppe

2,4’-DDT 7,07 DDX

4,4’-DDD 8,38

4,4’-DDE 5,38

4,4’-DDT 10,28

Methoxychlor 4,91

a-Endosulfan 6,40

Aldrin 3,17

Dieldrin 2,54

Hexachlorbenzol 5,89

a-Hexachlorcyclohexan 2,60 HCH

b-Hexachlorcyclohexan 1,74

g-Hexachlorcyclohexan 3,98

PCB 101 0,42 PCB

PCB 118 0,38

PCB 138 0,24

PCB 153 0,17

PCB 180 0,27

PCB 28 0,28

PCB 52 0,23

3.5.2 Homogenität, Charakterisierung und Qualitätssicherung

Die Modellböden wurden

24 h

lang in einem Rhönradmischer gemischt. Danach erfolgte die

statistische Homogenisierung unter Zuhilfenahme eines Probenteilers mit dem Cross-Riffling-

Verfahren. Auf diese Weise wurden 56 Flaschen zu je etwa

42 g

Boden generiert. Vier davon

wurden für die notwendigen Homogenitätsuntersuchungen ausgewählt. Dabei wurden aus jeder

Flasche drei Proben nach DIN ISO 1038298 mit anschließender gaschromatografischer Detektion

untersucht. Die Homogenität der Materialien wurde mit Hilfe der Varianzanalyse (

ANOVA

)

bewertet. Vor Beginn der Extraktionskampagne wurde zudem ein zertifiziertes Referenzmaterial

(ERM-007a) nach DIN ISO 10382 aufgearbeitet. Somit konnte nachgewiesen werden, dass sowohl

die Extraktion, als auch das Clean-Up und die anschließende Messung zur Durchführung der

Arbeiten geeignet waren. Für die Dauer des Projektes wurde jede Woche eine Kontrollprobe

analysiert. Als ein Maß der Reproduzierbarkeit wurde die mittlere Standardabweichung der

ermittelten Analytgehalte herangezogen. Diese betrug 13,5 %. Da derselbe Wert bezogen auf

die Homogenitätsstudien bei 8,1 % lag, konnte so auf die Wiederholbarkeit geschlossen werden.

Außerdem konnte dadurch sichergestellt werden, dass die Proben für den Untersuchungszeitraum

als stabil anzusehen sind. Für die Extraktionsuntersuchungen wurden alle Experimente vierfach

unter Wiederholbedingungen durchgeführt. Die Kalibrierung, die die Quantifizierung ermöglichte,

bestand aus 12 Punkten, von denen pro Messtag jeweils zwei rekalibriert wurden. Der Zustand

des chromatografischen Systems wurde anhand der Fläche des Signals des Injektionsstandards

PCB 198 bewertet. Sofern ein kritischer Wert erreicht oder 100 Injektionen überschritten wurden,

wurde der GC-Liner ausgetauscht.

Tabelle 8:

Gravimetrische Zusammensetzung der Modellböden aus TOC-armem RefeSol 01-A,

TOC-reichem Kompost und dotiertem Kompost sowie experimentell ermittelter TOC-

Gehalt.

m (RefeSol 01-A) /gm (Kompost) /gm (belasteter Kompost) /gTOC /%

2274 76 50 1,6±0,2

1654 696 50 5,0±0,5

910 1440 50 9,2±0,5

166 2184 50 13,3±0,4

3.6 Statistik

Für die Untersuchungen zur Extrahierbarkeit von

OCP

und

PCB

wurden die Daten auf Normalität,

Schiefe und Kurtosis geprüft. Zur Bestimmung von Ausreißern wurde der Grubbs-Test verwendet.

Sofern Ausreißer identifiziert wurden, wurden sie dennoch als Charakteristikum eines Bodens oder

einer Methode in die statistischen Betrachtungen einbezogen. Es wurden der Mittelwert, Median,

Standardabweichung vom Mittelwert und die mittlere absolute Abweichung vom Median als ein

Maß der Streuung des Medians berechnet. Weiterhin wurde eine hierarchische Clusteranalyse über

die Extraktionsmethoden durchgeführt. Dabei wurden der Euklidische Abstand und das Ward-

Verfahren genutzt. Datensätze, die deutliche Überbefunde und eine offensichtlich nicht normale

Verteilung aufwiesen, wurden von der Clusteranalyse ausgeschlossen. Für die in Abbildung 17

(Abschnitt 4.1) dargestellte Clusteranalyse betrifft dies PCB 28, PCB 52, PCB 138, Dieldrin und

Methoxychlor.

3.7 Extraktionsmethoden und Clean-Up

3.7.1 Boden

Für die Entwicklung einer effektiven Methode zur Extraktion vorwiegend unpolarer Analyten

(

OCP

und

PCB

) aus Boden wurde die Leistungsfähigkeit der beschleunigten Lösungsmittelextrak-

tion (nachfolgend als ASE bezeichnet), Soxhletextraktion (

Sox

) und Varianten der Fest-Flüssig-

Extraktion (

FFE

) verglichen. Jede Analyse wurde mit 10 g Boden durchgeführt, der zuvor mit

internem Standard (V=

500 µL

, Zugabe mit elektronischer Spritze) versetzt wurde. Eine Zusam-

menfassung der Extraktionsparameter ist in Tabelle 9 zu finden.

3.7.1.1 Beschleunigte Lösemittelextraktion

Eine Bodenprobe wurde in eine

22 mL ASE

-Zelle

eingewogen, wobei interner Standard zugegeben wurde. Anschließend wurde, wie in Tabelle 9 ange-

geben, extrahiert. Das erhaltene Extrakt wurde mit vollentsalztem Wasser (VE-Wasser) gewaschen

(2 x

400 mL

), die organische Phase über Natriumsulfat getrocknet, filtriert und im Stickstoffstrom

auf

5 mL

eingeengt. Ein Aliquot (

100 µL

) wurde weiter aufgereinigt, wie unter 3.7.1.5 beschrie-

ben.

Tabelle 9:

Übersicht über die verwendeten Methoden zur Extraktion von Boden, verwendete Lö-

sungsmittel und Parameter.

Methode Lösungsmittel Parameter

ASE Aceton/Cyclohexan 2/1 v/v

zwei Zyklen,

100 ◦C

140 bar

10 min stationäre Phase

Sox

Aceton/Cyclohexan 1/1 v/v

(100 mL)

6 h

DIN 10382 (FFE) 1 x Aceton (50mL, 15 min),

2 x Cyclohexan (50 mL, 15 min)

Schütteln mit 300 min−1

FFE-Varianten 1 x Aceton (50mL, 30 min),

1 x Cyclohexan (50 mL),

1 x Nachspülen mit Cyclohexan

(50 mL) mit Cyclohexan (5mL)

Dauer des zweiten Extrakti-

onsschrittes betrug 1, 3, 6

oder 16 h

Schütteln mit 300 min−1

3.7.1.2 Soxhlet-Extraktion

In eine Soxhlet-Extraktionshülse wurde eine Bodenprobe eingewo-

gen und mit internem Standard versetzt. Nach Einsatz in einen Soxhlet-Aufbau wurde das Lösungs-

mittelgemisch zugefügt und zum Rückfluss erhitzt. Die Extraktionsparameter sind in Tabelle 9

dargestellt. Nach dem Beenden der Extraktion wurde das Extrakt wie unter 3.7.1.1 beschrieben,

weiter behandelt.

3.7.1.3 FFE nach DIN ISO 10382

Eine Bodenprobe, interner Standard und Aceton wurden in

einen

250 mL

Erlenmeyerkolben gegeben und

15 min

bei

300 min−1

geschüttelt. Anschließend

wurde Cyclohexan zugefügt und erneut geschüttelt. Die überstehende Lösung wurde in einen

Scheidetrichter überführt und der Bodensatz erneut mit Cyclohexan extrahiert. Die organischen

Extrakte wurden vereinigt und wie in Abschnitt 3.7.1.1 erläutert, weiter behandelt.

Dieses Verfahren wurde ebenfalls zur Extraktion der Triazolfungizide Difenoconazol und Propico-

nazol aus Boden verwendet. Die ermittelten Wiederfindungen und Standardabweichungen für den

Einsatz von

1 µg

Analyt pro

10 g

Boden (Kompost, siehe 3.5.1) sind in Tabelle 10 wiedergegeben.

Sofern Transformationsprodukte bestimmt werden sollten, wurde kein interner Standard dotiert

und die Proben schließlich mit der unter 3.12.1.2 erläuterten Methode analysiert.

Tabelle 10:

Wiederfindung der Triazolfungizide aus Boden (

1 µg

pro

10 g

Boden) bei Detektion mit

GC/MS. Die Werte wurden relativ in Bezug auf den internen Standard ermittelt. Die

römischen Ziffern bezeichnen die zwei Diastereomerenpaare der Analyten (siehe auch

3.12.1.2).

Analyt Wiederfindung /%

Propiconazol I 105,7±1,9

Propiconazol II 99,8±5,1

Difenoconazol I 115,0±17,1

Difenoconazol II 118,2±8,2

3.7.1.4 FFE-Varianten

In einen

250 mL

Erlenmeyerkolben wurde eine Bodenprobe gegeben, mit

internem Standard dotiert und mit Aceton versetzt. Die Mischung wurde

30 min

lang bei

300 min−1

geschüttelt. Nachfolgend wurde Cyclohexan zugegeben und wiederum extrahiert. Die Länge des

zweiten Extraktionsschrittes variierte (Tabelle 9). Schließlich wurde die überstehende Lösung in

einen Scheidetrichter dekantiert und wie für 3.7.1.1 beschrieben, weiter verfahren.

3.7.1.5 Clean-Up

Aluminiumoxid wurde ausgeheizt (

5 h

150 ◦C

). Nach dem Abkühlen in einem

Exsikkator wurde es mit 10 wt-% Wasser versetzt und einen Tag unter Luftausschluss gelagert.

Für die Festphasenextraktion wurden

2 g

des desaktiverten Aluminiumoxid in eine

6 mL

Glas-

kartusche, die über eine Polyethylenfritte verfügte, eingewogen. Ein Aliquot des Extraktes wurde

auf das trockene Sorbens aufgegeben und mit Cyclohexan (V=

20 mL

) eluiert. Das so gereinigte

Extrakt wurde im Stickstoffstrom auf

1 mL

eingeengt und in ein GC-Vial überführt. Gegebenenfalls

wurde Injektionsstandard (V=

100 µL

) dotiert und die Probe mit Hilfe der GC/MS vermessen

(Tabelle 15).

3.7.2 Wässrige Lösungen

3.7.2.1 Extraktion

Proben aus mikrobiologischer Umsetzung wurden in 15 mL-Vials über-

führt. Nach diesen vorbereitenden Arbeiten wurde zu einer wässrigen Probe interner Standard

(V=

100 µL

) dotiert. Danach wurde zuerst mit Ethylacetat und anschließend mit Cyclohexan extra-

hiert (je

10 mL

bei

50 mL

Probevolumen bzw.

750 µL

(Mikrobiologie) bei

1,5 mL

Probevolumen,

bzw.

100 µL

(Ozonung, Chlorung, UV-Bestrahlung), Extraktionsdauer jeweils

15 min

). Die orga-

nische Phase wurde von der wässrigen abgetrennt und über Natriumsulfat getrocknet. Sofern

notwendig wurden die Extrakte im Stickstoffstrom eingeengt (V=

1 mL

). Alle so vorbereiteten

Proben wurden mit GC/MS analysiert (Tabelle 16). Für die Extraktion von

50 mL

wässriger Lösung

wurde die Wiederfindung der Methode (

1 µg

Analyt in

50 mL

Wasser) bestimmt. Die Ergebnisse

sind Tabelle 11 zu entnehmen.

Die Extraktion zum Zweck der qualitativen Analyse von Transformationsprodukten wurde analog

durchgeführt. In diesem Fall wurde jedoch das gesamte restliche Volumen der Probelösung extra-

hiert und kein interner Standard dotiert. Solche Proben wurden mit der in 3.12.1.2 beschriebenen

Methode analysiert.

Tabelle 11:

Wiederfindung der Triazolfungizide aus wässrigen Lösungen (

1 µg

pro

50 mL

) gemessen

mit GC/MS. Die Werte wurden relativ in Bezug auf den internen Standard ermittelt.

Die römischen Ziffern bezeichnen die zwei Diastereomerenpaare der Analyten (siehe

auch 3.12.1.2).

Analyt Wiederfindung /%

Propiconazol I 102,6±3,0

Propiconazol II 97,9±1,6

Difenoconazol I 91,2±4,7

Difenoconazol II 89,0±5,3

3.8 Isolierung von Huminstoffen

Huminstoffe wurden nach einer modifizierten Methode der International Humic Substances

Society (

IHSS

) isoliert.

105

Es wurde derselbe Kompost wie unter 3.5.1 verwendet. Das verwendete

SPM

stammte aus der Elbe bei Blankenese und wurde von Mathias Ricking (Freie Universität

Berlin, Umweltbundesamt) zur Verfügung gestellt. Dieses Material wurde entweder an der Luft,

im Trockenschrank bei 105◦C oder gefriergetrocknet eingesetzt.

Eine Feststoffprobe (40g) wurde in einem Erlenmeyerkolben vorgelegt und mit Salzsäure

(c=

1 molL−1

) auf pH=1 eingestellt. Dann wurde soviel verdünnte Salzsäure (c=

0,1 molL−1

) zugege-

ben, dass ein Gesamtvolumen von V=

400 mL

erreicht wurde. Diese Suspension wurde geschüttelt

(

1 h

300 min−1

), der Überstand durch Zentrifugation abgetrennt und zur weiteren Bearbeitung

aufgehoben („FA Extrakt 1”). Der Bodensatz wurde durch Zugabe von Natronlauge (c=

1 molL−1

)

neutralisiert und das Gesamtvolumen anschließend mit verdünnter Natronlauge (c=

0,1 molL−1

)

auf V=

400 mL

aufgefüllt. Es wurde erneut extrahiert (

4 h

300 min−1

) und die Suspension anschlie-

ßend über Nacht stehen gelassen. Der Bodensatz wurde durch Zentrifugation abgetrennt und im

Trockenschrank (

105 ◦C

) getrocknet. Die verbleibende Lösung wurde zweifach über einen Mem-

branfilter abfiltriert und anschließend unter Rühren auf pH=1 eingestellt. Auch diese Suspension

ließ man über Nacht absitzen. Das Präzipitat wurde durch Zentrifugation von der überstehen-

den Lösung abgetrennt und gefriergetrocknet. Die Lösung („FA Extrakt 2”) wurde zur weiteren

Bearbeitung aufbewahrt (Raumtemperatur, dunkel).

Der Überstand „FA Extrakt 1” wurde auf eine mit DAX-8-Harz befüllte Niederdruck-LC-Säule

aufgegeben (

8 mL

Bettvolumen, Aufgabe mit

4 mLmin−1

). Die beladene Säule wurde anschließend

mit Reinstwasser (

6 mL

) gespült. Nun wurden die Säulenanschlüsse vertauscht und das Sorbens

zunächst mit Natronlauge (c=

0,1 molL−1

8 mL

) und daran anschließend mit Reinstwasser (

25 mL

)

rückeluiert. Das Eluat wurde sofort mit konzentrierter Salzsäure auf pH=1 eingestellt. Dieser

Vorgang zur Aufreinigung wurde ebenso für „FA Extrakt 2” wiederholt. In diesem Fall wurden die

Flussraten und Volumina, wie in Tabelle 12 dargestellt, angepasst. Die aufgereinigten Lösungen von

„FA Extrakt 1” und „FA Extrakt 2” wurden vereinigt und die Prozedur damit, wie für „FA Extrakt 2”

beschrieben, wiederholt. Das Eluat wurde anschließend über eine Ionenaustauschersäule gegeben

und die erhaltene Lösung gefriergetrocknet.

Mit DAX-8-Harz befüllte Säulen wurden vor erneutem Gebrauch mit Salzsäure (c=

0,1 molL−1

)

gespült.

Tabelle 12:

Verwendete Parameter bei der GPC-Aufreinigung der fulvinsäurehaltigen Extrakte „FA

Extrakt 1” und „FA Extrakt 2”.

Parameter FA Extrakt 1 FA Extrakt 2

Bettvolumen 8 mL 53 mL

Flussrate 4 mLmin−112 mLmin−1

Waschvolumen 6 mL 35 mL

Elutionsvolumen NaOH 8 mL 55 mL

Elutionsvolumen H2O 25 mL 100 mL

3.8.1 Charakterisierung von Böden und Huminstoffen

Die CHN-Gehalte der Böden und isolierten Bodenbestandteile wurden durch den FB 1.7 der

Bundesanstalt für Materialforschung und -prüfung (

BAM

) im Service bestimmt. Die Bestimmung

des Boden-pH-Wertes erfolgte nach DIN ISO 10390.

106

Für spektroskopische Untersuchungen

mit abgeschwächte Totalreflexion-Fourier-Transform-Infrarotspektroskopies (

ATR-FTIR

s) wurden

die Isolate direkt eingesetzt. Die Extinktion im UV/Vis-Bereich wurde von wässrigen Lösungen

(c=0,2 mgmL−1) bestimmt.

3.9 Methoden der oxidativen Transformation

3.9.1 Umsetzungen mit Fentonreagenzien in Wasser

Zur Optimierung der Reagenzienkonzentration und Bestimmung von Reaktionsgeschwindig-

keitskonstanten wurde zunächst eine Lösung von Triazolfungiziden (V=

300 mL

, c=

4 mgL−1

) mit

Hilfe von konzentrierter Schwefelsäure auf pH=3 eingestellt. Nach Zugabe einer frisch herge-

stellten Eisen(II)sulfat-Lösung (c=

0,1 molL−1

, Zugabe über Eppendorfpipette) wurde ein Aliquot

entnommen und mit Natriumhydroxidlösung (c=

0,1 molL−1

) neutralisiert. Nun wurde Wasserstoff-

peroxidlösung zugefügt (Eppendorfpipette) und nach 5, 10, 15, 30 und 60 min jeweils ein weiteres

Aliquot entnommen. Diese wurden wiederum neutralisiert und überschüssiges Oxidationsmittel

durch Zugabe von Mangandioxid entfernt. Eine Übersicht der eingesetzten Reagenzienkonzentra-

tionen ist Tabelle 13 zu entnehmen. Zur Bestimmung der Transformationsprodukte wurden die

Versuche analog unter Einsatz von

6 µL

Eisen(II)sulfat (c=

1 molL−1

) und

6,1 µL

Wasserstoffper-

oxidlösung (30 %) bei einem Gesamtvolumen von V =

250 mL

durchgeführt. Die Reaktion wurde

nach 60 min abgebrochen und die Lösung wie unter 3.7.2.1 beschrieben aufgearbeitet.

Zur Bestimmung der Bildungsrate von Hydroxylradikalen wurde eine Lösung von Terephthalsäure

in Reinstwasser (c=

5,33 µgmL−1

, V=

300 mL

) eingesetzt. Die Durchführung erfolgte analog. Dabei

wurden V=

65 µL

Eisen(II)sulfat-Lösung (c=

0,1 molL−1

) und V=

6,58 µL

Wasserstoffperoxid (30 %)

verwendet. Entnommene Aliquote wurden direkt wie unter 3.12.2.2 dargestellt, analysiert.

Tabelle 13:

Übersicht über die durchgeführten Versuche zur Optimierung der eingesetzten Fenton-

reagenzien.

n(Fe2+) /µmol n(H2O2) /µmol Verhältnis Analyt:Fe2+:H2O2

0,65 µmol 3,25 µmol 1:0.2:1

16,25 µmol 1:0.2:5

32,50 µmol 1:0.2:10

65,00 µmol 1:0.2:20

162,50 µmol 1:0.2:50

3,25 µmol 3,25 µmol 1:1:1

16,25 µmol 1:1:5

32,50 µmol 1:1:10

65,00 µmol 1:1:20

162,50 µmol 1:1:50

6,50 µmol 3,25 µmol 1:2:1

16,25 µmol 1:2:5

32,50 µmol 1:2:10

65,00 µmol 1:2:20

162,50 µmol 1:2:50

13,00 µmol 3,25 µmol 1:4:1

16,25 µmol 1:4:5

32,50 µmol 1:4:10

65,00 µmol 1:4:20

162,50 µmol 1:4:50

32,50 µmol 3,25 µmol 1:10:1

16,25 µmol 1:10:5

32,50 µmol 1:10:10

65,00 µmol 1:10:20

162,50 µmol 1:10:50

3.9.2 Umsetzung mit Fentonreagenzien in Boden

RefeSol 01-A und Kompost wurden wie unter 3.5.1 beschrieben mit Triazolfungiziden dotiert (je

1 µg

auf

10 g

Boden). Eine Bodenprobe (

10 g

) wurde in

VE-Wasser

(

50 mL

) aufgerührt, mit kon-

zentrierter Schwefelsäure auf pH=3 eingestellt und Eisen(II)sulfat-Heptahydratlösung (V=

100 µL

1 molL−1

) zugegeben. Eine Probe wurde bereits zu diesem Zeitraum gequencht. Durch Hinzu-

fügen von Wasserstoffperoxid (V=

100 µL

, 30 %ig) zu den aufgeschlämmten Bodenproben wurde

die Umsetzung initiiert. Nach 5, 10, 30 und 60 bzw. 30, 60, 120 und 180 min wurde die Reaktion

durch Zugabe von konzentrierter Schwefelsäure abgebrochen. Die wässrige Phase wurde abde-

kantiert und die feste Phase an der Luft getrocknet. Beide Phasen wurden getrennt, wie unter

3.7.1.3 und 3.7.2.1 beschrieben, aufgearbeitet. Für alle Versuche wurden drei Replikate unter

Wiederholbedingungen angefertigt.

3.9.3 Elektrochemie

Die Experimente zur elektrochemischen Umsetzung wurden mittels eines Potentiostaten auf

zwei Arten durchgeführt. Versuche, bei denen erzeugte Transformationsprodukte direkt analy-

siert wurden (online-System), wurden mit Hilfe der in Abbildung 8 dargestellten Durchfluss-

zelle durchgeführt. Diese besteht aus einer Referenz-, einer Gegen- und einer variablen Arbeits-

elektrode (Magic Diamond, Glassy Carbon). Die Triazolfungizidlösung (c=

25 µgmL−1

in Me-

thanol/Ammoniumacetat (25 mM) 1/1 v/v) wurde mit einer Spritzenpumpe in die Zelle und

anschließend in einen Massenanalysator geleitet (Methode in Abschnitt 3.12.3). Der Fluss wurde

in Abhängigkeit der Signalintensität reguliert. Die Spannung des Potentiostaten wurde mit einer

Rate von

20 mVs−1

im Rahmen eines voreingestellten Potentials zyklisch variiert (Scan-Modus,

Offset 0 %, Datenrate 1 Hz).

Für Versuche bei denen die Analyten über einen längeren Zeitraum elektrochemisch behandelt wer-

den sollten, wurde eine Synthesezelle verwendet (Batch-Versuche). Dazu wurde die Analytlösung

(c=

100 µgmL−1

, V=

80 mL

in Methanol) in der Zelle vorgelegt, gerührt und eine Spannung angelegt,

die während des Versuchszeitraumes konstant gehalten wurde (DC-Modus). Nach Beendigung

der Reaktion wurde die Reaktionslösung im Stickstoffstrom auf

1 mL

eingeengt und mit Hilfe der

GC/MS analysiert.

Zur Bestimmung der Bildungsrate von Hydroxylradikalen wurde eine Lösung von Terephthal-

säure in Reinstwasser (c=

5,33 µgmL−1

, V=

80 mL

) eingesetzt. Die Durchführung erfolgte analog.

Entnommene Aliquote wurden wie unter 3.12.2.2 dargestellt, analysiert.

Abbildung 8:

Schematische Anordnung der Komponenten, die bei elektrochemischen Untersu-

chungen verwendet wurden (online-Modus). Die Abbildung der Zelle wurde aus

107

entnommen und bearbeitet.

3.10 Durchführung technischer Transformationsreaktionen

3.10.1 Chlorung

Vor Beginn der Untersuchungen wurde der Gehalt an freiem Chlor in der zu verwendenden

Natriumhypochloritlösung mittels iodometrischer Titration nach DIN EN ISO 7393

108

zu 5 %

bestimmt.

Aus einer Lösung der Triazolfungizide in Reinstwasser (je c=

0,02 mgL−1

, V=

300 mL

) wurde ein

Aliquot (V=

50 mL

) entnommen. Nun wurde Natriumhypochloritlösung dotiert (V=

2 µL

10 mL

0,4 µgmL−1

241 µgmL−1

) und nach 5, 10, 30 und 60 min jeweils erneut ein Aliquot entnommen,

zu dem ein Überschuss Natriumsulfit gegeben wurde. Die Proben wurden wie unter 3.7.2.1

beschrieben aufgearbeitet.

3.10.2 Ozonung

Die Untersuchungen zum Abbau der Triazolfungizide unter Einfluss von Ozon wurden an der

Technischen Universität Berlin, Fachgebiet Wassreinhaltung, durchgeführt. Der Aufbau der zur

Produktion des Ozonstarkwassers verwendeten Vorrichtung ist in Abbildung 9 dargestellt. Der

Ozongenerator wurde mit Sauerstoffbetrieben. Der Gasfluss des in die Apparatur einströmenden

Ozons wurde auf

140 Lh−1

reguliert. Das entstehende Ozon wurde in einen auf

4◦C

gekühlten

Wasserbehälter (V=

4 L

), welcher mit einem Probenahmekreislauf ausgestattet war, unter Rühren

eingeleitet. Überschüssiges Ozon wurde über ein angeschlossenes Katalysatorsystem vernichtet. Der

Ozongehalt im Starkwasser wurde mit Hilfe der Indigomethode

109

direkt vor Zugabe bestimmt.

Von einer Lösung von Triazolfungiziden (je c=

4 µgmL−1

in Puffer, Reinstwasser oder Oberflä-

chenwasser aus dem Teltowkanal (aus methanolischer Analytlösung dotiert) wurde ein Aliquot

(V=

1 mL

) abgenommen. Anschließend wurde Ozonstarkwasser (V=

30 mL

) zugegeben und nach 2,

5, 10 und 15 min weitere Proben entnommen. Alle Proben wurden sofort mit Natriumsulfit ver-

setzt und dann, wie unter 3.7.2.1 beschrieben, aufgearbeitet oder direkt mit LC/MS/MS analysiert

(Tabelle 20). Alle Versuche zur Umsetzung mit Ozon wurden dreifach durchgeführt.

Abbildung 9:

Schematischer Aufbau der Vorrichtung, die zur Herstellung von ozonangereichertem

Starkwasser verwendet wurde.

3.10.3 Bestrahlung wässriger Lösungen

Für die Versuche unter dem Einfluss simulierter Globalstrahlung (simulierte Umweltbedingun-

gen) wurde ein Aufbau aus drei UVA-Leuchtstoffröhren verwendet, die in einem Plexiglasschrank

angeordnet wurden (Abbildung 10). Ein Spektrum der Strahlungsquellen kann in Abbildung 11

gefunden werden. Mittels Aktinometrie

110

wurde der Photonenfluss zu

2,65 ×10−7Es−1

bestimmt.

Für Versuche mit wässrigen Lösungen (je V=

50 mL

, c=

0,02 mgL−1

) wurden sechs einzelne Re-

aktionsgefäße (d=

11,5 cm

, Abstand zur Strahlungsquelle konstant, etwa

30 cm

) verwendet. Die

Probenahme erfolgte nach 0, 1, 2, 3, 4 und 5 h. Die umgesetzten Lösungen wurden in Erlenmeyer-

kolben überführt und wie unter 3.7.2.1 beschrieben aufgearbeitet. Zeitgleich wurde eine zweite

Lösung gleicher Zusammensetzung, die nicht bestrahlt wurde, ebenso beprobt, um so auf etwaig

auftretende Adsorptionseffekte zu schließen.

Abbildung 10:

Anordnung der UVA-Leuchtstoffröhren in einer Plexiglaseinhausung zu einem

UV-Kabinett.

Abbildung 11: Spektren der verwendeten UVA-Leuchtstoffröhren.

Die Versuche unter technischen Bedingungen wurden in einem UV-Reaktorsystem, das auf

10 ◦C

gekühlt wurde und mit einer Mitteldruck-Quecksilberdampflampe ausgestattet war, durchgeführt.

Der schematische Versuchsaufbau ist in Abbildung 12 dargestellt. Ein Emissionsspektrum der

verwendeten Lampe kann in Abbildung 13 gefunden werden. Durch Aktinometrie

110

konnte der

Photonenfluss zu

5,03 ×10−6Es−1

bestimmt werden. Eine wässrige Lösung eines Triazolfungizids

(V=

300 mL

, c=

4 mgL−1

, aus methanolischer Analytlösung dotiert) wurde in das Reaktorsystem

eingebracht und unter Rühren gekühlt. Nach Entnahme eines Aliquotes (

1 mL

) wurde die Strah-

lungsquelle eingeschaltet. Weitere Aliquote wurden nach 1, 5, 10, 20, 30, 40, 50, 60 bzw. 1, 5, 10, 15,

20 und 30 min entnommen und mittels LC/MS/MS System 1 analysiert (Methode Tabelle 20). Die

restliche Lösung wurde, wie unter 3.7.2.1 wiedergegeben, weiter aufgearbeitet und mit GC/MS ana-

lysiert (Methode Tabelle 16). Die Versuche wurden jeweils zwei Mal unter Wiederholbedingungen

durchgeführt.

Zur Bestimmung der Bildungsrate von Hydroxylradikalen wurde eine Lösung von Terephthal-

säure in Reinstwasser (c=

5,33 µgmL−1

, V=

80 mL

) eingesetzt. Die Durchführung erfolgte analog.

Entnommene Aliquote wurden direkt wie unter 3.12.2.2 dargestellt, analysiert.

Abbildung 12: Aufbau des verwendeten UV-Reaktors.

Abbildung 13:

Spektrum der Mitteldruck-Quecksilberdampflampe im Abstand von

8 cm

und

18 cm.

3.10.4 Bestrahlung von dotiertem Boden

Zu bestrahlende Bodenproben wurden direkt in den Reaktionsgefäßen, wie unter 3.5.1 erläutert,

dotiert. Jeweils drei Proben wurden ohne Bestrahlung bzw. nach

5 h

Bestrahlung nach 3.7.1.3

extrahiert und mit GC/MS analysiert (Methode Tabelle 16).

3.10.5 Mikrobiologische Umsetzungen

Untersuchungen zu einem Bakterienstamm umfassten stets je dreifache Wiederholungen von

Ansätzen mit aktiver Biomasse und Analyt, mit inaktiver Biomasse (Inaktivierung durch Zusatz

von 25 mM NaN3) und Analyt sowie eine Nullkontrolle, die nur Analyt und keine Biomasse enthielt.

Alle Bearbeitungsschritte wurden unter sterilen Bedingungen durchgeführt. Zu LSM2-Medium

111

(

50 mL

, 75 mM HEPES, pH = 7.2, modifiziert nach Schmidt et al.

