Polare Perfluoralkylcarbonsäuren: Bestimmung in aquatischen Proben und Untersuchungen zu ihren Präkursoren in Wasser und Feststoffen [1. Aufl. 2019] 978-3-658-27823-6, 978-3-658-27824-3

Table of contents :
Front Matter ....Pages I-XXXII
Einleitung und Kenntnisstand (Joachim Janda)....Pages 1-38
Zielsetzung der Arbeit (Joachim Janda)....Pages 39-41
Ergebnisse und Diskussion (Joachim Janda)....Pages 43-129
Material und Methoden (Joachim Janda)....Pages 131-154
Back Matter ....Pages 155-189

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Joachim Janda

Polare Perfluoralkylcarbonsäuren Bestimmung in aquatischen Proben und Untersuchungen zu ihren Präkursoren in Wasser und Feststoffen

Polare Perfluoralkylcarbonsäuren

Joachim Janda

Polare Perfluoralkylcarbon­säuren Bestimmung in aquatischen Proben und Untersuchungen zu ihren Präkursoren in Wasser und Feststoffen

Joachim Janda Zentrum für Kinder- und Jugendmedizin Universitätsklinikum Heidelberg Heidelberg, Deutschland Zugl.: Dissertation, Eberhard Karls Universität Tübingen, 2018

ISBN 978-3-658-27823-6 ISBN 978-3-658-27824-3  (eBook) https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3 Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen National­ bibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über http://dnb.d-nb.de abrufbar. Springer Spektrum © Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 Das Werk einschließlich aller seiner Teile ist urheberrechtlich geschützt. Jede Verwertung, die nicht ausdrücklich vom Urheberrechtsgesetz zugelassen ist, bedarf der vorherigen Zustimmung des Verlags. Das gilt insbesondere für Vervielfältigungen, Bearbeitungen, Übersetzungen, Mikroverfilmungen und die Einspeicherung und Verarbeitung in elektronischen Systemen. Die Wiedergabe von allgemein beschreibenden Bezeichnungen, Marken, Unternehmensnamen etc. in diesem Werk bedeutet nicht, dass diese frei durch jedermann benutzt werden dürfen. Die Berechtigung zur Benutzung unterliegt, auch ohne gesonderten Hinweis hierzu, den Regeln des Markenrechts. Die Rechte des jeweiligen Zeicheninhabers sind zu beachten. Der Verlag, die Autoren und die Herausgeber gehen davon aus, dass die Angaben und Informa­ tionen in diesem Werk zum Zeitpunkt der Veröffentlichung vollständig und korrekt sind. Weder der Verlag, noch die Autoren oder die Herausgeber übernehmen, ausdrücklich oder implizit, Gewähr für den Inhalt des Werkes, etwaige Fehler oder Äußerungen. Der Verlag bleibt im Hinblick auf geografische Zuordnungen und Gebietsbezeichnungen in veröffentlichten Karten und Institutionsadressen neutral. Springer Spektrum ist ein Imprint der eingetragenen Gesellschaft Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH und ist ein Teil von Springer Nature. Die Anschrift der Gesellschaft ist: Abraham-Lincoln-Str. 46, 65189 Wiesbaden, Germany

Für Mia und Justus

Danksagung Wie vermutlich die meisten Dissertationen ist auch diese das Ergebnis einer Zeit mit Höhen und Tiefen. Daher möchte ich mich zunächst bei den vielen Unterstützern und „Ermutigern“ bedanken, die zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen haben. Herrn Prof. Dr. Heinz-Jürgen Brauch danke ich herzlich für die Aufnahme in seine Arbeitsgruppe am DVGW-Technologiezentrum Wasser (TZW), die freie Wahl des Forschungsthemas und für die Möglichkeit, dass ich mich während der Arbeit weitgehend frei entfalten konnte. Herrn Prof. Dr. Christian Zwiener danke ich vielmals für die Annahme als externer Doktorand in seiner Arbeitsgruppe und seine zahlreichen wertvollen Hinweise zu meinen wissenschaftlichen Texten und Tipps zur Beantwortung kniffliger Fragen. Mein besonderer Dank gilt Frank Thomas Lange, der mich an das Thema PFAS herangeführt hat, während meiner Arbeit immer mit gutem Rat zur Seite stand und mich mit seinem kritischen Geist oft dazu bewogen hat, noch einmal genauer hinzusehen. Ebenso großer Dank gilt Karsten Nödler, der unkompliziert die weitere Betreuung meiner Arbeit übernommen hat, als das Thema TFA in die „heiße Phase“ gegangen ist und mich dabei stets mit konstruktiver Kritik und guten Ideen unterstützt hat. Auch den anderen wissenschaftlichen Mitarbeitern der Abteilung danke ich herzlich für ihre Unterstützung, besonders Doreen Richter, Marco Scheurer, Oliver Happel und Jens Müller, außerdem den Mitarbeiterinnen im Sekretariat, Stefanie Buccheri und Andrea Köppen, für ihre Hilfe bei organisatorischen Fragen. Weiterer Dank gilt: Andrea Hauck und Boris Kratz für die Einarbeitung bei meinen ersten praktischen PFAS-Experimenten, für die Diskussionen, wenn Probleme in der Methodenentwicklung aufgetreten sind und für die Hilfe, wenn mal wieder Vergleichsergebnisse gebraucht wurden, den Mitstreitern am API 5000, Pia Gerstner, Michael Merklinger und Marcel Baudy, für Messzeit und ihre Hilfsbereitschaft und den Mit-

VIII

Danksagung

arbeitern des Wasserlabors, besonders Brigitte Raue, Alexander Heck und Franziska Klein, für DOC-, Sulfat- und Chlorid-Analysen. Außerdem danke ich den Probenehmern des TZW, die regelmäßig für neues Untersuchungsmaterial gesorgt haben, sowie Roberto Lava und Francesca Zanon für die Überlassung von Proben aus Venetien. Besonders möchte ich auch Jessica Heger, Katja Hauer, Birgit Körner, Thomas Lustinetz, Melanie Ehmann, Michael Wenz und Finnian Freeling danken, da die Arbeit in den Probenvorbereitungslabors ohne sie nicht halb so schön gewesen wäre. Ein riesiges Dankeschön geht an alle, mit denen ich die Büros teilen durfte, vor allem Dominik Armbruster, Frieder Junginger, Marco Pittroff, Uta Hüther-Windbiel, Gudrun Nürenberg und Martin Tröster. Es war eine fantastische Zeit mit Euch, die ich sehr vermisse. Zuletzt möchte ich noch allen weiteren Mitarbeitern des TZW danken. Es war eine tolle Arbeitsatmosphäre und die Zeit mich Euch hat viel Spaß gemacht.

Joachim Janda

Inhaltsverzeichnis Danksagung ...................................................................................... VII Abbildungsverzeichnis ................................................................ XIII Tabellenverzeichnis .................................................................... XVII Abkürzungsverzeichnis............................................................... XIX Kurzfassung .................................................................................... XXV Abstract ...........................................................................................XXIX 1

Einleitung und Kenntnisstand ............................................... 1 1.1 Chemische Grundlagen ..................................................................................... 5 1.1.1 Eigenschaften und Verwendung ......................................................5 1.1.2 Synthese................................................................................................... 10 1.2 Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt................. 12 1.2.1 Quellen ..................................................................................................... 12 1.2.2 Verhalten und Verbleib in der Umwelt ...................................... 14 1.2.3 Regulierung in Deutschland ........................................................... 19 1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen ................. 22 1.3.1 Extraktionsmethoden ........................................................................ 23 1.3.2 Instrumentelle Analytik.................................................................... 28 1.3.3 Summenmethoden und Aufschlussverfahren ........................ 32

2 3

Zielsetzung der Arbeit ........................................................... 39 Ergebnisse und Diskussion .................................................. 43 3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben ............. 43 3.1.1 Festphasenextraktion ........................................................................ 43 3.1.2 Flüssigkeitschromatografie-TandemMassenspektrometrie-Kopplung .................................................. 49 3.1.3 Methodenvalidierung ........................................................................ 57 3.1.4 Analysen von Wasserproben.......................................................... 62

X

Inhaltsverzeichnis 3.1.5 Fazit ........................................................................................................... 68 3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben ......... 69 3.2.1 Methodenoptimierung ...................................................................... 71 3.2.2 Validierung und Qualitätskontrolle ............................................. 78 3.2.3 TFA-Bildungspotenzial ausgesuchter Modellsubstanzen . 83 3.2.4 TFA-Bildungspotenzial in wässrigen Proben.......................... 86 3.2.5 Fazit ........................................................................................................... 92 3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen ............ 94 3.3.1 Extraktion ............................................................................................... 96 3.3.2 Methodenoptimierung ...................................................................... 97 3.3.3 Instrumentelle Analytik ................................................................. 101 3.3.4 Validierung .......................................................................................... 104 3.3.5 Oxidative Transformation ausgewählter Präkursoren ... 109 3.3.6 Untersuchung von Bodenproben .............................................. 112 3.3.7 Fazit ........................................................................................................ 124 3.4 Zusammenfassung und Ausblick ............................................................. 126

4

Material und Methoden .......................................................131 4.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben .......... 134 4.1.1 Zur Probenaufarbeitung genutzte Arbeitslösungen ......... 134 4.1.2 Proben ................................................................................................... 134 4.1.3 Probenvorbereitung ........................................................................ 135 4.1.4 Instrumentelle Analytik ................................................................. 137 4.1.5 Qualitätskontrolle ............................................................................ 139 4.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben ...... 141 4.2.1 Arbeitslösungen von Chemikalien ............................................ 141 4.2.2 Proben ................................................................................................... 141 4.2.3 Probenvorbereitung ........................................................................ 142 4.2.4 Instrumentelle Analytik ................................................................. 146 4.2.5 Qualitätskontrolle ............................................................................ 147 4.3 Untersuchungen zu PFCA-Präkursoren in Feststoffen .................. 148 4.3.1 Arbeitslösungen von Chemikalien ............................................ 148

Inhaltsverzeichnis 4.3.2 4.3.3 4.3.4 4.3.5

XI

Proben ................................................................................................... 148 Probenvorbereitung ........................................................................ 149 Instrumentelle Analytik ................................................................. 151 Qualitätskontrolle ............................................................................ 152

Literaturverzeichnis.....................................................................155 Anhang ..............................................................................................177 Massenübergänge und Retentionszeiten ........................................................ 177 Mineralwasser-Inhaltsstoffe ................................................................................ 180 Charakterisierung von SPE-Partikeln............................................................... 180 Evaluierung von TFA-M1 als interner Standard .......................................... 182 Zusammenstellung von Analysenergebnissen ............................................. 184 EOF-Analytik................................................................................................................ 187