112

) wurden Spurenelementlösung

SL 9,

113

Vitaminlösung nach Schlegel

114

sowie fünf Tage gewachsene Bakterienvorkultur (

500 µL

entfällt im Fall der Nullkontrolle) pipettiert. Nun wurde Analytlösung (c(Ansatz)=

1 µgmL−1

aus methanolischer Lösung dotiert) zugegeben, eine Startprobe entnommen (

1,5 mL

) und die

Kulturen inkubiert (Raumtemperatur,

100 min−1

). Nach 1, 2, 3 und 4 Wochen wurden weitere

Aliquote entnommen. Solche Proben, die Triazolfungizide enthielten, wurden wie unter 3.7.2.1

beschrieben aufgearbeitet. Diclofenac- oder Carbamazepin-haltige Proben wurden über einen

Spritzenvorsatzfilter steril abfiltriert, um den Faktor 100 bzw. 1000 mit Reinstwasser verdünnt

und mittels LC/MS/MS System 2 analysiert (Methode Tabelle 25 und Tabelle 27).

3.11 Untersuchungen zu Mikroplastik

3.11.1 Eingesetzte Materialien

Die verwendeten Mikroplastiken (MP) aus

PA6

und

stammten aus abgeschlossenen Projek-

ten des FB 5.3 der

BAM

(Dr. Braun) oder wurden von PlasticsEurope (Frankfurt, Deutschland) zur

Verfügung gestellt. Alle Materialien lagen als Granulate (

3 mm

bis

5 mm

Durchmesser) und frei

von jeglichen Additiven, wie z.B. Antioxidatien und Flammschutzmittel, vor.

Für weitergehende Versuche wurde

PA6

künstlich gealtert. Dazu wurden die Pellets in Salzsäu-

re (12 %) und Aceton (20 % Volumenanteil) eingelegt.

115

Nach einer Einwirkdauer von

24 h

wurde abfiltriert, mit Natronlauge neutralisiert und so lange mit Reinstwasser gewaschen, bis

die Waschlösung neutral reagierte. Anschließend wurde das Material getrocknet (

80 ◦C

24 h

Das so behandelte Material wurde mit Fourier-Transform-Infrarotspektroskopie (

FTIR

), dyna-

mischer Differenzkalorimetrie (DSC) und Gelpermeationschromatografie (

GPC

) analysiert (Ab-

schnitt 3.12.4).

Ein Teil der

-Granulate wurde durch den FB 4.3 der

BAM

gemahlen und für dieses Teilprojekt

zur Verfügung gestellt. Das Zermahlen der Pellets erfolgte unter Kühlung (

−196 ◦C

) mit Hilfe einer

Zentrifugalmühle (

16000 min−1

), die mit einem Ringsieb (

2 mm

) ausgestattet war. Die anschlie-

ßende Siebanalyse ergab, dass etwa 55 % der Partikel eine Größe zwischen

2,0 mm

bis

0,6 mm

aufwiesen. Etwa 40 % waren zwischen

0,6 mm

bis

0,2 mm

groß und ca. 5 % waren kleiner als

0,2 mm.

3.11.2 Statistischer Versuchsplan

Versuche mit jeder

wurden jeweils unter Variation der Parameter pH-Wert (6, 8), Salinität (0.1 %,

3.5 %) und Wasserbewegung (

0 min−1

240 min−1

) durchgeführt (Tabelle 14). Diese drei Parameter

wurden zusammen mit den fünf Mikroplastiken in Design Expert als vollständiges faktorielles

Design implementiert. Dieses wurde über

ANOVA

ausgewertet, wobei die experimentell ermittelte

Sorption den Zielwert darstellte.

Tabelle 14:

Übersicht zu den mit Mikroplastiken durchgeführten Versuchen und der Variation der

Parameter.

Versuch pH Salinität /% Bewegung /min−1

A 6 0,1 0

B 6 0,1 240

C 8 0,1 0

D 8 0,1 240

E 6 3,5 0

F 6 3,5 240

G 8 3,5 0

H 8 3,5 240

3.11.3 Sorptionsversuche

Alle Versuche zur Sorption von Difenoconazol wurden zweifach durchgeführt. Die Sorption

an die Polymermaterialien wurden als Differenz aus Gesamtsorption (Gefäßwände,

) und

Sorptionsblindwert (Sorption an Gefäßwanden, ohne MP) bestimmt.

In ein

ASE

-Gefäß wurde eine Lösung von Difenoconazol in Reinstwasser (V=

50 mL

, c=

20 µgL−1

)

vorgelegt. Durch Zugabe von Natriumchlorid wurde die Salinität reguliert. Der pH-Wert wurde

mit Hilfe von Natronlauge (c=

0,1 molL−1

) bzw. Salzsäure (c=

0,1 molL−1

) eingestellt. Nun wurde

(

1 g

) zugefügt. Anschließend wurde die Lösung

24 h

lang entweder ruhend gelagert oder auf

einem Horizontalschüttler bewegt (

240 min−1

). Für Versuche zur Einstellung eines Sorptionsgleich-

gewichtes wurden die Probelösungen auf pH=6 und Salinität 3.5 % eingestellt und für 1, 7, 18 und

28 Tage geschüttelt.

Nach der Behandlungszeit wurde interner Standard dotiert und die

über einen Faltenfilter

abfiltriert. Das weitere Vorgehen entspricht dem unter 3.7.2.1 dargestellten.

3.12 Chromatografische Methoden

3.12.1 Gaschromatografie (GC)

3.12.1.1 Quantifizierung von OCP und PCB

Die Quantifizierung der

OCP

und

PCB

erfolgte

mittels GC/MS (Tabelle 15). Das Gerät war mit einem Kaltaufgabesystem (KAS) ausgestattet. Für

die Messungen wurden je zwei Fragmente pro Analyt mit Hilfe des selected ion monitoring (

SIM

)

detektiert.

Tabelle 15:

Übersicht der Parameter der SIM-Methode, die zur Detektion der OCP und PCB ver-

wendet wurde.

Gerät Agilent GC 6890, MSD 5973N

Trägergas Helium 5.0, 1 mLmin−1

MS-Parameter

EI 70 eV, Selected Ion Mode (SIM), Transferline

320 ◦C

, Io-

nenquelle 230 ◦C, Quadrupol 150 ◦C

Injektion KAS, 1 µL splitlos, Splitfluss 20 mLmin−1@1 min

KAS-Programm

von

40 ◦C

auf

275 ◦C

mit

12 Kmin−1

5 min

bei

275 ◦C

hal-

ten

Liner

Glasliner mit Verwirbelungseinstichen, deaktiviert (Gerstel

GmbH & Co. KG, Mühlheim an der Ruhr, Deutschland)

Säule

HT 8,

50 m

0,22 mm

Innendurchmesser,

0,25 µm

Filmdicke

(SGE Analytical Science, Ringwood, Australien)

Ofenprogramm 1 min

bei

50 ◦C

, mit

50 Kmin−1

auf

168 ◦C

, mit

4 Kmin−1

auf 310 ◦C, 15 min bei 310 ◦C halten, Gesamtdauer 54 min

3.12.1.2 Triazolfungizide

Die Parameter zur quantitativen Bestimmung der Triazolfungizide

sind in Tabelle 16 angegeben. Fehlende Werte sind identisch mit den in Tabelle 15 dargestellten.

Die Diastereomeren der Analyten lassen sich mit der

GC/MS

auftrennen, sodass jeweils zwei Peaks

pro Analyt resultieren. Diese werden entsprechend ihrer Retentionszeit durch eine nachfolgende

römische Ziffer unterschieden. Anhand der verwendeten Kalibrierung (Zehn Kalibrierpunkte im

Bereich

10 ngmL−1

bis

1000 ngmL−1

) wurden die analytischen Kenndaten nach DIN 32645

116

mit

Hilfe von Statist berechnet. Diese sind in Tabelle 17 angegeben. Zur qualitativen Analyse wurden

Messungen im Scan-Modus durchgeführt. Der eingestellte Massenbereich lag hierbei zwischen

m/z=50-550 ue−1. Die übrigen MS-Parameter waren identisch mit denen der SIM-Methode.

Tabelle 16:

Übersicht der Parameter der SIM-Methode, die zur quantitativen Analyse der Triazol-

fungizide verwendet wurde.

Gerät Agilent GC 7890A, MSD 5975C inert XL

Säule

DB5-MS,

30 m

0,25 mm

Innendurchmesser,

0,25 µm

Film-

dicke (Agilent Technologies, Santa Clara, USA)

Ofenprogramm

von

60 ◦C

mit

20 Kmin−1

auf

210 ◦C

5 min

bei

210 ◦C

, mit

10 Kmin−1

auf

255 ◦C

5 min

bei

255 ◦C

, mit

4 Kmin−1

auf

310 ◦C, 10 min bei 310 ◦C halten, Gesamtdauer 45,75 min

Tabelle 17:

Analytische Kenndaten der GC/MS-Methode zur Quantifizierung der Triazolfungizide.

Analyt Nachweisgrenze Erfassungsgrenze Bestimmungsgrenze

/ngmL−1/ngmL−1/ngmL−1

Propiconazol I 141,5 283,0 490,7

Propiconazol II 165,6 331,2 576,2

Difenoconazol I 121,6 243,2 419,6

Difenoconazol II 142,7 285,3 493,8

3.12.2 Flüssigchromatografie (LC)

3.12.2.1 Huminstoffe

Die Chromatogramme der Huminstoffe wurden mit der in Tabelle 18

aufgeführten Konfiguration aufgenommen.

Tabelle 18:

Übersicht der Parameter der LC-DAD-Methode, die zur Analyse von Huminstoffen

verwendet wurde.

LC-Parameter

Gerät Agilent HP-1100 Serie

Säule Thermo Scientific accucore RP-MS, 100 x 2,1 mm, 2,6 µm

bzw. Phenomenex Synergi 4µ Hydro RP 80A, 250 x 2 mm, 4 µm

Lösungsmittel A: Wasser (1 % Essigsäure), B: Methanol/Acetonitril 1/1 v/v

Flussrate 0,20 mLmin−1bzw. 0,35 mLmin−1

Gradient

von 95 % A in

7 min

auf 5 % A,

13 min

bei 5 % A, in

5 min

auf

95 % A, 5 min bei 95 % A

Säulenofen 35 ◦C

Injektion 5 µL

Detektion 220 nm, 230 nm, 254 nm, 280 nm

3.12.2.2 Quantifizierung von Hydroxylradikalen

Zur Quantifizierung von Hydroxylradikalen

wurden Kalibrierungen der Standards Terephthalsäure und 2-Hydroxy-Terephthalsäure eingesetzt.

Die Parameter der Messmethode sind Tabelle 19 zu entnehmen.

Tabelle 19:

Übersicht der Parameter der LC-DAD-FLD-Methode, die zur Analyse von Terepthal-

säure und 2-Hydroxyterephthalsäure verwendet wurde.

LC-Parameter

Gerät Agilent HP-1100 Serie

Säule Thermo Scientific accucore RP-MS, 100 x 2,1 mm, 2,6 µm

Lösungsmittel

A: Wasser (1 % Essigsäure), B: Methanol/Acetonitril 1/1 v/v

Flussrate 0,2 mLmin−1

Gradient

von 95 % A in

7 min

auf 80 % A,

8 min

bei 80 % A, in

5 min

auf 95 % A, 5 min bei 95 % A

Säulenofen 35 ◦C

Injektion 50 µL

Detektion DAD 240 nm

Detektion FLD Anregung 320 nm, Emission 420 nm

3.12.2.3 Triazolfungizide

Die LC/MS/MS-Methode, mit der Propiconazol und Difenoconazol

quantitativ aus wässrigen Lösungen bestimmt wurden, kann Tabelle 20 bzw. Tabelle 21 entnommen

werden. Die zugehörigen analytischen Kenndaten sind in Tabelle 22 notiert. In Tabelle 23 ist eine

entsprechende Methode im Scan-Modus zur Detektion von Transformationsprodukten dargestellt.

Fehlende Angaben sind mit solchen der LC/MS/MS-Methode identisch. Der Tabelle 24 können

die entsprechenden Einstellungen für die hochaufgelöste Massenspektrometrie entnommen wer-

den. Die zugehörigen Messungen wurden am Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung UFZ

durchgeführt.

Tabelle 20:

Übersicht der Parameter der LC-Methode (System 1), die zur Analyse von Propiconazol

und Difenoconazol verwendet wurde.

LC-Parameter

Gerät Agilent HP-1100 Serie und SCIEX MS API4000

Säule LiChrospher RP Select B 60 A, 125x4 mm, 5 µm Partikel

Lösungsmittel A: Wasser (10 mM Ammoniumacetat)

B: Methanol/Acetonitril 1/1 v/v

Flussrate 0,8 mLmin−1

Gradient

von 95 % A in

8 min

auf 5 % A,

12 min

bei 5 % A, in

5 min

auf 95 % A, 5 min bei 95 % A

Säulenofen 35 ◦C

Injektion 5 µL

Tabelle 21:

Übersicht der MS-Parameter (System 1), die zur quantitativen Analyse von Propiconazol

und Difenoconazol verwendet wurde.

MS-Parameter Propiconazol Difenoconazol

Polarität positiv positiv

Übergang 1 342.0−−−→ 158.8 406.1−−−→ 250.9

Dwell time 150 ms 150 ms

Collision Energy 35 V 40 V

Cell Exit Potential 12 V 20 V

Übergang 2 342.0−−−→ 69.0 406.1−−−→ 336.9

Dwell time 150 ms 150 ms

Collision Energy 37 V 20 V

Cell Exit Potential 4 V 30 V

Collision-activated dissociation 12 12

Curtain Gas 40 psi 10 psi

Nebulizer Gas (Gas 1) 40 psi 35 psi

Heater Gas (Gas 2) 50 psi 40 psi

Ion Source Potential 1500 V 2000 V

Temperatur 450 ◦C 450 ◦C

Interface Heater on on

Declustering Potential 46 V 46 V

Entrance Potential 10 V 10 V

Tabelle 22:

Analytische Kenndaten der LC/MS/MS-Methoden zur Quantifizierung der Triazolfun-

gizide.

Analyt Nachweisgrenze Erfassungsgrenze Bestimmungsgrenze

/ngmL−1/ngmL−1/ngmL−1

Propiconazol 65,9 131,8 227,1

Difenoconazol 66,9 133,9 231,3

Tabelle 23:

Übersicht der Parameter der Scan-Methode (System 1), die zur qualitativen Bestimmung

von Transformationspodukten von Propiconazol und Difenoconazol aus wässrigen

Lösungen verwendet wurde.

MS-Parameter Propiconazol Difenoconazol

Start m/z50 Da 50 Da

Stop m/z500 Da 550 Da

Schrittweite 0,1 Da 0,1 Da

Declustering Potential Start 10 V 10 V

Declustering Potential Stop 70 V 70 V

Entrance Potential Start 5 V 5 V

Entrance Potential Stop 12 V 12 V

Tabelle 24:

Parameter der HRMS-Methode, die zur Identifizierung von TP der Triazolfungizide

eingesetzt wurde.

Parameter Einstellung

Scanbereich 50-700

Scanrate 1.02

Gastemperatur 350 ◦C

Gasfluss 11 Lmin−1

Nebulizer Gas 30 psig

Sheath Gas Temperatur 300 ◦C

Sheath Gas Fluss 7 Lmin−1

VCap 3500

Nozzle Spannung 2000 V

Fragmentor 175

Skimmer1 65

OcotopoleRFPeak 750

3.12.2.4 Quantifizierung von Carbamazepin

Zur Analyse von Carbamazepin wurden die in

Tabelle 25 dargestellte LC-Methode und die in Tabelle 26 beschriebene MS-Methode verwendet.

Tabelle 25:

Übersicht der Parameter der LC-Methode (System 2), die zur Analyse von Carbamaze-

pin verwendet wurde.

LC-Parameter

Gerät Agilent HP-1260 Infinity Serie und SCIEX MS API6500

Säule Kinetex XB-C18, 150x3 mm, 2,6 µm Core-Shell-Partikel

Lösungsmittel A: Wasser (10 mM Ammoniumacetat, 0.1 % Essigsäure),

B: Methanol (10 mM Ammoniumacetat, 0.1 % Essigsäure)

Flussrate 0,35 mLmin−1

Gradient 5 min

bei 97 % A, in

10 min

auf 5 % A,

5 min

bei 5 % A, in

0,5 min auf 97 % A, 6,5min bei 97 % A

Säulenofen 55 ◦C

Injektion 10 µL

Tabelle 26:

Übersicht der MS-Parameter (System 2), die zur quantitativen Analyse von Carbmaze-

pin verwendet wurde.

MS-Parameter Einstellung

Polarität positiv

Übergang 1 237.0−−−→ 194.0

Dwell time 75 ms

Collision Energy 30 V

Cell Exit Potential 14 V

Übergang 2 237.0−−−→ 179.0

Dwell time 75 ms

Collision Energy 50 V

Cell Exit Potential 12 V

Collision-activated dissociation 8 psi

Curtain Gas 35 psi

Nebulizer Gas (Gas 1) 62 psi

Heater Gas (Gas 2) 62 psi

Ion Source Potential 4500 V

Temperatur 400 ◦C

Interface Heater on

Declustering Potential 60 V

Entrance Potential 10 V

Channel Electron Multiplier 1600 V

3.12.2.5 Quantifizierung von Diclofenac

Zur Analyse von Diclofenac wurden die in Tabelle 27

dargestellte LC-Methode und die in Tabelle 28 beschriebene MS-Methode verwendet.

Tabelle 27:

Übersicht der Parameter der LC-Methode (System 2), die zur Analyse von Diclofenac

verwendet wurde.

LC-Parameter

Gerät Agilent HP-1260 Infinity Serie und SCIEX MS API6500

Säule Kinetex XB-C18, 150x3 mm, 2,6 µm Core-Shell-Partikel

Lösungsmittel A: Wasser (10 mM Ammoniumacetat, 0.1 % Essigsäure),

B: Methanol (10 mM Ammoniumacetat, 0.1 % Essigsäure)

Flussrate 0,35 mLmin−1

Gradient 3 min

bei 70 % A, in

9 min

auf 5 % A,

6 min

bei 5 % A, in

0,5 min auf 70 % A, 5,5min bei 70 % A

Säulenofen 55 ◦C

Injektion 10 µL

Tabelle 28:

Übersicht der MS-Parameter (System 2), die zur quantitativen Analyse von Diclofenac

verwendet wurde.

MS-Parameter Einstellung

Polarität positiv

Übergang 1 296.0−−−→ 250.0

Dwell time 100 ms

Collision Energy 22 V

Cell Exit Potential 15 V

Übergang 2 296.0−−−→ 214.0

Dwell time 100 ms

Collision Energy 30 V

Cell Exit Potential 15 V

Collision-activated dissociation 8 psi

Curtain Gas 35 psi

Nebulizer Gas (Gas 1) 62 psi

Heater Gas (Gas 2) 62 psi

Ion Source Potential 4500 V

Temperatur 400 ◦C

Interface Heater on

Declustering Potential 90 V

Entrance Potential 10 V

Channel Electron Multiplier 1600 V

3.12.3 EC/MS-Detektion

Tabelle 29:

MS-Methode, die in Kopplung mit der Elektrochemie zur online-Detektion von Trans-

formationsprodukten angewendet wurde.

MS-Parameter Einstellung

Drying Gas Flow 12 Lmin−1

Nebulizer Gas 35 psi

Drying Gas Temperature 35◦C

Capillary Voltage 3000 V

Mass range m/z=100-500

3.12.4 Gelpermeationschromatografie

Aus Polymerproben wurden Lösungen in Hexafluorisopropanol (

HFIP

) (c=

5 mgmL−1

) hergestellt

und über

2 µm

PTFE-Spritzenfilter filtriert. Von den so vorbereiteten Lösungen wurden

100 µL

in ein System aus drei aufeinanderfolgenden Chromatografiesäulen injiziert (1 x HFIP Gel 30 x

0,8 cm

, 2 x PL-HFIP Gel 25 x

0,46 cm

, Flussrate

0,5 mLmin−1

35 ◦C

). Die Verteilung der molaren

Massen (Mn, Mw) wurde mit Hilfe von WinGPC bestimmt. Als Kalibriersubstanzen wurden

Poly(methylmethacrylate) unterschiedlicher molarer Massen verwendet.

4 Ergebnisse und Diskussion

4.1 Methodenentwicklung: Extraktion von Pestiziden aus Boden

Um die Triazolfungizide effektiv analysieren zu können, ist es zunächst notwendig eine Methode

zu entwickeln, die in der Lage ist die Analyten mit einer zufriedenstellenden Wiederfindung aus

Boden zu extrahieren. Für die Realisierung dieses Vorhabens wurden als vorwiegend unpolare

Modellanalyten ausgewählte Organochlorpestizide (

OCP

) (12 Substanzen) und polychlorierte

Biphenyle (

PCB

) (7 Substanzen) eingesetzt, die noch produziert oder verwendet werden,

117,118

in europäischen Böden gefunden wurden

119

und mit Gaschromatografie (

) analysiert werden

können.

120

Es wurde dabei die Auswirkung der Extraktionsmethode und -dauer auf die Wie-

derfindung untersucht. Weiterhin sollte der

TOC

-Gehalt der verwendeten Böden und dessen

Einfluss auf die Analytwiederfindung evaluiert werden. Dazu wurden Modellböden generiert,

deren Gesamtkohlenstoff(

TOC

)-Gehalte so gewählt wurden, dass sie die in Deutschland am

häufigsten vorkommenden Böden repräsentieren.

121

Die dotierten Schadstoffgehalte wurden ent-

sprechend der Maßnahme- und Vorsorgewerte der Bundesbodenschutz- und Altlastenverordnung

angepasst.122

Der Einsatz von Modellböden bietet gegenüber dem natürlich belasteter Böden einige Vorteile. So

können zwei eingehend charakterisierte Ausgangsmaterialien zur Herstellung der Modellböden

unterschiedlichen

TOC

-Gehalts verwendet werden. Dadurch wird die Anzahl der möglichen Frei-

heitsgrade bei den geplanten Experimenten erheblich reduziert und der verbleibende Parameter

größten Einflusses ist der

TOC

der Böden. Zusätzlich bleibt bei diesem Vorgehen die Beschaffenheit

der organischen Substanz dieselbe, da stets die gleichen Ausgangsmaterialien verwendet werden.

Werden unkontaminierte Modellböden mit Analyt dotiert, so ist der Analytgehalt bekannt und

kann die Grundlage zur Berechnung der Wiederfindung bilden. So wird der tatsächlich extra-

hierte Analytanteil evaluiert und Über- bzw. Unterbefunde werden deutlich. Bei Vergleich der

Extraktionsleistung mit einer Referenzmethode können diese Unterschiede nicht eingeschätzt

werden.

Da im Rahmen des Teilprojektes zur Methodenentwicklung eine sehr große Datenmenge erzeugt

wurde, wird zur Diskussion der Ergebnisse ein Simplifizierungsansatz gewählt. Zunächst wird

dabei die Wiederfindung der verschiedenen Analytgruppen für jeden Modellboden einzeln be-

trachtet. Anschließend soll für weitere Erkenntnisse die Klassifizierung der Böden außer Acht

gelassen werden, sodass schließlich die Ergebnisse für alle Analyten und Matrices gemeinsam

betrachtet werden können.

4.1.1 Analytgruppenspezifische Auswertung

Die

PCB

werden als einzelne Gruppe betrachtet, da sich die ausgewählten Vertreter in ihren

Eigenschaften und ihrem Verhalten sehr ähneln. Die

OCP

hingegen umfassen deutlich mehr

Substanzen, die sich sehr in ihrer Polarität, Stabilität und auch ihrer Flüchtigkeit unterscheiden.

123

Demzufolge wurde erwartet, dass sich das Extraktionsverhalten innerhalb dieser Gruppe ebenfalls

deutlich unterscheidet. Folglich wurden die Analyten in Untergruppen ähnlichen Charakters

zusammengefasst. Diese Einteilung kann in Abschnitt 3.5.1 nachvollzogen werden.

Extrahierbarkeit in Abhängigkeit vom Boden-TOC

Es ist bereits bekannt, dass der

TOC

-Gehalt

eines Bodens einen entscheidenden Einfluss auf die Extrahierbarkeit von Kontaminanten haben

kann.

124,125

Darum war anzunehmen, dass sich die dotierten Analyten stets bedeutend einfacher

aus dem Boden mit

TOC

=1,6 %, denn aus dem Boden mit

TOC

=13,3 % extrahieren lassen würden.

In Abbildung 14a ist die Wiederfindung von Hexachlorbenzol (

HCB

) in Abhängigkeit vom

TOC

Gehalt des Bodens und der verwendeten Extraktionsmethoden dargestellt. Von allen betrachteten

Abbildung 14:

Wiederfindung der Analyten a) HCB, b) Aldrin, c)

-HCH, d) 4,4’-DDE und e)

PCB 138 in % der dotierten Substanzmenge. Die Fehlerbalken stellen die Standard-

abweichung dar (n=4).

Analyten ist die Standardabweichung im Fall von

HCB

stets die geringste, da diese Substanz

sehr gut mit der

GC/MS

erfasst werden kann. Die ermittelten Wiederfindungen liegen zwischen

(62

12) % (1,6 %

TOC

6 h FFE

) und (107

7) % (5,0 %

TOC

ASE

). In der Pestizidanalytik

gelten beide Werte im Allgemeinen noch als akzeptabel.

101,126

Die höchste mittlere Wiederfindung

wurde für die Böden mit

TOC

=5.0 % festgestellt. Die geringsten Standardabweichungen und die

ähnlichsten ermittelten Wiederfindungen für die verschiedenen Methoden wird jedoch bei dem

Boden mit dem höchsten

TOC

gefunden. Im Falle des Bodens niedrigen

TOC

-Gehalts schwanken

die Wiederfindungen am stärksten. Hier begünstigen offenbar eine verlängerte Extraktionszeit

oder drastischere Extraktionsbedingungen ( beschleunigte Lösemittelextraktion (

ASE

), Soxhlet) die

Extraktion von

HCB

. Allerdings weichen keine dieser Unterschiede in statistisch relevanter Weise

vom Mittelwert ab, sodass hieraus kein genereller Zusammenhang abgeleitet werden kann.

Für den Analyten Aldrin (Abbildung 14b) sind die Ergebnisse der Wiederfindungsuntersuchungen

ähnlich. So konnten Wiederfindungen zwischen (65

7) % (1,6 %

TOC

, 3 x

15 min FFE

) und

(103

11) % (9,2 %

TOC

6 h FFE

) ermittelt werden. Die Unterschiede zwischen den einzelnen

Extraktionsmethoden und zwischen den Matrices sind nicht so ausgeprägt wie im Fall von HCB.

Für die Bewertung der Ergebnisse von Aldrin muss angemerkt werden, dass bekannt ist, dass

es sich schnell zu seinem Epoxy-Derivat Dieldrin abbaut.

127,128

Eine Gegenüberstellung der

für Aldrin und Dieldrin ermittelten Wiederfindungen zeigte, dass dieser Abbau durchaus auch

während des Versuchszeitraums stattgefunden haben könnte. So liegt der Median aller ermittelten

Wiederfindungen von Aldrin bei 87 %, während derselbe Wert für Dieldrin 107 % beträgt. Der

beschriebene Effekt sollte aufgrund seines eher geringen Beitrags jedoch die Datenanalyse nicht

signifikant beeinflussen.

Die Ergebnisse für die Gruppe der Hexachlorcyclohexane (HCH) unterscheiden sich nicht we-

sentlich von den bereits besprochenen (Abbildung 14c). Es fällt lediglich auf, dass die Standard-

abweichungen im Mittel höher sind (bis 19 %). Die Wiederfindungen sind ebenso wie bei

HCB

am niedrigsten bei Extraktion des Bodens mit

TOC

=1,6 %. Auch hier wird eine höhere Wieder-

findung erreicht, wenn länger oder mit anderen Methoden extrahiert wird. Als ein Beispiel zum

Verhalten von Diclordiphenyltrichlorethan (

DDT

) und assoziierter Metaboliten und Verbindungen

(fortan mit

DDX

bezeichnet) sind in Abbildung 14d die Werte, die für die Wiederfindung von 4,4’-

Dichlordiphenyldichlorethen (

DDE

) ermittelt wurden, dargestellt. Die minimale Wiederfindung

beträgt (69

10) % (5,0 %

TOC

16 h FFE

), die maximale (106

2) % (5,0 %

TOC

,3x

15 min FFE

Aufgrund der sehr ähnlichen Ergebnisse für alle Böden, kann keine Abhängigkeit der Wiederfin-

dung vom Boden-

TOC

abgeleitet werden. Es sei hierbei bemerkt, dass 4,4’-

DDE

der thermisch

stabilste der

DDT

-Metaboliten ist. Für andere

DDX

wurden in einigen Fällen starke Überbefunde

(bis > 140 %, Daten nicht berücksichtigt) ermittelt, welche auf den Analytenabbau

129

und Ma-

trixverstärkungseffekte

130

-Liner zurückgeführt wurden. Dass der

-Liner einen großen

Einfluss auf die Analytik haben kann, ist unstrittig. So können Analyten an aktiven Stellen des

Liners adsorbieren und werden dann nicht detektiert.

130

Wenn Proben mit einem hohen Matrixan-

teil gemessen werden ist es weiterhin möglich, dass sich hochsiedende Matrixbestandteile im Liner

ansammeln,

131

welche dort zur Zersetzung von Analyten führen können. Dieses Phänomen ist

z. B. für Endrin und

DDT

beschrieben

132–134

und es wird genutzt, um die Leistungsfähigkeit eines

-Systems einzuschätzen.

135–137

Üblicherweise werden in solchen Fällen jedoch Unterbefunde

und nicht, wie in den hier wiedergegebenen Untersuchungen, Überbefunde des Analyten regis-

triert. Um diesen Effekt näher zu überprüfen, wurde ein Extrakt zusätzlich mit

C-markiertem

internen Standard dotiert und 100 Mal unter Verwendung eines fabrikneuen Liners in das

GC/MS

System injiziert. Abbildung 15 zeigt die Analytsignalflächen des thermolabilen 4,4’-

DDT

bzw.

des thermostabilen 4,4’-

DDE

in Bezug auf den internen Standard. Es ist zu erkennen, dass das

Verhältnis des Analyten zum

C-markierten Standard auch über 100 Analysen hinweg in etwa

konstant bleibt. Wird allerdings auf

PCB

209 als internen Standard bezogen, ist festzustellen, dass

sich das Verhältnis 4,4’-

DDT

PCB

209 um einen Faktor von etwa 1,5 erhöht. Dieser Effekt tritt

für 4,4’-

DDE

nicht auf. In diesem Fall liefern beide interne Standards vergleichbare Ergebnisse.

Überbefunde, wie sie im Rahmen der hier gezeigten Experimente auftraten, können sich also durch

Einsatz markierter interner Standards vermeiden lassen.