Publikationen .................................................................................189

Abbildungsverzeichnis Abbildung 1:

Werbung für schmutzabweisende Produkte aus den 1960er Jahren. ...........................................................................................2

Abbildung 2:

Struktureller Aufbau einiger PFAS. ..................................................6

Abbildung 3:

Postulierter Biotransformationsweg für Sulfonamid-basierte PFAS. ............................................................... 15

Abbildung 4:

Biotransformationswege beim Abbau Fluortelomer-basierter PFAS in der Umwelt ........................... 16

Abbildung 5:

Funktionelle Gruppen und Dissoziationskonstanten der verwendeten Anionenaustauscher-Materialien ..................... 44

Abbildung 6:

Extraktionsausbeuten von PFCA mit Kettenlängen von C2 bis C8 mittels Anionenaustausch. ............................................. 46

Abbildung 7:

Schematische Darstellung der Trennphase der Obelisc N-Säule laut Herstellerangaben. .................................... 50

Abbildung 8:

Chromatogramme für ein PFCA-Testgemisch unter Verwendung der Obelisc N-Säule unter isokratischen Bedingungen ........................................................................................... 51

Abbildung 9:

Chromatogramm der sieben PFCA nach Trennung mit der Obelisc N-Säule. ............................................................................. 53

Abbildung 10:

Chromatografie-Matrixeffekte unter Anwendung der Obelisc N-Säule ...................................................................................... 54

Abbildung 11:

Chromatogramme der sieben homologen PFCA mit einer Kinetex C18-Phase und unterschiedlichen Eluenten .................................................................................................... 56

Abbildung 12:

Optimierte Trennung der PFCA von C2 bis C8 mit der Kinetex C18-Säule................................................................................... 57

Abbildung 13:

Relative Matrixeffekte in vier wässrigen Matrices bezogen auf demineralisiertes Wasser ....................................... 60

Abbildung 14:

PFCA-Konzentrationen in fünf Grundwasserproben von kontaminierten Entnahmestellen.................................................. 63

XIV

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 15:

Box-Whisker-Plots der PFAS-Konzentrationen in 49 Grundwasserproben von belasteten Entnahmestellen ................................................................................... 64

Abbildung 16:

Boxplots von TFA-Konzentrationen in unterschiedlichen Wasserproben ohne bekannte PFAS-Belastung ..................................................................................... 66

Abbildung 17:

TFA-Gehalte in Leitungswasser von öffentlichen und privaten Entnahmestellen aus verschiedenen Stadtteilen einer Großstadt im nördlichen Baden-Württemberg ........................................................................... 67

Abbildung 18:

Molare Ausbeuten von PFCA nach dem oxidativen Aufschluss von 6:2 FTSA bzw. 4:2 FTSA ..................................... 72

Abbildung 19:

Native Konzentrationen und Konzentrationen nach Anwendung des TOP-Assays auf Teilproben von Zu- und Ablauf einer Kläranlage .................................................... 81

Abbildung 20:

Molekülstrukturen ausgewählter, umweltrelevanter TFA-Präkursoren .................................................................................. 84

Abbildung 21:

Transformationsausbeuten verschiedener TFA-Präkursoren mittels TOP-Assay und Ozonung .............. 85

Abbildung 22:

Ergebnisse der Oxidation von Zu- und Abläufen von sechs Kläranlagen ................................................................................. 87

Abbildung 23:

TFA-Konzentrationen in Oberflächenablauf aus einem landwirtschaftlichen Gebiet vor und nach Oxidation unter Anwendung von Ozon und dem TOP-Assay. ................ 89

Abbildung 24:

Molekülstrukturen von PSM-Wirkstoffen, die potenziell als Präkursoren in Weinbaugebieten in Frage kommen ..... 90

Abbildung 25:

TFA-Konzentrationen in vier Grundwasserproben vor und nach Behandlung mit dem TOP-Assay ............................... 92

Abbildung 26:

TFA-Konzentrationen in wässrigen Proben unterschiedlicher Matrices vor und nach Behandlung mittels TOP-Assay. ............................................................................... 93

Abbildung 27:

Schematischer Ablauf zur Herstellung eines Rohextrakts aus einer Feststoffprobe ......................................... 97

Abbildungsverzeichnis

XV

Abbildung 28:

Extraktionswiederfindungen nach dreistufiger Extraktion der Analyten aus matrixfreier Aufschlusslösung. ................................................................................. 98

Abbildung 29:

Konzentrationen der PFCA von TFA bis PFOA vor und nach Anwendung des TOP-Assays in Abhängigkeit der Probenmenge....................................................................................... 100

Abbildung 30:

Chromatogramme der Zielsubstanzen der RP-LC-MS/MS-Analytik unter Anwendung eines Injektorprogramms .......................................................................... 103

Abbildung 31:

Chromatogramm nach einer IC-MS/MS-Messung .............. 104

Abbildung 32:

Relative Matrixeffekte der isotopenmarkierten Standards für eine native und eine oxidativ behandelte Probe. ...................................................................................................... 106

Abbildung 33:

Transformationsausbeuten zuzüglich der Extraktionswiederfindungen von vier polyfluorierten Phosphorsäureestern....................................................................... 111

Abbildung 34:

Typisches Ergebnis nach der oxidativen Behandlung einer PFAS-kontaminierten Bodenprobe aus der Region Baden-Baden/Rastatt ...................................................................... 113

Abbildung 35:

Konzentrationen von PFCA und PFSA in drei Tiefenprofilen vor und nach TOP-Assay.................................. 118

Abbildung 36:

Prozentuale Verteilung der Analyten nach TOP-Assay in den einzelnen Schichten der Tiefenprofile. ............................ 121

Anhang Abbildung A 1: Mikroskopische Aufnahmen von Oasis-WAX-Partikeln ... 181 Abbildung A 2: Überlagerte Spektren der Referenzpartikel und des Partikels auf der Filtermembran ................................................ 181 Abbildung A 3: Überlagerte Chromatogramme der Massenspuren von TFA und TFA-M1 ................................................................................ 183 Abbildung A 4: Fließschema der einzelnen Arbeitsschritte zur Bestimmung des EOF. ...................................................................... 188

Tabellenverzeichnis Tabelle 1:

Übersicht zu Anwendungsbereichen für PFAS mit ausgewählten Beispielen. .....................................................................7

Tabelle 2:

Physikochemische Eigenschaften einiger PFAS. ........................9

Tabelle 3:

LW und GOW für einzelne PFAS in Trinkwasser, sowie in Baden-Württemberg gültige, vorläufige GFS-Werte für Grundwasser und Sickerwasser ............................................. 21

Tabelle 4:

Sulfat- und Chlorid-Konzentrationen in einer synthetischen Wasserprobe und SPE-Fraktionen ................. 47

Tabelle 5:

Experimentelle Bedingungen isokratischer Läufe mit der Obelisc N-Säule und daraus berechnete Kenngrößen ............................................................................................. 52

Tabelle 6:

Methodenkenndaten für Mineralwasser und demineralisiertes Wasser ................................................................. 59

Tabelle 7:

Validierungsergebnisse der Methode für drei verschiedene Matrices ........................................................................ 61

Tabelle 8:

Wirkstoffe mit C-gebundenen CF3-Gruppen in Pflanzenschutzmitteln mit hohem Inlandsabsatz .................. 70

Tabelle 9:

Ergebnisse der Sulfat-Analysen von TOP-Assay-Proben und Extrakten, sowie erzielte Sulfat-Abtrennungsraten .... 75

Tabelle 10:

Absolute TFA-Wiederfindungen für drei evaluierte Extraktionsmethoden. ........................................................................ 76

Tabelle 11:

Extraktionswiederfindungen in fraktionierten ACN-Extrakten ....................................................................................... 77

Tabelle 12:

Methodenkenndaten für die TFA-Bestimmung mittels IC-MS/MS aus Kalibrierexperimenten ........................................ 78

Tabelle 13:

Richtigkeit und Präzision für unterschiedliche Matrices .... 79

Tabelle 14:

Transformationsausbeuten von FEtSA in verschiedenen Matrices. .................................................................................................... 82

Tabelle 15:

Vergleich zwischen EOF und TOP-Assay (C2-C8 PFCA) in Abhängigkeit der eingesetzten Teilproben ............................ 101

XVIII

Tabellenverzeichnis

Tabelle 16:

Den Analyten zugeordnete IS, Linearität über den Arbeitsbereich und instrumentelle Nachweis- und Bestimmungsgrenzen ...................................................................... 105

Tabelle 17:

Richtigkeit und Präzision für die untersuchten PFCA und PFSA über das Gesamtverfahren. ...................................... 108

Tabelle 18:

Richtigkeit und Präzision für vier FASA und deren oxidative Transformation über das Gesamtverfahren ...... 109

Tabelle 19:

Gesamtwiederfindungen der beim TOP-Assay eingesetzten Vorläufer bezogen auf deren Stoffmengen und die Summen der einzelnen PFCA-Wiederfindungen. 112

Tabelle 20:

Fluorbilanzen für untersuchte Bodenproben ....................... 116

Tabelle 21:

Fluorbilanzen für drei Tiefenprofile ......................................... 123

Tabelle 22:

Binärer Gradient für die Trennung der Analyten unter Verwendung der Kinetex C18-Säule ........................................... 138

Tabelle 23:

Binärer Gradient für die Trennung der Analyten unter Verwendung der Obelisc N-Säule ............................................... 138

Tabelle 24:

Konstante, instrumentelle Einstellungen bei den angewendeten LC-MS/MS Methoden. ................................................ 139

Anhang Tabelle A 1:

LC-MS/MS-Daten zu den in Kapitel 3.1 untersuchten Substanzen ............................................................................................ 177

Tabelle A 2:

LC-MS/MS-Daten zu den in den Kapiteln 3.2 und 3.3 zusätzlich unersuchten Substanzen .......................................... 177

Tabelle A 3:

Analysenauszug des bei der Validierung verwendeten Mineralwassers gemäß Angaben des Vertriebs. .................. 180

Tabelle A 4:

Einzelergebnisse von 49 belasteten Grundwasserproben aus der Region um Rastatt und Baden-Baden ........................................................................................ 184

Tabelle A 5:

Einzelne TFA-Konzentrationen in unterschiedlichen Wasserproben ohne bekannte PFAS-Vorbelastung ........... 186