Im Gegensatz zu den

OCP

ist das Extraktionsverhalten der

PCB

in allen Böden uniform und für

die gewählte Fragestellung als unproblematisch anzusehen. Beispielhaft sind in Abbildung 14e die

Daten für

PCB

138 dargestellt. Für die

PCB

kann kein Zusammenhang zwischen längerer Extrakti-

onszeit und höherer Wiederfindung gefunden werden. Es ist lediglich zu bemerken, dass sich die

mittleren Wiederfindungen der einzelnen Extraktionsverfahren im Fall des Bodens mit niedrigem

TOC am stärksten, jedoch in nicht signifikanter Art und Weise, voneinander unterscheiden.

Werden alle Ergebnisse in Betracht gezogen, so kann festgestellt werden, dass die Wiederfindung

der Analyte nicht in signifikanter Weise vom

TOC

-Gehalt der verwendeten Modellböden abhängig

ist. Dies steht im Widerspruch zur Arbeitshypothese. Schwankungen in der Wiederfindung können

jedoch auch von anderen Bodenbestandteilen herrühren.

138

So wird diskutiert, ob nicht der nomi-

nelle

TOC

-Gehalt an sich, sondern der explizite Aufbau der organischen Bestandteile des Bodens

entscheidender für die Bildung von NER und somit auch die Extrahierbarkeit von Schadstoffen

ist .

139

Im Fall der

OCP

PCB

sowie bei den Triazolfungiziden Difenoconazol und Propicona-

zol ist zu erwarten, dass der Aromatizität des

TOC

eine besondere Rolle zukommt.

140

Einige

Charakteristika der organischen Substanz werden in Abschnitt 4.2 vorgestellt und diskutiert.

Abbildung 15:

Einfluss des Zustands des GC-Liners auf das Verhältnis Analyt/interner Standard.

Abhängigkeit von der Extraktionsmethode

Da der

TOC

-Gehalt im Rahmen der durchgeführten

Untersuchungen keinen signifikanten Einfluss auf die Extrahierbarkeit der Analyten hatte, wurden

die Daten unabhängig von den Modellböden reevaluiert. Auf diese Weise sollte die Auswirkung

der Extraktionsdauer und -methode auf die Wiederfindung bestimmt werden. In Abbildung 16a

ist die mittlere Wiederfindung der

DDX

über alle Böden für die verschiedenen Extraktionstech-

niken gezeigt. Ein Trend lässt sich anhand der Darstellung nicht erkennen. Für die

FFE

werden

Wiederfindungsraten zwischen (52

5) % (4,4’-Dichlordiphenyldichlorethan (

DDD

6 h FFE

) und

(92

6) % (4,4’-

DDE

3 h FFE

) erreicht. Im Allgemeinen sind die Wiederfindungen für 4,4’-

DDE

und 4,4’-DDD, die Abbauprodukte von 4,4’-DDT, akzeptabel. Hingegen scheint die Verwendung

der Soxhlet-Extraktion für die Analyten 2,4’-

DDT

, 4,4’-

DDT

und Methoxychlor ungeeignet zu sein,

da in diesen Fällen nur Wiederfindungen bis 27 % des dotierten Analytgehalts erreicht werden. Dies

kann mit der Thermolabilität dieser Substanzen begründet werden, die den Abbau während der

Soxhlet-Extraktionszyklen zur Folge hat.

141

Dass daraus niedrige Wiederfindungsraten resultieren

können ist bereits literaturbekannt.

142

Nichtsdestotrotz wird die Soxhlet-Extraktion häufig zur

Analyse gerade dieser Substanzen angewendet. Die Standardabweichungen für die Bezeichnung

für die Gruppe der DDT-assoziierten Verbindungen (

DDX

) sind vergleichsweise groß, was auf den

Zustand des GC-Liners zurückgeführt werden kann (siehe vorhergehender Abschnitt).

Alle betrachteten Extraktionsmethoden bieten die Möglichkeit die

HCH

(Abbildung 16b), Aldrin,

Dieldrin und α-Endosulfan (α-ES) (Abbildung 16c) in zufriedenstellender Art und Weise aus der

Matrix herauszulösen. Die Wiederfindungen liegen zwischen (83

12) % (Aldrin, 3 x

15 min FFE

)

und (118

5) % (Dieldrin, Soxhlet). Die Standardabweichungen sind dabei ebenfalls akzeptabel.

Jedoch ist auch hier erneut anzumerken, dass die mittlere Wiederfindung von Dieldrin über der

von Aldrin liegt. Wie bereits erläutert, kann dies mit dem Abbau von Aldrin zu Dieldrin verknüpft

sein (siehe vorhergehender Abschnitt). Auch die Extraktion der

PCB

(Abbildung 16d) gelingt

mit allen Methoden in vergleichbarer Weise. Die Darstellung lässt jedoch vermuten, dass die

mittlere Wiederfindung der

PCB

mit niedrigerem Chlorierungsgrad durch eine Verlängerung

der Extraktionszeit verbessert wird. Da

PCB

als sehr thermostabil gelten, sind

ASE

und Soxhlet

ebenfalls sinnvoll anwendbar. Auch frühere Studien haben bereits gezeigt, dass für

PCB

die Soxhlet-

Extraktion,

ASE

und die mikrowellenassistierte Extraktion als vergleichbar anzusehen sind.

143–145

In der Norm EN 16167

146

wird eine Extraktionsdauer bei der

FFE

von

PCB

-haltigen Abfällen von

12 h

gefordert. Die hier besprochenen Ergebnisse zeigen, dass dies nicht für jede Matrix notwendig

sein muss. Die

OCP

betreffend liegen bereits einige Studien vor, die sich vorrangig mit dem

Vergleich von Soxhlet,

ASE

, ultraschall- und mikrowellenunterstützter Extraktion befassen. Auch

bei dieser Analytgruppe unterscheiden sich diese Methoden nur geringfügig in ihrer Effizienz.

147

Mit den im Rahmen dieses Promotionsprojektes durchgeführten Untersuchungen kann gezeigt

werden, dass auch die

FFE

zur Extraktion vorwiegend unpolarer organischer Schadstoffe aus Böden

geeignet ist.

Generell hat die bisherige Auswertung zum Ergebnis, dass keine der verwendeten Extraktionsme-

thoden signifikant leistungsfähiger als die anderen ist. Insbesondere führt eine längere Extraktions-

zeit nicht notwendigerweise zu höheren Wiederfindungsraten. Diese Ergebnisse werden von einer

ebenfalls durchgeführten Clusteranalyse gestützt (Abbildung 17). Diese beschreibt die Existenz

zweier unterschiedlicher Gruppen. Die zweite dieser umfasst alle Extraktionen des Bodens mit

dem höchsten TOC-Gehalt. Extraktionen aller anderen Böden sind sowohl in einer, als auch in der

anderen Gruppe vorhanden. Gleiches gilt für die gewählten Extraktionsmethoden. Daraus kann

geschlossen werden, dass keine Methode einer anderen überlegen ist.

Abbildung 16:

Wiederfindung der Analytgruppen a) DDX, b) HCH, c) Aldrin, Dieldrin und

ES sowie d) PCB in % der dotierten Substanzmenge. Die Fehlerbalken stellen die

Standardabweichung dar (n=4).

Abbildung 17:

Hierarchische Clusteranalyse zur Identifizierung der am besten geeigneten Extrak-

tionsmethode.

4.1.2 Auswertung für das gesamte Analytspektrum

Sofern möglich sollten

OCP

und

PCB

gemeinsam mit einer Methode, die gute Wiederfindungsraten

liefert, extrahiert werden. Bisher konnte gezeigt werden, dass im Rahmen der durchgeführten

Experimente weder der

TOC

-Gehalt des Bodens noch die Extraktionstechnik einen signifikanten

Einfluss auf die Wiederfindung besaßen. Folglich wurde der Datensatz ein weiteres Mal aus-

gewertet, wobei nun alle Analyten gemeinsam, unabhängig von der Art des Bodens und der

Extraktionsmethode, betrachtet wurden. Um die vorher getroffenen Aussagen verifizieren zu

können, zeigt Abbildung 18 zunächst die Wiederfindung der Analyten in Abhängigkeit vom

TOC

. Es zeigt sich, dass im Allgemeinen keine Abhängigkeit der Extrahierbarkeit vom Anteil

organischer Materie im Boden vorherrscht. Den Boden niedrigen

TOC

s betreffend werden jedoch

etwa 20 % höhere Wiederfindungen erreicht, wenn die Extraktionsdauer verlängert oder eine

alternative Extraktionsmethode eingesetzt wird. Wie zuvor bereits beschrieben, trifft dies auch

auf die Wiederfindung ausgewählter Analyten zu. Werden die Standardabweichungen, die im

Bereich 10-20 % liegen, in Betracht gezogen, so ergibt der t-Test bei einem Vertrauensniveau von

95 % jedoch, dass diese Abweichungen nicht-signifikanter Natur sind. Folglich ist es möglich

eine Klassifizierung der Daten insgesamt zu unterlassen und den Datensatz als Grundgesamtheit

zu behandeln. Dieser Ansatz ist in Abbildung 19 grafisch dargestellt. Die Unterschiede in der

Extraktionsleistung der verschiedenen Techniken sind deutlich vermindert, sofern alle Analyten

und alle Böden gleichermaßen betrachtet werden. Die Wiederfindungsraten liegen nun im Bereich

zwischen 86 % (3 x

15 min FFE

) und 93 % (

ASE

, Soxhlet). Die Standardabweichungen sind deutlich

größer als die Unterschiede der Mittelwerte zueinander. Das bedeutet, dass die Extraktionsleistung

aller Methoden als äquivalent angesehen werden kann. In diesem Fall führen die drastischeren

Extraktionsbedingungen, die bei der

ASE

und Soxhlet herrschen, nicht zu einer signifikant besseren

Analytwiederfindung als bei der

FFE

. Allerdings bieten diese Methoden einige sonstige Vorteile

gegenüber der

FFE

, die in Tabelle 30 dargestellt sind. Für Analysen mit

ASE

und Soxhlet wird z. T.

deutlich weniger Lösungsmittel benötigt. Zusätzlich ist das Waschen des organischen Extraktes

einfach zu bewerkstelligen, da erst gar keine störenden Partikel wie bei der

FFE

vorhanden sind.

Weiterhin kann die

ASE

automatisiert ablaufen und ist häufig schneller in der Durchführung. Der

manuelle Arbeitsaufwand ist zudem geringer. Allerdings sollte in Betracht gezogen werden, dass

für die Durchführung der

ASE

geschultes Personal benötigt wird, während die

FFE

relativ einfach

durchzuführen ist. Außerdem ist die

ASE

gegenüber der

FFE

kostenintensiv in der Anschaffung

und dem Betrieb.

Abbildung 18:

Wiederfindung aller Analyten (in % der dotierten Menge) aus Böden unterschiedli-

chen TOC-Gehalts. Die Fehlerbalken repräsentieren die Standardabweichung über

alle Analyten (n=19) und alle Extraktionen (m=4).

Abbildung 19:

Wiederfindung aller Analyten (in % der dotierten Menge) unter Anwendung ver-

schiedener Extraktionsmethoden. Die Fehlerbalken repräsentieren die Standardab-

weichung über alle Analyten (n=19) und alle Extraktionen (m=4).

Da die Auswertung anhand der Beispielanalyten zeigte, dass auch die Extraktion nach DIN ISO

10382 sinnvoll zur Extraktion unpolarer organischer Schadstoffe aus Boden anzuwenden ist, wurde

diese Methode ebenfalls mit Böden getestet, die mit den Triazolfungiziden Difenoconazol und

Propiconazol belastet waren. Die erreichten Wiederfindungen waren zufriedenstellend (Tabelle 10,

Experimentalteil), sodass diese Methode fortan für die Extraktion genutzt wurde. Ausgehend davon

wurde eine ähnliche Methode zur Extraktion wässriger Lösungen getestet. Auch in diesem Fall

waren die Wiederfindungsraten ausreichend (Tabelle 11, Experimentalteil) und die Vorgehensweise

wurde für alle wässrigen, triazolfungizidhaltigen Proben adaptiert.

Tabelle 30: Vor- und Nachteile von ASE, Soxhlet und FFE.

ASE Soxhlet FFE

Anwendbarkeit

geeignet für unpolare

Analyten

für thermolabile Analy-

ten nur in Kombinati-

on mit markierten Stan-

dards

geeignet für unpolare

Analyten

Komplexität

der Methode

geschultes Personal nö-

tig, Waschschritt unpro-

blematisch

geschultes Personal nö-

tig, Waschschritt unpro-

blematisch

einfach durchzuführen,

Waschschritt potentiell

problematisch

Lösungsmittel-

volumen pro

Probe

22 mL 100 mL 150 mL

Zeitaufwand

(ohne Clean-

Up)

0,5 h 6 h 1,5 h

4.2 Isolation und Charakterisierung von Huminstoffen

Wie im vorhergehenden Abschnitt bereits besprochen wurde, besitzt die Beschaffenheit von Hu-

minstoffen einen großen Einfluss auf die Ausbildung nicht-extrahierbarer Rückstände (NER) und

damit auf die Extrahierbarkeit von Schadstoffen aus verschiedenen Matrices. Um ein besseres Ver-

ständnis der Vorgänge zu erreichen, wurden deswegen einige feste Matrices und aus ihnen isolierte

Huminstoffe mit verschiedenen Methoden charakterisiert. Vor weitergehenden Untersuchungen

wurden zur grundlegenden Charakterisierung der pH-Wert der Böden und der Schwebstoffe (

SPM

)

bestimmt. In Böden ist die Aktivität von H

vorrangig durch die enthaltene organische Substanz

mit den zugehörigen funktionellen Gruppen und durch die enthaltenen Mineralien, die ebenfalls

als Säuren und Basen wirken können, beeinflusst.

Zusätzlich zur Messung in Wasser kann der

pH-Wert in einer Kaliumchloridlösung bestimmt werden. Der so ermittelte Wert gibt einen Hinweis

darauf, ob komplexierte Metallionen im System vorhanden sind. Diese werden durch Kaliumio-

nen ausgetauscht und wirken nun ihrerseits als Säuren. Alle bestimmten Werte sind Tabelle 31

zu entnehmen. Im Fall des Komposts und des Blankenese (

BLK

SPM

liegen die pH-Werte in

Wasser im neutralen Bereich und unterscheiden sich auch nur in geringem Maße vom Wert in

Kaliumchloridlösung. Folglich gibt es in den Proben nur einen geringen Anteil Kationensäuren.

Der Referenzboden RefeSol 01-A, der zur Herstellung der Modellböden verwendet wurde, besitzt

einen schwach sauren Charakter. Da in diesem Fall der pH-Wert in Kaliumchloridlösung deutlich

unter dem in Wasser liegt, ist davon auszugehen, dass in der Matrix viele komplexierte Metallionen

vorhanden sind. Solche Komplexzentren können ebenfalls eine Rolle bei der Bildung von

NER

spielen und z. B. geladene oder polarisierte Analyten zurückhalten.59

Tabelle 31: pH-Werte der Böden und des SPM

pH in Wasser pH in 1 M KCl

BLK SPM 7,69 7,37

Kompost 7,85 7,47

RefeSol 01-A 6,11 4,91

Für weitere Untersuchungen wurden der Kompost sowie

SPM

aus der Elbe bei Blankenese in

Anlehnung an eine Vorschrift der International Humic Substances Society (

IHSS

) in Humine,

Humin- und Fulvinsäuren fraktioniert. Anhand der jeweils erhaltenen Substanzmengen lässt

sich der Anteil der Huminsäure (

) zu etwa 4,0 % im Kompost und 0,4 % im verwendeten

SPM

bestimmen. Die Fulvinsäure (

) machen etwa 0,4 % (Kompost) bzw. 0,1 % (

SPM

) von der

Trockenmasse des eingesetzten Feststoffmaterials aus. Der restliche Anteil entfällt auf Humine

und mineralische Bestandteile. Vorab ermittelte TOC-Gehalte des Komposts (16,1 %) und des

SPM

(1,8 %) zeigen, dass die erhaltenen Werte der zwei Feststoffmaterialien zueinander in einem sinn-

vollen Verhältnis liegen. Das

SPM

wurde sowohl luft-, als auch gefrier- und bei

105 ◦C

getrocknet

der Fraktionierung unterworfen. Die Ausbeute der Fraktionen ist im Rahmen der relativ großen

Verfahrensunsicherheit als gleichwertig anzusehen.

Für die isolierten

und

wurde ebenfalls der Gehalt an Kohlenstoff, Wasserstoffund Stickstoff

bestimmt. Die Ergebnisse sind Tabelle 32 zu entnehmen. Weiterhin ist das Verhältnis des Was-

serstoffanteils zum Kohlenstoffanteil berechnet. Auffällig ist hierbei, dass sich zwar die Gehalte

an Kohlenstoff, Stickstoffund Wasserstoffzwischen Kompost-

und

SPM

unterscheiden,

die H/C-Verhältnisse jedoch recht ähnlich sind. Dieser Quotient ist ein Indikator dafür, ob eher

gesättigte oder ungesättigte Strukturen vorherrschen.

148,149

Dabei spricht ein niedriges Verhältnis

wie im Fall der Kompost-, der Suwanee River- und der aus SPM isolierten

für einen hohen

Anteil ungesättigter und auch aromatischer Strukturen. Aromatische Strukturen sollten besonders

gut in der Lage sein in Wechselwirkung mit unpolaren Substanzen wie

OCP

und

PCB

zu treten,

was die Bildung von

NER

begünstigt und die Analyse derartiger Proben erschwert (Abschnitt

4.1).

Als zusätzliche Beschreibung einer (Boden-)Probe kann auch das Verhältnis von Stickstoffzu

Kohlenstoffausgewertet werden. Mit diesem lässt sich der Grad der Humifizierung einschätzen:

Ist das Verhältnis klein (10-12), so ist die Humifizierung stark fortgeschrittenen.

Dies kann

für den Kompost festgestellt werden. Analog weisen die daraus extrahierten

ein enges C/N-

Verhältnis auf. Die

SPM

-Isolate zeigen einen der Kompost-

vergleichbaren Wert. Der hier zu

ebenfalls aufgeführte Wert der Suwanee River

ist deutlich höher. Dies spricht für eine nicht

sehr weit fortgeschrittene Humifizierung. Laut

IHSS

ist der gelöste organische Kohlenstoff(DOC)

des Suwanee River, aus dem die

und

isoliert wurden, vorrangig durch die Zersetzung von

Vegetation bestimmt,

150

was sich in den hier präsentierten Werten widerspiegelt. Mit Hilfe der

grundlegenden Informationen, die die Elementaranalytik bietet, lässt sich insgesamt nur eine grobe

Einschätzung zur Zusammensetzung der Isolate geben.

Tabelle 32:

CHN-Gehalte und H/C bzw. N/C-Verhältnisse von Böden, SPM, isolierten Huminstoffen

und der käuflich erworbenen Suwanee River Huminsäure.

C /% H /% N /% H/C C/N

BLK SPM 1,19 0,14 0,04 0,116 29,750

Kompost 17,20 3,02 1,17 0,176 14,701

RefeSol 01-A 0,04 0,41 0,12 10,250 0,333

BLK HS - gefriergetrocknet 10,40 2,14 1,63 0,206 6,380

BLK HS - luftgetrocknet 29,88 3,46 2,97 0,116 10,061

BLK HS - getrocknet bei 105◦C 8,84 1,90 1,15 0,215 7,687

Kompost HS 38,26 3,79 4,36 0,099 8,775

Suwanee River HS 48,71 4,23 1,11 0,087 43,883

Zur weiterführenden Charakterisierung wurden die Proben in wässriger Lösung mit UV/Vis-

Spektroskopie untersucht. Diese Methode bietet die Möglichkeit einige grundlegende Informa-

tionen zur Struktur von Huminstoffen zu erhalten. Die Spektren der isolierten

sind in Ab-

bildung 20a dargestellt, die der

sind in Abbildung 20b zu finden. Die

betreffend ähneln

sich alle Spektren sehr. Sie zeigen eine deutliche Schulter bei

270 nm

und eine etwas weniger

stark ausgeprägte um

210 nm

. Die höhere Extinktion der gefriergetrockneten Probe ist mit einer

höheren Konzentration in der Lösung zu begründen. Grundsätzlich ist das Spektrum den anderen

jedoch sehr ähnlich und auch mit publizierten Spektren vergleichbar.

151,152

Eine noch geringere

Abweichung tritt für die

auf. Alle Spektren weisen eine Bande bei

225 nm

und eine weitere

bei

195 nm

auf. Diese letztere ist im Fall der Kompost

weniger stark ausgeprägt. Die insge-

samt geringen Abweichungen spiegeln sich ebenfalls in den ermittelten Extinktionsverhältnissen

wider (Tabelle 33). Der Zusammenhang zwischen der Extinktion bei

250 nm

und

365 nm

(

E2/E3

) wird invers mit der Molekülgröße und der Aromatizität in Verbindung gebracht.

153

Für

die hier gezeigten Daten bedeutet dies, dass sich die

diesbezüglich untereinander sehr ähneln,

jedoch ein geringeres Molekülgewicht als die

aufweisen. Dieses Ergebnis scheint sinnvoll, da in

der Literatur das Molekulargewicht von

als zwischen

1 kDa

bis

10 kDa

, jenes für

zwischen

0,5 kDa

bis

1 kDa

liegend angegeben wird.

154

Der Quotient aus der Extinktion bei

270 nm

und

400 nm

(

E270/E400

) trägt dazu bei eine Aussage zum Abbau phenolischer Strukturen zu

treffen.

155

Ist er eher groß, so kann davon ausgegangen werden, dass größere chinoide Struktu-

ren bereits zu phenolischen Komponenten geringen Molekulargewichts abgebaut sind.

156

Die

experimentell ermittelten Werte für die Huminstoffisolate scheinen die bereits vorher getätigten

Aussagen zu stützen: Für die

werden durchgängig eher große

E270/E400

bestimmt (um 12),

während die für die

bestimmten deutlich kleiner sind (um 2). Dies bestätigt wiederum, dass die

ein geringeres Molekulargewicht besitzen. Außerdem ist anzunehmen, dass phenolische Kom-

ponenten eher in diesen Isolaten vorherrschen, denn in den

. Dem Verhältnis der Extinktion bei

465 nm

und

665 nm

(

E4/E6

) wird eine Aussagekraft bezüglich des Grads der Kondensation der

Ringsysteme in den Huminstoffen zugeschrieben.

157

So weisen hohe (

E4/E6

)-Verhältnisse auf einen

großen Anteil aliphatischer Struktureinheiten hin.

158,159

Für den hier betrachteten Fall würde dies

bedeuten, dass die FS einen aliphatischeren Charakter als die Huminsäureisolate besitzen (Werte

um 4 bzw. Werte um 2). Gleichermaßen ist hervorzuheben, dass die Kompost-

über weniger

kondensierte aromatische Systeme als die

SPM

verfügen sollten. Diese Erkenntnis lässt sich

nicht allein aus der Elementaranalyse ableiten, sodass die UV/Vis-Spektroskopie hier zusätzliche

Einblicke liefert.

Abbildung 20:

UV/Vis-Spektren isolierter a) Humin- und b) Fulvinsäuren. Es wurden wässrige

Lösung mit c=0,2 mgmL−1gemessen.

Als ein weiteres Mittel der strukturellen Charakterisierung wurde die abgeschwächte Totalreflexion-

Fourier-Transform-Infrarotspektroskopie (

ATR-FTIR

) eingesetzt. Ausgewählte Spektren sind in

Abbildung 21 dargestellt. Bei Betrachtung fällt zunächst auf, dass die

intensivere Schwin-

gungsbanden erzeugen. Die Spektren von aus Kompost und aus

SPM

isolierter

unterscheiden

sich jedoch wenig voneinander. Im Fall der

unterscheiden sich die Spektren der beiden un-

terschiedlichen Isolate vorrangig im Bereich der niedrigen Wellenzahlen. Davon abgesehen sind

auch diese Spektren sehr ähnlich. Die Banden bei

838 cm−1

und

850 cm−1

werden mit

der aromatischen C-H-Schwingung assoziiert.

160

Der Bande der

SPM HS

bei

929 cm−1

wird

das Vorhandensein von Doppelbindungen zugeordnet.

161

1020 cm−1

1075 cm−1

treten

sowohl C-O-Schwingungen von Polysaccharidgruppen, als auch von Alkoholen und aliphatischen

Tabelle 33:

Extinktionsverhältnisse isolierter Huminstoffe in wässriger Lösung bei

250 nm

und

365 nm

(

E2/E3

270 nm

und

400 nm

(

E270/E400

465 nm

und

665 nm

(

E4/E6

). Bei ENV08 handelt es sich um eine technische Huminsäure, FUKU bezeichnet

natürliche organische Substanz aus der Großen Fuchskuhle.

E2/E3E270/E400 E4/E6

ENV08 3,020 3,857 5,194

FUKU 4,437 6,315 5,289

Suwanee River HS 3,409 5,102 7,792

Suwanee River FS 4,624 7,630 18,286

BLK HS - gefriergetrocknet 1,692 1,851 1,939

BLK HS - luftgetrocknet 2,215 2,556 2,311

BLK HS - getrocknet bei 105◦C 1,476 1,609 1,739

Kompost HS 3,207 4,618 3,006

BLK FS - gefriergetrocknet 6,452 13,037 3,528

BLK FS - luftgetrocknet 6,771 14,100 4,696

BLK FS - getrocknet bei 105◦C 6,646 12,661 3,318

Kompost FS 6,280 11,326 4,412

Ethern auf.

161

Die den Alkoholen zugehörigen C-OH-Schwingungsbanden könnten im Fall der

um die Schulter bei

1139 cm−1

zu finden sein.

160

Im selben Bereich können jedoch auch

Schwingungen von Sulfonen auftreten.

161

Schwingungen der

1201 cm−1

können als

C-O und C-OH-Schwingungen von Carbonsäuregruppen gedeutet werden.

160

Die Banden der

bei

1332 cm−1

und der

bei

1382 cm−1

könnten durch Sulfongruppen oder durch CO-

CH3

-Schwingungen verursacht werden.

161

Für die

ist ebenfalls eine Bande bei

1471 cm−1

markiert, die vermutlich durch aliphatische C-H-Schwingungen verursacht wird.

160

Die übrigen

markierten Schwingungsbanden sollten durch verschiedene Carbonylschwingungen hervorgerufen

werden.

162

Durch Einsatz der

FTIR

können so einige qualitative Hinweise auf Strukturelemente

der Huminstoffisolate gewonnen werden. Aufgrund der starken Fluoreszenz der

und

war

ein Einsatz der der FTIR komplementären Raman-Spektroskopie nicht möglich.

Schließlich wurden die Huminstoffisolate auch mit LC/DAD untersucht. Die Chromatogramme

sind in Abbildung 22 und Abbildung 68 (Chromatografiesäule anderer Polarität, Anhang) darge-

stellt. Es ist zu erkennen, dass sich die Chromatogramme der

und die der

unabhängig vom

Ausgangsmaterial nur geringfügig voneinander unterscheiden. Im Bereich zwischen zwei und vier

Minuten weisen die

jedoch andere Peaks als die Huminsäureisolate auf. Gegebenenfalls ist es

möglich diese mit Hilfe eines präparativen Systems zu isolieren und tiefergehend zu charakterisie-

ren. Der Vergleich mit technischer Huminsäure ENV08 und natürliche organische Substanz (

NOM

)

aus der Großen Fuchskuhle zeigt, dass breite Peaks zwischen sieben und zwölf Minuten erwartet

würden. Je nach deren Form und Retentionszeit kann die Polarität der entsprechenden Substanz

approximiert werden. Dass Fehlen dieses breiten Signals kann mehrere Ursachen haben. Zum

einen können die Konzentrationen der gelösten organischen Materie zu gering sein. Es ist zum

anderen auch möglich, dass die Isolate einen hohen Anteil sehr polarer Bestandteile umfassen.

Diese würden dann in der Totzeit des LC-Laufes eluieren und könnten nicht erfasst werden. Um

an diesem Punkt zu weiteren Aussagen zu kommen, müsste eine LC-Methode speziell für die hier

vorgestellten Isolate entwickelt werden.

Abbildung 21:

ATR-FTIR-Spektren von aus Kompost und SPM (getrocknet bei

105 ◦C

) isolierten

Huminstoffen.

Abbildung 22:

LC/UV-DAD bei

254 nm

der isolierten Huminstoffe und Vergleichssubstanzen

auf einer C18-Säule. ENV08 - technische Huminsäure, FUKU - natürliche organische

Substanz aus der Großen Fuchskuhle.

4.3 Reaktionen und Transformationsprozesse

4.3.1 Generierung oxidativer Transformationsprodukte

4.3.1.1 Fentonreaktion

Während der Fentonreaktion werden viele Hydroxylradikale generiert.

Diese können unselektiv mit in Lösung vorhandenen Substanzen zu einer Vielzahl von Oxidati-

onsprodukten reagieren. Auf Grund dessen sollte sich diese Reaktion sehr gut zum Aufbau einer

Bibliothek von Transformationsprodukte (TP) eignen. Diese kann dann die Grundlage für eine

sich daran anschließende, gerichtete Prüfung (Target-Analytik) der Proben aus technischen und

natürlichen Umsetzungen auf diese TP bilden.

Um eine möglichst breite Palette von oxidativen Transformationsprodukten innerhalb kurzer

Zeit in gut detektierbarer Konzentration zu generieren, wurde zunächst die Vorgehensweise zur

Umsetzung der Modellanalyten Propiconazol und Difenoconazol mit Fentonreagenzien optimiert.

Die Reaktionszeit wurde auf eine Stunde begrenzt. Der pH-Wert wurde auf pH=2-3 festgelegt,

da bereits bekannt ist, dass die Fentonreaktion in diesem Bereich mit konstanter Reaktionsge-

schwindigkeit abläuft.

163

Bei höheren pH-Werten liegen die Eisen-Ionen vorrangig dreifach positiv

geladen und ggf. als schwerlösliche Hydroxide vor. Diese tragen dann unter den gewählten Re-

aktionsbedingungen nicht weiter zur Bildung von Hydroxylradikalen bei.

164

Das Verhältnis der

Eisen(II)-Ionen zu den Analyten wurde zwischen 0,1 und 10 variiert. Die Konzentration des

Wasserstoffperoxids lag im Bereich des 1 bis 50-fachen der Modellsubstanzen. Durch Kontrollex-

perimente konnte sowohl ein hydrolytischer Abbau der Analyten im sauren Milieu, als auch eine

nennenswerte Oxidation durch Wasserstoffperoxid bei den genannten Bedingungen ausgeschlossen

werden.

Abbildung 23:

Optimierung der Fentonreagenzien zum Abbau von Difenoconazol. Dargestellt

ist der Gehalt des zweiten Diastereomers des Difenoconazols nach einstündiger

Behandlung mit Fentonreagenzien in % der Ausgangskonzentration in Abhängigkeit

von den zugesetzten Verhältnissen von Eisen(II)-Ionen und Wasserstoffperoxid.