Abkürzungsverzeichnis Physikalisch-chemische und mathematische Größen c c0 DT50 F g Hcp Kaw Koc Kow M n nC nCf nF pV R R2 s Sw tR V wB x̅

Konzentration Anfangskonzentration Halbwertszeit (beim biol. Abbau; engl. dissipation time of 50 %) Flussrate g-Kraft Henry-Löslichkeitskonstante (ausgedrückt durch molare Konzentration pro Druckeinheit) Luft-Wasser-Verteilungskoeffizient Boden-Wasser-Verteilungskoeffizient, Adsorptionskoeffizient Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient Molmasse Anzahl Anzahl Kohlenstoff-Atome Anzahl perfluorierter Kohlenstoff-Atome Anzahl Fluor-Atome Dampfdruck (chromatografische) Auflösung Bestimmtheitsmaß Standardabweichung Wasserlöslichkeit Retentionszeit Volumen (Basislinien-) Peakbreite Mittelwert

XX

Abkürzungsverzeichnis

Akronyme und Begriffe ACN AOF AOP BBodSchV BfR BG BrG BTF BVL CI CIC diPAP diSAmPAP DMF EI EOF EPA ESI EtFOSA EtFOSAA EtFOSE EtOAc FASA FBSA FEtSA FHxSA FOSA FT FTAC FTAL

Acetonitril Adsorbierbares organisches Fluor Erweitertes Oxidationsverfahren (engl. advanced oxidation process) Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung Bundesamt für Risikobewertung Bestimmungsgrenze Berichtsgrenze Benzotrifluorid Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit chemische Ionisierung Combustion Ion Chromatography Fluortelomerphoshatdiester Perfluoroctansulfonamidoethanol-basierter Phosphorsäurediester Dimethylformamid Elektronenstoß-Ionisation Extrahierbares organisch gebundenes Fluor Amerikanische Umweltschutz-Behörde (Environmental Protection Agency) Elektrospray-Ionisation N-Ethylperfluoroctansulfonamid N-Ethylperfluoroctansulfonamidoessigsäure N-Ethylperfluoroctansulfonamidoethanol Ethylacetat Perfluoralkylsulfonamid Perfluorbutansulfonamid Perfluorethansulfonamid Perfluorhexansulfonamid Perfluoroctansulfonamid Fluortelomer Fluortelomeracrylat Fluortelomeraldehyd

Abkürzungsverzeichnis FTCA FTMAC FTOH FTSA FTUAL FTUCA GC GFC GFS GOW H2Odem H2OmQ HCFC HCl HCOOH HFC HILIC HPLC HRMS IC IS KA LC LLE LSE LVI LW MeOH monoPAP MS(/MS)

XXI

Fluortelomercarbonsäure Fluortelomermethacrylat Fluortelomeralkohol Fluortelomersulfonsäure Ungesättigtes Fluortelomeraldehyd ungesättigte Fluortelomercarbonsäure Gaschromatografie Gelfiltrationschromatografie Geringfügigkeitsschwellenwert gesundheitlicher Orientierungswert demineralisiertes Wasser Reinstwasser (18 MΩ⋅cm) Fluorchlorkohlenwasserstoffe (engl. hydrochlorofluorocarbons) Salzsäure Ameisensäure Fluorkohlenwasserstoffe (engl. hydrofluorocarbons) Hydrophilie Interaktionschromatografie (engl. Hydrophilic interaction chromatography) Hochleistungsflüssigkeitschromatografie (engl. high performance liquid chromatograhpy) hochauflösende Massenspektrometrie (engl. high resolution mass spectrometry) Ionenchromatografie Interner Standard Kläranlage Flüssigkeitschromatografie (engl. liquid chromatography) Flüssig-Flüssig-Extraktion (engl. liquid liquid extraction) Flüssig-Fest-Extraktion (engl. liquid solid extraction Großvolumige Direktinjektion (engl. large volume injection) (gesundheitlicher) Leitwert Methanol Fluortelomerphoshatmonoester (Tandem-)Massenspektrometrie

XXII NaOH NG NH3 NH4Ac NH4HCOONH4OH NMR OECD

PAP PFAS PFBA PFBS PFCA PFDA PFHpA PFHpS PFHxA PFHxS PFNA PFOA PFOS PFOSF PFOSi PFPeA PFPeS PFPrA PFSA PFTeDA PFTrDA PP PSM RP

Abkürzungsverzeichnis Natronlauge, Natriumhydroxid Nachweisgrenze Ammoniak Ammoniumacetat Ammoniumformiat Ammoniumhydroxid Kernspinresonanzspektroskopie Organisation für wirtschaftliche Zusammenarbeit und Entwicklung (engl. Organisation for Economic Co-operation and Development) polyfluorierter Phosphorsäurealkylester Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen Perfluorbutansäure Perfluorbutansulfonsäure Perfluoralkylcarbonsäure Perfluordecansäure Perfluorheptansäure Perfluorheptansulfonsäure Perfluorhexansäure Perfluorhexansulfonsäure Perfluornonansäure Perfluoroctansäure Perfluoroctansulfonsäure Perfluoroctansulfonylfluorid Perfluoroctansulfinsäure Perfluorpentansäure Perfluorpentansulfonsäure Perfluorpropansäure Perfluoralkylsulfonsäure Perfluortetradecansäure Perfluortridecansäure Polypropylen Pflanzenschutzmittel Umkehrphase (engl. reversed phase)

Abkürzungsverzeichnis RSD SNR SPE TFA TFE TFM TOC TOF TOP TP TS TZW UBA

XXIII

Relative Standardabweichung (Variationskoeffizient) Signal-Rausch-Verhältnis (engl. signal-to-noise ratio) Festphasenextraktion (engl. solid phase extraction) Trifluoressigsäure, Trifluoracetat Tetrafluorethylen Trifluormethyl Gesamter organischer Kohlenstoff (engl. total organic carbon) Gesamtes organisches Fluor (engl. total organic fluorine) Gesamtheit der oxidierbaren Präkursoren (engl. total oxidizable precursor) Tiefenprofil Trockensubstanz DVGW-Technologiezentrum Wasser Umweltbundesamt

Kurzfassung In Kapitel 3.1 wurde ein einfaches und robustes Analyseverfahren auf Basis von Festphasenextraktion (SPE) und Flüssigkeitschromatographie-TandemMassenspektrometrie (LC-MS/MS) zur Bestimmung von perfluorierten Carbonsäuren (PFCA) mit Alkylketten von C 2 - C8 entwickelt, validiert und auf Leitungswasser, Grundwasser und Oberflächenwasser angewendet. Es wurden zwei stationäre Phasen für LC (Obelisc N und Kinetex C18) und zwei Sorbenzien mit schwachen Anionenaustauscher-Eigenschaften für SPE (Strata X-AW und Oasis WAX) evaluiert. Eine robuste Trennung und Retention wurde bei Verwendung der C 18-Trennsäule erreicht. Mit beiden Sorbenzien waren die Extraktionsausbeuten für PFCA mit C > 3 generell quantitativ, im Fall der beiden kurzkettigsten PFCA, Perfluorpropanoat (Pfau) und Trifluoracetat (TFA), unterschieden sich die Extraktionsausbeuten jedoch erheblich: Im Fall von Strata X-AW lagen sie bei 36 – 114 % (Pfau) und 14 - 99 % (TFA), für Oasis WAX wurden 93 - 103 % (Pfau) und 40 - 103 % (TFA) ermittelt. Als entscheidender Parameter für die Extraktion wurde der pH-Wert der Probe identifiziert. Um Störungen durch Partikel aus dem Sorbens zu vermeiden und Arbeitsschritte bei der Probenvorbereitung zu minimieren, wurde simultan zur Elution von der Festphase eine Filtration über Luer-Filter (Regenerierte Cellulose) eingeführt. Die Validierung resultierte in Bestimmungsgrenzen (BG) zwischen 0,6 ng/L und 26 ng/L. Die Präzision lag zwischen 0,7 % und 15 %, die Richtigkeit zwischen 83 % und 107 %. In Grundwasserproben von Standorten, bei denen Kontaminationen mit per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen (PFAS) bekannt waren, lagen die ermittelten PFCA-Konzentrationen zwischen 0,056 μg/L und 2,2 μg/L, wobei TFA und Perfluoroctanoat (PFOA) dominant waren. Darüber hinaus erwies sich TFA als deutlich weiter verbreitet und wurde mit Konzentrationen zwischen 0,045 μg/L und 17 μg/L in Trinkwasser-, Grundwasser- und Oberflächenwasserproben analysiert, in denen keine Beeinflussung durch PFAS vorlag.

XXVI

Kurzfassung

In Kapitel 3.2 wurde eine Methode durch Kombination einer Oxidation mit Hydroxylradikalen (auf Basis des sogenannten TOP-Assays) und Ionenchromatographie (IC) mit MS/MS-Detektion entwickelt und validiert, um das TFA-Bildungspotenzial von Modellverbindungen und Wasserproben unterschiedlicher Herkunft (z. B. Abwasser, Deponiesickerwasser und Oberflächenablauf aus einem landwirtschaftlichen Gebiet) zu untersuchen. Für den TOP-Assay wurden zwei Reaktionszeiten (6 h und 20 h) getestet und verschiedene Clean-up-Techniken zur Isolierung von TFA aus den Aufschlusslösungen hinsichtlich ihrer Extraktionseffizienz und Fähigkeit zur Abtrennung anorganischer Salze evaluiert: SPE mit Oasis WAX, FlüssigFlüssig-Extraktion (LLE) mit Ethylacetat oder Acetonitril (ACN) nach dem QuEChERS-Protokoll und Fest-Flüssig-Extraktion (SLE) mit Aceton oder ACN nach Trocknung der Aufschlusslösung. Ein orientierendes Experiment mit oxidativem Aufschluss von 4:2 Fluortelomersulfonat (4:2 FTSA) bei unterschiedlichen Reaktionszeiten führte zu besserer Reproduzierbarkeit der Produktkonzentrationen (1,9 - 2,4 % relative Standardabweichung (RSD)) bei 20 h gegenüber 6 h (2,9 – 17 % RSD). Sulfat-Analysen ergaben zudem eine quantitative Umwandlung des eingesetzten Peroxodisulfats nach 20 h (102 % Ausbeute, gegenüber 88 % nach 6 h). SPE und LLE führten zu niedrigen TFA-Wiederfindungen (≤ 10 %). Bei SLE mit Aceton und ACN wurden sowohl gute Wiederfindungen (75 - 94 %) als auch gute SulfatAbtrennungen (> 99,99 %) erreicht. Aufgrund störender Nebenreaktionen von Aceton wurde die Clean-up-Methode jedoch auf Basis einer SLE mit ACN nach Vakuum-Konzentration der TOP-Assay-Aufschlusslösungen weiter optimiert. Zur Validierung und Qualitätskontrolle des Verfahrens erwies sich Perfluorethylsulfonamid (FEtSA) als geeignet, da es quantitativ zu TFA transformiert werden konnte. Die Validierung ergab eine instrumentelle BG von 0,061 μg/L TFA. Die Richtigkeit auf Basis des internen Standards, 13C2TFA, lag in Wasserproben verschiedener Herkunft zwischen 90 % (z. B. Zulauf einer Kläranlage (KA)) und 103 % (Oberflächenwasser), die Präzision zwischen 2,0 % (demineralisiertes Wasser) und 18 % (Leitungswasser). Typische Transformationswiederfindungen für FEtSA in komplexen Matrices lagen zwischen 73 % (KA-Zulauf) und 104 % (Deponiesickerwasser).