Die Ergebnisse der Optimierung der Reagenzienkonzentration sind am Beispiel von Difenoco-

nazol II in Abbildung 23 dargestellt. Bei Beschränkung auf Wasserstoffperoxidkonzentrationen

größer als das zehnfache der Analytkonzentration lässt sich erkennen, dass der Einfluss der

Fe2+

Konzentration auf den Umsatz der Analyten eher gering ist. Sofern der Gehalt an

Fe2+

das

0,1

-fache

der Analytkonzentration übersteigt, hat der Einsatz unterschiedlicher

Fe2+

-Konzentrationen stets

den etwa gleichen Umsatz der Triazolfungizide innerhalb einer Stunde zur Folge. Diese Beob-

achtung lässt sich auf die katalytische Beteiligung der

Fe2+

an der Reaktion zurückführen.

Werden, bedingt durch eine geringe Zugabe von Wasserstoffperoxid, wenig Hydroxylradikale

gebildet, ist die

Fe2+

-Konzentration vergleichsweise groß. Dann wirken letztere zusätzlich als

Radikalfänger und reagieren mit den wenigen gebildeten Hydroxylradikalen weiter zu

Fe3+

und

Hydroxidionen,

165

was sich in einem geringeren Abbau der Triazolfungizide äußert. Dieser Effekt

kann für Wasserstoffperoxidzugaben im Bereich der molaren Konzentration der Modellsubstanzen

beobachtet werden. In einem optimierten Reagenzienverhältnis wirken

Fe2+

-Ionen ausschließlich

katalytisch. Im Gegensatz dazu wird das zugesetzte Wasserstoffperoxid in jedem Fall während

der Reaktion aufgezehrt, sodass in diesem Fall eine höhere Konzentration auch einen effektiveren

Analytabbau bewirkt. Abbildung 24 zeigt den Abbau von Propiconazol I bei konstanter Zugabe von

Fe2+

(zweifache Analytkonzentration) und unter Variation der Wasserstoffperoxidkonzentration.

Wird ein großer Überschuss an Oxidationsmittel (50-fache Propiconazolkonzentration) zugegeben,

so wird der Analyt innerhalb einer Stunde vollständig transformiert. Bei Zugabe von Wasserstoff-

peroxid in der gleichen Konzentration wie das Triazolfungizid sinkt dessen Konzentration im

Laufe einer Stunde lediglich auf 58 % der Ausgangskonzentration. Aus Abbildung 24 lässt sich

ebenso ableiten, dass das Wasserstoffperoxid sehr schnell verbraucht wird. In allen gezeigten Fällen

stellt sich nach spätestens 30-minütiger Reaktionszeit eine etwa konstante Konzentration von

Propiconazol I ein. Der größte Teil des Umsatzes erfolgt allerdings in den ersten fünf Minuten der

Behandlung. Daraus lässt sich schlussfolgern, dass die Fentonreaktion im untersuchten System

sehr schnell abläuft. In der Literatur finden sich Hinweise, dass, falls Wasserstoffperoxid in zu

hohen Konzentrationen vorliegt, dieses ebenfalls als Radikalfänger wirkt, wobei weniger reaktive

Perhydroxylradikale entstehen (vgl. Gleichung (3), Abschnitt 2.1.1).

166,167

Aus den präsentier-

ten Daten kann dies nicht mit Sicherheit abgeleitet werden. Um jedoch ein Maximum an TP in

ausreichender Konzentration zu erhalten, wurde, ausgehend von diesen Untersuchungen und

Überlegungen, das Verhältnis Analyt:

Fe2+

auf 1:2:20 festgelegt. Dieses entspricht ebenfalls

dem von Tang et al. ermittelten theoretisch optimalen Verhältnis.168

Abbildung 24:

Konzentrationsverlauf von Propiconazol-Diastereomerenpaar I unter Zugabe einer

konstanten Menge von

Fe2+

-Ionen (Verhältnis Analyt:

Fe2+

1:2) und einer variablen

Menge Wasserstoffperoxid (1-, 5-, 50-fache der Propiconazolkonzentration) im

Verlauf einer Stunde.

Aufgrund der starken oxidativen Wirkung und der hohen Reaktivität des Hydroxylradikals ist

anzunehmen, dass es zur Bildung einer Vielzahl von Produkten aus den Modellanalyten kommt. In

Abbildung 25 ist das Gaschromatogramm eines organischen Extraktes einer wässrigen Propicona-

zollösung vor und nach Behandlung mit Fentonreagenzien gezeigt. Es lässt sich erkennen, dass sehr

viele Peaks stark unterschiedlicher Intensität nach der Behandlung auftreten. Die hauptsächlichen

Peaks waren stets dieselben und auch die Intensitätsverhältnisse waren reproduzierbar. Die 12

intensivsten sind nummeriert und werden im Folgenden genauer besprochen. Da das Filament um

die Retentionszeit des Propiconazols herum nicht eingeschaltet wurde, um eine Überladung des

Detektors zu vermeiden, kann keine Aussage zum Umsatz des Propiconazols getroffen werden.

Abbildung 25:

Gaschromatogramm eines Extraktes einer wässrigen Propiconazollösung vor und

nach Behandlung mit Fentonreagenzien. Zur Vermeidung einer Überladung des

Detektors wurde das Filament des Massenspektrometers zwischen 14,0 und 14,5

min nicht eingeschaltet.

Abbildung 26 zeigt das Elektronenstoßionisation (

)-Massenspektrum des in Abbildung 25

mit Pro1 bezeichneten Peaks. Den Basispeak bildet das Signal bei Masse-zu-Ladungsverhältnis

(

m/z

173 ue−1

175 ue−1

und

177 ue−1

. Die Intensitätsverhältnisse dieser

m/z

entsprechen etwa

9:6:1. Daraus lässt sich folgern, dass zwei Chloratome in diesem Fragment vorhanden sind. Anhand

des Ausgangsmoleküls kann damit auf das 2,4-Dichlorbenzoylkation geschlossen werden. Durch

Neutralverlust von Kohlenmonoxid entsteht daraus das 2,4-Dichlorphenylkation mit

m/z

145 ue−1

147 ue−1

und

149 ue−1

. Des Weiteren treten im Spektrum die Massen

220 ue−1

und

222 ue−1

auf.

Da hier

m/z

224 ue−1

fehlt, ist davon auszugehen, dass ein Chloratom homolytisch abgespalten

wurde. Werden die fehlenden 35 Masseneinheiten zu 220 hinzuaddiert, wird 255 erhalten. Auch

dieses

m/z

wird detektiert. Eine ähnliche Intensität wie

m/z

220 ue−1

und

222 ue−1

besitzen die

Signale bei

m/z

227 ue−1

229 ue−1

und

231 ue−1

. Unter der Prämisse, dass diese Signale durch

einen Verlust von Kohlenmonoxid zustande kommen, berechnet man auch dabei wieder die Mas-

se 255 (257, 259). Diese tritt in sehr geringer Intensität auf. Ansonsten werden keine Signale

relevanter Intensität gefunden. Da zusätzlich die Retentionszeit merklich kürzer als die der Aus-

gangssubstanz ist (

11,2 min

statt

14,2 min

), kann geschlossen werden, dass es sich um ein kleineres

Molekül handelt. Der betreffende Peak im Gaschromatogramm kann damit dem Ketoanalogon

des Propiconazols (CGA 91304) zugeordnet werden. Für dieses TP ist ein authentischer Standard

kommerziell erhältlich, dessen Spektrum und Retentionszeit mit denen des fraglichen Produktes

überein stimmen. Pro1 kann somit eindeutig als Propiconazolketon identifiziert werden. Wie alle

anderen beschriebenen Produkte wurde auch dieses nicht detektiert, wenn die Ausgangssubstanz

ausschließlich mit Säure behandelt wurde. Es ist zwar bekannt, dass die Spaltung der Dioxo-

langruppe zum Keton säurekatalysiert abläuft, aber offenbar ist die Reaktionsgeschwindigkeit

zu gering oder die Reaktionsbedingungen der durchgeführten Experimente nicht ausreichend

intensiv. Es handelt sich also um ein

, das unter Einfluss der Fentonreagenzien gebildet wird.

Abbildung 26:

EI-MS des Transformationsprodukts Pro1 und Standardsubstanz Propiconazolke-

ton.

In den Spektren zu Pro2 und Pro3 liegt der Basispeak ebenfalls bei

173 ue−1

175 ue−1

und

177 ue−1

(Abbildung 69, Abbildung 70, Anhang). Zusätzlich tritt erneut das Fragment mit

m/z

145 ue−1

147 ue−1

und

149 ue−1

auf, sodass auch in diesem Fall davon ausgegangen wird, dass die 2,4

Dichlor-

phenyleinheit erhalten bleibt. Weiterhin treten bei Pro2 vermutlich wiederum der Verlust eines

Chloratoms und von 28 u (vermutlich Neutralverlust von Kohlenmonoxid) auf. Aufgrund der ge-

genüber der Ausgangssubstanz verkürzten Retentionszeit kann postuliert werden, dass es sich bei

beiden Molekülen um Derivate handelt, die ein geringes Molekülgewicht als die Ausgangssubstanz

aufweisen. Eine detailliertere Zuordnung ist jedoch nicht möglich.

Abbildung 27: EI-MS der Transformationsprodukte Pro4 und Pro5.

Die in Abbildung 27 gezeigten Massenspektren der Peaks Pro4 und Pro5 sind sich sehr ähnlich.

Es könnte sich um Konstitutionsisomere handeln. Das Vorhandensein der Fragmente

173 ue−1

175 ue−1

und

177 ue−1

und

m/z

145 ue−1

147 ue−1

und

149 ue−1

bestätigt den Erhalt des aro-

matischen Systems in seiner ursprünglichen Form. In sehr geringer Intensität tritt auch ein

Signal bei

m/z

357 ue−1

359 ue−1

und

361 ue−1

auf, das dem Molekülion der Summenformel

17Cl2

(Propiconazol+O) zugewiesen werden kann. Diese Summenformel stimmt mit

der der einfach hydroxylierten Ausgangssubstanz überein. Es sind viele Varianten einer Hydro-

xylierung vorstellbar. Die wichtigsten sind in Abbildung 28 dargestellt. Propiconazol kann z. B.

am aromatischen System hydroxyliert werden (Substanz GB-XLIII-42-1), wobei die Position der

Hydroxylierung durch die bereits vorhandenen Chlorsubstituenten mitbestimmt wird. Diese be-

sitzen einerseits einen negativen induktiven und andererseits einen positiven mesomeren Effekt.

Dadurch wirken sie desaktivierend und dirigieren vorrangig in ortho- und para-Stellung.

169

Ei-

ne Hydroxylierung ist aufgrund der bereits besetzten para-Position somit in 3- oder 5-Position

des aromatischen Systems möglich. Ferner kann Propiconazol in der Propylkette (CGA 118245,

CGA 118244, CGA 136735) oder am C5 des Dioxolanrings hydroxyliert werden. Zur gleichen

Summenformel führt auch die Spaltung der Ketalgruppe zum Halbketal, wobei zwei Produkte

möglich sind.

Abbildung 28:

Mögliche Strukturen der Summenformel C

17Cl2

ausgehend von Propico-

nazol

Hilfreich bei der Klärung um welche hydroxylierten Derivate es sich bei Pro4 und Pro5 handelt,

sind die übrigen Fragmente in den Massenspektren. Für

m/z

298 ue−1

300 ue−1

und

302 ue−1

wird

postuliert, dass es sich um ein Fragment, das nicht die Propylkette besitzt, handelt. Da der Aromat

offenbar in seiner ursprünglichen Form erhalten bleibt (Massen 145 (147, 149) und 173 (175, 179)),

ist davon auszugehen, dass eine Oxidation in der Alkylkette statt am aromatischen System erfolgt.

Den Basispeak der Massenspektren von Pro4 und Pro5 bildet jeweils

m/z

273 ue−1

275 ue−1

und

277 ue−1

. Zwei mögliche Strukturen dieses Fragments sind in Abbildung 29 dargestellt. Um

die Struktur des Fragments 273 aufklären zu können und es so zu ermöglichen die Strukturen

der

zu bestimmen, kann die Gaschromatografie-Tandenmassenspektrometrie (

GC/MS/MS

)

genutzt werden. Für die hier gezeigten Verbindungen wurde diese Technik eingesetzt. Allerdings

war die Empfindlichkeit des Messgeräts nicht ausreichend. Somit können lediglich qualitative

Überlegungen zur Natur des Fragmentes angestellt werden. Eine mögliche Struktur wäre einem

in der Alkylkette monohydroxylierten Derivat des Propiconazols zuzuordnen (Abbildung 29a).

Die Struktur b ist ein Fragment eines Moleküls, das durch Spaltung der Dioxolangruppe zum

Halbketal entstehen könnte. In letzterem Fall kann jedoch keine Erklärung für das Auftreten von

m/z

298 ue−1

300 ue−1

und

302 ue−1

gefunden werden, sodass gefolgert werden kann, dass es sich

bei Pro4 und Pro5 vermutlich um in der Alkylkette monohydroxylierte Derivate des Propiconazols

handelt.

Abbildung 29: Mögliche Strukturen des Fragmentes mit m/z=273 ue−1, 275 ue−1und 277 ue−1.

Auch für die Produkte Pro6 und Pro8 ist davon auszugehen, dass sie als einfach hydroxylierte

Derivate des Propiconazols mit einem Molekülion mit

m/z

357 ue−1

359 ue−1

und

361 ue−1

identifizieren sind (EI-MS siehe Abbildung 30). Allerdings erfolgt die Hydroxylierung bei diesen

am aromatischen System. Dies wird durch das Vorhandensein der

m/z

161 ue−1

163 ue−1

und

165 ue−1und m/z=189 ue−1, 191 ue−1und 193 ue−1(Basispeak), die dem monohydroxylierten

2,4-Dichlorphenyl- bzw. -benzoylkation zugeordnet werden können, bestätigt. Im Vergleich zu den

bereits besprochenen Spektren von Pro4 und Pro5 (Abbildung 27) fällt außerdem das Fehlen der

Masse 273 auf. Dafür wird in den Spektren von Pro6-Pro8

m/z

275 ue−1

277 ue−1

und

279 ue−1

detektiert. Wahrscheinlich ist diese Masse dem Fragment zuzuordnen, das bei Abspaltung einer

Methyltriazolgruppe entsteht. Das Signal bei

314 ue−1

316 ue−1

und

318 ue−1

entspräche einem

Fragment ohne die Propylkette, in Analogie zu

m/z

298 ue−1

300 ue−1

und

302 ue−1

bei Pro4 und

Pro5. Anhand der vorliegenden Daten kann jedoch nicht bestimmt werden, an welcher Position

des Aromaten die Hydroxylierung erfolgt.

Abbildung 30: EI-MS der Transformationsprodukte Pro6 und Pro8.

Die weiteren

Pro9-Pro12 (Abbildung 71, Abbildung 72, Abbildung 73, Abbildung 74, Anhang)

besitzen ebenfalls

m/z

357 ue−1

359 ue−1

und

361 ue−1

. Da in ihren EI-Massenspektren die bereits

für Pro4, Pro5, Pro6 und Pro8 beschriebenen Fragmente vorhanden sind, kann davon ausgegangen

werden, dass es sich dabei um das Molekülion und somit ebenfalls um monohydroxylierte Propi-

conazolderivate handelt. Zum Teil kommt es bei diesen

zu Koelutionen, sodass eine explizite

Zuordnung von Strukturen zu diesen Peaks nicht möglich ist. Möglicherweise korrespondieren

diese Peaks also auch mit den restlichen in Abbildung 28 dargestellten Molekülen. Im Fall des Pro-

piconazols ist auch zu beachten, dass einige Positionen, die hydroxyliert werden können, prochiral

sind. Da als Ausgangssubstanz ein Gemisch aus cis- und trans-Propiconazol eingesetzt wurde,

resultieren solche Transformationen theoretisch in vier möglichen Diastereomerenpaaren, die ih-

rerseits jeweils zwei Enantiomere umfassen. Da mit Hilfe der

GC/MS

z. T. eine Basislinientrennung

von Diastereomeren erreicht werden kann, ist bei geringen Unterschieden in der Retentionszeit bei

fast identischen Massenspektren vom Vorliegen eines solchen Falles auszugehen.

Das Massenspektrum des

Pro7 unterscheidet sich deutlich von allen bisher gezeigten (Abbil-

dung 31). Zwar können in diesem auch die bereits erläuterten Fragmente 145 und 173 gefunden

werden. Den dominierenden Basispeak bildet hier jedoch

m/z

83,1 ue−1

. Diese Masse korrespon-

diert mit der des Methyltriazolfragments. Es ist eher unwahrscheinlich, dass es sich um Methyl-

triazol handelt, da viele polare organische Moleküle nicht mit Hilfe der

GC/MS

erfassbar sind.

Sie lassen sich erst bei hohen Temperaturen verdampfen oder zersetzen sich auf der stationären

Phase.

170

Weiterhin ist ihre Retentionszeit oft sehr kurz. Möglicherweise wird Peak Pro7 von einer

Substanz verursacht, die mehrere Methyltriazolgruppen trägt und zusätzlich eine dichlorierte

Benzoyleinheit aufweist. Auch in diesem Fall ist eine weitergehende Untersuchung mit

GC/MS/MS

sinnvoll, war aber aus den genannten Gründen nicht möglich.

Abbildung 31: EI-MS des Transformationsprodukts Pro7.

Um weitere Informationen zu erhalten, wurden die Proben ebenfalls mit

LC/MS/MS

im positi-

ven Modus vermessen. Dabei konnten im extrahierten Ionenchromatogramm (EIC) drei Peaks

detektiert werden, deren Molekülion die Masse [

]

358 ue−1

besitzt. Ein aussagekräftiges

Spektrum konnte jedoch nicht erhalten und MS

-Experimente nicht durchgeführt werden, da die

Konzentrationen dieser

nicht ausreichend groß war. Darüber hinaus wurden die entsprechenden

Proben mit Flüssigchromatografie-Hochaufgelöste Massenspektrometrie (

LC/HRMS

) analysiert.

Das [

]

=358 (360, 362) tritt dabei ebenfalls bei drei verschiedenen Retentionszeiten auf

(Abbildung 32). Allerdings bildet es bei der zuerst eluierenden Substanz nicht den Basispeak,

sodass von einer Koelution oder einer anderen Substanz ausgegangen und dieser Peak nicht wei-

ter berücksichtigt wurde. Der Abgleich der exakten Massen von Pro15HRMS und Pro16HRMS

(Tabelle 34) zeigt nur eine geringe Abweichung von der berechneten exakten Masse der Summen-

formel C

17Cl

2N3O3 (

∆

−5,23

bzw.

−1,32

ppm). Daraus kann geschlussfolgert werden, dass

es sich mit hoher Wahrscheinlichkeit um monohydroxylierte

oder Halbketale des Propiconazols

handelt. Darüber hinaus ist durch die höhere Empfindlichkeit des verwendeten Systems auch die

Detektion von fünf Peaks mit [

]

=356 (358, 360) möglich. Rein rechnerisch ergibt sich diese

Masse aus 358 durch Verlust von zwei Wasserstoffatomen. In eine chemische Struktur übersetzt

würde das bedeuten, dass statt eines Alkohols ein Keton vorliegt. Die darauf basierend berechnete

exakte Masse stimmt mit zwei der in den Messungen detektierten bis auf wenige ppm Abweichung

überein (

∆

=-1.19 ppm). Eine Ketogruppe könnte in der Alkylkette des Propiconazols entstehen.

Möglicherweise sind Ketone Folgeprodukte, die aus der weitergehenden Oxidation zuvor gebildeter

Alkohols entstehen.

Außerdem eluieren Substanzen mit dem Basispeak [

]

=374 (376, 378), denen die Summen-

formel C

17Cl

2N3O4 (

∆

−0,50

;

−2,11

bzw.

−0,77

ppm) entspricht. Zu dieser lässt sich das

dihydroxylierte Derivat des Propiconazols zuordnen, das mit den anderen eingesetzten Metho-

den nicht detektiert werden konnte. Schließlich kann durch den Einsatz der

LC/HRMS

auch das

Auftreten des Propiconazolketons Pro1 erneut bestätigt werden. Es wird ein Peak mit geringer

Abweichung von der assoziierten exakten Masse detektiert (∆=-1.54 ppm), dessen Retentionszeit

mit der der Standardsubstanz übereinstimmt. Damit sind die intensivsten auftretenden Peaks hin-

sichtlich ihrer Summenformel grundsätzlich aufgeklärt. Weiterhin liegen für alle Signale plausible

Strukturvorschläge vor. Allerdings kann nicht ausgeschlossen werden, dass einige der vorgestellten

Substanzen erst während der Lagerung oder des Transports

entstanden sind. Nichtsdestotrotz

handelt es sich auch in einem solchen Fall um oxidative

, die zum Aufbau einer

-Datenbank

sinnvoll genutzt werden können. Lediglich die Vergleichbarkeit der Ergebnisse der

GC/MS

und

LC/HRMS

kann, auch auf Grund fehlender MS/MS-Experimente, nicht gezeigt werden. Dies

betont jedoch die Sinnhaftigkeit der Anwendung komplementärer Methoden.

Abbildung 32:

EIC der LC/HRMS einiger relevanter TP von Propiconazol bei Umsetzung mit

Fentonreagenzien.

Tabelle 34:

Ergebnisse der LC/HRMS für mit Fentonreagenzien umgesetzte Lösungen von Propico-

nazol. RT - Retentionszeit, [

]

ex. - experimentelle exakte Masse, [

]

th. -

berechnete exakte Masse, ∆/ppm - Massendifferenz.

Bezeichnung RT /min [M+H]+ex. [M+H]+th. ∆/ppm Summenformel

Pro1 7,115 256,0035 256,0039 −1,54 C10H7Cl2N3O1

Pro13HRMS 7,606 356,0559 356,0563 −1,19 C15H15Cl2N3O3

Pro14HRMS 7,720 356,0559 356,0563 −1,19 C15H15Cl2N3O3

Pro15HRMS 7,867 358,0701 358,0720 −5,23 C15H17Cl2N3O3

Pro16HRMS 8,112 358,0715 358,0720 −1,32 C15H17Cl2N3O3

Pro17HRMS 7,655 374,0667 374,0669 −0,50 C15H17Cl2N3O4

Pro18HRMS 8,031 374,0661 374,0669 −2,11 C15H17Cl2N3O4

Pro19HRMS 8,374 374,0666 374,0669 −0,77 C15H17Cl2N3O4

Bei allen Umsetzungen von Difenoconazol mit Fentonreagenzien wurde derselbe Ablauf der

Analyse wie für Propiconazol eingehalten. Im Gegensatz zum Propiconazol können im Gaschroma-

togramm der Umsetzung von Difenoconazol mit Fentonreagenzien nur drei neue Peaks beobachtet

werden (Abbildung 75, Anhang). Diese treten auch nur in geringer Intensität auf. Extrakte aus

zusätzlichen Experimenten, bei denen die Reaktion bereits nach kürzerer Zeit unterbrochen und

die Lösung extrahiert wurde, wiesen auch keine weiteren Peaks auf. Entweder werden also sehr

schnell kleine, polare Moleküle gebildet, die mit der GC/MS nicht erfassbar sind oder der Abbau

resultiert nur in einer sehr kleinen Zahl von

. In Abbildung 33 sind die EI-Massenspektren

von Dif1 und Dif2 zu sehen. Den Basispeak beider Spektren bildet

m/z

155 ue−1

und

157 ue−1

1Die LC/HRMS-Messungen wurden am UFZ Leipzig durchgeführt.

Anhand der Isotopenverteilung kann gefolgert werden, dass es sich dabei um ein Molekül, das nur

ein Chloratom trägt, handeln muss. Ausgehend von Difenoconazol, unter Berücksichtigung der

vorherrschenden Fragmente im Massenspektrum der Ausgangssubstanz kann gefolgert werden,

dass es sich dabei um das 2-Chlor-4-Hydroxyl-benzoylkation handelt. Das zweite dominierende

Signal tritt bei

m/z

213 ue−1

und

215 ue−1

auf und entspricht ebenfalls einem monochlorierten

Fragment, das keine Methyltriazolgruppe trägt. Da sich die Retentionszeiten von Dif1 und Dif2

nur sehr wenig voneinander unterscheiden und die Fragmente der Massenspektren identisch sind,

ist es möglich, dass es sich hierbei um Diastereomere handelt. Sie können einem Difenoconazol-

entsprechen, das bei Spaltung der Ethergruppe entsteht. Ein authentischer Standard für diese

Substanz ist nicht verfügbar, sodass eine eindeutige Identifizierung ausbleiben muss.

Abbildung 33: EI-MS der Transformationsprodukte Dif1 und Dif2.

Das Massenspektrum des Peaks Dif3 ist in Abbildung 34 dargestellt. Die Fragmente der größten

Intensität sind

m/z

265 ue−1

267 ue−1

und

269 ue−1

(Basispeak) sowie

m/z

312 ue−1

und

314 ue−1

Die Isotopenverteilung des ersteren, das so auch im Spektrum der Ausgangssubstanz auftritt, lässt

auf zwei Chloratome schließen. Das Fragment wird entsprechend dem Benzoylkation zugeordnet.

Unter der Annahme, dass das Fragment

m/z

312 ue−1

und

314 ue−1

direkt aus dem Molekülion

durch Chlorverlust entsteht, erhält man eine Molekülmasse von 347 u. Ein solches Molekül kann

das Difenoconazolketon sein, das durch Spaltung der Dioxolangruppe aus der Muttersubstanz

entsteht. Das

Dif3 konnte durch Vergleich mit einem authentischen Standard eindeutig als

Difenoconazolketon identifiziert werden.

Abbildung 34: EI-MS des Transformationsprodukts Dif3 und von Difenoconazolketon.

Die Reaktionslösungen der Umsetzungen von Difenoconazol mit Fentonreagenzien wurden zu-

sätzlich mit LC in Kopplung mit MS/MS und HRMS analysiert. Dabei wurden keine weiteren

Produkte gefunden. Außerdem konnten Dif1-Dif3 nicht mit diesen Techniken detektiert werden.

Da auch das Ausgangsprodukt in der LC/HRMS nur in sehr geringen Mengen detektiert wird, kann

geschlossen werden, dass sich Difenoconazol und seine organischen Transformationsprodukte mit

Fentonreagenzien leichter abbauen lassen als Propiconazol.

Einige Publikationen widmen sich der Entfernung von Triazolfungiziden aus Wasser mit Hilfe

von Fenton- und verwandten Prozessen. Pliego et al. zeigten, dass der Gehalt an Propiconazol

in Abwasser um bis zu 70 % reduziert wird, wenn ein fentonartiger Prozess als vorhergehende

Reinigungsstufe verwendet wird.

171

Dabei entstehen als

vorrangig organische Säuren wie

Ameisen- und Essigsäure. In einer zweiten Studie derselben Gruppe wird berichtet, dass nach

zweistündiger Behandlung mit Fentonreagenzien bei

120 ◦C

ein Mineralisierungsgrad der im

Abwasser befindlichen Schadstoffe von 50 % erreicht wurde.

172

Diese Ergebnisse bestätigen die

Erkenntnisse dieser Arbeit, dass sich Propiconazol und Difenoconazol effektiv durch Einsatz von

Fentonprozessen abbauen lassen. Untersuchungen zum Verhalten des Triazolfungizids Triadime-

fon mit (Elektro-)Fentonprozessen legen nahe, dass die Triazoleinheit dabei zunächst erhalten

bleibt.

173

Eine Transformation zu kleineren organischen Säuren oder eine Mineralisierung tritt

vermutlich ein, wenn eine höhere Konzentration von Fentonreagenzien eingesetzt wird. Bei den

hier präsentierten Experimenten gelang es in keinem Fall mit einer der Analysemethoden die

Triazoleinheit oder deren Derivate, die ebenfalls sehr polar sind, zweifelsfrei zu detektieren. Für

weiterführende Experimente sollte die Methodenentwicklung gezielt auf diese

hin ausgerichtet

werden.

4.3.1.1.1 Fentonreaktion in Boden

Forschungsberichte im Bereich Bodensanierung legen nahe,

dass die Fentonreaktion auch in diesem Umweltkompartiment als effektive Methode zur Ent-

fernung organischer Schadstoffe geeignet ist.

174

Um die Anwendbarkeit auf die Entfernung der

Triazolfungizide aus dotierten Böden zu prüfen, wurden dazu Übersichtsexperimente durchge-

führt. Die zuzusetzenden Mengen an

Fe2+

und H

wurden dabei aus bereits veröffentlichten

Studien abgeleitet.

175,176

Aufgrund der unselektiven Oxidationswirkung der in situ entstehenden

Hydroxylradikale ist davon auszugehen, dass der zusätzliche Gehalt organischer Materie dazu

führt, dass mehr Oxidationsmittel benötigt wird, um einen ähnlichen Umsatz wie in Lösungen der

Modellanalyten in Reinstwasser zu erhalten.

Repräsentativ für die verwendeten Modellanalyten sind in Abbildung 35 die Ergebnisse eines Expe-

riments zur Transformation von Propiconazol I in einer Aufschlämmung von dotiertem Kompost in

Reinstwasser dargestellt. Die Gehalte der flüssigen und der festen Phase sind dabei getrennt aufge-

tragen. Der Gesamtgehalt des Fungizids nimmt nach einer Einwirkdauer der Fentonreagenzien von

drei Stunden auf 29 % der dotierten Ausgangskonzentration ab. Während des Versuchszeitraums

verändert sich die Propiconazolkonzentration in der flüssigen Phase nur geringfügig, während

der Gehalt in der festen Phase von etwa

1300 ng

auf

270 ng

abnimmt. Daraus kann abgeleitet

werden, dass die Transformation des Fungizids wohl in der flüssigen Phase abläuft. Die Gehal-

te zwischen flüssiger und fester Phase stehen in einem chemischen Gleichgewicht zueinander.

Sinkt die Konzentration in der flüssigen Phase durch Einwirkung der Oxidationsmittel, so geht

weiteres Propiconazol I von der festen in die flüssige Phase über, wo es oxidiert werden kann. In

der Veröffentlichung von Flotron et al., die sich mit dem Abbau von polycyclischen aromatischen

Kohlenwasserstoffen (PAK) in Boden befasst, wird dieser Effekt hingegen nicht beschrieben. Sie

berichten bei Umsetzung natürlich belasteter Böden von einem in etwa konstanten Anteil Analyt,

der an die organische Materie adsorbiert vorlag.

176

Dies lässt den Schluss zu, dass in den hier

verwendeten dotierten Modellböden keine großen Anteile

NER

mit den Analyten vorliegen. Villa

et al. stellten hingegen während der Reaktion von

PAK

mit Fentonreagenzien in einer Aufschläm-

mung von belastetem Boden in Wasser fest, dass organische Materie von der festen in die flüssige

Phase mobilisiert wird.

177

Zusätzlich konnten sie nachweisen, dass sich die Konzentration eines

Schadstoffes während der Umsetzung in der flüssigen Phase vervierfachte. Dies sind eindeuti-

ge Hinweise darauf, dass auch die organische Materie des Bodens durch die Fentonreagenzien

angegriffen, z. T. abgebaut und in lösliche Bestandsteile transformiert wird. Damit werden

NER

wieder zugänglich gemacht. Außerdem kann dadurch auch bestätigt werden, dass, wie in den

vorgestellten Untersuchungen, die Reaktion vornehmlich in der flüssigen Phase abläuft. Wie bereits

in Abschnitt 4.1 erläutert, sind dafür die Strukturen der Analyten und der expliziten organischen

Materie sowie deren Wechselwirkungen miteinander entscheidend. Es ist daher vermutlich von

besonderer Wichtigkeit Versuche an natürlich belasteten statt an dotierten Böden durchzuführen,

um den Einfluss von

NER

auf die Transformation der Xenobiotika während solcher Umsetzungen

besser abschätzen zu können. Für einen konkreten Altlastenfall würde dies bedeuten, dass Vorun-

tersuchungen nötig sind, um zu klären ob ein sinnvoller Abbau der Kontaminanten unter Einsatz

der Fentonreaktion möglich ist.

178

Um die Anwendbarkeit der Fentonreaktion zur Sanierung

von Böden zu erleichtern, ist es sinnvoll Abstand von einer Anpassung des Boden pH-Wertes zu

nehmen. Gute Umsätze können dann beispielsweise durch zusätzlichen Einsatz von Chelatoren

erreicht werden.

179

Da auch natürlich in Böden vorhandene Eisenmineralien in der Lage sind an

fentonartigen Reaktionen teilzunehmen,

180

ist es weiterhin sehr vielversprechend dahingehend an

adäquaten Oxidationsmethoden zu arbeiten.

Abbildung 35:

Konzentrationsverlauf von Propiconazol bei Behandlung von dotiertem Boden mit

Fentonreagenzien über 180 min. Es sind die Analytgehalte eines ausgewählten

Replikats in der flüssigen und der festen Phase dargestellt.

Zur Bestimmung der Reaktionsprodukte wurden die flüssige und feste Phase getrennt aufgearbeitet.

In der wässrigen Phase der Umsetzung von Propiconazol konnten dabei Pro1, Pro3, Pro6, Pro8

und Pro9 detektiert werden. Diese

konnten hingegen in der festen Phase nicht zweifelsfrei

nachgewiesen werden. Die hohe Matrixbelastung dieser Proben und der damit einhergehende

hohe Untergrund bei Scan-Messungen mit dem

GC/MS

-System erschwerten die Auswertung

der Chromatogramme. Um dies zu umgehen wurde an einer SPE-Methode gearbeitet, die die

Abtrennung gebildeter

von Matrixbestandteilen und ihre Auftrennung in verschiedene Gruppen

(sauer, basisch,unpolar, polar) ermöglicht. Testläufe bestätigten die grundsätzliche Tauglichkeit

der entwickelten Methode. Die Anwendung auf tatsächliche Extrakte offenbarte jedoch, dass die

Vorgehensweise nicht für

geeignet ist, die nur in sehr geringen Konzentrationen vorliegen, da

diese teilweise zu stark an den stationären Phasen zurückgehalten werden.

Das Difenoconazol betreffend konnte in der flüssigen Phase Dif3, Difenoconazolketon, nachge-

wiesen werden. Zusammengenommen entstehen also bei der Reaktion mit Fentonreagenzien in

einer Aufschlämmung aus Boden in Wasser vermutlich dieselben

wie bei einer solchen, die

ausschließlich in Wasser durchgeführt wird. Daraus lässt sich schlussfolgern, dass sich der Mecha-

nismus beim Übergang von Lösung zu Suspension nicht grundsätzlich ändert. Offenbar spielen die

zusätzlich vorhandenen Huminstoffe nur insofern eine Rolle für die Reaktion, als dass sie auch

durch die Reagenzien oxidiert werden.

4.3.1.2 Elektrochemie-Massenspektrometrie

Wie auch die Fentonreaktion kann die Elektro-

chemie genutzt werden, um Oxidationsprodukte von Analyten zu generieren. Darüber hinaus

bietet die elektrochemische Umsetzung Ansätze zur Bewertung des Phase-I-Metabolismus von

Chemikalien.

Für einen Überblick des Verhaltens der Modellanalyten bei verschiedenen Be-

dingungen wurden zunächst Experimente mit der Kopplung Potentiostat-ESI/MS durchgeführt

(online-System, Abschnitt 3.9.3). Dieses Vorgehen ermöglicht es entstehende

direkt zu detektie-

ren. Dadurch, dass an die Arbeitselektrode ein zyklisches Potential angelegt wird, kann ebenfalls

festgestellt werden, ab welchem Potential bestimmte Produkte auftreten. Deren Intensitätsverlauf

kann direkt überwacht werden. Abbildung 36 verdeutlicht dieses Prinzip am Beispiel von Difenoco-

nazol (

m/z

406 ue−1

) und einem ausgewählten

(

m/z

422 ue−1

, Difenoconazol+O): Steigt die an

die Arbeitselektrode angelegte Spannung, so nimmt die Intensität des Signals von Difenoconazol

ab, da es transformiert wird. Gleichzeitig nimmt die Intensität des TP zu.

Abbildung 36:

Intensität von Difenoconazol und einem

bei Variierung der angelegten Span-

nung.

Bei Verwendung einer Arbeitselektrode aus bor-dotiertem Diamant (BDD) und einem angelegten

Potential von maximal U=

2 V

können für die Behandlung von Difenoconazol fünf

m/z

detektiert

werden, deren Intensitäten sich deutlich von der des Untergrunds abheben. Anhand der zyklischen

Zu- und Abnahme der Intensitäten dieser Ionen, dargestellt in Abbildung 37, lässt sich belegen,

dass es sich um Produkte handelt, die unter Einfluss der elektrischen Spannung entstehen. Die

Intensitäten liegen bei etwa 5 % der Intensität der Ausgangssubstanz. Das Massenspektrum aller

[

]

(Abbildung 76, Anhang), welche unter Einwirkung der elektrischen Spannung auf Dife-

noconazol auftreten, lässt erkennen, dass

m/z

=312 und 326 jeweils ein Isotopenmuster aufweisen,

das der Häufigkeitsverteilung von Ionen, die ein Chloratom tragen, entspricht. Für die weiteren in

Abbildung 37 gezeigten Massenspuren liegt ein solches Isotopenmuster nicht vor, sodass davon

ausgegangen wird, dass diese Substanzen nicht chloriert sind. Ausgehend von Difenoconazol wer-

den Tochtersubstanzen, die nur ein Chloratom besitzen, leicht durch Etherspaltung gebildet (vgl.

Dif1 und Dif2, Abschnitt 4.3.1.1). Für [

]

=312, 314 wird somit ein

vermutet, das durch

Etherspaltung entsteht und zweifach am aromatischen System hydroxyliert ist (Abbildung 38).

Für die Postulierung weiterer

muss außerdem berücksichtigt werden, dass die elektrochemi-

Abbildung 37: EIC

von Difenoconazol (

m/z

=406) und den intensivsten Massen, die bei der elek-

trochemischen Behandlung einer Difenoconazollösung (c=

25 µgmL−1

in Metha-

nol/Ammoniumacetat (25 mM) 1/1 v/v) mit Potentialen bis U=

2 V

bei einer Fluss-

rate von 50 µLmin−1auftreten.

sche Behandlung in einem 1:1-Gemisch aus wässriger Ammoniumacetatlösung und Methanol

durchgeführt wurde. Erstere diente dabei dazu die Ionisierung in der ESI-Quelle zu verbessern,

während das organische Lösungsmittel die Löslichkeit der Triazolfungizide gewährleistete. Das

Methanol kann jedoch ebenfalls an Reaktionen teilnehmen. Aus diesen Überlegungen kann gefol-

gert werden, dass es sich bei [

]

=326, 328 um ein Analogon zu [

]

=312, 314 handelt,

das allerdings einfach am Aromaten hydroxyliert ist und zusätzlich eine Methoxygruppe aufweist

(Abbildung 38). Dem [

]

=340 kann ein Derivat des Difenoconazolketons entsprechen, bei

dem beide Chloratome durch Methoxygruppen substituiert sind (Abbildung 38). Die

m/z

der bereits

in Abschnitt 4.3.1.1 vorgestellten

Dif1-Dif3 können ebenfalls detektiert werden, allerdings nur

mit etwa 0.5 % der Intensität des Difenoconazols. Das Dif3 Difenoconazolketon kann auch ein

Zwischenprodukt der Transformation zu [

]

=340 sein, während Dif1 bzw. Dif2 Vorstufen

der [

]

=312, 314 bzw. [

]

=326, 328 darstellen. Außerdem werden auch für die

m/z

des

Difenoconazolalkohols (

m/z

350 ue−1

) und der Masse, die einem monohydroxylierten Difenoco-

nazol entspricht (

m/z

422 ue−1

), zyklisch zu- und abnehmende Intensitäten verzeichnet. Hierbei

handelt es sich aber gleichwohl um Nebenprodukte. Da im online-Modus lediglich ein MS und

keine Tandemmassenspektrometrie zur Verfügung stand, sind die analytischen Informationen und

damit auch die Möglichkeiten zur Identifizierung der gebildeten Substanzen begrenzt. Aus diesem

Grund ist es auch nicht möglich Strukturen für [

]

=200 und [

]

=169 anzugeben.

Bei letzterem könnte es sich eventuell um Dinitrobenzol handeln. In Experimenten zur photoka-

talysierten Transformation von Propiconazol wurde diese Substanz als Produkt identifiziert.

181

Gegebenenfalls ist ein ähnlicher Reaktionsweg auch für Difenoconazol möglich.

Abbildung 38:

Strukturvorschläge für TP, die bei der elektrochemischen Behandlung einer Difeno-

conazollösung (c=

25 µgmL−1

in Methanol/Ammoniumacetat (25 mM) 1/1 v/v) mit

Potentialen bis U=2 V bei einer Flussrate von 50µLmin−1auftreten.

Abgesehen von der zyklischen Variation der Spannung wurden im online-Betrieb auch konstante

Potentiale an die Arbeitselektrode angelegt (DC-Modus). Die Intensitätsverläufe einiger dabei

auftretender [

]

sind in Abbildung 39 dargestellt. Es lässt sich erkennen, dass die Produkte

erst ab einem Potential U=

1,75 V

gebildet werden und am intensivsten bei U=

2 V

sind. Bei höheren

Potentialen werden die [

]

nicht mehr detektiert. Vermutlich werden sie selbst zu kleineren

Molekülen umgesetzt. Mit Hilfe dieses Modus kann ebenfalls sehr gut demonstriert werden, dass

die Leistung der

BDD

-Arbeitselektrode die der Glaskohlenstoffelektrode deutlich überwiegt. Bei

Einsatz der letzteren entstehen die Haupt-

nur, wenn ein optimales Potential angelegt wird. Diese

Elektrode ist folglich für den Umsatz von Difenoconazol nur in einem engen Spannungsbereich

geeignet. Es wurden auch Elektroden aus Platin und Gold getestet, deren Fähigkeit zum Abbau des

Fungizids jedoch geringer ausfällt als das der Glaskohlenstoffelektrode. Höchstwahrscheinlich liegt

dies am Elektrodenmaterial: Die Gold-, Platin- und Glaskohlenstoffelektrode werden der Gruppe

der aktiven Anoden zugeordnet.

182

Diese tragen eher zur Bildung von Sauerstoffan den Elektroden

bei. Es treten sowohl die direkte Oxidation organischer Substanzen an der Elektrode, als auch die

indirekte Oxidation durch in situ generierte Spezies auf.

BDD

-Elektroden hingegen werden der

Gruppe der nicht-aktiven Anoden zugeordnet und sind nur schlechte Elektrokatalysatoren für die

Sauerstoffbildungsreaktion.

183,184

In diesem Fall überwiegt die indirekte Elektrooxidation durch

freie und an der Anode adsorbierte Hydroxylradikale.

185

Es kann also geschlussfolgert werden,

dass die elektrochemische Reaktion der beiden Triazolfungizide bevorzugt auf indirektem Weg

mit Hydroxylradikalen abläuft.

Abbildung 39:

Intensitätsverlauf ausgewählter

m/z

bei der elektrochemischen Behandlung einer

Difenoconazollösung (c=

25 µgmL−1

in Methanol/Ammoniumacetat (25 mM) 1/1

v/v) mit konstanten Spannungen bei einer Flussrate von

50 µLmin−1

unter Einsatz

einer BDD-Arbeitselektrode (links) und einer Glaskohlenstoffelektrode (rechts).

Zum Modellanalyten Propiconazol wurden ebenfalls Untersuchungen im online-Modus durchge-

führt. Hierbei erwies sich die Elektrode aus

BDD

auch als beste Wahl zum Umsatz des Fungizids.

Trotzdem waren die Intensitäten der erzeugten

immer sehr viel geringer als im Fall des Di-

fenoconazols. Es konnten die [

]

des Propiconazolketons Pro1 ([

]

=256, 258, 260),

des Propiconazolalkohols ([

]

=258, 260, 262), eines monohydroxylierten Propiconazols

([

]

=358, 360, 362), eines dihydroxylierten Propiconazols ([

]

=374, 376, 378) und

eines Derivates, bei dem vermutlich ein Chlorsubstituent durch eine Hydroxylgruppe ausgetauscht

ist ([M+H]+=324, 326), mit zyklischer Intensitätsänderung detektiert werden (Abbildung 40).

Aus der Literatur ist bekannt, dass durch die elektrochemische Behandlung Substanzen hydro-

xyliert werden können.

Für beide Analyten können entsprechende

detektiert werden. Da

Aliphaten üblicherweise nicht durch elektrochemischen Einfluss hydroxyliert werden, kann für

beide Modellanalyten von einer Hydroxylierung am aromatischen System ausgegangen werden.

Auch im Fall des Pharmazeutikums Diclofenac, das ebenso wie Propiconazol ein dichloriertes

aromatisches System besitzt, wird an diesem hydroxyliert.

Offenbar stellt eine derartige Desak-

tivierung des Aromaten kein Hindernis bei der elektrochemischen Hydroxylierung dar. Folglich

ist eine solche Reaktion auch bei Propiconazol durchaus möglich. Da die Reaktionen in einem

Lösungsmittelgemisch aus Methanol und Ammoniumacetat durchgeführt wurden, können analog

die Aromaten im hier vorgestellten System auch methoxyliert werden. Ebenfalls ist das Auftreten

elektrochemisch induzierter oxidativer Dehalogenierungen bereits belegt,

182

sodass postulierte

Produkte dieser Art ebenfalls plausibel sind.

Die gebildeten

im online-Modus betreffend sind die elektrochemische Oxidation und die

Umsetzung mit Fentonreagenzien für die Triazolfungizide grundsätzlich vergleichbar. Auch die

Studien von Keller et al. implizieren, dass diese beiden Oxidationsmethoden zu ähnlichen Pro-

dukten führen.

186

Allerdings unterscheiden sich die Intensitäten der Produkte in den in dieser

Arbeit vorgestellten Experimenten stark zwischen den beiden Oxidationsmethoden. Dies wird noch

deutlicher, wenn die Modellanalyten über einen längeren Zeitraum elektrochemisch behandelt

werden. Bei diesen Batch-Versuchen wurden stärker konzentrierte Analytlösungen in Methanol bis

zu 24 Stunden unter Einsatz einer

BDD

-Arbeitselektrode elektrochemisch umgesetzt (Abschnitt

3.9.3). Nach dieser Zeit wurden die Proben mit

GC/MS

LC/MS

und

LC/HRMS

analysiert. Sowohl

Abbildung 40: EIC

von Propiconazol (

m/z

=342) und den intensivsten Massen, die bei der elek-

trochemischen Behandlung einer Propiconazollösung (c=

25 µgmL−1

in Metha-

nol/Ammoniumacetat (25 mM) 1/1 v/v) mit Potentialen bis U=

2 V

bei einer Fluss-

rate von 50 µLmin−1auftreten.

für Difenoconazol, als auch für Propiconazol ist der Umsatz dabei sehr gering und ein großer

Teil der Ausgangsstoffe ist noch vorhanden. Mit sehr geringer Intensität wird mit der

GC/MS

Dif3 Difenoconazolketon detektiert. Weitere

von Difenoconazol können mit den gewählten

Methoden und einer gezielten Suche nach möglichen Produkten nicht detektiert werden. Das

Gaschromatogramm der Lösung, die nach 24-stündigem Umsatz einer Propiconazollösung in Me-

thanol erhalten wird, ist in Abbildung 41 dargestellt. Es werden die vier

Pro20-Pro23 detektiert,

wobei Pro22 und Pro23 die höchsten Intensitäten aufweisen. Diese vier Produkte entsprechen

nicht den bereits gefundenen

. Die Massenspektren von Pro20, Pro22 und Pro23 unterscheiden

sich kaum (Abbildung 77, Abbildung 79, Abbildung 80, Anhang). Alle drei weisen als Basispeak

m/z

173 ue−1

175 ue−1

und

177 ue−1

auf. Wie bereits besprochen, kann dieses Fragment dem

dichlorierten Benzoylkation zugeordnet werden. Zusätzlich tritt in diesen Spektren

m/z

=259, 261,

263 auf. Dieses Fragment wird ebenfalls im Massenspektrum der Ausgangssubstanz detektiert

und kann einem Fragment des Propiconazols ohne die Methyltriazolgruppe zugeordnet werden.

Aus diesen Beobachtungen kann geschlussfolgert werden, dass die Grundstruktur des Propico-

nazols bei diesen

erhalten bleibt. Im Spektrum von Pro22 (Abbildung 79, Anhang) können

auch Massen detektiert werden, die Fragmenten des Propiconazolketons entsprechen. Da auch

die Retentionszeiten ähnlich sind, handelt es sich hierbei wahrscheinlich um ein Mischspektrum.

Vermutlich ist also in sehr geringen Mengen Pro1 entstanden.

Wie auch bei den Umsetzungen mit Fentonreagenzien wurden die erzeugten Lösungen mit

LC/HRMS

gemessen. Die mit der

GC/MS

detektierten Produkte wurden dabei nicht gefunden.

Ebenso wurden keine der weiteren bereits besprochenen

detektiert. Ein Grund dafür könnte

die sehr geringe Konzentration der

sein. Eventuell sind die entstandenen Produkte auch nicht

sonderlich stabil, sodass sie bis zur Messung mit

HRMS

bereits zerfallen sind. Zusätzlich muss in

Betracht gezogen werden, dass für Batch-Versuche ein anderer Aufbau als für die online-Detektion

der

verwendet wurde. Es ist möglich, dass sich diese Systeme in ihrer Leistungsfähigkeit

unterscheiden.

Abbildung 41:

Gaschromatogramm der elektrochemischen Umsetzung von Propiconazol über

24 Stunden bei U=2 V mit einer BDD-Arbeitselektrode.

Als Ausgangspunkt eines Vergleiches der Umsetzung mit Fentonreagenzien und auf elektrochemi-

schem Wege wurde auf die Hydroxylradikale Bezug genommen. Zur Quantifizierung dieser wurde

Terephthalsäure als chemisches Dosimeter eingesetzt. In Anwesenheit von Hydroxylradikalen

reagiert diese Substanz sehr schnell und selektiv im ersten Schritt zu 2-Hydroxyterephthalsäure.

Dabei sind die Umsatzraten im Vergleich zu anderen verwendeten Systemen sehr hoch und direkt

proportional zur Konzentration der Hydroxylradikale.

187,188

In Abbildung 42 sind die Intensitäten

von Terephthalsäure und 2-OH-Terephthalsäure bei Umsatz mit Fentonreagenzien (Verfahren

analog des Umsatzes der Triazolfungizide) und elektrochemischer Behandlung (24 Stunden, U=

2 V

Batch-Reaktor) gezeigt. Im Fall der Fenton-Umsetzung ist bereits nach einer Minute die maxi-

male Konzentration an 2-OH-Terephthalsäure erreicht. Dieses Produkt wird anschließend weiter

umgesetzt. Die Modellanalyten Propiconazol und Difenoconazol werden bei Behandlung mit

Fentonreagenzien ebenfalls sehr schnell umgesetzt (Abschnitt 4.3.1.1). Bei der elektrochemischen

Behandlung kann hingegen auch nach 24 Stunden das erwartete

nicht detektiert werden.

Auch andere Umsatzprodukte werden nicht detektiert. Weiterhin fällt auf, dass die Intensität

des Ausgangsstoffes kaum abnimmt. Es kann daraus geschlussfolgert werden, dass die Produk-

tion von Hydroxylradikalen bei der Fentonreaktion die bei der elektrochemischen Behandlung

im Batch-Reaktor deutlich übersteigt. Dies kann ein Grund dafür sein, dass auch bei längerer

elektrochemischer Behandlung von Fungizidlösungen kaum

entstehen. Offenbar generiert das

elektrochemische System der Durchflusszelle effektiver Hydroxylradikale als das synthetische

System. Durch die lange Behandlungszeit kann es bei Einsatz des Batch-Reaktors auch zu Passivie-

rungseffekten kommen, die eine weitere Oxidation der Triazolfungizide behindern.

189

Zusätzlich

ist in Betracht zu ziehen, dass der Fenton- und der elektrochemischen Reaktion unterschiedliche

Mechanismen zugrunde liegen. So sollten die hauptsächlichen reaktiven Spezies zwar Hydro-

xylradikale sein. Es existieren jedoch Hinweise, dass bei der elektrochemischen Oxidation auch

aktivierter molekularer Sauerstoffbeteiligt sein kann.190

Abbildung 42:

Intensitäten von Terephthalsäure und 2-OH-Terephthalsäure bei Umsetzung mit

Fentonreagenzien (links, n=3) und elektrochemischer Behandlung mit einer BDD-

Arbeitselektrode bei U=2 V (n=1).

Zur elektrochemischen Behandlung triazolfungizidhaltiger Lösung existieren bereits einige Studi-

en, die z. T. ebenfalls unter Verwendung von BDD-Elektroden durchgeführt wurden. Grundsätzlich

wird dabei festgestellt, dass sich sowohl Propiconazol, als auch Difenoconazol sehr gut auf elek-

trochemischem Wege abbauen lassen. Die Kinetik des Abbaus verläuft nach einem Mechanismus

pseudo-erster Ordnung und das Anlegen höherer Spannungen führt zu einem schnelleren Abbau

der Substanzen.

191

In den hier vorgestellten Ergebnissen im DC-Modus lässt sich ebenfalls erken-

nen, dass sich die Intensitäten der

und gleichermaßen die Umsatzraten der Ausgangsstoffe mit

Ansteigen des angelegten Potentials erhöhen. Weiterhin gibt es Hinweise darauf, dass niedrigere

pH-Werte die Transformation von Difenoconazol begünstigen.

191

Die Transformationsprodukte

betreffend wird von aromatischen Intermediaten wie Chinonen und Chlorphenolen berichtet,

die anschließend weiter zu kleineren organischen Säuren oxidiert und schließlich mineralisiert

werden.

192

Han et al., die die elektrochemische Oxidation von Propiconazol an dotierten Titandi-

oxidelektroden untersuchten, konnten außerdem das Propiconazolketon, einen daraus abgeleiteten

Methyl- und einen Ethylester, sowie die 2,4-Dichlorbenzoesäure und das 2,4-Dichlorbenzaldehyd

detektieren.

193

Zusätzlich führten sie DFT-Berechnungen durch, die als wahrscheinlichsten An-

griffspunkt für Hydroxylradikale das C6, das die Dioxolangruppe trägt, ergaben. Ausgehend davon

postulierten sie, dass das Propiconazolketon stets neu gebildet wird und das Zwischenprodukt ist,

aus dem alle weiteren

entstehen. Die hier vorgestellten Ergebnisse bestätigen die Umsetzung

von Propiconazol zu Propiconazolketon. Die in der Literatur beschriebenen Abbauprodukte gerin-

gen Molekulargewichts konnten allerdings nicht detektiert werden. Sofern möglich wurden die

entsprechenden Standardsubstanzen wie z. B. 2,4-Dichlorphenol beschafft und Lösungen davon

mit

GC/MS

und

LC/MS/MS

gemessen. Doch eine Korrelation bestimmter Retentionszeiten und

ein Vergleich von Massenspektren zeigte, dass diese Produkte nicht in detektierbarer Konzen-

tration vorhanden sind. Viel mehr zeigen die vorgestellten Untersuchungen, dass zumindest im

online-Modus auch eine Oxidation unter Erhalt der Grundstruktur der Triazolfungizide bzw. ein

Austausch der Chlorsubstituenten zu erwarten ist. Die im online-Modus erzeugten

sind somit

denen, die bei der Umsetzung mit Fentonreagenzien erhalten werden z.T. vergleichbar.

4.3.2 Technisch induzierte Transformationen

4.3.2.1 Chlorung

Da die Chlorung ein verbreitetes Verfahren der Abwasserbehandlung ist und

auch zum Zweck der Trinkwasseraufbereitung zugelassen, sollte ihr Einfluss auf die Triazolfun-

gizide Difenoconazol und Propiconazol überprüft werden. Als Oxidationsmittel wurde dazu

Natriumhypochloritlösung verwendet, da diese einfach in der Handhabung ist. Vorab wurde der

Gehalt aktiven Chlors in der Lösung bestimmt. Es erfolgten Chlorzugaben zwischen

0,4 mgL−1

bis

2400 mgL−1

zu Analytlösungen in Reinstwasser (

0,07

-400-faches der laut Trinkwasserverordnung

gestatteten Dosis).

Grundsätzlich ist eine elektrophile Chlorierung der aromatischen Systeme von Propiconazol und

Difenoconazol zu erwarten. Die bereits vorhandenen Chlorsubstituenten sollten dabei aufgrund

ihres -I/+M-Effektes vorrangig in ortho- und para-Stellung dirigierend wirken.

169

Unabhängig

davon wirkt Natriumhypochloritlösung ebenfalls als starkes Oxidationsmittel, sodass auch eine

Spaltung der Moleküle und die Bildung von Alkholen, Ketonen und Säuren in Frage kommen.

194

Selbst bei sehr hohen Dosen bis zum etwa

300000

-fachen molaren Überschuss an Chlor und einer

Behandlungsdauer von

60 min

konnte kein Abbau der Analyten beobachtet werden. Ein Grund

für diese Inertheit der beiden Triazolfungizide gegenüber Natriumhypochloritlösung könnte in

den bereits vorhandenen Chlorsubstituenten begründet liegen. Diese entziehen dem aromatischen

System aufgrund ihrer hohen Elektronegativität Elektronendichte, was in einer verminderten

Reaktivität gegenüber Elektrophilen resultiert.

169

Weiterhin ist es möglich, dass die sterische

Hinderung, bedingt durch die räumliche Nähe der aromatischen Systeme zum Triazolring und des

durch die Alkylkette sperrigen Ketals, Angriffe reaktiver Spezies verhindert.

Stamatis et al. untersuchten das Verhalten von Propiconazol während der Wasseraufbereitung und

stellten dabei eine maximale Reduzierung der Konzentration um 30 % während des kombinierten

Schrittes Chlorung/Sandfiltration fest.

195

Aufgrund des eher unpolaren Charakters von Propico-

nazol ist dabei vorrangig von einer Adsorption an die feste Phase, denn von einer tatsächlichen

Transformation auszugehen. Weiterhin wurden in einer Studie zur Anwendung von Propiconazol

berichtet, dass dessen Wirksamkeit in der Konservierung von Zitrusfrüchten durch Zugabe von

100 µgmL−1

Natriumhypochloritlösung (molares Verhältnis etwa 1:1) nicht eingeschränkt wird.

196

Dies bestätigt die Ergebnisse der hier vorgestellten Untersuchungen. Somit kann geschlussfolgert

werden, dass eine Reduzierung der Konzentration von Propiconazol und Difenoconazol durch

Einsatz von Natriumhypochloritlösung, auch bei Einsatz eines sehr großen Überschusses, nicht zu

erwarten ist.

4.3.2.2 Ozonung

Ozon ist ein sehr starkes Oxidationsmittel, das in wässrigen Lösungen unter

Einfluss von Hydroxidionen zu Sauerstoffzerfällt.

Da ein steigender pH-Wert mit höheren

Konzentrationen von Hydroxidionen einhergeht, sollte dieses Reaktion dann deutlich schneller

ablaufen. Zusätzlich besitzt die Zusammensetzung der Wassermatrix einen großen Einfluss auf

den Ozonzerfall.

197

Um einen Eindruck von der Kinetik des Zerfallsprozesses im verwendeten

System zu bekommen, wurde der Ozongehalt in gepufferten Lösungen mit pH=5, 7 und 9 und in

Oberflächenwasser ausgehend von einer Startkonzentration von

12 mgL−1

verfolgt. Die Ergebnisse

sind in Abbildung 43 und die abgeleiteten Reaktionsgeschwindigkeitskonstanten k in Tabelle 35

dargestellt. Für die Einschätzung der k wurde hier eine Reaktion erster Ordnung angenommen.

In der wässrigen Lösung mit pH=9 ist bereits nach zwei Minuten das gesamte zugesetzte Ozon

zerfallen. Die Reaktionsgeschwindigkeit ist in diesem Fall so groß, dass die Kinetik mit der

gewählten Vorgehensweise nicht verfolgt werden kann. Die nächst schnellere Reaktion läuft bei

pH=7 ab (Tabelle 35). Der Konzentrationsverlauf ist dabei annähernd identisch mit dem des

Ozonzerfalls in Oberflächenwasser (Teltowkanal, pH=6-7). Der Einfluss von Huminstoffen auf

den Abbau des Ozons ist in diesem Fall also eher gering. Den Erwartungen entsprechend zerfällt

das Ozon bei pH=5 am langsamsten. Die ermittelten k verdeutlichen, dass das Ozon in der

neutralen gegenüber dem in der leicht sauren Lösung etwa doppelt so schnell zerfällt. Aus diesen

Werten wurde für weitere Versuche eine maximale Kontaktzeit von Ozon und Substrat von

15 min

abgeleitet.

Abbildung 43:

Zerfall von Ozon bei pH = 5, 7 und in Oberflächenwasser (Teltowkanal). Dargestellt

ist je ein ausgewähltes Replikat.

Tabelle 35:

Reaktionsgeschwindigkeitskonstanten k des Zerfalls von Ozon in Reinstwasser ver-

schiedener pH-Werte und in Oberflächenwasser (Teltow-Kanal). Es wurde eine Kinetik

erster Ordnung angenommen

k /min−1

pH 5 0,08857±0,02428

pH 7 0,24872±0,02584

Teltowkanal 0,20777±0,03770

Bei den im Anschluss durchgeführten Experimenten zur Behandlung der Triazolfungizide be-

trug die initiale Ozonkonzentration in den Probelösungen etwa

35 mgL−1

. Eine Reduktion der

Modellanalytkonzentration konnte dabei in den gepufferten Lösungen nach 15 Minuten nicht

festgestellt werden. Durch Überprüfung mit der Indigomethode wurde jedoch sichergestellt, dass

das gesamte zugesetzte Ozon im Versuchszeitraum abgebaut wurde. Es ist bekannt, dass einige Sub-

stanzen, die auch als Puffer verwendet werden, den Mechanismus des Abbaus von Spurenstoffen

durch Ozon ändern können. So wirken Carbonationen als Radikalfänger und sorgen somit dafür,

dass die Transformation der organischen Spurenstoffe über Reaktionen mit Hydroxylradikalen

unterbunden wird.