Kurzfassung

XXVII

Die Anwendung der Methode auf ausgewählte TFA-Präkursoren (Pestizide: Flufenacet, Fluopicolid, Fluopyram, Flurtamone, Tembotrion und Tritosulfuron; Arzneimittel: Fluoxetin und Sitagliptin; Industriechemikalien: Bisphenol AF, 4-Chlor-3-Nitrobenzotrifluorid (4C,3N-BTF), 4-Chlorbenzotrifluorid (4C-BTF), 4:2 FTSA und 6:2 FTSA) führte zu Transformationsausbeuten zwischen 3,9 % (4C-BTF) und 96 % (Sitagliptin), die offenbar stark von den Molekülstrukturen abhingen. Die Anwendung des Verfahrens auf Zu- und Abläufe von sechs KA ergab TFA-Bildungspotenziale von bis zu 460 %. Für fünf KA konnte entweder ein vorhandenes Gesamtpotenzial zur Bildung von TFA weitgehend erfasst oder eine infolge der Abwasserbehandlung beobachtete Entstehung weitgehend mit der Methode erklärt werden. Auch in anderen Proben waren z. T. erhebliche TFA-Bildungspotenziale vorhanden (z. B Oberflächenablauf: 59 %, mit industriellen Altlasten belastetes Grundwasser: 62 % oder Deponiesickerwasser: 42 %). In Kapitel 3.3 wurden die Entwicklungsarbeiten aus den beiden vorangegangenen Kapiteln zu einer Methode auf Basis von TOP-Assay und instrumenteller Analyse mittels IC-MS/MS und LC-MS/MS auf einer Umkehrphase (RP) kombiniert, um Vorläufer perfluorierter Abbauprodukte in Bodenproben zu untersuchen. Als potenzielle Reaktionsprodukte wurden hierbei PFCA mit Aklylketten von C2 - C14 und perfluorierte Sulfonsäuren (PFSA) von C4 - C8 und C10 analysiert. Die Methodenentwicklung beinhaltete Untersuchungen zum Matrixeinfluss der im TOP-Assay eingesetzten Teilprobe eines Bodenextrakts (0,5 g, 0,2 g oder 0,1 g) und eine Überprüfung der Extraktionswiederfindungen im Clean-up für das erweiterte Analytspektrum. Die PFCA-Konzentrationen nach oxidativer Behandlung derselben Bodenextrakte fielen bei Teilproben von 0,5 g durchschnittlich 16 % niedriger aus, als bei 0,2 g und sogar 22 % niedriger als bei 0,1 g. Dieser Trend wurde mit weiteren belasteten Bodenproben bestätigt und in folgenden Experimenten Teilproben von 0,1 g verwendet. Die mit dem Clean-up erzielten Extraktionswiederfindungen waren gut und lagen nach zweistufiger SLE mit ACN zwischen 70 % und 121 %. Die Validierung ergab instrumentelle BG zwischen 0,029 μg/L und 0,11 μg/L und Wiederfindungen der PFCA und PFSA zwischen 68 % und 123 % mit

XXVIII

Kurzfassung

1 - 25 % Präzision über das Gesamtverfahren. Der Einsatz von vier Perfluoralkylsulfonamiden (FASA) mit Kettenlängen von C2, C4, C6 und C8 zur Qualitätskontrolle, die nach Anwendung der Methode als ihre korrespondierenden PFCA gemessen wurden, resultierte in Transformationswiederfindungen zwischen 65 % und 103 % mit 6 % - 16 % Präzision. Die Anwendung der Methode auf Polyfluoralkylphosphatester (PAP) unterschiedlicher Kettenlängen in Gegenwart von Bodenmatrix führte je nach Ausgangssubstanz zu PFCA-Gemischen mit repräsentativen, reproduzierbaren Konzentrationsverteilungen (im Fall Fluortelomer-basierter PAP) bzw. zu PFOA (im Fall eines Perfluoroctansulfonamid-basierten PAP). Stichproben von belasteten Flächen aus einer mittelbadischen Region wiesen nach Anwendung der Methode z. T. erhebliche Konzentrationserhöhungen (z. B. um Faktoren von 3 - 178) verglichen mit Gehalten in den nativen Proben auf. Die Umrechnung auf molare Konzentrationen ergab (molare) Präkursor-Anteile von ≥ 90 % in den nativen Stichproben. Durch Berücksichtigung summierter Fluoräquivalente, die aus den nach TOP-Assay erhaltenen PFCA- und PFSA-Konzentrationen berechnet wurden, konnten zuvor aufgetretene Erklärungslücken zwischen Ergebnissen von Zielsubstanzanalysen auf PFAS mit den nativen Proben und Analysenergebnissen auf extrahierbares organisches Fluor (EOF) geschlossen werden. Aus Untersuchungen von jeweils vier Segmenten dreier Bodenprofile aus der belasteten Region konnte abgeleitet werden, dass Präkursoren hauptsächlich (im Mittel 91 – 98 % bezogen auf molare Konzentrationen) in den Schichten oberhalb von 40 cm Tiefe vorlagen. Bei der Anwendung der Methode auf diese Proben wurden Konzentrationserhöhungen von bis zu einem Faktor von 202 im Vergleich zu den Gehalten in den nativen Proben beobachtet.

Abstract In chapter 3.1, a simple and robust analytical method for the determination of perfluorinated carboxylic acids (PFCAs) with C 2 to C8 chains, based on solid-phase extraction (SPE) and liquid chromatography-tandem mass spectrometry (LC-MS/MS) was developed, validated and applied to tap water, groundwater and surface water. Two stationary phases for LC (Obelisc N and Kinetex C 18) and two weak anion exchange materials for SPE (Strata X-AW and Oasis WAX) were evaluated. Robust separation and retention was achieved using the C 18 column. Both sorbents generally led to quantitative extraction recoveries for PFCAs with C > 3, but the extraction yields differed considerably for the two shortest chained PFCAs, perfluoropropanoate (PFPrA) and trifluoroacetate (TFA): Recoveries with Strata X-AW were 36 - 114 % (PFPrA) and 14 - 99 % (TFA), while Oasis WAX led to 93 - 103 % (PFPrA) and 40 – 103 % (TFA). The sample pH was identified as a key parameter for SPE. Simultaneous elution-filtration (regenerated cellulose luer filters) was introduced to avoid sorbent particles in the extracts and to minimize working steps during sample preparation. Validation resulted in quantification limits (LOQ) between 0.6 ng/L and 26 ng/L. The precision was between 0.7 % and 15 % with mean recoveries between 83 % and 107 %. In groundwater samples from sites impacted by per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS), PFCA concentrations ranged between 0.056 μg/L and 2.2 μg/L, with TFA and perfluorooctanoate (PFOA) being predominant. TFA was found to be more ubiquitously spread and was analysed at concentrations between 0.045 μg/L and 17 μg/L in drinking water, groundwater and surface water samples, which were not impacted by PFAS. In chapter 3.2, a method based on the so-called TOP assay combined with ion chromatography coupled to MS/MS (IC-MS/MS) was developed and validated to investigate the TFA formation potential of model compounds and water samples of different origin (e. g. waste water, drain water, ground water and run-off from an agricultural area). Two reaction times (6 h and 20 h) were tested for the TOP assay and various clean-up techniques were

XXX

Abstract

tested for their TFA extraction efficiency and their capability to separate inorganic salts, particularly sodium or potassium sulfate: SPE (Oasis WAX), liquid-liquid extraction (LLE) with ethyl acetate or acetonitrile (ACN) based on the QuEChERS protocol, and solid-liquid extraction (SLE) with dried extracts and acetone or ACN. An exploratory experiment based on oxidative treatment of 4:2 fluorotelomer sulfonate (4:2 FTSA) led to better reproducibility of reaction products (1.9 - 2.4 % relative standard deviation (RSD)) when reaction times were 20 h instead of 6 h (2.9 - 17 % RSD). Moreover, sulfate analyses revealed complete transformation of persulfate after 20 h (102 % yield, compared to 88 % after 6 h). SPE and LLE both led to TFA recoveries ≤ 10 %. In SLE with acetone and ACN good recoveries (75 – 94 %) as well as good sulfate separations (> 99.99 %) were achieved. However, due to interfering side reactions of acetone, the clean-up method based on SLE with ACN after vacuum concentration was further optimized. Perfluoroethylsulfonamide (FEtSA) proved to be a suitable compound for validation and quality control of the method as it could be quantitatively transformed to TFA. Validation resulted in an instrumental LOQ of 0,061 μg/L TFA. Trueness based on the internal standard 13C2-TFA in various water types was between 90 % (e. g. influent of a waste water treatment plant (WWTP)) and 103 % (surface water), precision was between 2.0 % (demineralized water) and 18 % (tap water). Typical transformation recoveries for FEtSA during quality control were between 73 % (WWTP influent) and 104 % (landfill leachate). Application of the method to selected TFA precursors (pesticides: flufenacet, fluopicolide, fluopyram, flurtamone, tembotrion and tritosulfuron; pharmaceuticals: fluoxetine and sitagliptine; industrial chemicals: bisphenol AF, 4-chloro-3-nitrobenzotrifluoride (4C,3N-BTF), 4-chlorobenzotrifluoride (4C-BTF), 4:2 FTSA and 6:2 FTSA) resulted in TFA yields between 3.9 % (4C-BTF) and 96 % (sitagliptin) where transformation efficiency was found to be dependent of the molecular structure. Application of the method to six WWTP influents and effluents revealed TFA formation potentials of up to 460 %. For sample pairs of five WWTPs, either an existing total potential for the formation of TFA could be largely assessed or a formation observed as a result of wastewater treatment could