198

Das System

NH3/NH4+

kann die Reaktion auf diese Weise ebenfalls beein-

flussen, allerdings ist die assoziierte Reaktionsgeschwindigkeitskonstante deutlich kleiner als die

für

HCO −

3/CO 2−

199

Es ist insgesamt aber vorstellbar, dass die Umsetzung der Triazolfungizide

mit ungerichtet wirkenden Hydroxylradikalen durch die Puffersubstanzen eingeschränkt oder

gänzlich verhindert wird.

Ozon kann selbst auch direkt mit aromatischen Systemen reagieren.

Allerdings sind diese im

Fall von Propiconazol und Difenoconazol durch die Chlorsubstituenten bzw. die Etherbindung

desaktiviert,

169

was die 1,3-dipolare Cycloaddition, wie sie von Criegee

als Mechanismus der

Ozonolyse vorgeschlagen wurde, durch Elektronenmangel im Aromaten erschwert. Eine direkte

Reaktion mit Ozon ist damit vermutlich zu langsam um während des Versuchszeitraumes eine

messbare Reduktion der Analytkonzentration zur Folge zu haben. Gleiches wurde für die

PCB

und chlorierte Benzole berichtet, wobei die Reaktionsgeschwindigkeit mit Zunahme des Chlo-

rierungsgrades abnimmt.

200,201

Um den Einfluss der Matrix zu untersuchen, wurden zusätzlich

Umsetzungen der Fungizide in Reinstwasser und Oberflächenwasser (Teltowkanal) durchgeführt.

Auch in Reinstwasser wurde kein Analytabbau festgestellt. In dieser Matrix sollte der Anteil der

Radikalfänger minimal sein, sodass auch Hydroxylradikale mit den Analyten reagieren können

sollten. Da das Hydroxylradikal einen eher elektrophilen Charakter besitzt,

202

ist die Reaktions-

geschwindigkeit der Substitution an die Triazolfungizide aus den bereits genannten Gründen zu

gering, als dass eine Transformation analytisch erfassbar wird.

Die Ergebnisse der Experimente in Oberflächenwasser können Abbildung 44 entnommen wer-

den.

Abbildung 44:

Konzentrationsverlauf von Difenoconazol (links) und Propiconazol (rechts) bei

Zugabe von Ozonstarkwasser zu Oberflächenwasser (Teltowkanal). Die Werte sind

als % des Startwertes aufgetragen.

Für eines der Replikate wird keine Konzentrationsänderung festgestellt. Die Konzentrationsverläu-

fe der beiden anderen Replikate ähneln sich untereinander und zwischen den beiden Modellana-

lyten stark. Während des Versuchszeitraumes sinkt die Analytkonzentration auf etwa 40 % des

Ausgangswertes ab. Auffällig ist hierbei, dass die Konzentration nicht etwa kontinuierlich abnimmt,

sondern stark schwankt. Diese Schwankungen lassen sich nicht allein mit der Messunsicherheit,

die maximal 10 % ausmachen sollte, begründen. Huminstoffe, wie sie im Oberflächenwasser vor-

kommen, können je nach Konzentration und ihrer inhärenten Struktur unterschiedlichen Einfluss

auf den Ozonabbau und den Oxidationsmechanismus von Spurenstoffen nehmen.

203,204

Es gibt

Hinweise, dass natürliche organische Substanz sowohl als Initiator als auch als Promoter der Radi-

kalreaktion bei der Ozonung wirken kann.

205–207

Dieser Umstand könnte dafür sorgen, dass in

Oberflächenwasser die Analytkonzentration verringert wird.

konnten in diesen Proben jedoch

nicht detektiert werden. Dies kann zwei Gründe haben: (i) Die eingesetzten Analyten wurden

vollständig mineralisiert. Dies wäre aber nicht mit den offensichtlichen Konzentrationsschwankun-

gen in Einklang zu bringen. Oder es werden (ii) diverse

oder Vorläufermoleküle gebildet, die

nicht bei den Modellumsetzungen mit Fentonreagenzien und der elektrochemischen Behandlung

auftraten und folglich nicht zum Erwartungsspektrum gehörten. Sofern solche Produkte nur in

geringer Konzentration vorhanden sind, sind sie nicht mit der vorhandenen Messtechnik erfass-

bar. Gegebenenfalls ist die Bildung dieser Produkte zusätzlich reversibel wie bereits für einige

aromatische und olefinische Systeme bekannt ist.

208,209

Dadurch ließen sich auch die starken

Konzentrationsschwankungen erklären. Eine Adsorption der Triazolfungizide an Huminstoffe

konnte durch vergleichende Untersuchungen ausgeschlossen werden.

Propiconazol betreffend existieren bereits einige Untersuchungen zum Verhalten unter Einfluss

von Ozon. So beobachteten Margot et al. durch Einsatz von gekoppelten Batchreaktoren eine

Reduktion der Konzentration dieses Fungizids um etwa 30 %.

210

Andere Untersuchungen unter

Klärwerksbedingungen konnten keine Umsetzung von Propiconazol mit Ozon nachweisen.

93,211

Aufgrund der hier vorgestellten und der bereits veröffentlichten widersprüchlichen Ergebnisse

sowie der vielfältigen Einflussfaktoren lässt sich keine pauschale Aussage zum Reaktionsverhalten

der beiden betrachteten Triazolfungizide unter Bedingungen der Wasseraufbereitung mit Ozon

treffen. Für eine Klärung der Phänomene kann eine systematische Betrachtung des Einflusses

von Huminstoffen hilfreich sein. Um Reaktionen mit Ozon tatsächlich ausschließen zu können,

könnten ergänzend Batch-Experimente durchgeführt werden, bei denen das Ozongas direkt in eine

Lösung der Modellanalyten eingeleitet wird. So können noch höhere Ozondosen erreicht werden.

Eine kontinuierliche Überwachung des Zu- und Abstroms des Ozons liefert dabei Hinweise auf die

Masse gelösten Ozons und die reagierende Dosis.

4.3.2.3 UV-Bestrahlung

Bei der Bestrahlung wässriger Lösungen können Substanzen direkt

photolysiert werden oder indirekt unter Beteiligung von Photosensibilisatoren reagieren. Folglich

spielt der Gehalt organischer Substanz eine große Rolle bei der Transformation von Analyten.

Abbildung 45 zeigt die logarithmierte Konzentrationsänderung der Triazolfungizide bei Bestrah-

lung mit einer Quecksilberdampflampe. Dabei ist zu erkennen, dass der Gehalt der Substanzen

in Reinstwasser nach einer Bestrahlungsdauer von 30 Minuten auf etwa 6 % (Propiconazol) bzw.

19 % (Difenoconazol) des Ausgangsgehaltes absinkt. Für alle aufgetragenen Daten gilt, dass die

Transformation von Propiconazol schneller erfolgt als die von Difenoconazol. Zusätzlich ist zu

bemerken, dass die Konzentration der Analyten nach einer Minute Bestrahlung höher ist, als die

Konzentration zum Zeitpunkt t=0 min. Dies kann mit Adsorptionseffekten erklärt werden: Vor

Bestrahlung adsorbieren die Analyten an Matrixbestandteile und Gefäßwände. Die vorhande-

nen Wechselwirkungen werden durch Einfluss der energiereichen Strahlung wieder aufgehoben,

sodass die Analyten einer Detektion erneut zur Verfügung stehen. Für Berechnungen von Re-

aktionsgeschwindigkeitskonstanten wurde demnach der Analytgehalt bei t=0 min außer Acht

gelassen.

Abbildung 45:

Konzentrationsverlauf von a) Propiconazol und b) Difenoconazol bei Bestrahlung

mit energiereicher UV-Strahlung in Reinstwasser und unter Zusatz von technischer

Huminsäure (HS), natürlicher organischer Substanz (NOM), Schwebstoffmaterial

aus der Elbe bei Blankenese (BLK SPM) sowie aus letzterem extrahierte Huminsäu-

ren und Fulvinsäuren (FS). Die Konzentration der Zusätze betrug stets

10 mgL−1

Es sind jeweils die Daten eines ausgewählten Replikats aufgetragen.

Werden Additive zum Reinstwasser zugefügt, so steigt die Umsatzrate der Triazolfungizide. Dabei

hat für beide Conazole die Zugabe von technischer

in etwa denselben Effekt wie die Zugabe

von

NOM

aus der großen Fuchskuhle. Der Gehalt an Propiconazol sinkt auf etwa 2 % der Aus-

gangskonzentration während noch etwa 7 % der ursprünglich zugesetzten Menge Difenoconazol

nach 30 Minuten vorhanden sind. Werden

BLK SPM

oder daraus isolierte

und

zugegeben,

kann eine größere Steigerung des Umsatzes beobachtet werden. Der Analyt Propiconazol ist dann

nach 30 Minuten nahezu vollständig transformiert, während noch etwa 3 % des Difenoconazols

vorhanden sind. Generell kann festgehalten werden, dass in allen untersuchten Matrices die Mo-

dellanalyten innerhalb von 30 Minuten fast vollständig umgesetzt werden können. Anhand der

ermittelten Daten wurden unter Annahme einer Kinetik pseudo-erster Ordnung die entsprechen-

den Reaktionsgeschwindigkeitskonstanten bestimmt (Tabelle 39, Anhang). Diese verdeutlichen,

dass der Zusatz der gewählten Additive die Transformation der Triazolfungizide um das drei- bis

fünffache beschleunigt. Die Reaktionsgeschwindigkeit steigt bei Zugabe von Huminstoffisolaten

aus Kompost und

SPM

etwa um denselben Faktor. Die Unterschiede in den Umsatzraten, die

bei Verwendung von technischer Huminsäure und

NOM

im Gegensatz zu denen bei Einsatz von

SPM

, bzw. daraus extrahierten Materialien, resultieren, lassen sich mit den verschiedenartigen

Strukturen der organischen Substanz erklären. Wie in Abschnitt 4.2 bereits besprochen wurde,

weisen sowohl die technische Huminsäure, als auch die verwendete natürliche organische Substanz

einen eher aliphatischen Charakter auf, während die aus

BLK

SPM

bzw. Kompost isolierten

und

vermutlich eher einen ausgeprägteren aromatischen Charakter aufweisen. Ein ausgedehntes

chromophores System befähigt sie zu einer effektiven Absorption von Photonenenergie, die dann

auf die Modellanalyten übertragen werden kann. Wird statt

SPM

aus der Elbe bei Blankenese die

gleiche Menge

SPM

aus der Donau bei Ulm eingesetzt, so halbiert sich die Reaktionsgeschwindig-

keitskonstante etwa (Tabelle 39, Anhang). Dies unterstreicht die Wichtigkeit einer eingehenden

strukturellen Charakterisierung von Schwebstoffmaterial bzw.

NOM

, sofern dies möglich ist. Nur

mit diesen zusätzlichen Informationen kann ein sinnvoller Zusammenhang zwischen der Wirkung

des Materials und seiner molekularen Struktur erkannt werden.

Für Vergleichsuntersuchungen wurde den Analytlösungen während der Bestrahlung Wasserstoff-

peroxid (30 %ig,

5 µL

) zugesetzt. Es zeigt sich, dass diese erweiterte Oxidationsmethode bezüglich

ihrer Reaktionsgeschwindigkeit vergleichbar mit der Oxidation unter Zugabe von Humistoffiso-

laten aus

BLK

SPM

ist. Aus dem deutlichen Unterschied in der Reaktionsgeschwindigkeit der

Experimente in Reinstwasser und unter Verwendung von Additiven kann geschlussfolgert werden,

dass in letzterem Fall zusätzlich zur direkten Photolyse die Übertragung von Energie durch die

organische Substanz in ihrer Funktion als Photosensibilisator eine große Rolle spielt. Es ist auch

möglich, dass die organische Materie an der Übertragung von Wasserstoffauf die Modellanalyten

beteiligt ist.212

Um erste Hinweise auf den Mechanismus der Transformation der Triazolfungizide unter Ein-

fluss energiereichen Lichtes zu erhalten, wurden zum einen Experimente unter Zugabe von

tert-Butylalkohol durchgeführt. Dies erlaubt eine Aussage zur Beteiligung von Radikalen an

der Reaktion, da diese zum größten Teil durch dieses Agens abgefangen werden. Zum anderen

wurde den Reaktionslösungen Natriumazid zugefügt, welches in der Lage ist als physikalischer

Quencher für Singulettsauerstoffzu fungieren.

213

Sofern die Transformation der Triazolfungizide

über Reaktionswege dieser Art verläuft, sollte sich die Reaktionsgeschwindigkeit verringern. Die

Ergebnisse dieser Untersuchungen sind in Abbildung 46 zu finden. Es ist auffällig, dass die Umset-

zung der Fungizide unter Zugabe der Agenzien etwas schneller abläuft, als ohne. Dies kann ein

Hinweis darauf sein, dass die Zusätze direkt mit den Triazolfungiziden reagieren. Anhand dieser

Datenlage kann also keine Aussage zur Beteiligung von Radikalen und Singulettsauerstoffan der

Reaktion abgeleitet werden.

Erneut wurden in diesem Zusammenhang Umsetzungen mit Terephthalsäure durchgeführt, um so

Rückschlüsse auf die Produktion von Hydroxylradikalen schließen zu können. Die entsprechenden

Experimente wurden in Reinstwasser und unter Zugabe von

BLK SPM FS

durchgeführt (Abbil-

dung 82, Anhang). In beiden Fällen ist der Umsatz der Terephthalsäure zu 2-OH-Terephthalsäure

in etwa gleich schnell. Etwaige Unterschiede in der Bildungsrate, bedingt durch die organische

Materie, sind also zu vernachlässigen. Somit kann davon ausgegangen werden, dass die organische

Substanz nicht zur vermehrten Beteiligung von Hydroxylradikalen an der Transformation der

Modellanalyten führt. Vielmehr kann davon ausgegangen werden, dass die organische Substanz

als Photosensibilisator wirkt und Energie auf die Triazolfungizide überträgt.

Abbildung 46:

Konzentrationsverlauf von a) Propiconazol und b) Difenoconazol bei Bestrah-

lung mit energiereicher UV-Strahlung in Reinstwasser und unter Zusatz von tert-

Butylalkohol (25 mM) und Natriumazid (10 mM). Es sind jeweils die Daten eines

ausgewählten Replikats aufgetragen.

In Abbildung 47 ist beispielhaft ein Gaschromatogramm eines Extraktes dargestellt, das bei

Bestrahlung einer wässrigen Propiconazollösung erhalten wird. Die vier markierten Peaks treten

unabhängig von der Matrixzusammensetzung auf. Pro22 und Pro23 werden in identischer Form

auch bei den elektrochemischen Umsetzungen detektiert und wurden in Abschnitt 4.3.1.2 bereits

besprochen. Die Massenspektren der Substanzen Pro24 und Pro25 (Abbildung 81, Anhang) zeigen

als Basispeak

m/z

220 ue−1

und

222 ue−1

bzw.

m/z

234 ue−1

und

236 ue−1

. Die Isotopenverteilung

deutet auf ein einfach chloriertes Molekül hin. Ebenfalls auftretende Fragmente im Abstand von

14 u

können ggf. auf eine Alkylkette hinweisen. Da keine weiteren aussagekräftigen Fragmente

auftreten und MS/MS-Messungen aufgrund der geringen Konzentration der

nicht möglich

waren, können keine expliziten Strukturen zugeordnet werden. Alle Proben wurden zusätzlich

mit

LC/MS/MS

gemessen. Dabei wurden in allen Proben Substanzen mit [

]

306 ue−1

(drei Peaks) und [

]

324 ue−1

(zwei Peaks) detektiert. Von diesen Peaks aufgenommene

MS2-Spektren waren aufgrund der geringen Konzentration der TP nicht aussagekräftig.

Abbildung 47:

Gaschromatogramm eines Extraktes der Umsetzung von Propiconazol unter Einfluss

energiereicher UV-Strahlung.

Zu weitergehenden Charakterisierung der

wurden

LC/HRMS

-Messungen durchgeführt. Detek-

tierte Massen und zugeordnete Summenformeln sind in Tabelle 36 aufgeführt. Die entsprechenden

EIC sind in Abbildung 48 dargestellt.

Abbildung 48:

Ausgewählte

EIC

einer LC/HRMS-Messung eines Extraktes der Umsetzung von

Propiconazol unter Einfluss energiereicher UV-Strahlung.

Tabelle 36:

Ergebnisse der LC/HRMS für mit energiereicher UV-Strahlung umgesetzten Lösungen

von Triazolfungiziden. RT - Retentionszeit, [

]

ex. - experimentelle exakte Masse,

[M+H]+th. - berechnete exakte Masse, ∆/ppm - Massendifferenz.

Bezeichnung RT /min [M+H]+ex. [M+H]+th. ∆/ppm Summenformel

Pro26HRMS 5,482 306,1460 306,1448 3,82 C15H19N3O4

Pro27HRMS 5,972 306,1462 306,1448 4,48 C15H19N3O4

Pro28HRMS 8,015 306,1009 306,1004 1,70 C15H16Cl1N3O2

Pro29HRMS 6,675 324,1123 324,1109 4,32 C15H18Cl1N3O3

Pro30HRMS 7,541 324,1117 324,1109 2,47 C15H18Cl1N3O3

Dif6HRMS 6,657 350,1157

Dif7HRMS 7,262 350,1160

Dif8HRMS 9,534 350,3277

Dif9HRMS 6,968 352,1307 352,1292 4,32 C19H19N3O4

Dif10HRMS 6,853 388,1073 388,1059 3,71 C19H18Cl1N3O4

Dif11HRMS 7,376 388,1065 388,1059 1,65 C19H18Cl1N3O4

Dif12HRMS 7,656 370,0972 370,0953 5,13 C19H16Cl1N3O3

Dif13HRMS 8,194 370,0970 370,0953 4,59 C19H16Cl1N3O3

Dif14HRMS 7,360 370,0974 370,0953 5,67 C19H16Cl1N3O3

Dif15HRMS 5,976 370,1419 370,1397 5,94 C19H19N3O5

Anhand der unterschiedlichen exakten Massen können für [

]

306 ue−1

zwei verschiedene

Summenformeln abgeleitet werden. So kann den Peaks bei

5,482

und

5,972

Minuten (Pro26HRMS

und Pro27HRMS) jeweils die Summenformel C

zugeordnet werden. Ausgehend von Pro-

piconazol kann dies der Substitution beider Chloratome durch Hydroxylgruppen (Abbildung 49)

entsprechen. Diese Art der photoinduzierten Substitution ist bereits für andere chlorierte Pestizide

wie 2,4-D

214

und Bromoxynil

215

bekannt und somit plausibel. Da zwei Peaks mit der entsprechen-

den exakten Masse detektiert werden, ist davon auszugehen, dass eine der beiden Substanzen nicht

durch eine direkte Substitution beider Chloratome durch Hydroxylgruppen entstanden sein kann.

In diesem Fall kann beispielsweise eine Chlorposition durch eine Hydroxylgruppe substituiert sein,

während an dem anderen Kohlenstoffatom, das einen Chlorsubstituenten trägt, eine reduktive

Eliminierung von Chlor statt findet. Eine zweite Hydroxylgruppe muss sich dann an anderer

Stelle des Moleküls finden. Das Massenspektrum der dritten Substanz mit [

]

306 ue−1

(Pro28HRMS) weist die Isotopenverteilung eines Moleküls auf, das über ein Chloratom verfügt.

Die exakte Masse kann einer Substanz mit der Summenformel C

16Cl1

zugeordnet werden

(

∆

=+1.70 ppm). Vialaton et al. konnten ein

dieser Summenformel bei ihren Untersuchungen

zur Transformation von Propiconazol unter Einfluss von Sonnenlicht ebenfalls detektieren.

216

Sie

postulierten ein Molekül, welches durch Photocyclisierung unter Abspaltung von HCl entsteht

(Abbildung 49).

Abbildung 49:

Mögliche Strukturen der bei der Bestrahlung propiconazolhaltiger Lösungen detek-

tierter Substanzen.

Den Peaks mit [M+H]+=324 ue−1kann mit geringer Abweichung die Summenformel

18Cl1

zugeordnet werden (

∆

=+4.32 ppm und +2.47 ppm). Eine mögliche Struktur

zu dieser Summenformel wäre eine Derivat des Propiconazols, bei dem ein Chlorsubstituent

durch eine Hydroxylgruppe ausgetauscht wurde (Abbildung 49). Dazu stehen zwei Positionen am

aromatischen System zur Verfügung, sodass bei einer solchen Reaktion zwei mögliche Konstituti-

onsisomere gebildet werden können. In Abbildung 48 ist für Peak Pro29HRMS auch eine Schulter

zu erkennen, deren definierte exakte Masse ebenfalls mit der genannten Summenformel korre-

spondiert. Folglich ist anzunehmen, dass es sich hierbei um die beiden Isomere handelt, von denen

eines bevorzugt gebildet wird und somit in höherer Intensität detektiert wird. Die Verfolgung

der Bildungsraten der verschiedenen Photolyseprodukte mit

LC/MS/MS

zeigte, dass diese ebenso

wie die Intensität der

größtenteils unabhängig von der Zugabe organischer Substanz sind

(Abbildung 83, Abbildung 84, Anhang). Allerdings tritt Pro29HRMS nur in sehr geringer Intensität

auf, wenn Natriumazid zur Lösung zugesetzt wird. Dies kann ein Indikator dafür sein, dass das

entsprechende

durch Einwirkung von Singulettsauerstoffgebildet wird. Für Pro29HRMS wurde

zusätzlich ein MS

-Spektrum aufgenommen, das in Abbildung 50 dargestellt ist. Das Fragment

der Masse

238 u

wird durch Abspaltung der Dioxolangruppe erhalten. Wird zusätzlich Wasser

eliminiert, wird die Masse 220 u erhalten.

Der Peak Pro30HRMS kann mit derselben Summenformel wie Pro29HRMS assoziiert werden.

Ausgehend von der bereits zitierten Studie ist anzunehmen, dass die entsprechende Struktur durch

Hydrolyse des zyklischen Produktes Pro28HRMS mit [

]

306 ue−1

und

308 ue−1

entsteht

(Abbildung 49).

216

Weitere Photolyseprodukte konnten unter Anwendung der genannten Techni-

ken nicht identifiziert werden. Dureja et al. konnten in ihren Untersuchungen zur photolytischen

Transformation von Propiconazol das 1,2,4-Triazol als Hauptprodukt identifizieren.

217

Außerdem

postulieren sie ein Derivat der Ausgangssubstanz, bei dem die Schutzgruppe zum Halbketal auf-

gespalten wird. In den hier vorgestellten Experimenten konnten diese Substanzen jedoch nicht

detektiert werden. Gegebenenfalls ist es daher notwendig die eingesetzten Analysemethoden so zu

überarbeiten, dass z.B. auch polarere Produkte sicher detektiert werden können.

Abbildung 50:

-Spektrum von Peak Pro29HRMS mit postulierter Summenformel

C15H18Cl1N3O3.

Auch die

, die bei der Bestrahlung von wässrigen Difenoconazollösungen detektiert werden,

sind unabhängig von zugegebener organischer Materie stets dieselben. In Abbildung 51 ist das

entsprechende Gaschromatogramm eines Extraktes einer derart behandelten Reaktionslösung zu

sehen. Wie auch bei der Fentonreaktion entsteht dabei Produkt Dif3, das Difenoconazolketon.

Abbildung 51:

Gaschromatogramm eines Extraktes der Umsetzung von Difenoconazol unter Ein-

fluss energiereicher UV-Strahlung.

Zusätzlich werden zwei weitere Peaks Dif4 und Dif5 festgestellt. Die beinahe identischen Massen-

spektren sind in Abbildung 52 dargestellt. Anhand der Isotopenmuster lässt sich schlussfolgern,

dass es sich um monochlorierte Moleküle handelt. Die

m/z

höchster Intensität sind

m/z

231,1 ue−1

und m/z=289,1 ue−1. Beide weisen die Isotopenverteilung von Fragmenten auf, die ein Chloratom

besitzen. Im Spektrum von Difenoconazol treten ebenfalls zwei Hauptfragmente auf (

m/z

265 ue−1

267 ue−1

und

269 ue−1

;

m/z

323 ue−1

325 ue−1

und

327 ue−1

), die jedoch jeweils

34 u

schwerer

sind. Diese Massendifferenz kann dem Verlust eines Chloratoms bei gleichzeitiger Addition ei-

nes Wasserstoffatoms entsprechen. Daraus lässt sich ableiten, dass Dif4 und Dif5 jeweils einfach

reduktiv dehalogenierten Derivaten des Difenoconazols zugeordnet werden können.

Abbildung 52: Massenspektren der Peaks Dif4 und Dif5.

Die Analyse der Proben mit hochaufgelöste Massenspektrometrie (

HRMS

) ist aufgrund der höheren

Empfindlichkeit in der Lage die Bildung weiterer

offenzulegen. Einige

EIC

sind in Abbildung 53

dargestellt. Die exakten Massen und zugehörigen Summenformeln können Tabelle 36 entnommen

werden.

Abbildung 53:

Ausgewählte

EIC

einer LC/HRMS-Messung eines Extraktes der Umsetzung von

Difenoconazol unter Einfluss energiereicher UV-Strahlung.

Die Massenspur für

m/z

370 ue−1

weist vier Peaks auf (Dif12-Dif15HRMS). Für Dif12-Dif14HRMS

kann den exakten Massen die Summenformel C

16Cl1

zugeordnet werden (

∆

etwa 5 ppm,

Tabelle 36). Die Isotopenverteilung der Massenspektren deutet ebenfalls auf das Vorhandensein ei-

nes Chloratoms. Da sowohl für Propiconazol,

216

als auch für das Triazolfungizid Penconazol

218

ein

Photocyclisierungsprodukt auftritt, ist dies ebenso für Difenoconazol zu erwarten (Abbildung 54).

Dieses wäre vermutlich dem intensivsten der Peaks, Dif12HRMS, zuzuordnen. Wenn einer Lösung

zusätzlich Natriumazid zugesetzt wird, ist die Intensität dieses Peaks nur sehr gering (Abbil-

dung 87, Anhang). Dies kann wiederum ein Hinweis auf eine Beteiligung von Singulettsauerstoff

an der Bildung dieser Substanz sein.

Abbildung 54:

Mögliche Strukturen der bei der Bestrahlung difenoconazolhaltiger Lösungen de-

tektierter Substanzen.

Das MS2-Spektrum von Dif12HRMS ist in Abbildung 55 gezeigt.

Abbildung 55: MS2-Spektrum von Peak Dif12HRMS.

Die Hauptfragmente mit

m/z

312 u

und

284 u

entstehen vermutlich bei der Abspaltung der Dioxo-

langruppe und Kohlenstoffmonoxid. Die exakte Masse von Dif15HRMS unterscheidet sich von

der der anderen

mit [

]

370 ue−1

. Zusätzlich tritt bei diesem Peak keine Isotopenvertei-

lung auf, wie sie für das Vorhandensein eines Chloratoms üblich wäre. Analog dem Propiconazol

besitzt auch das Difenoconazolderivat, das zweifach dehalogeniert und mit Hydroxylgruppen

substituiert ist, die nominelle Masse [

]

370 u

. Es wäre also möglich, dass auch im Fall

dieses Triazolfungizids diese Struktur bei Bestrahlung mit energiereicher UV-Strahlung entsteht.

Ein solches Produkt konnte auch durch Untersuchungen zur Transformation bei elektrochemischer

Behandlung postuliert werden.

Weiterhin werden zwei Peaks mit [

]

388 ue−1

und

390 ue−1

detektiert (Dif10HRMS und

Dif11HRMS), deren Isotopenverteilung jeweils auf das Vorhandensein eines Chloratoms hin-

deutet. Anhand der exakten Masse kann die Summenformel C

18Cl1

abgeleitet werden

(∆=+3.71 ppm und +1.65 ppm). Wie auch im Fall von Propiconazol kann dies bedeuten, dass ein

Chloratom der Muttersubstanz durch eine Hydroxylgruppe ersetzt wird. Da zwei Positionen für

eine Substitution des Chlors infrage kommen, würden dafür zwei Peaks erwartet. Außerdem kann

eine Hydrolyse des zyklischen Produktes mit [

]

370 ue−1

stattfinden. Insgesamt sollten

drei Peaks mit [

]

388 ue−1

und

390 ue−1

resultieren. Dass nur zwei detektiert werden, kann

daran liegen, dass eines der genannten Produkte nicht oder in sehr geringem Ausmaß gebildet

wird. Aufgrund fehlender MS

-Daten ist eine weitergehende Charakterisierung der den Peaks

zugehörigen Substanzen nicht möglich.

Dem Peak Dif9HRMS mit [

]

352 ue−1

kann ein Derivat des Difenoconazols entsprechen,

bei dem beide Chloratome durch eine Hydroxylgruppe und ein Wasserstoffatom ersetzt wurden.

Die theoretische exakte Masse der zugeordneten Summenformel weicht nur geringfügig von der

experimentell ermittelten ab (

∆

4,32

ppm), sodass davon ausgegangen werden kann, dass ein

Molekül der entsprechenden Summenformel gebildet wird. Außerdem wurden drei Peaks mit

[

]

350 ue−1

mit der

HRMS

detektiert. Die Isotopenverteilungen zeigen, dass es sich nicht

um chlorierte Moleküle handelt. Aus der Literatur ist bekannt, dass ein häufig auftretendes

von

Difenoconazol der Alkohol ist, der entsteht, wenn die Dioxolangruppe abgespalten wird. Dieser

besitzt ebenfalls das [

]

350 ue−1

. Allerdings zeigt ein Vergleich mit dem authentischen

Standard und den exakten Massen, dass keiner der drei Peaks diesem Alkoholderivat zugeord-

net werden kann. Da die beiden Produkte Dif6HRMS und Dif7HRMS mit sehr kurzem Abstand

eluieren und sich ihre exakten Massen nur geringfügig unterscheiden, kann davon ausgegangen

werden, dass es sich hierbei um isomere Verbindungen handelt. Das MS

-Spektrum von Peak

Dif6HRMS kann Abbildung 56 entnommen werden. Das Fragment mit

m/z

292 u

kann durch

Abspaltung der Dioxolangruppe gebildet werden. Wird auch noch Kohlenstoffmonoxid abgespal-

ten, wird

m/z

264 u

erhalten. Aus dem Auftreten dieser Fragmente kann geschlussfolgert werden,

dass die Dioxolangruppe in zyklischer Form oder als offenkettige Variante erhalten bleibt. Sowohl

Dif6HRMS als auch Dif7HRMS treten nur in sehr geringer Intensität auf, wenn die Reaktionslösung

Natriumazid enthält (Abbildung 85 und Abbildung 86, Anhang). Folglich ist es möglich, dass diese

Produkte unter Beteiligung von Singulettsauerstoffentstehen oder aber mit Natriumazid selbst

reagieren.