Abstract

XXXI

largely be explained by the method. Other samples also showed considerable TFA formation potential (e.g. surface runoff: 59 %, industrially contaminated groundwater: 62 %, or landfill leachate: 42 %). In chapter 3.3 the previous development works were combined to a method based on TOP assay followed by instrumental analysis with ICMS/MS and reversed phase LC-MS/MS to investigate precursors of perfluorinated compounds in soil samples. PFCA with C2 – C14 alkyl chains and perfluorinated sulfonic acids (PFSA) of C4 - C8 and C10 alkyl chains were analyzed as potential reaction products. The method development included investigations on the influence of the matrix of a soil extract used in the TOP assay (subsamples of 0.5 g, 0.2 g or 0.1 g) and a re-examination of the extraction recoveries in the previously developed clean-up for the extended analyte spectrum. On average, PFCA concentrations after oxidative treatment of the same soil extracts were 16 % lower for 0.5 g subsamples compared to 0.2 g and even 22 % lower than for 0.1 g subsamples. This trend was confirmed with further PFASimpacted soil samples and in subsequent experiments subsamples of 0.1 g were used. The extraction recoveries achieved with the clean-up technique were satisfactory for all analytes (70 – 121 %) after two-step SLE with ACN. Validation resulted in instrumental LOQs between 0.029 μg/L and 0.11 μg/L and mean procedural recoveries of PFCAs and PFSAs between 68 % and 123 % with precisions between 1 % and 25 %. Four perfluoroalkylsulfonamides (FASA) with chain lengths of C 2, C4, C6 and C8 used for quality control measures were analyzed as their corresponding PFCAs after application of the method resulting in transformation recoveries between 65 % and 103 % with precisions of 6 - 16 %. The application of the method to polyfluoroalkylphosphate esters (PAP) of different types and chain lengths in the presence of soil matrix led, depending on the selected PAP, to PFCA mixtures with representative, reproducible concentration distributions (in the case of fluorotelomer-based PAP) or to PFOA (in the case of a perfluorooctane sulfonamide-based PAP). Samples of polluted agricultural areas showed considerably increased concentrations after application of the method (e. g. by factors of 3 - 178) compared to concentrations in the native samples. Comparisons of molar

XXXII

Abstract

PFAS concentrations in the native and oxidized samples resulted in precursor proportions of ≥ 90 % in the native samples. Previous explanation gaps between results of targeted analysis for PFAS in native samples and analytical results for extractable organic fluorine (EOF) could be closed by considering cumulated fluorine equivalents calculated from the PFCA and PFSA concentrations obtained after applying the TOP assay. Investigations of four segments of each of three soil profiles from polluted agricultural areas showed that precursors were mainly present (on average 91 – 98 % based on molar concentrations) above 40 cm depth. Applying the method to these samples, elevated concentrations of up to a factor of 202 were observed relative to the levels in the native samples.

1

Einleitung und Kenntnisstand

„You can relax (…), Scotchgard® Stain Repeller stops stains before they start“ war in den 1960er Jahren ein Slogan, mit dem Produkte zur Oberflächenbehandlung von Textilien und anderen Materialien beworben wurden. Damit konnten Oberflächen von Kleidung, Möbeln und anderen Gegenständen mit einem schmutzabweisenden Film versehen werden (Abbildung 1). Der Hersteller dieser Produkte hatte einige Jahre zuvor ein neues Syntheseverfahren (die elektrochemische Fluorierung) lizensiert und damit neuartige chemische Verbindungen auf Basis des Rohprodukts Perfluoroctansulfonylfluorid (PFOSF) entwickelt (Simons, 1950). Diese Verbindungen werden heute zusammen mit ähnlichen Substanzen unter dem Sammelbegriff „per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen“ (PFAS1) zusammengefasst und zeichnen sich durch einzigartige Eigenschaften aus: Sie sind nicht nur wasser-, sondern auch fettabweisend (Kissa, 2001) und sorgen bei damit behandelten Textilgeweben für einen schmutzabweisenden Effekt (Rao & Baker, 1994). Außerdem besitzen PFAS eine hohe chemische und thermische Stabilität (Kissa, 2001). Produkte, in denen solche Substanzen als Tenside oder als Polymere mit fluorierten Seitenketten eingesetzt werden, haben sich seit ihrer Erfindung in vielen Anwendungsgebieten etabliert, sowohl in der Industrie als auch in privaten Haushalten. Typische Applikationen sind Hydraulikflüssigkeiten in der Automobil- und Flugzeugindustrie, Löschschäume zur Brandbekämpfung, Galvanik, Beschichtungen auf Textilien (z. B. Imprägnierspray), Papier (z. B. Lebensmittelverpackung), Metall oder Baumaterialien, sowie Netzmittel in Lacken, Farben, Tinte oder Haushaltsmitteln wie Reinigern und Fußbodenpolitur (Kissa, 2001; OECD, 2013). Etwa seit der Jahrtausendwende sind PFAS jedoch zunehmend in den Fokus von Umweltwissenschaftlern gerückt, da sich einige der genannten Eigenschaften aus ökologischen Aspekten als nachteilig erwiesen haben. Durch die hohe thermodynamische Stabilität bedingt 1

Im deutschen Sprachgebrauch werden häufig noch die Akronyme „PFC“ (Per- und polyfluorierte Chemikalien) oder „PFT“ (perfluorierte Tenside) verwendet. Im Zuge einer Vereinheitlichung der Terminologie wurde jedoch das Akronym PFAS international etabliert (Buck et al., 2011).

© Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 J. Janda, Polare Perfluoralkylcarbonsäuren, https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3_1

2

1 Einleitung und Kenntnisstand

sind perfluorierte Substanzen in der Umwelt persistent (Voogt & Saez, 2006).

Abbildung 1:

Werbung für schmutzabweisende Produkte aus den 1960er Jahren (mit freundlicher Genehmigung von 3M, 3M, 1961).

Bei langkettigen PFAS sind wasser- und fettabweisende Eigenschaften besonders ausgeprägt, jedoch gelten sie darüber hinaus als bioakkumulierbar (Conder et al., 2008) und infolge toxikologischer Studien als gesundheitlich bedenklich (Lau et al., 2004; Stahl et al., 2011). Infolge ihrer vielfältigen

1 Einleitung und Kenntnisstand

3

Anwendung haben sich im Laufe der Zeit viele potentielle Eintragspfade in die Umwelt ergeben und in Kombination mit Transportprozessen konnten sich PFAS inzwischen ubiquitär verbreiten (Prevedouros et al., 2006). In zahlreichen Monitoringstudien wurden sie in verschiedenen Umweltkompartimenten (Ahrens, 2011; Gawor et al., 2014; Lee & Mabury, 2014) und Lebewesen (Houde et al., 2006) nachgewiesen. Der prominenteste Vertreter dieser Gruppe von Chemikalien, Perfluoroctansulfonsäure (PFOS), wurde im Jahr 2003 vom damals wichtigsten Hersteller aufgrund der genannten Umweltproblematik, den offenen Fragen zu toxikologischen Wirkungen und der damit verbundenen öffentlichen Aufmerksamkeit vom Markt genommen (Schultz et al., 2003). In der EU folgte im Jahr 2006 ein weitreichendes Verbot von PFOS einschließlich ihrer Derivate (Europäisches Parlament und Rat der Europäischen Union, 2006b) und im Jahr 2009 wurde die Verbindung in den Anhang der Stockholmer Konvention über persistente organische Schadstoffe aufgenommen (United Nations Environment Programme, 2001). Zu einer weiteren, häufig genutzten PFAS, Perfluoroctancarbonsäure (PFOA), wurde eine Übereinkunft zwischen Industrie und der amerikanischen Umweltbehörde getroffen, die Substanz nur noch eingeschränkt einzusetzen und bis 2015 vollständig aus Produkten und Emissionen zu eliminieren (US EPA, 2006). Weitere langkettige perfluorierte Carbonsäuren (PFCA) mit elf bis zu vierzehn C-Atomen in ihrer Alkylkette sind gemäß der Europäischen Chemikalienverordnung zur Registrierung, Bewertung, Zulassung und Beschränkung chemischer Stoffe (REACH-Verordnung) als „besonders besorgniserregend“ eingestuft und auf die Kandidatenliste aufgenommen worden, was eine Prüfung weiterer Regulierungsmaßnahmen zur Folge hat (Europäisches Parlament und Rat der Europäischen Union, 2006a). Infolge der zunehmenden Regulierung bzw. der reduzierten Verwendung perfluorierter Substanzen in Produkten haben sich als Alternativen zu PFOS-basierten Verbindungen polyfluorierte, d. h. nicht vollständig fluorierte, Substanzen auf dem Markt etabliert, die teilweise ebenfalls seit Jahrzehnten eingesetzt wurden (Wang et al., 2013b). Inzwischen wurde jedoch erkannt, dass durch deren partiellen Abbau in der Umwelt wiederum perfluo-

4

1 Einleitung und Kenntnisstand

rierte, persistente Verbindungen gebildet werden (Lee & Mabury, 2014; Liu & Mejia Avendaño, 2013). Die Beantwortung umweltwissenschaftlicher Fragen zu PFAS gestaltet sich oft als schwierig, weil eine umfassende analytische Bestimmung solcher Substanzen aus verschiedenen Gründen bislang nicht möglich ist: Referenzsubstanzen, die für Einzelstoffanalytik notwendig sind, existieren nur für einen Bruchteil der bekannten PFAS. Die Molekülstrukturen von Substanzen, die in älteren Produkten eingesetzt wurden, aber auch von neu entwickelten Molekülen, stellen den weitaus größeren Teil dieser Substanzfamilie dar und sind aufgrund der betrieblichen Geheimhaltung seitens der Hersteller oft unbekannt (Martin et al., 2004; Voogt & Saez, 2006). Darüber hinaus stellt auch die hohe Anzahl einzelner, inzwischen bekannter PFAS von über 4700 eine immense Hürde für die Analytik dar (OECD Environment Directorate, 2018). In Deutschland sind derzeit zwei Regionen mit Trinkwasserbelastungen durch PFAS besonders prominent: Die Region in Oberbayern um den Chemiepark Gendorf, wo seit Jahren PFAS produziert werden (Heim, 2018) und ein Gebiet in Mittelbaden, in dem über 500 ha vorwiegend landwirtschaftlicher Nutzflächen, wahrscheinlich infolge der Ausbringung kontaminierten Materials, mit PFAS belastet sind (Deutsche Presse-Agentur, 2018; Frey & Klatt, 2017; Reuning, 2017). Die vielen offenen Fragen zur Toxizität von PFAS, die damit verbundenen regulatorischen Lücken und viele Unklarheiten zu Ausmaß und Folgen solcher Schadensfälle sorgen oft für kontroverse, öffentliche Diskussionen zwischen betroffenen Wasserversorgern, Behörden, Bürgern und Umweltverbänden. Die eingangs zitierte Einladung zu „relaxen“ kann also unter mehreren Aspekten als zweifelhaft angesehen werden. Im Anschluss an diese populärwissenschaftliche Übersicht wird im weiteren Verlauf von Kapitel 1 zunächst detaillierter auf die chemischen Grundlagen von PFAS, ihre Synthesewege, Eintragspfade und ihr Verhalten in der Umwelt eingegangen. Zudem werden die bislang unternommenen Maßnahmen zu ihrer Regulierung in Deutschland und wichtige Verfahren zur Analyse von PFAS beleuchtet. Die Ziele der vorliegenden Arbeit werden in Kapitel 2 zusammengefasst, bevor in Kapitel 3 die Ergebnisse präsentiert

1.1 Chemische Grundlagen

5

und diskutiert werden. Kapitel 0 enthält Details zu den durchgeführten Experimenten. 1.1

Chemische Grundlagen

1.1.1

Eigenschaften und Verwendung

Der Begriff PFAS umfasst sowohl Substanzen mit vollständig (per) als auch teilweise (poly) fluorierten Alkylketten. Perfluorierte Substrukturen sind außergewöhnlich stabil, was hauptsächlich auf die Eigenschaften des Fluors und deren Auswirkungen in einer C-F-Bindung zurückzuführen ist. Fluor besitzt drei nichtbindende Elektronenpaare und es ist das elektronegativste Element im Periodensystem. Eine kovalente Bindung zwischen Kohlenstoff und Fluor hat demnach einen eher ionischen Charakter. Sie ist die stärkste bekannte Bindung in der organischen Chemie, wobei die Bindungsstärke mit zunehmender Anzahl zusätzlicher Fluorsubstituenten am selben C-Atom weiter zunimmt. Die Verdichtung der nichtbindenden und bindenden Elektronen auf Seiten des Fluors und seine sterisch günstigen Eigenschaften sorgen in einer vollständig fluorierten Alkylkette zu einer effektiven Abschirmung der Kohlenstoff-Kette, was sich in hoher thermischer und chemischer Stabilität ausdrückt (Kissa, 2001). Grundsätzlich bestehen PFAS aus einem fluorhaltigen und einem nicht fluorhaltigen Teil. Ersterer kann unterschiedliche Kettenlängen und Fluorierungsgrade aufweisen, was auf den jeweiligen Syntheseweg zurückzuführen ist. Er sorgt für die PFAS-typischen Eigenschaften (wasser-, fett- und schmutzabweisend), beeinflusst aber auch Persistenz, Bioakkumulierbarkeit und Toxizität („PBT-Eigenschaften“) des Moleküls. Der nicht fluorierte Teil funktionalisiert das Molekül für bestimmte Anwendungen (z. B. als Tensid oder zur Einbindung fluorierter Seitenketten in Polymere) und trägt maßgeblich zur strukturellen Diversität der Substanzklasse PFAS bei (Buck et al., 2011). In Abbildung 2 sind einige typische Verbindungen dargestellt. Tabelle 1 fasst Anwendungen zusammen, bei denen solche Substanzen genutzt werden.

6

Abbildung 2:

1 Einleitung und Kenntnisstand

Struktureller Aufbau einiger PFAS.

Die physikalisch-chemischen Eigenschaften von Molekülen beeinflussen u. a., wie sie sich in der Umwelt verhalten und verteilen können. Jedoch ist eine experimentelle Bestimmung einiger ihrer physikochemischen Parameter, wie z. B. Verteilungskoeffizienten, aufgrund der ausgeprägten Grenzflächenaktivität und der Neigung zur Mizellbildung vieler PFAS schwierig. Aufgrund dessen wird in der Fachwelt kontrovers über bislang veröffentlichte Daten diskutiert (Ding & Peijnenburg, 2013). Man ist sich indes einig, dass Parameter wie z. B. Dissoziationskonstanten, Verteilungskoeffizienten oder Wasserlöslichkeit durch die Länge der fluorierten Alkylketten substanziell beeinflusst werden.

1.1 Chemische Grundlagen Tabelle 1:

7

Übersicht zu historischen und aktuellen Anwendungsbereichen für PFAS mit ausgewählten Beispielen (aus OECD, 2013).

Industriezweig Autoindustrie Baumaterial Biozide Brandbekämpfung

Elektronik Energie Galvanik Haushaltsprodukte Kabel, Leitungen Kunststoffproduktion Luftfahrt, Raumfahrt, Verteidigung Medizinprodukte

Ölförderung, Bergbau Papier und Pappe Textilien, Leder. Bekleidung

Anwendung, Funktion Schmiermittel, Rohstoffe für Dichtungen, reibungsarme, mechanische Aufhängungen Fließmittel in Farben, Hilfsmittel in Beschichtungen gegen Verwitterung auf Metall, Stein, Fliesen, etc. Wirkstoffe in Wachstumsregulatoren oder Ködern, Fließbildungsmittel in Pflanzenschutzmitteln Filmbildner und Stabilisator in Löschschaum, Rohstoff für feuerfeste Materialien inkl. Schutzkleidung und Ausrüstungsgegenstände Isolierstoffe, Fließmittel beim Löten, Flammschutzmittel, Beschichtungen auf Smartphone-Displays Filme auf Solarkollektoren zur Wetterbeständigkeit Netzmittel, Hilfsmittel zur Vermeidung von Nebelbildung Antihaft-Beschichtungen, Netzmittel und Tensid in Polier- und Reinigungsmitteln Ummantelung gegen Verwitterung, Feuer und zur Wetterbeständigkeit Hilfsmittel zur Emulgierung bei der Polymerisation Additive in Hydraulikflüssigkeiten, Isolierstoffe Beschichtung chirurgischer Wundauflagen, Rohmaterial für Implantate, schmutz- und wasserabweisende OPKittel und Abdecktücher Tenside als Fließbildungsmittel in Ölquellen Öl- und fettabweisende Beschichtung, Tenside in Druckertinte und Farben Wasser-, fett- und schmutzabweisende Beschichtungen, Imprägnierung

Zwischen langkettigen und kurzkettigen PFAS wird gemäß der folgenden Übereinkunft unterschieden (OECD, 2013): Als langkettig gelten:

8

1 Einleitung und Kenntnisstand

x

PFCA (CnFn+1COOH) mit einer Anzahl perfluorierter C-Atome (nCf) ≥ 7, z. B. PFOA (nCf = 7) oder Perfluornonansäure (PFNA, nCf = 8). x Perfluorierte Sulfonsäuren (PFSA, CnFn+1SO3H) mit nCf ≥ 6, z. B. Perfluorhexansulfonsäure (PFHxS) oder PFOS (nCf = 8). x Substanzen, die potenziell zu langkettigen PFCA oder PFSA abgebaut werden können (Präkursoren), d. h. polyfluorierte Verbindungen auf Basis von Perfluoralkylsulfonylfluorid oder Fluortelomer (FT)-basierte Verbindungen. Demgegenüber gelten PFAS als kurzkettig, wenn diese Kriterien auf sie nicht zutreffen. Um einzuschätzen, wie sich eine Substanz in der Umwelt verteilt, werden Größen wie ihr Luft-Wasser-Verteilungskoeffizient (Kaw, dimensionslose Henry-Konstante), Wasserlöslichkeit (Sw), Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient (Kow, Maß für die Polarität und zur Abschätzung der Bioakkumulation) oder Adsorptionsskoeffizient (Koc, für Verteilungen zwischen Feststoffen und Wasser) herangezogen. Entsprechende Daten sind für eine Auswahl von PFAS in Tabelle 2 zusammengefasst. Da nicht für jede Verbindung experimentelle Daten verfügbar sind, wurden für ausgewählte Eigenschaften auch publizierte Ergebnisse aus Modellberechnungen oder aus anderen experimentellen Daten extrapolierte Werte hinzugezogen. Es wird deutlich, dass bei PFAS gleicher Klassen mit zunehmender Kettenlänge tendenziell eine geringere Polarität (d. h. höherer Kow) und Wasserlöslichkeit in Verbindung steht, während beide Eigenschaften erhöht sind, je kürzer die Alkylkette ist. Ein ähnlicher Trend ist auch im Fall der Koc zu beobachten, z. B. zeigte sich bei einer Studie zum Sorptionsverhalten verschiedener PFAS in Sedimenten, dass die Adsorption von PFCA und PFSA mit jeder CF2-Einheit um etwa 0,5 – 0,6 Log-Stufen zunahm und zudem auf Seiten der Sedimente vor allem durch deren Gehalt organischen Kohlenstoffs beeinflusst wurde (Higgins & Luthy, 2006). Die Fähigkeit zu unpolaren Wechselwirkungen spielt demnach hierbei eine entscheidende Rolle, und diese Fähigkeit ist bei PFAS mit längeren Alkylketten ausgeprägter. Modellierungen haben darüber hinaus ergeben, dass PFSA und PFCA ähnliche Koc besitzen, wenn nCf gleich ist (z. B. PFOS und PFNA) (Rayne & Forest, 2009).

1.1 Chemische Grundlagen Tabelle 2:

9

Physikochemische Eigenschaften einiger PFAS (Ding & Peijnenburg, 2013; Guelfo & Higgins, 2013; Milinovic et al., 2015; Rayne & Forest, 2009; Solomon et al., 2016; Wang et al., 2013c): nC: Anzahl der Kohlenstoff-Atome in der Alkylkette, nCf: Anzahl perfluorierter Kohlenstoff-Atome, Kaw: Luft-WasserVerteilungskoeffizient, Kow: Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient, Koc: Adsorptionskoeffizient, Sw: Wasserlöslichkeit, n. v.: nicht verfügbar.

Akronym(a)

Klasse(a)

log Kaw

PFSA

nC (nCf) 8 (8)

-2,4 c

log Kow 2,5

log Koc 2,7

PFOS PFBS

PFSA

4 (4)

n. v.