Aus der für das Produkt Dif8HRMS detektierten exakten Masse lässt sich schlussfolgern, dass

die zugehörige Summenformel sich von denen von Dif6HRMS und Dif7HRMS unterscheiden

muss. Ein MS

-Spektrum von Dif8HRMS ist in (Abbildung 89, Anhang) zu sehen. Es werden

nur Fragmente sehr geringer Massen detektiert. Die Substanz eluiert außerdem deutlich später

als Dif6HRMS und Dif7HRMS. Dies kann ein Hinweis auf einen eher unpolaren Charakter des

Stoffes sein. Eine rechnerisch mögliche Summenformel wäre C

. Für die Bildung eines

solchen Produktes wäre es notwendig, dass verschiedene Derivate des Difenoconazols miteinander

reagierten.

Zusammenfassend kann festgehalten werden, dass die Zugabe organischer Substanz zur Reakti-

onslösung die Umsetzung beider Modellanalyten beschleunigt. Unahängig davon werden jedoch

für alle Versuche die gleichen Hauptprodukte gefunden. Dies spricht dafür, dass die Produkte

aus direkter und durch Photosensibilisatoren initiierter Photolyse zum großen Teil identisch sind.

Die vorrangigen Transformationswege sind die oxidative und reduktive Photodehalogenierung

sowie die Photocyclisierung. Die oxidative Dehalogenierung als Transformationsweg konnte bereits

durch die elektrochemischen Experimente vorhergesagt werden und sind bisher nicht als

publi-

ziert. Propiconazol betreffend entsprechen die detektierten

überwiegend bereits publizierten

Abbauprodukten. Das in dieser Arbeit postulierte zyklische Photoprodukt von Difenconazol ist

noch nicht bekannt.

Abbildung 56: MS2-Spektrum von Peak Dif6HRMS.

4.3.3 Natürlich induzierte Transformationen

4.3.3.1 Globalstrahlung

Im vorherigen Abschnitt wurde beschrieben, dass sich die Modellana-

lyten in wässrigen Lösungen schnell bei Bestrahlung mit energiereicher UV-Strahlung umsetzen

lassen. An diese Erkenntnis anknüpfend wurden analoge Versuche zum Abbau bei Bestrahlung

mit dem simulierten UVA-Anteil der Globalstrahlung durchgeführt. Dabei wurde wie bei den vor-

hergehenden Experimenten das Verhalten der Analyten in Reinstwasser ebenso betrachtet, wie bei

Zugabe verschiedener Huminstoffisolate,

SPM

-Materialien und in Oberflächenwasser. Ausgewählte

Ergebnisse sind in Abbildung 57 dargestellt.

Sofern die Umsetzungen nur in Reinstwasser durchgeführt werden, kann keine Konzentrations-

änderung der Modellanalyten über einen Zeitraum von fünf Stunden beobachtet werden. Dieser

Umstand liegt wohl darin begründet, dass die Überlappung zwischen dem Emissionsspektrum der

verwendeten Strahlungsquelle und den Absorptionsspektren der Modellanalyten nicht ausreichend

groß ist (Abbildung 58), was die Möglichkeit zur direkten Photolyse stark einschränkt. Folglich

kann es bei Verwendung von UVA-Strahlung nur in sehr geringem Umfang zu einer Aktivierung

der Triazolfungizide durch aufgenommene Strahlung kommen.

Unter Zugabe von technischer Huminsäure (Abbildung 57a) und aus

BLK

SPM

isolierter

(Abbildung 57b) ist eine geringe Konzentrationsänderung zu ermitteln. Da bei der für diese

Versuche verwendeten

GC/MS

-Messmethode die Verfahrensunsicherheit etwa 5-10 % beträgt, kann

bei diesen Experimenten nicht mit Sicherheit von einer Transformation der Substanzen gesprochen

werden. Dies ist insofern unerwartet, als die

BLK

SPM

bei Einsatz energiereicher UV-Strahlung

den Abbau der Analyten deutlich gegenüber dem in Reinstwasser beschleunigte. Möglich ist

hierbei, dass der Wellenlängenbereich der UVA-Strahlungsquellen nicht in ausreichendem Maße

für die Anregung der FS-Isolate infrage kommt (Abbildung 58).

Abbildung 57c stellt den Konzentrationsverlauf der Analyten in Oberflächenwasser aus der Donau

dar. In dieser Matrix nimmt die Konzentration der Analyten über einen Zeitraum von fünf Stunden

um 20-30 % ab. Dieser Versuch wurde ebenfalls mit Oberflächenwasser aus der Elbe durchgeführt,

wobei die Abbauraten deutlich niedriger waren (Abbildung 90). Da es möglich ist, dass die Modell-

analyten lediglich an Wasserbestandteile adsorbieren und der Analyse somit nicht mehr zugänglich

sind, wurden vergleichend Adsorptionsversuche unter Ausschluss von Licht durchgeführt. Hierbei

konnte jedoch keine nennenswerte Reduktion des Analytgehalts festgestellt werden. Folglich kann

eine Adsorption der Triazolfungizide an Matrixbestandteile, die zur Reduzierung der detektierten

Konzentration führt, ausgeschlossen werden. Es muss also eine Transformation statt finden. Bei

Einsatz anderer Huminstoffisolate trat keine messbare Konzentrationsänderung der Analyten bei

Bestrahlung ein.

Abbildung 57:

Konzentrationsverlauf von Difenoconazol und Propiconazol bei Bestrahlung mit

UVA-Licht unter Zugabe von a) ENV08 (technische Huminsäure), b) FS-Isolat aus

BLK SPM und c) in Oberflächenwasser aus der Donau bei Ulm. Die Werte sind als

% des Startwertes aufgetragen.

Abbildung 58:

Normalisierte Emission der verwendeten UVA-Lampe und normalisierte Absorbanz

der Triazolfungizide sowie FS aus Schwebstoffmaterial aus der Elbe (BLK SPM FS).

Aus den gemachten Beobachtungen kann gefolgert werden, dass nicht allein

und

in der

Lage sind zum Abbau der Triazolfungizide beizutragen. So mag zwar die gelöste organische

Materie als Photosensibilisator wirken und auch zusätzlich reaktive Spezies generieren.

219

Die

Beschaffenheit der organischen Substanzen ist dabei wieder von entscheidender Bedeutung. Diese

besteht aber nicht exklusiv aus

und

. Es ist bekannt, dass auch Nitrat- und Nitritgehalte

wässriger Lösungen die Reduktion organischer Spurenstoffe erheblich beeinflussen.

220

Dadurch

kann es zu einer Reaktion der Conazole im Donauwasser kommen. Eine zusätzliche Kontrolle der

Salzkonzentration bzw. eine explizite Studie zu deren Einfluss auf das Abbauverhalten erscheint

somit vielversprechend.

Die Detektion von TP gestaltete sich aufgrund der geringen Umsatzrate schwierig. Es konnten

lediglich Produkte für Experimente, die in Oberflächenwasser durchgeführt wurden, gefunden

werden. Für beide Analyten konnten dabei jeweils die entschützten Analoga Pro1 und Dif3

identifiziert werden. Weitere

wurden nicht detektiert. Auch bei dieser Versuchsreihe würde es

sich anbieten alle Aliquote direkt mit der HRMS zu analysieren.

Zum Verhalten des Analyten Propiconazol unter Einfluss von Sonnenlicht existieren bereits Studien

von Vialaton et al.

216,221

Die Arbeitsgruppe stellt ebenfalls fest, dass der Abbau von Propiconazol

in Oberflächenwasser schneller abläuft als in Reinstwasser und unter Zusatz technischer Hu-

minsäure. Bei Bestrahlung mit Sonnenlicht berichten sie ebenfalls nur von geringen Mengen an

Transformationsprodukten. Wie auch bei den hier gezeigten Daten unterscheiden sich die Inten-

sitäten der Transformationsprodukte zwischen energiereichem UV-Licht und Globalstrahlung

deutlich. Dies spricht dafür, dass der Einfluss der Matrix im Fall der UVA-Strahlungsquelle deutli-

cher ist. Bei Bestrahlung mit energiereichem Licht besitzt die direkte Photolyse vermutlich einen

größeren Einfluss, als wenn weniger energiereiche Globalstrahlung eingesetzt wird. Im Bericht des

Joint Meeting on Pesticide Residues (JMPR) der Ernährungs- und Landwirtschaftsorganisation der

Vereinten Nationen (Food and Agriculture Organization of the United Nations FAO) und der Welt-

gesundheitsorganisation (WHO) zu Propiconazol wird erläutert, dass dieses Fungizid in wässrigen

Lösungen sehr schnell unter Einfluss von Sonnenlicht transformiert wird.

Dabei entsteht eine

Vielzahl von

meist sehr geringer Konzentration. Als Hauptprodukte werden 1,2,4-Triazol und

Triazolylessigsäure benannt. In den hier vorgestellten Experimenten konnten diese Substanzen

jedoch nicht detektiert werden, da die analytischen Methoden nicht für diese Stoffe optimiert

waren. Im entsprechenden Bericht zu Difenoconazol findet sich der Hinweis, dass dieses Fungizid

durch Bestrahlung mit Sonnenlicht über zwei Wochen in gepufferten Lösungen nur zu etwa 10 %

umgesetzt wird.

Dass der Umsatz von Difenoconazol bei Bestrahlung mit UVA-Licht deutlich

geringer als der von Propiconazol ist, wird durch die hier präsentierten Experimente bestätigt. Im

Gegensatz zu Propiconazol kann Difenoconazol also eher zu einer langfristigen Belastung von

Oberflächengewässern führen.

In weiteren Experimenten wurde die Phototransformation der beiden Modellanalyten in Boden

untersucht. Dazu wurden dotierte Böden fünf Stunden lang mit UVA-Licht bestrahlt. Die Ergebnis-

se sind in Abbildung 59 dargestellt. Wird Boden eines hohen

TOC

-Gehaltes (16,1 %) bestrahlt, so

wird im Versuchszeitraum eine Reduktion der Ausgangskonzentration um etwa 30-40 % erreicht.

In Boden mit einem geringen Anteil organischen Materials (TOC=0,9 %) werden dagegen nur bis

zu 13 % des Analytgehaltes umgesetzt. Ebenso wie bei den Experimenten in wässrigen Lösungen

kann dieses Phänomen in einer Beteiligung der Huminstoffe als Photosensibilisatoren begründet

liegen. Auch hierbei ist allerdings wieder anzunehmen, dass neben Bodenfeuchte und -pH, die

Struktur der organischen Matrix eine wichtige Rolle spielt

222,223

In diesem Zusammenhang fällt

auf, wie wichtig eine zweckgemäße Planung der Experimente ist, um umweltrelevante Umsetzun-

gen der Modellanalyten überhaupt einschätzen zu können. So wird im Report des JMPR berichtet,

dass Difenoconazol auf Oberböden durch Bestrahlung mit Sonnenlicht nicht abbaubar sei.

Die

Grundlage dafür bildete eine nicht veröffentlichte Photolysestudie, die in sandigem Lehmboden,

der einen geringen TOC-Gehalt aufweisen sollte, durchgeführt wurde. Die hier vorgestellten Expe-

rimente legen aber nahe, dass diese Diskrepanz in der erheblichen Abhängigkeit der Photolosyrate

vom Gehalt an organischer Materie im Boden begründet liegt. Eventuell ist es also vonnöten

die Vorgaben an Studien, die zur Zulassung von Pestiziden bzw. Bioziden notwendig sind, zu

überarbeiten.

Alle Bodenproben, sowohl vor als auch nach der Bestrahlung, wurden extrahiert und mit

GC/MS

analysiert. Dabei konnte erneut das

Pro1, das als Propiconazolketon identifiziert wurde, de-

tektiert werden. Außerdem treten einige Produkte mit ähnlichen Massenspektren wie z. B. Pro20

auf (siehe Abschnitt 3.12.3). Diesen kann allerdings keine Struktur zugeordnet werden. Weiterhin

ist ihre Konzentration sehr gering und die Bestimmung aussagekräftiger Massenspektren wird

durch den großen Anteil ebenfalls extrahierter Matrix erschwert. Der Einsatz einer eigens ent-

wickelten SPE-Methode zur Überwindung dieses Problems war nicht erfolgreich, wie bereits in

Abschnitt 4.3.1.1.1 erläutert wurde. Das Difenoconazol wird erneut zum entsprechenden Keton

Dif3 umgesetzt. Weitere TP wurden nicht detektiert.

Abbildung 59:

Gehalt der Modellanalyten in dotierten Böden unterschiedlichen TOC-Gehaltes (a)

16.1 %, b) 0.9 %) vor und nach fünfstündiger Bestrahlung mit UVA-Licht (n=3).

4.3.3.2 Bakterienmetabolismus

Wie bisher gezeigt wurde, lassen sich die Triazolfungizide Pro-

piconazol und Difenoconazol in natürlichen und technischen Systemen eher langsam abbauen,

wobei die Transformation durch Bestrahlung die wichtigste Abbauroute zu sein scheint (siehe

4.3.2.3 sowie 4.3.3.1). Es ist anzunehmen, dass ein großer Teil der Substanzen auch in Wechselwir-

kung mit ebenfalls vorrangig unpolaren Kompartimentbestandteilen wie z. B. Huminstoffen oder

auch Mikroplastik tritt (mehr dazu in Abschnitt 4.4). Um das Bild vom Verhalten der Analyten

zu vervollständigen, ist es notwendig biologische Abbauwege zu untersuchen. Entstehende

können sodann mit den durch Einsatz der

EC/MS

vorhergesagten verglichen werden, um die

Anwendbarkeit dieses Screening-Tools zu verifizieren.

Für die Versuche zum Umsatz der Triazolfungizide wurden insgesamt 11 Stämme eisen- und

manganoxidierender Bakterien ausgewählt. Ihre Bezeichnung sowie die nächsten Verwandten sind

in Tabelle 37 gezeigt.

Tabelle 37: Bezeichnung der verwendeten Bakterienstämme, nächste Verwandte und Herkunft.

Stamm Nächster Verwandter Herkunft

A 210 Leptothrix ginsengisoli Nationalpark Unteres Odertal - Anglerteich

A 252 Ideonella/Rubrivivax Nationalpark Unteres Odertal - Anglerteich

A 288 Sphingomonas spec. Nationalpark Unteres Odertal - Anglerteich

B 207 Sphaerotilus spec. Nationalpark Unteres Odertal - Bogengraben

B 406 Leptothrix sp. SAYI-C Nationalpark Unteres Odertal - Bogengraben

B 418 Sphaerotilus sp. 565 Nationalpark Unteres Odertal - Bogengraben

FL 1 Tetrasphaera spec. Tierra del Fuego, Argentinien45

M 204 Pedomicrobium spec. Nationalpark Unteres Odertal - Mummert112

M 245 nicht bekannt Nationalpark Unteres Odertal - Mummert112

Pedo Pedomicrobium ferrugineum DSMZ GmbHa(DSMZ 1540)

OF001 Pseudomonas spec. Reaktorablauf einer Testanlage53

aDeutsche Sammlung von Mikroorganismen und Zellkulturen GmbH

Die verwendeten Gattungen kommen sowohl in Boden als auch in Sediment und Wasser vor.

45,49,224

Einige können ebenfalls in Klärschlamm gefunden werden.

225,226

Die meisten der in dieser Studie

verwendeten Mikroorganismen wurden aus Biofilmen in Gewässern des Nationalparks Unteres

Odertal isoliert. Für diese Stämme ist bekannt, dass sie ein großes Potential zum Abbau anthro-

pogener Spurenstoffe besitzen.

Ausgehend von bekannten Stoffwechselwegen werden für die

Triazolfungizide Propiconazol und Difenoconazol bei Umsatz mit den Mikroorganismen vorrangig

hydroxylierte Produkte erwartet. Weiterhin ist davon auszugehen, dass die Ketalschutzgruppe

aufgespalten wird.227

Der Konzentrationsverlauf von Propiconazol bei Inkubation mit Stamm B207 sowie die zugehörigen

Kontrollexperimente sind in Abbildung 60 dargestellt. Nach einer Inkubationsdauer von vier

Wochen zeigte sich im Rahmen der Messunsicherheit keinerlei Abbau. Dies ist ebenso für alle

weiteren überprüften Stämme und für Difenoconazol der Fall. Es kam zwar bei fast allen Versuchen,

wie auch aus Abbildung 60 ersichtlich, zu einer Reduzierung der Ausgangskonzentration um

etwa 20-30 %. Allerdings tritt diese ebenfalls auf, wenn die aktive Biomasse durch Zugabe von

Natriumazid abgetötet wird. Kontrollansätze, die keine Biomasse enthielten, zeigen ein ähnliches

Verhalten. Daraus lässt sich schließen, dass die Verringerung der Analytkonzentration vermutlich

lediglich durch Adsorptionseffekte oder durch abiotischen Abbau bedingt ist.

Abbildung 60:

Konzentrationsverlauf von Propiconazol bei Inkubation mit Stamm B207, B207

unter Zugabe von Natriumazid und abiotische Kontrolle. Die Werte sind als % des

Startwertes aufgetragen.

Parallel wurden dieselben Ansätze mit den Pharmaka Carbamazepin und Diclofenac durchgeführt.

Dabei konnte bei Carbamazepin ebenfalls kein Abbau beobachtet werden. Die Ergebnisse für die

Umsetzung von Diclofenac mit A288 sind in Abbildung 61 zu finden. Es konnte dabei innerhalb

von vier Wochen eine Reduzierung der Ausgangskonzentration um bis zu 85 % erreicht werden.

Weitere Stämme waren ebenfalls in der Lage Diclofenac umzusetzen. In einigen Fällen wurde dabei

sogar ein vollständiger Abbau dieses Pharmakons erreicht. Diese zusätzlichen Daten erlauben

die Schlussfolgerung, dass die experimentelle Vorgehensweise grundsätzlich geeignet ist, um den

bakteriellen Abbau von Substanzen einzuschätzen.

In Experimenten zum Umsatz von Phenolen mit verschiedenen Bakterienstämmen konnte bereits

gezeigt werden, dass diese schneller abgebaut werden, wenn im System zusätzlich Glucose vorhan-

den ist.

228,229

Im Fall der hier dargestellten Versuche wurde diese Versorgung der Mikroorganismen

mit Nährstoffen u. a. durch den Zusatz von Hefeextrakt realisiert, sodass ein Nährstoffmangel

als Grund für den fehlenden Umsatz der Triazolfungizide auszuschließen ist. Allerdings kann es

möglich sein, dass der zugegebene Puffer nachteilig auf die Proliferation der Bakterien wirkt.

Abbildung 61:

Konzentrationsverlauf von Diclofenac bei Inkubation mit Stamm A288, A288 un-

ter Zugabe von Natriumazid und abiotische Kontrolle. Die Werte sind als % des

Startwertes aufgetragen.

Eine Reihe von Studien befasst sich mit der Halbwertszeit und somit der Persistenz von Propicona-

zol und Difenoconazol in Boden.

230–233

Aus den vorgestellten Daten, die sich stark voneinander

unterscheiden, wird jedoch nicht ersichtlich ob die Konzentrationsänderung durch mikrobiellen

Abbau, abiotische Transformation oder durch Bildung von

NER

bedingt ist. Das Fungizid Propi-

conazol betreffend existieren bereits einige explizite Untersuchungen zur Metabolisierung durch

Bakterien. So konnten Sarkar et al. und Satapute et al. zeigen, dass einige Pseudomonas- sowie

Burkholderiastämme in der Lage sind dieses Fungizid abzubauen.

234–236

In der genannten Studie

wurden vergleichbare Konzentrationen an Propiconazol eingesetzt, wie in den hier präsentierten

Experimenten. Die Toxizität der beiden Triazolfungizide auf Mikroorganismen wird als moderat

eingeschätzt. Für Propiconazol wird der EC

für Pseudomonas putida mit

125 mgL−1

beziffert,

237

was deutlich höher als die eingesetzte Konzentration in den hier beschriebenen Versuchen ist.

Nichtsdestotrotz ist bekannt, dass beide Fungizide einen Einfluss auf Bodenmikroorganismen

ausüben,

238,239

sodass eine toxische Wirkung auf die hier verwendeten Bakterienstämme nicht

eindeutig ausgeschlossen werden kann.

Es ist anzunehmen, dass die Fähigkeit von Bakterien zur Metabolisierung von Xenobiotika stark

damit zusammenhängt, ob sie diesen bereits zu einem früheren Zeitpunkt ausgesetzt waren.

240,241

Die Gruppe um Racke konnte zeigen, dass einige Carbamatinsektizide nach mehrmaliger Anwen-

dung auf derselben landwirtschaftlich genutzten Fläche keinen Effekt mehr zeigen.

242

Als Grund

sehen sie die erworbene Fähigkeit der vorhandenen Bakterienstämme zum Abbau der Pestizide an.

Für Difenoconazol konnte dies insofern demonstriert werden, als dass von Zheng et al. eine Ensifer

Spezies, die in der Lage ist Difenoconazol zu metabolisieren, aus Klärschlamm einer Pestizidfabrik,

die auch Difenoconazol herstellt, isoliert wurde.

243

Demzufolge kann es möglich sein, dass Stämme,

die Triazolfungizide abbauen, vorrangig auf Flächen zu suchen sind, die bereits mit diesen Stoffen

in Kontakt gekommen sind. Für die eingesetzten Bakterienstämme ist dies eher nicht zu erwarten.

Diese Fähigkeit der Mikroorganismen kann allerdings genutzt werden: In Vorkulturen können die

Stämme mit den Triazolfungiziden in Kontakt gebracht werden, um so die Adaption zu stimulieren

und Bakterien zu erhalten, die in der Lage sind die Schadstoffe zu metabolisieren.

Für zukünftige Versuche sollte ebenfalls das experimentelle Vorgehen überdacht werden, sodass

messtechnisch bedingte Konzentrationsschwankungen, die im Fall der Triazolfungizide auftreten,

minimiert werden können. Durch eine Optimierung der

LC/MS/MS

-Methode für die entsprechen-

de Matrix und damit einhergehender Verringerung der Messunsicherheit ist es dann einfacher

definitive Aussagen zur Metabolisierungsfähigkeit der Bakterien zu treffen. Gerade wenn sehr

viel Matrix mit in die

LC/MS/MS

injiziert wird, kann es zu Ionensuppressionseffekten kommen.

Ein Grund ist unter anderem, dass Analyten und Matrixbestandteile in der Ionenquelle nicht

gleichmäßig ionisiert werden, was eine Unterdrückung manchmal jedoch auch Verstärkung, des

Analytsignals zur Folge haben kann.

244

Bisher wurde für diese besprochenen Versuche eine externe

Kalibrierung verwendet. Um Matrixeffekte auszugleichen und die Vergleichbarkeit zwischen Mes-

sungen zu erhöhen, bietet es sich an einen isotopenmarkierten internen Standard zu verwenden,

dessen Verhalten dem der nativen Substanz in großen Teilen entspricht.

245,246

In Kombination

mit der Verwendung einer Messmethode, die niedrigere Nachweisgrenzen erreicht, kann auch das

„dilute and shoot”-Prinzip angewendet werden. Hierbei wird die Probe und damit auch die störende

Matrix vor Injektion deutlich verdünnt, was zu besseren Analyseergebnissen führen kann.247

Ebenfalls kann darüber nachgedacht werden vor der Messung einen Extraktionschritt durchzufüh-

ren, um so die Konzentration der Analyten in der Messlösung zu erhöhen. Diese Vorgehensweise

ist eher in Kombination mit

GC/MS

sinnvoll. Bevor die

LC/MS/MS

-Methode für die Detektion der

Triazolfungizide implementiert wurde, wurden die entsprechend mikrobiologisch behandelten Pro-

ben mit internem Standard versetzt, mit organischen Lösungsmitteln extrahiert und anschließend

mit

GC/MS

vermessen. Dabei sind wiederum aufgrund des vergleichsweise stark fehlerbehafteten

Extraktionsschritts die Schwankungen in einem ähnlichen Bereich bzw. noch größer. Als alterna-

tive Probenvorbereitung für die

LC/MS/MS

kommt die Festphasenextraktion in Betracht, wobei

jedoch ebenfalls einen langwierige Methodenentwicklung und -validierung erfolgen muss, um

Abweichungen zu minimieren. Generell geht diese Art von Probenvorbereitung mit einem hohen

finanziellen und zeitlichen Aufwand einher. Abgesehen von der Optimierung der Geräte und der

Probenvorbereitung ist es notwendig die Vergleichbarkeit der Ergebnisse der einzelnen Replikate

zu erhöhen. Ein besserer Eindruck vom mittleren Abbau der Analyten ließe sich bereits durch eine

Erhöhung der Anzahl der Replikate erlangen. Ebenfalls sinnvoll ist es, die Zugabe der Bakterien

zur umzusetzenden Lösung zu optimieren. Im Moment wird dazu die Vorkultur homogenisiert

und anschließend ein definiertes Volumen pipettiert. Da die Bakterien zur Aggregation neigen,

wird die Bestimmung ihrer Anzahl mit Hilfe von Durchflusszytometrie erschwert. Gegebenenfalls

ließe sich eine verringerte Aggregation durch Wahl einer löslichen Manganquelle erreichen. Die

Zugabe von Mangan selbst ist jedoch als obligatorisch anzusehen, da sowohl biogene als auch

anorganische Manganoxide erheblich zur Transformation von Xenobiotika beitragen können.

248

4.4 Wechselwirkungen mit Mikroplastik

Ein Thema, das aktuell große Beachtung im Bereich der Umweltforschung erfährt, ist die Wechsel-

wirkung von Mikroplastikpartikeln (MP) und organischen Schadstoffen. Sofern die Xenobiotika an

MP sorbieren, können sie an diesen über große Strecken transportiert werden und somit zu einer

großflächigen Verbreitung der Pestizide beitragen. Außerdem lässt sich das Sorptionsverhalten

zu einem gewissen Grad zu dem an organische Substanz, z.B. aus Boden, in Beziehung

setzen.138

Sofern das verwendete Polymermaterial außer Acht gelassen wird, sind die größten Einflussfak-

toren, die die Sorption von Analyten an Mikroplastik bestimmen der pH-Wert und die Salinität

sowie die Bewegung des Wassers. Üblicherweise liegt der pH-Wert von Oberflächengewässern im

Bereich pH=6-8,

249

sodass diese beiden Grenzwerte für die Statistische Versuchsplanung gewählt

wurden. Um die Salinität einzustellen wurde der niedrige Wert dem von Süßwasser (0.1 %) und

der höhere dem von Salzwasser (Mittelmeer: 3.5 %) angepasst.

249–251

Die Salinität wurde mit

Natriumchlorid reguliert, da dies eine adäquate Einstellung des Salzgehaltes bei Minimierung der

Freiheitsgrade des Versuchsaufbaus erlaubte. Dies ist legitim, da Natriumchlorid mit deutlichem

Abstand den Großteil der Salinität von Salzwasser ausmacht und auch bereits in anderen Studien

ohne weitere Zusätze verwendet wurde.

252

Da der Diffusion bei der Sorption eine große Rolle

zukommt, sollten sowohl stehende (Bewegung

0 min−1

), als auch turbulente Gewässer (

240 min−1

)

simuliert werden.253

4.4.1 Sorption an unbehandelte Mikroplastiken

Da es sich bei Difenoconazol um einen vorrangig hydrophoben Analyten handelt (logK

=4,36

war eine Sorption an die gewählten Mikroplastiken wahrscheinlich. Aufgrund der Möglichkeit von

Wechselwirkungen zwischen den

-Elektronensystemen

254,255

und seiner amorphen Struktur

wurde angenommen, dass die Sorption an

am stärksten ausfallen würde. Bei der Interaktion des

Triazolrings des Difenoconazols mit

PA6

ist auch die Ausbildung von Wasserstoffbrückenbinungen

wahrscheinlich, was ebenfalls für eine hohe Affinität des Fungizids an dieses Polymer spricht. Im

Zusammenhang mit PP werden vorrangig van-der-Waals-Wechselwirkungen erwartet.

In Abbildung 62 sind die Ergebnisse der Sorptionsuntersuchungen über 24 Stunden von wässrigen

Difenoconazollösungen und unbehandelten

in Abhängigkeit vom pH-Wert, der Salinität und

der Bewegung der Lösung dargestellt. Bei Betrachtung dieser Daten ist zunächst auffällig, dass

im Fall von

PA6

und

die gefüllten Balken, die solche Versuche repräsentieren, bei denen die

Proben bewegt wurden, stets höhere Sorptionswerte als die ungefüllten Balken (keine Bewegung

der Proben) zeigen. Die Werte, die für

ermittelt wurden lassen einen solchen Trend auf den

ersten Blick nicht erkennen.

Abbildung 62:

Sorption von Difenoconazol an a) PA6, b) PP und c) PS nach 24 Stunden in Ab-

hängigkeit von pH, Salinität und Bewegung (n=2). Die ungefüllten Balken zeigen

die Ergebnisse für Proben, die sich in Ruhe befanden, die gefüllten Balken solche,

die bewegt wurden. Die absoluten Werte für pH und Salinität sind auf den jeweils

rechten Achsen aufgetragen.

Um aus den experimentell ermittelten Werten sinnvolle Hypothesen die Sorption von Difenoco-

nazol an die verschiedenen

betreffend ableiten zu können, wurden die Daten mit Hilfe der

ANOVA

analysiert. Dabei konnten stets signifikante Modelle aufgestellt werden. Die Ergebnisse

sind in Tabelle 38 zusammengestellt. Die Bewegung der Lösung zeigt den größten Einfluss auf

die Änderung der Sorption. Für den pH-Wert konnten nur deutlich geringere Effekte festgestellt

werden, wovon lediglich die Werte, die für

ermittelt wurden, signifikant sind. Der Einfluss

der Salinität ist ebenfalls nur gering. Einige signifikante Wechselwirkungen zweiter Ordnung, die

eine geringe Intensität zeigen, konnten identifiziert werden. Wechselwirkungen dritter Ordnung

treten nicht auf. Folglich sind die Ergebnisse der

ANOVA

in Einklang mit den aus den Graphen

abgeleiteten.

Der Einfluss der Bewegung wird vor allem bei Betrachtung der Ergebnisse für

PA6

und

deutlich.

Hier werden bis zu 25 % höhere Sorptionswerte erzielt, wenn die Lösungen geschüttelt werden.

Tabelle 38:

Parameter der mit Hilfe der ANOVA abgeleiteten Gleichungen zum Einfluss der ver-

schiedenen, die Sorption bestimenden, Faktoren. Signifikante Variablen (p < 0.05) sind

mit einem Stern gekennzeichnet.