1,8 c

1,2

FOSA EtFOSE PFNA PFOA

FASA FASE PFCA PFCA

8 (8) 10 (8) 9 (8) 8 (7)

5,6 6,5 c 2,6 1,9

n. v. n. v. 2,5 2,1

PFCA PFCA

4 (3) 2 (1)

-3,9 c -2,1 c -2,0 c -3,0 / 2,4 c n. v. n. v.b

PFBA TFA

-0,52 -2,1

1,9 0,2

Sw bei 25 °C /(mg/L) 330–680 (K-Salz) 46000–52000 (K-Salz) 4,4 c 0,98 c 0,18 c 3400

560 000 c 625 000 (Na-Salz)d 8:2 FTOH FTOH 10 (8) 0,58 5,6 4,1 0,1 – 0,3 6:2 FTOH FTOH 8 (6) -0,55 4,5 2,4 1,9 4:2 FTOH FTOH 6 (4) -1,5 3,3 0,93 970 a EtFOSE: N-Ethylperfluoroctansulfonamidoethanol FASE: Perfluoralkylsulfonamidoethanol, FTOH: Fluortelomeralkohol, PFBA: Perfluorbutansäure, PFBS: Perfluorbutansulfonsäure, TFA: Trifluoressigsäure2, b Für TFA wurde eine HenryLöslichkeitskonstante (Hcp) bei 298,15 K von 5800 mol/(L⋅atm) ermittelt (Kutsuna & Hori, 2008), was für eine sehr hohe Affinität zur Wasserphase spricht. c berechnete oder extrapolierte Daten. d Die freie Säure ist in jedem Verhältnis mit Wasser mischbar.

2

In der Fachliteratur wird für Trifluoressigsäure häufig das Akronym TFAA verwendet, um den Unterschied zum Anion, Trifluoracetat (TFA), zu verdeutlichen. In dieser Arbeit wird die von Buck et al. (2011) für PFAS vorgeschlagene Terminologie auch für TFA verwendet, wonach dasselbe Akronym sich sowohl auf das Anion als auch auf seine protonierte Form bezieht.

10

1 Einleitung und Kenntnisstand

Bei Sw und Kaw wirkt sich bei PFAS neben der Alkylkettenlänge auch die Art der funktionellen Gruppe stark auf die Eigenschaft aus. PFSA gelten als starke Säuren und liegen in der Umwelt quasi vollständig dissoziiert vor, was dazu führt dass sie eine relativ hohe Löslichkeit besitzen und sich im Luft-Wasser-System nahezu ausschließlich in der wässrigen Phase befinden. Entsprechende Daten für PFSA existieren bislang ausschließlich aus computergestützten Modellrechnungen (Ding & Peijnenburg, 2013). PFCA werden hingegen als schwach sauer eingestuft, weshalb ihre Verteilung von der Dissoziationskonstante abhängig ist und vom pH-Wert der Umgebung beeinflusst werden kann. Auch für diese Klasse existieren bislang nur wenige experimentelle Daten. Neutrale PFAS, wie z. B. Fluortelomeralkohole (FTOH), neigen nicht zur Dissoziation und sind umso flüchtiger, je kürzer ihre Alkylketten sind. Auch bei dieser Klasse ist ein Trend zu höherer Wasserlöslichkeit bei kürzeren Kettenlängen zu vermerken. Zudem ist mit zunehmender Kettenlänge ein exponentieller Anstieg des Kow verbunden. 1.1.2

Synthese

PFAS sind fast ausschließlich anthropogenen Ursprungs. Lediglich für Trifluoressigsäure (TFA) wird submarine, vulkanische Aktivität als eine natürliche Quelle vermutet (Scott et al., 2005). Zur Herstellung von PFAS werden verschiedene Synthesewege genutzt (Kissa, 2001): Elektrochemische Fluorierung Die elektrochemische Umsetzung von Alkylsulfonylfluoriden (R-SO2F) oder Carbonsäurefluoriden (R-COF) mit HF war der erste großtechnisch genutzte Prozess zur Herstellung von PFAS. In Formel (1) ist stellvertretend die Reaktionsgleichung für die Herstellung von Perfluoralkylsulfonylfluoriden dargestellt. Die Reaktion verläuft radikalisch, wodurch es zu Rekombinationen kommt und sowohl lineare als auch verzweigte, perfluorierte Moleküle entstehen (Martin et al., 2004). Ausgehend von den perfluorierten Reaktionsprodukten werden durch Derivatisierung der Sulfonylfluorid-Gruppe (bzw. der Carbonylfluorid-Gruppe im Fall von R-COF) die entsprechenden Zielverbindungen (z.B. Tenside) zur Verwendung in technischen Produkten

1.1 Chemische Grundlagen

11

hergestellt, z. B. auf Basis von Perfluoralkylsulfonamiden (FASA). Auch zur Herstellung von TFA wird vorwiegend dieser Syntheseweg genutzt, wobei das entstehende Trifluorethylacetylfluorid im finalen Schritt zur Carbonsäure hydrolysiert wird (Siegemund et al., 2010). (1) Telomerisation Ein zweites wichtiges Syntheseverfahren für PFAS ist die mehrstufige Telomerisation (oder Telomerisierung) gemäß Formel (2), wobei im ersten Schritt aus Tetrafluorethylen (TFE) Pentafluorethyliodid, das sog. Telogen, erzeugt wird. Folgereaktionen mit weiteren TFE-Einheiten („Taxogen“) führen zum Aufbau einer perfluorierten Kette, und nach Einführung einer Ethylen-Gruppe wird ein 1H,1H,2H,2H-Perfluoralkyliodid erhalten, der Rohstoff zur Herstellung FT-basierter Substanzen. Auch die Telomerisation beruht auf radikalischen Reaktionen, jedoch entstehen hierbei fast ausschließlich lineare PFAS mit einer geradzahligen Anzahl C-Atome in der Alkylkette (Buck et al., 2012; Lehmler, 2005). In x:y FT-Substanzen entspricht x = nCf und y der Anzahl C-Atome, die ausschließlich H-Atome tragen. Meistens gilt y = 2 (vgl. Abbildung 2).

(2)

In den letzten Jahren wurden vermehrt Alternativen zu langkettigen, perfluorierten Alkylsubstanzen entwickelt, deren fluorierter Teil auf kleineren, perfluorierten C-Ketten beruht (typischerweise C2- und lineare oder verzweigte C3-Einheiten), die über Etherbrücken verbunden sind. Solche Verbindungen werden auf anderen Synthesewegen hergestellt, wie z. B. photoinduzierter Polymerisation von Hexafluorpropen oder TFE (Kissa, 2001).

12

1 Einleitung und Kenntnisstand

1.2

Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt

1.2.1

Quellen

Die weite Verbreitung von PFAS in Produkten für Industrie und Haushalte bietet während deren Produktzyklen unterschiedliche potenzielle Eintragspfade in die Umwelt, sowohl bei ihrer Herstellung als auch während ihrer Verwendung und nach ihrer Entsorgung (Prevedouros et al., 2006; Wang et al., 2014; Wang et al., 2017). So wurden inzwischen bspw. chemischindustrielle Anlagen (Bach et al., 2017; Liu et al., 2016) (Herstellung), fluorhaltige Löschschäume bei Brandereignissen oder Löschübungen (Baduel et al., 2015; Moody & Field, 1999) und Hausstaub (Schlummer et al., 2013) (Verwendung), sowie Kläranlagen (KA) (Ahrens et al., 2009; Alder & van der Voet, 2015; Sinclair & Kannan, 2006) und Mülldeponien (Benskin et al., 2012; Hamid et al., 2017) (Entsorgung) als potenzielle Quellen für PFAS identifiziert und diskutiert. Auch die landwirtschaftliche Nutzung von kontaminiertem Material (z. B. Klärschlamm oder Kompost zur Düngung) kann zu grundwasserrelevanten Punktquellen führen (Sepulvado et al., 2011; Skutlarek et al., 2006). Darüber hinaus kann ein Eintrag von PFAS in die Umwelt auch diffus erfolgen, z. B. durch atmosphärische Deposition flüchtiger Verbindungen bzw. deren Oxidationsprodukte oder durch partikuläre Substanzablagerungen aus der Atmosphäre bzw. deren Auswaschung bei Niederschlagsereignissen (Gawor et al., 2014; Johansson et al., 2018) Eine detaillierte Übersicht zu (bis dahin) bekannten, in der Umwelt detektierten PFAS wurde im Jahr 2011 publiziert (Buck et al., 2011). Es wurden dort 40 chemische Klassen mit insgesamt 268 Einzelsubstanzen aufgelistet. Der weitaus größere Teil der Substanzfamilie PFAS besteht jedoch aus Molekülen mit allgemein unbekannten Strukturen, was vor allem mit Betriebsgeheimnissen der Hersteller solcher Chemikalien zusammenhängt. In den letzten Jahren sind vermehrt Studienergebnisse veröffentlicht worden, die sich mit der Identifizierung unbekannter PFAS befasst haben, wodurch dieses Ungleichgewicht weiter verdeutlich wird: Werden etwa die Ergebnisse dreier Arbeiten zusammengefasst, in denen Löschschaum-Konzentrate auf fluorierte Tenside untersucht wurden, so stehen 21 bekannten Substanzen aus drei chemischen Klassen 191 neu identifizierte Verbindungen aus

1.2 Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt

13

40 chemischen Klassen gegenüber (Backe et al., 2013; Barzen-Hanson et al., 2017; D’Agostino & Mabury, 2014). Genaue Angaben zum Umfang der Familie der PFAS sind u. a. aufgrund dieser Diskrepanz nicht möglich. In einer aktuellen Publikation der Organisation für wirtschaftliche Zusammenarbeit und Entwicklung (OECD, engl. Organisation for Economic Co-operation and Development) wird die Zahl der derzeit bekannten, CAS-registrierten PFAS mit 4730 beziffert, jedoch wird auch hier aufgrund verschiedener Informationslücken nicht von einer vollumfänglichen Anzahl ausgegangen (OECD Environment Directorate, 2018). Während die meisten PFAS anthropogenen Ursprungs sind, wird für TFA submarine, vulkanische Aktivität als natürliche Quelle betrachtet (Scott et al., 2005). Zur technischen Nutzung wird sie jedoch synthetisiert und wird vorwiegend bei anderen chemischen Synthesen als Lösungsmittel, Katalysator oder Reagenz verwendet (López & Salazar, 2013). Zudem sind Anwendungen in Kleb- und Dichtmitteln bekannt - hierbei könnte auch ein direkter Eintrag in die Umwelt stattfinden. Im Kontext von PFAS ist TFA als Spezialfall zu sehen, u. a. weil als indirekte Eintragsquellen (Vorläufer) vorwiegend andere Verbindungen als polyfluorierte Alkylsubstanzen eine Rolle spielen. Theoretisch kommen dafür alle Moleküle infrage, die an C-Atome gebundene Trifluormethylgruppen (TFM-Gruppen) enthalten. In der Fachliteratur werden als Quellen oft Kältemittel wie Fluorkohlenwasserstoffe (HFC, hydrofluorocarbons) oder Fluorchlorkohlenwasserstoffe (HCFC, hydrochlorofluorocarbons) und deren Abbau in der Atmosphäre diskutiert (Solomon et al., 2016; Wu et al., 2014). Jedoch ist davon auszugehen, dass auch weitere Quellen wichtig werden, wie z. B. Wirkstoffe in Arzneimitteln (Ilardi et al., 2014) und Pflanzenschutzmitteln (PSM) (Maienfisch & Hall, 2004), da bei deren Herstellung die Fluorchemie seit den 1960er Jahren kontinuierlich an Bedeutung gewonnen hat. Durch die Einführung fluorhaltiger Gruppen können Eigenschaften wie Elektronenverteilung oder Konformation von Molekülen beeinflusst werden, was im Fall von bioaktiven Substanzen z. B. die Resistenz gegenüber biochemischen Oxidationsprozessen und somit die Stabilität im Organismus erhöhen kann. Zudem können durch die hohe Elektronegativität des Fluors Basizität und Polarität eines Moleküls beeinflusst werden, was sich wiederum auf seine pharmakologischen Eigenschaf-