PP PA PS PPgemahlen PASäure

A: Bewegung +4,11* +6,28* +2,94* +33,04* +24,76*

B: pH-Wert +1,71 -0,37 -1,20* -3,30*

C: Salinität +1,90* +2,74* -2,10* +2,35* +1,12

AB +2,29*

AC +2,97* -2,33* +1,19 +2,24*

BC 1,85* +0,47 +1,31* -2,05*

ABC

Ebenso beeinflusst eine höhere Salinität die Sorption an

PA6

und

dahingehend, dass für höhere

Salinitäten auch höhere Sorptionswerte gefunden werden. Aus der Analyse des Graphen allein

kann der Eindruck entstehen, dass eine Erhöhung des pH-Werts bei Proben, die bewegt wurden, zu

einer Verringerung der Sorption führt. Laut ANOVA ist dieses Phänomen für

PA6

und

jedoch

nicht signifikant. Im Fall von

gilt generell, dass das Niveau der Sorption jenes von

PA6

und

deutlich, auch ohne Bewegung der Proben, überwiegt. So kann zwar eine geringe Zunahme der

Sorption bei bewegten Proben gegenüber solchen, die sich in Ruhe befanden, festgestellt werden,

allerdings ist die relative Zunahme deutlich geringer als im Fall der anderen Polymermaterialien.

Interessant zu bemerken ist, dass der Einfluss der Salinität für

entgegengesetzt dem für

PA6

und PP ist (negatives Vorzeichen für „Salinität” in Tabelle 38).

Da es sich bei

im Gegensatz zu

PA6

und

um ein amorphes Polymer handelt, kann davon

ausgegangen werden, dass Adsorption von Difenoconazol nicht nur an der Oberfläche stattfindet,

sondern auch Permeation und Diffusion eine Rolle spielen. Dies kann die im Fall von PS höheren

Sorptionswerte gegenüber den anderen Polymeren erklären. Die Salinität betreffend könnten Ein-

oder Aussalzeffekte von Difenoconazol von Bedeutung sein. Es ist davon auszugehen, dass der

Salzgehalt der Lösung in Zusammenhang mit dem betreffenden Polymer jeweils unterschiedli-

che Effekte zur Folge hat. Der geringe Einfluss des pH-Wertes lässt sich mit der Struktur von

Difenoconazol erklären. So handelt es sich bei diesem Analyten zwar um eine schwache Base

(pka=1.07

), allerdings sollte das Molekül unter den experimentellen Bedingungen vorrangig in

seiner neutralen Form vorliegen. Die Acetalschutzgruppe ist unter diesen Bedingungen ebenfalls

stabil, sodass keine chemischen Veränderungen die Sorption an die MP beeinflussen sollten.

Zum Sorptionsverhalten einiger unpolarer Analyten wurden bereits Studien durchgeführt. So

berichten Krüger et al.,

256

dass die Wiederfindung von polycyclischen aromatischen Kohlenwasser-

stoffen (PAK) aus

-Behältern um bis zu 80 % vermindert sein kann. Im selben Zusammenhang

wurde nachgewiesen, dass eine höhere Salinität die Adsorption von Phenanthren (logK

4.46

257

) an

begünstigt.

258

Außerdem konnte gezeigt werden, dass relativ gesehen mehr nie-

dermolekulare

PAK

(logK

< 5) an

- denn an

haften.

259

Diese Ergebnisse zur Sorption

unpolarer Analyten entsprechen den hier vorgestellten Resultaten zur Sorption von Difenocona-

zol. Wie Fotopoulou et al. demonstrierten weist

keine Säure- oder Baseeigenschaften auf.

Demzufolge ist eine Änderung des Sorptionsverhaltens im Bereich pH=6-8 nicht zu erwarten. Im

Gegenteil dazu ist eine Änderung der Oberflächenladung von

PA6

bedingt durch Änderungen im

pH-Wert durchaus möglich, die sogar in einem solchem Maße stattfinden können, dass Metall-

PA6

-Komplexe gebildet werden.

260

Im Rahmen der Versuchsparameter ist dieses Verhalten jedoch

eher unwahrscheinlich und der Einfluss des pH-Wertes somit gering. Bezüglich der Bedeutung der

Salinität bei Sorptionsvorgängen wurde von Wang et al. angemerkt, dass sie in hohem Maße die

elektrostatischen Kräfte, z.B. an MP-Oberflächen, beeinflusst.80

Vergleichend wurden auch Untersuchungen zum Verhalten des polaren Analyten Metformin,

einem Antidiabetikum, in analoger Art und Weise durchgeführt. Hierbei konnte keinerlei Sorption

nachgewiesen werden. Dies ist lässt sich mit der sehr guten Wasserlöslichkeit begründen. Eine

Sorption an Oberflächen hat vermutlich keinen energetisch günstigeren Zustand zur Folge, sodass

Metformin im Gegensatz zu Difenoconazol in der Lösung verbleibt.

4.4.2 Einfluss der Partikelgröße

Zusätzlich zu den Untersuchungen an unbehandelter

wurden auch Experimente mit gemahle-

nem

, dessen Größenverteilung in etwa dem umweltrelevanten Bereich entsprach, durchgeführt.

Die Sorption von Difenoconazol unter Variation der Parameter pH, Salinität und Bewegung ist in

Abbildung 63 aufgetragen. Deutlich tritt hier der Einfluss der Bewegung auf die Sorption hervor.

Proben, die geschüttelt wurden, weisen eine etwa vier Mal höhere Sorption auf, als solche, die

ruhend gelagert wurden. Daraus lässt sich schlussfolgern, dass eine Vergrößerung der Oberfläche

die Adsorption in hohem Maße beeinflusst. Wie die Auswertung der Daten mit

ANOVA

(Tabel-

le 38) verdeutlicht, ist der Einfluss des pH-Wertes und der Salinität, sowie die Kombination beider

Parameter (BC) ebenfalls signifikant. Im Vergleich mit den Werten, die für das unbehandelte

ermittelt wurden, wurde durch die Vergrößerung der Oberfläche die Sorption um das vierfache

auf etwa 80 % gesteigert. Karapanagioti et al. erläuterten, dass die Sorption an

durch einen

Oberflächenmechanismus bestimmt wird.

258

Für gealterte

beschrieben sie weiterhin, dass

Diffusionswege ins Innere der Partikel eröffnet werden.

261

Das Mahlen der Partikel kann ebenfalls

dazu beitragen.

Abbildung 63:

Sorption von Difenoconazol an gemahlenes PP nach 24 Stunden in Abhängigkeit von

pH, Salinität und Bewegung (n=2). Die ungefüllten Balken zeigen die Ergebnisse für

Proben, die sich in Ruhe befanden, die gefüllten Balken solche, die bewegt wurden.

Die absoluten Werte für pH und Salinität sind auf der rechten Achse aufgetragen.

4.4.3 Sorption an behandelte Mikroplastiken

Um die Alterung von

zu simulieren, wurde

PA6

mit Säure behandelt. Die Ergebnisse der mit

diesem Material durchgeführten Sorptionsexperimente sind in Abbildung 64 dargestellt. Es ist

zu erkennen, dass die Versuche, bei denen die Proben bewegt wurden, zu einer etwa sieben Mal

höheren Sorption des Difenoconazols an die

führen. Dies bestätigt wiederum den großen

Einfluss, den die Bewegung auf die Sorption hat und ist auch ein Teilergebnis der

ANOVA

(Tabel-

le 38). Zuästzlich besitzt im hier besprochenen Fall auch die Wechselwirkung der Bewegung mit

der Salinität einen signifikanten Einfluss auf die Sorption. Im Vergleich mit den unbehandelten

PA6

-Pellets ist die Sorption an die behandelten etwa drei Mal so groß. Um einschätzen zu können,

ob die Säurebehandlung zu strukturellen Veränderungen des Materials geführt hat, wurden ab-

geschwächte Totalreflexion (

ATR

FTIR

-Spektren aufgenommen (Abbildung 91, Anhang). Diese

zeigten jedoch keine Änderung gegenüber dem Ausgangsmaterial, sodass davon auszugehen ist,

dass keine chemischen Reaktionen, wie z. B. Oxidationen, stattgefunden haben. Allerdings lässt

sich mit Hilfe der Gelpermeationschromatografie (

GPC

) herausfinden, dass die Molmassenver-

teilung des behandelten

PA6

zu kleineren Molmassen hin verschoben ist (Mn=

42700 gmol−1

Mw=

84600 gmol−1PA6

unbehandelt und Mn=

30700 gmol−1

, Mw=

66400 gmol−1PA6

behandelt)

(Abbildung 65). Es lässt sich schlussfolgern, dass Spaltungen der Polymerketten stattgefunden

haben.

Abbildung 64:

Sorption von Difenoconazol an säurebehandeltes PA6 nach 24 Stunden in Abhän-

gigkeit von pH, Salinität und Bewegung (n=2). Die ungefüllten Balken zeigen die

Ergebnisse für Proben, die sich in Ruhe befanden, die gefüllten Balken solche, die

bewegt wurden. Die absoluten Werte für pH und Salinität sind auf der rechten

Achse aufgetragen.

Abbildung 65: GPC von behandeltem und unbehandeltem PA6.

In der Analytik mit DSC werden solche Ergebnisse durch Verschiebungen des Kristallisationspeaks

zu höheren Temperaturen während des Abkühlvorgangs sowie durch eine Verschiebung des

Schmelzsignals und der Glasübergangstemperatur während des zweiten Erwärmungsprozesses

zu niedrigeren Temperaturen hin verdeutlicht.

262

Im ersten Erwärmungsvorgang tritt im Fall

des unbehandelten

PA6

ein kleines endothermes Signal auf, welches für das behandelte Material

deutlich intensiver und unterhalb von

100 ◦C

detektiert wird (Abbildung 66). Diese Peaks werden

durch die Verdampfung von Wasser aus dem Material hervorgerufen. Aus der Masse der einge-

setzten Probe (

2,489 mg

) und der Verdampfungsenthalpie von Wasser (

2,257 Jg−1

) lässt sich der

Wassergehalt auf etwa 1.5 % abschätzen. Bei

220 ◦C

ist das endotherme Signal zu erkennen, das mit

dem Schmelzvorgang assoziiert wird. Da der Schmelzvorgang eng mit der Struktur des Materials,

insbesondere mit der Kristallinität, verknüpft ist, lässt sich daraus ableiten, dass das behandelte

gegenüber dem unbehandelten

PA6

eine um etwa 39 % verringerte Kristallinität besitzt. Zusam-

mengenommen besitzt das mit Säure behandelte

PA6

also eine verringerte Polymerkettenlänge,

vermehrte Wassereinlagerungen und eine verringerte Kristallinität. In Zusammenhang mit der

deutlich erhöhten Sorption des Difenoconazols an das Material kann davon ausgegangen werden,

dass das innere Volumen der Pellets durch die Behandelung vergrößert wurde.

Abbildung 66: DSC von behandeltem PA6.

4.4.4 Einstellung eines Sorptions-Desorptions-Gleichgewichts

Um einen Eindruck davon zu bekommen wie lange es dauert, bis sich ein Sorptions-Desorptions-

Gleichgewicht von Difenoconazol und den entsprechenden

eingesetllt hat, wurde die Sorption

über einen Zeitraum von 28 Tagen untersucht. Im Fall der unbehandelten Materialien (Abbil-

dung 67a) sind die Kurvenverläufe für

PA6

und

sehr ähnlich. Offenbar besitzen die physiko-

chemischen Eigenschaften der

(amorphe Morphologie von

, chemische Struktur von

PA6

)

nur einen geringen Einfluss auf die Sorption oder aber die unterschiedlichen Eigenschaften glei-

chen sich gegenseitig zu einem ähnlichen Verhalten aus. Die Adsorption von Difenoconazol an

verläuft etwas langsamer als an die anderen Polymere. Allerdings wird bei Betrachtung der

Ergebnisse von

der große Einfluss der Partikelgröße deutlich. Wird gemahlenes

eingesetzt,

so sind nach 24 Stunden bereits 91 % des Difenoconazols an die

sorbiert (Abbildung 67b).

Etwas länger, etwa sieben Tage, dauert die Einstellung des Gleichgewichts für das säurebehandelte

PA6

. Im Gegensatz dazu wird für das unbehandelte

PA6

eine Vorlaufzeit von 18 Tagen benötigt.

Diese deutlichen Unterschiede zwischen den behandelten und unbehandelten

illustrieren, dass

komplexe Sorptions- und Desorptionsvorgänge ablaufen.

Hüffer et al. untersuchten die Einstellung des Sorptions-Desorptions-Gleichgewichts mit Naph-

thalen (logK

= 3.29).

263

Ihre Studien zeigten, dass die Einstellung des Gleichgewichts an PA

schneller gelang als an PS (5 Tage bzw. 17 Tage). Dies entspricht den hier dargestellten Ergebnissen.

Die Dauer bis zur Einstellung des Gleichgewichts der Adsorption von Phenanthren (logK

4.53) an

-Pellets wird mit 20-40 Tagen angegeben.

258

Es ist anzunehmen, dass der entsprechende

Wert für Difenoconazol in einer ähnlichen Größenordnung läge.

Abbildung 67:

Langzeituntersuchung zur Sorption von Difenoconazol an verschiedene Mikroplas-

tiken (pH = 6, Salinität = 3.5 %, Bewegung

240 min−1

). a) unbehandelte MP, b)

behandelte MP.

Generell kann festgestellt werden, dass Difenoconazol schnell an alle eingesetzten

sorbiert. Of-

fenbar sind entscheidende Faktoren dabei die spezifische Oberfläche und der Grad der Kristallinität

der verwendeten Materialien sowie die Bewegung der wässrigen Lösung. Für eine eingehende Be-

schreibung der Sorbat-Sorbens-Wechselwirkungen sollten diese mit physiko-chemischen Methoden

weiter untersucht werden.

5 Zusammenfassung und Ausblick

Zunächst war es notwendig eine Methode zur Extraktion der Triazolfungizide aus Boden zu

erarbeiten. Um einen möglichst breiten Anwendungsbereich zu garantieren, sollte diese auf Böden

mit unterschiedlichen Gehalten organischen Kohlenstoffs (TOC) anwendbar sein. Zu diesem Zweck

wurden vier Modellböden mit einem definierten Gehalt an organischer Substanz hergestellt. Zur

Sicherstellung eines umfangreichen Analytspektrums der Methode wurden als Modellsubstanzen

12 Organochlorpestizide (

OCP

) und 7 polychlorierte Biphenyle (

PCB

) gewählt, mit denen die Böden

definiert dotiert wurden. Als Extraktionsmethoden kamen die Soxhlet- und die beschleunigte

Lösungsmittel- sowie die Fest-Flüsig-Extraktion zum Einsatz. Letztere wurde in ihrer Dauer variiert.

Die Ergebnisse der Untersuchungen zeigten, dass die Extraktionseffizienz weder von der Art der

Methode noch vom TOC-Gehalt des Bodens abhängt. Auch die Dauer der Fest-Flüssig-Extraktion

beeinflusste die Wiederfindung der Analyten nur unwesentlich. Es konnte jedoch festgestellt

werden, dass die Soxhletextraktion nur in Kombination mit isotopenmarkierten internen Standards

zur Extraktion thermolabiler Substanzen geeignet ist. Für diese ist auch der Zustand des GC-Liners

von erheblicher Wichtigkeit. Die entwickelte Methode konnte erfolgreich auf die Extraktion von

Triazolfungiziden aus Boden und Wasser übertragen werden.

Der entscheidende Faktor für die Extrahierbarkeit von Analyten scheint nicht der TOC-Gehalt

selbst, sondern die inhärente Natur der organischen Substanz zu sein. Weitere Untersuchungen zur

Struktur der organischen Bodenmaterie und deren Zusammenhang mit der Analytwiederfindung

sind somit vielversprechend. Als ein erster Ansatzpunkt wurden auf der Grundlage einer Methode

der

IHSS

Huminstoffe aus einem Kompost und einem Schwebstoffmaterial isoliert. Diese wurden

analytisch mit UV/Vis- und FTIR-Spektroskopie sowie mit Elementaranalytik und Flüssigkeitschro-

matografie charakterisiert und für Transformationsversuche verwendet. Dabei konnte festgestellt

werden, dass die isolierten Fulvinsäuren vermutlich ein geringeres Molekulargewicht als die Hu-

minsäuren besitzen und einen eher aliphatischen Charakter aufweisen. Für eine differenziertere

Beschreibung der Struktur der Isolate bieten sich NMR-Studien an.

Zum Aufbau einer Bibliothek bekannter Reaktionsprodukte, wurden die Analyten Propiconazol

und Difenoconazol unter stark oxidativen Bedingungen umgesetzt. Dabei konnte gezeigt wer-

den, dass die Fentonreaktion die effektive Oxidation der Analyten erlaubt. Die Optimierung der

Reaktandenverhältnisse bei pH=3 ergab als bestes Verhältnis Analyt:

Fe2+

1:2:20. Die an-

schließende Analyse der Reaktionsprodukte erfolgte sowohl mit

GC/MS

, als auch mit

LC/MS/MS

und

LC/HRMS

. Bei der Umsetzung von Propiconazol konnte eine Vielzahl einfach und mehrfach

hydroxylierter Produkte detektiert werden. Auf Grundlage der Auswertung exakter Massen konn-

ten den Signalen Summenformeln zugeordnet werden. Das Auftreten des Transformationsprodukts

(TP) Pro1, Propiconazolketon, wurde durch Vergleich mit einem authentischen Standard verifiziert.

Das Triazolfungizid Difenoconazol wird unter Einwirkung von Fentonreagenzien sehr schnell

abgebaut. So werden nur wenige TP detektiert. Analog zu Propiconazol wird Difenoconazoketon,

Dif3, gebildet, was ebenso durch Einsatz eines Standards bestätigt werden konnte. Die genannten

wurden ebenso detektiert wenn die Fentonreaktion in Boden durchgeführt wurde. Eine Eignung

der Fentonreaktion zur Dekontamination von Böden ist grundsätzlich möglich, sollte aber im

Einzelfall auf die Tauglichkeit geprüft werden.

Als zweite Methode der modellhaften Oxidation wurde die elektrochemische Umsetzung der Fungi-

zide gewählt. In einem online-System konnten die gebildeten Oxidationsprodukte direkt überwacht

werden. Die elektrochemische Oxidation von Difenoconazol führte zur schnellen Bildung von

fünf hauptsächlichen

in zufriedenstellender Intensität. Propiconazol ließ sich elektrochemisch

erheblich schlechter oxidieren als Difenoconazol. Die

, die im elektrochemischen online-Modus

detektiert und während der Fentonumsetzung beider Modellanalyten erzeugt wurden, waren zum

großen Teil vergleichbar. Wurde ein synthetisches elektrochemisches System verwendet und die

Analytlösungen 24 Stunden lang behandelt, so wurde nur ein sehr geringer Umsatz der Analyten

festgestellt und es konnten keine

detektiert werden. Durch Einsatz von Terephthalsäure als

chemisches Dosimeter konnte festgestellt werden, dass das elektrochemische Synthesesystem nur

sehr wenig Hydroxylradikale generiert, was das Ausbleiben von TP bei dieser Umsetzung erklärt.

Um mehr Informationen zur Struktur in situ gebildeter

zu erhalten, stellt die Kopplung der

elektrochemischen Durchflusszelle an ein Tandemmassenspektrometer oder die anschließende

Analyse einer elektrochemisch behandelten Lösung mit

LC/MS/MS

eine sinnvolle Ergänzung

dar.

Im Anschluss wurden Versuche durchgeführt, die den Einfluss von Wasseraufbereitungsverfahren

auf die Triazolfungizide untersuchten. Die Behandlung der beiden Analyten mit Natriumhypochlo-

ritlösung führte nicht zu einer Umsetzung. Vermutlich sind die aromatischen Systeme deaktiviert

und sterisch gehindert, sodass eine Reaktion verhindert wird. Werden gepufferte Lösungen der

Conazole mit ozonangereichertem Starkwasser versetzt, so tritt ebenfalls keine Transformation

dieser auf, vermutlich aus den vorgenannten Gründen. Die Ergebnisse der Ozonungsexperimente

in Oberflächenwasser sind unklar und bedürfen weiterer Untersuchungen. Sinnvoll kann in diesem

Zusammenhang auch die Ozonung in einem Batchreaktor sein, um eine maximale Ozondosis zu

erreichen. Eine weitere Desinfektionsmethode der Wasseraufbereitung ist die Behandlung mit

energiereicher UV-Strahlung. Unter Einfluss dieser wurden beide Modellanalyten sehr schnell

umgesetzt. Der Zusatz organischer Substanz zur Reaktionslösung beschleunigte die Transformation

erheblich, beeinflusste jedoch nicht die Natur der Hauptprodukte. Zusätzliche Experimente zur

Beteiligung reaktiver Spezies wie Singulettsauerstoffund Hydroxylradikale deuten darauf hin,

dass die organische Substanz vorrangig als Photosensibilisator wirkt und Energie auf die Modell-

analyten überträgt. Der Zusammenhang zwischen den Charakteristika der Huminstoffisolate und

der Reaktionsgeschwindigkeit sollte hierbei tiefergehend untersucht werden. Die hauptsächlichen

Transformationswege sind die oxidative und reduktive Dehalogenierung sowie die photoinduzierte

Cyclisierung mit anschließender Hydrolyse. Zusätzlich werden das Propiconazol- und Difenocona-

zolketon detektiert, die ebenfalls bei den modellhaften Umsetzungen mit Fentonreagenzien und

unter Einfluss eines elektrochemischen Potentials entstanden. Für alle weiteren

gilt, dass sie

für eine belastbare Identifikation isoliert und mit NMR analysiert werden müssten. Nur so kann

ausgehend von einer exakten Masse und damit assoziierter Summenformel auf eine definitive

Struktur geschlossen werden.

Wurden analythaltige Lösungen in Reinstwasser mit simulierter Globalstrahlung behandelt, so fand

innerhalb von fünf Stunden kein Umsatz statt. In Oberflächenwasser der Donau hingegen wurden

etwa 20-30 % transformiert. Dieser geringe Umsatz war für die Detektion von

nicht ausreichend.

Auch bei der Bestrahlung dotierter Böden mit UVA-Licht zeigte sich, dass die organische Substanz

einer Matrix großen Einfluss auf die Umsatzrate von Xenobiotika besitzt. Analog den Versuchen in

Wasser werden die Triazolfungizide in einem Boden hohen TOC-Gehaltes schneller transformiert

als in einem Boden, der arm an organischer Substanz ist. Dies unterstreicht die Wichtigkeit der

Betrachtung naturnaher Szenarien, wenn das Verhalten von Schadstoffen in der Umwelt, z.B. bei

der Zulassung von neuen Pestiziden, eingeschätzt werden soll.

Um einen Eindruck von der Metabolisierung beider Triazolfungizide zu erhalten, wurden Versuche

mit Eisen-/Managan-oxidierenden Bakterien in wässriger Lösung durchgeführt. Dabei konnte für

die gewählten Modellanalyten kein Umsatz festgestellt werden. Vergleichende Untersuchungen

mit weiteren Xenobiotika bestätigten jedoch, dass die Vorgehensweise adäquat gewählt wurde.

Gegebenenfalls ist es möglich die gewählten Bakterienstämme in einer Vorkultur bereits den

Schadstoffen auszusetzen. So könnte die Adaption stimuliert werden, sodass Bakterien erhalten

werden, die in der Lage sind die Triazolfungizide zu metabolisieren. Weiterhin sollte überprüft

werden, ob das eingesetzte Medium ideal für die gewählten Bakterien ist. Auf diese Weise kann

ausgeschlossen werden, dass ein fehlender Abbau durch Absterben der Biomasse verursacht wird.

Um eine bessere Vergleichbarkeit zwischen einzelnen Ansätzen zu gewährleisten, sollte daran

gearbeitet werden die Aggregation der Bakterien zu minimieren. Dabei kann es hilfreich sein eine

lösliche Manganquelle zu verwenden.

Schließlich wurde die Fähigkeit des Modellanalyten Difenoconazol untersucht an Mikroplastik

(MP) zu sorbieren. In Modellversuchen wurde die Sorption des Spurenstoffs an

PA6

und

unter Variation der Parameter pH-Wert, Salinität und Bewegung betrachtet. Die Ergebnisse der

Experimente und die anschließende statistische Auswertung legen nahe, dass die Bewegung der

Lösung und das eingesetzte Polymermaterial den größten Einfluss auf die Sorption besitzt. Die

Salinität beeinflusst die Sorption ebenfalls signifikant. Jedoch ist das Ausmaß deutlich geringer als

im Fall der Bewegung. Außerdem konnte festgestellt werden, dass sich die Sorption an

, einem

amorphen Polymer, stark von der an kristalline Polymere unterscheidet. Offenbar hat eine Senkung

der Kristallinität eine höhere Sorption zur Folge, weil z.T. auch Diffusionswege ins Innere von

Partikeln zugänglich sind. Durch Experimente mit künstlich gealtertem

PA6

, das eine geringere

Kristallinität als das Ausgangsmaterial aufweist, konnte dies bestätigt werden. Weitere Versuche

mit gemahlenem

zeigten, dass eine Vergrößerung der Oberfläche mit einer Erhöhung der

Sorption einhergeht. Schlussfolgernd kann der Transport von Difenoconazol an MP in der Umwelt

relevant sein. Inwiefern dies auch mit Gefahren für die aquatische Umwelt einhergeht oder aber zu

einer Erhöhung der Schadstoffkonzentrationen insgesamt führt, bleibt zu klären.

Die Ergebnisse dieser Arbeit lassen den Schluss zu, dass Propiconazol und Difenoconazol in der

Umwelt relativ stabil sind. Gelangen sie jedoch z. B. über Transport an Partikeln in Wasseraufberei-

tungsanlagen, werden beide Modellanalyten unter den dort herrschenden Bedingungen schnell

zu oxidierten Produkten umgesetzt. Für eine Risikoabschätzung sind diese auf ihre Toxizität

für Mensch und Umwelt zu prüfen. Sofern dabei relevante Transformationsprodukte identifi-

ziert werden, wird die Ausweisung eines expliziten Grenzwertes für diese nötig. Daraus ergibt

sich schließlich die Notwendigkeit der Entwicklung und Validierung von Analyseverfahren und

Normen, sowie die Herstellung von Standards und zertifizierten Referenzmaterialien.

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108

Anhang

Abbildung 68:

LC/UV-DAD bei

254 nm

der isolierten Huminstoffe und Vergleichssubstanzen

auf einer Synergi 4

Hydro RP Säule. ENV08 - technische Huminsäure, FUKU -

natürliche organische Substanz aus der Großen Fuchskuhle.

Abbildung 69:

EI-MS des Peaks Pro2, der bei Umsetzung von Propiconazol mit Fentonreagenzien

auftritt.

109

Abbildung 70:

EI-MS des Peaks Pro3, der bei Umsetzung von Propiconazol mit Fentonreagenzien

auftritt.

Abbildung 71:

EI-MS des Peaks Pro9, der bei Umsetzung von Propiconazol mit Fentonreagenzien

auftritt.

Abbildung 72:

EI-MS des Peaks Pro10, der bei Umsetzung von Propiconazol mit Fentonreagenzien

auftritt.

110

Abbildung 73:

EI-MS des Peaks Pro11, der bei Umsetzung von Propiconazol mit Fentonreagenzien

auftritt.

Abbildung 74:

EI-MS des Peaks Pro12, der bei Umsetzung von Propiconazol mit Fentonreagenzien

auftritt.

Abbildung 75:

Gaschromatogramm eines Extraktes einer Lösung, die bei Umsetzung von Dofeno-

conazol mit Fentonreagenzien erhalten wird.

111

Abbildung 76:

Massenspektrum der elektrochemischen Umsetzung von Difenoconazol im online-

Modus.

Abbildung 77:

EI-MS des Peaks Pro20, der nach 24-stündiger elektrochemischer Behandlung

(U=2 V) einer methanolischen Propiconazollösung auftritt.

Abbildung 78:

EI-MS des Peaks Pro21, der nach 24-stündiger elektrochemischer Behandlung

(U=2 V) einer methanolischen Propiconazollösung auftritt.

112

Abbildung 79:

EI-MS des Peaks Pro22, der nach 24-stündiger elektrochemischer Behandlung

(U=2 V) einer methanolischen Propiconazollösung auftritt.

Abbildung 80:

EI-MS des Peaks Pro23, der nach 24-stündiger elektrochemischer Behandlung

(U=2 V) einer methanolischen Propiconazollösung auftritt.

Abbildung 81:

Massenspektren der Peaks Pro24 und Pro25, die bei der Umsetzung von Propicona-

zol mit energiereicher UV-Strahlung auftreten.

113

Tabelle 39:

Reaktionsgeschwindigkeitskonstanten k der Transformation der Triazolfungizide bei

Bestrahlung mit energiereicher UV-Strahlung in Reinstwasser mit verschiedenen Zu-

sätzen. Bei ENV08 handelt es sich um eine technische Huminsäure, FUKU bezeichnet

natürliche organische Substanz aus der Großen Fuchskuhle. Es wurde eine Kinetik

pseudo-erster Ordnung vorausgesetzt.

k(Propiconazol) /min−1k(Difenoconazol) /min−1

Reinstwasser 0,08631±0,00575 0,03926±0,00830

ENV08 0,14879±0,01090 0,07238±0,00546

FUKU 0,11729±0,01233 0,06720±0,00785

SR HS 0,17186±0,01893 0,07320±0,00596

SR FS 0,14731±0,01509 0,09893±0,01858

Kompost HS 0,25956±0,00190 0,16604±0,01252

Kompost FS 0,31308±0,01426 0,19539±0,01849

Ulm SPM 0,13163±0,01135 0,10052±0,01563

BLK SPM 0,25245±0,00923 0,14405±0,01651

BLK SPM HS 0,30169±0,01125 0,18868±0,02033

BLK SPM FS 0,29059±0,01185 0,17428±0,01056

25 mM tBuOH 0,14506±0,01496 0,08924±0,01671

10 mM NaN30,13984±0,00600 0,08815±0,00815

5 µL H2O20,29080±0,01723 0,20741±0,00516

Abbildung 82:

Umsetzung von Terephthalsäure (TPA) zu 2-Hydroxy-Terephthalsäure (2-OH-TPA)

bei Bestrahlung mit energiereicher UV-Strahlung in Reinstwasser und in Reinstwas-

ser mit

10 mgL−1

Fulvinsäureisolat aus Schwebstoffmaterial der Elbe bei Blankenese

(BLK SPM FS).

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Abbildung 83: Intensitätsverlauf des Peaks Pro27HRMS in verschiedenen Matrices.

Abbildung 84: Intensitätsverlauf des Peaks Pro29HRMS in verschiedenen Matrices.

Abbildung 85: Intensitätsverlauf des Peaks Dif6HRMS in verschiedenen Matrices.

115

Abbildung 86: Intensitätsverlauf des Peaks Dif7HRMS in verschiedenen Matrices.

Abbildung 87: Intensitätsverlauf des Peaks Dif12HRMS in verschiedenen Matrices.

Abbildung 88: Intensitätsverlauf des Peaks Dif13HRMS in verschiedenen Matrices.

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Abbildung 89: MS2-Spektrum von Peak Dif8HRMS.

Abbildung 90:

Konzentrationsverlauf der Analyten, aufgetragen als % des Startgehaltes, in Ober-

flächenwasser aus der Elbe bei Blankenese bei Bestrahlung mit UVA-Strahlung.

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Abbildung 91:

FTIR-Spektrum von behandeltem PA6 (a) und Vergleichsspektrum aus der Hummel-

Datenbank von PA6 (b).

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