14

1 Einleitung und Kenntnisstand

ten, z. B. die Zellgängigkeit oder die Fähigkeit an Proteine zu binden, auswirken kann (Smart, 2001). In einer aktuellen Übersichtsarbeit zu TFA in der Umwelt wird die Zahl potenzieller TFA-Vorläufer nach einer Datenbankrecherche mit > 100 000 beziffert (Solomon et al., 2016). 1.2.2

Verhalten und Verbleib in der Umwelt

Das Umweltverhalten von PFAS hängt stark von ihrer chemischen Struktur ab, insbesondere der Länge ihrer fluorierten Alkylketten, funktionellen Gruppen und inwieweit sie nichtfluorierte Molekülteile besitzen. Perfluorierte Alkylsubstanzen sind persistent und gelten u. a. als DeadEnd-Produkte des Abbaus polyfluorierter Vorläufer; in einer Vielzahl von Studien wurde gezeigt, dass der nicht fluorierte Teil polyfluorierter Substanzen in der Umwelt abiotischen und biotischen Abbauprozessen unterliegt, z. B. mikrobiellem Abbau (Liu & Mejia Avendaño, 2013), Hydrolyse (Dasu et al., 2013; Lee et al., 2010), Photolyse (Plumlee et al., 2009; Taniyasu et al., 2013) oder Photooxidation in der Atmosphäre im Fall flüchtiger Substanzen (Styler et al., 2013). In solchen Prozessen werden Präkursoren über mehrere Stufen zu stabilen Endprodukten transformiert. Polyfluorierte Verbindungen auf Basis von Perfluoralkylsulfonylfluorid führen dabei zur Entstehung von PFSA. Aus FT-Substanzen, die seit dem Verbot von PFOS an Bedeutung gewonnen haben, werden Gemische von PFCA gebildet, wobei die Endprodukte verglichen mit den Ausgangsverbindungen z. T. verkürzte, perfluorierte Alkylketten aufweisen (Lee & Mabury, 2014). In den folgenden beiden Abbildungen sind aus bisherigen Studien abgeleitete Abbauwege schematisch dargestellt. TFA, als kürzeste, perfluorierte Carbonsäure, ist hinsichtlich ihrer Entstehung aus Vorläufern ein Spezialfall; sie kann zwar angesichts der in Abbildung 4 gezeigten Abbauwege aus kurzkettigen, polyfluorierten Substanzen (z. B. 4:2 FT-) abgeleitet werden, aber es können auch alle anderen Verbindungen, die an C-Atome gebundene TFM-Gruppen enthalten, als Vorläufer infrage kommen. Auch hierbei spielen die genannten Abbauprozesse eine Rolle: In der Fachliteratur wird die Photooxidation von fluorhaltigen Kältemitteln in der Atmosphäre am häufigsten genannt (Burkholder et al.,

1.2 Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt

15

2015), doch auch die Entstehung von TFA durch Photohydrolyse von Trifluormethylnitrophenolen wurde untersucht (Ellis & Mabury, 2000).

Abbildung 3:

Biotransformationsweg von EtFOSE in Klärschlamm, vorgeschlagen von Rhoads et al. (2008). EtFOSAA: N-Ethylperfluoroctansulfonamidoessisäure, EtFOSA: N-Ethylperfluoroctansulfonamid, FOSA: Perfluoroctansulfonamid, PFOSi: Perfluoroctansulfinsäure.

Der zeitliche Rahmen, in dem Transformationsvorgänge in der Umwelt stattfinden, ist von vielen Faktoren wie der Gegenwart von Licht, Wasser oder Sauerstoff und der Temperatur abhängig, und es existieren bislang nur für wenige PFAS entsprechende Daten. Beispielsweise wurden beim aeroben Abbau von 6:2 und 8:2 disubstituierten Fluortelomerphosphorsäureestern (6:2 diPAP bzw. 8:2 diPAP) abhängig vom angewendeten kinetischen Modell Halbwertszeiten (DT50) von 12 d und 15 d (6:2 diPAP) bzw. > 1000 d und 114 d (8:2 diPAP) ermittelt (Liu & Liu, 2016). Weitere DT50-Werte für Fluortelomer-basierte PFAS in Boden unter aeroben Bedingungen wurden auch in der Größenordnung von Tagen bis Wochen angegeben, z. B.: < 2 d (6:2 FTOH), < 7 d (8:2 FTOH), 3-5 d (8:2 FTAcrylat, FTAC) oder 15 d (8:2 FT-Methacrylat, FTMAC) (Liu & Mejia Avendaño, 2013). Für polyfluorierte PFAS auf Basis von Perfluoroctansulfonamiden wurden DT50-Werte von 14 d (N-EtFOSA) und 5,2 d (N-EtFOSE) in Boden unter aeroben Bedingungen festgestellt (Mejia Avendano & Liu, 2015), beim Abbau in Meeressedimenten wurden 44 d (N-EtFOSE) und > 380 d (disub-

16

1 Einleitung und Kenntnisstand

stituierter Phosphorsäureester mit N-EtFOSE-Substituenten, diSAmPAP) als DT50-Werte ermittelt (Benskin et al., 2013).

Abbildung 4:

Aus Studien zur Biotransformation von PFAS abgeleiteter Abbau FT-basierter Vorläufer (modifiziert aus Lee & Mabury, 2014). FTAL: Fluortelomeraldehyd, FTUAL: Ungesättigter Fluortelomeraldehyd, FTCA: Fluortelomercarbonsäure, FTUCA: ungesättigte Fluortelomercarbonsäure, n: Anzahl FluortelomerSeitenketten, x = nCf.

Als Grund für den langsameren Abbau von N-EtFOSE in Meeressediment wurde eine im Vergleich zu Boden geringere mikrobielle Aktivität

1.2 Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt

17

vermutet. Aufgrund ihrer Persistenz können sich perfluorierte Alkylsubstanzen über lange Zeiträume in den Umweltkompartimenten verteilen. Neutrale PFAS (z. B. FTOH oder FASE) sind flüchtig (vgl. Tabelle 2) und können in die Atmosphäre übergehen, wo sie wiederum Transportprozessen unterliegen und zu perfluorierten Säuren abgebaut werden können. Saure PFAS wie PFSA und PFCA einschließlich TFA dissoziieren im wässrigen Milieu und liegen in der aquatischen Umwelt demzufolge als Anionen vor. Dabei besitzen sie tendenziell eine umso höhere Mobilität, je kürzer ihre Alkylketten sind. In mehreren Studien, in denen Verteilungen von PFAS zwischen Wasser und Feststoffen untersucht wurden, traten PFCA mit nC < 7 vorwiegend in der wässrigen Phase auf, während längerkettige Homologe (C 7 – C11) zunehmend an Feststoffe adsorbierten, z. B. Schwebstoffe (Ahrens et al., 2010), Sedimente (Vierke et al., 2014) oder Boden (Gellrich et al., 2012). Somit können bei Bodenbelastungen insbesondere kurzkettige PFAS durch Verlagerung mit dem Sickerwasser (z. B. bei Niederschlagsereignissen) Bodenschichten passieren und ins Grundwasser eindringen (Liu et al., 2016). Unter allen Umweltkompartimenten gilt Wasser als das Hauptreservoir polarer, persistenter Schadstoffe, wobei vor allem die Ozeane als Senke angesehen werden (Cousins et al., 2011). Die diffuse Hintergrundbelastung von Oberflächengewässern mit PFAS bewegt sich üblicherweise in einem Konzentrationsbereich von wenigen ng/L (Eschauzier et al., 2012) bzw. im Fall von TFA im unteren, dreistelligen ng/L-Bereich (Jordan & Frank, 1999). Liegen Punktquellen vor, können hingegen bis zu mehrere Hundert μg/L in kontaminierten Gewässern erreicht werden. In Feststoffen (Sedimenten und Böden) beläuft sich die Hintergrundbelastung zumeist auf wenige μg/kg, während bei starken Kontaminationen infolge von Punktquellen (z. B. nach Aufbringung von belastetem Klärschlamm auf landwirtschaftliche Flächen) auch von PFAS-Konzentrationen im mg/kg-Bereich berichtet wurde (Lange et al., 2017; Lee & Mabury, 2014; Nürenberg et al., 2018). Neben der Verteilung der Substanzen innerhalb der Umweltkompartimente besteht zudem ein Potenzial zum Transfer in Organismen. Für PFAS sind inzwischen verschiedene solcher Wirkungspfade untersucht worden, z. B. der Übergang aus dem Porenwasser oberer Bodenschichten in Pflanzen

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1 Einleitung und Kenntnisstand

(Blaine et al., 2013; Lee et al., 2014), aus Oberflächengewässern und Meeren in Wasserlebewesen (Houde et al., 2006; Houde et al., 2011), sowie aus kontaminiertem Trinkwasser (Ingelido et al., 2018; Wilhelm et al., 2015) oder aus Nahrungsmitteln (Domingo & Nadal, 2017) in den Menschen. Während aquatische Organismen PFAS über das Wasser und durch Nahrung aufnehmen können, geschieht die Aufnahme bei terrestrischen Organismen vorwiegend über Nahrung und die Luft (OECD, 2013). Langkettige PFAS sind bioakkumulierbar, d. h. sie können sich in Organismen durch Aufnahme aus den umgebenden Medien oder über die Nahrungskette anreichern (Loi et al., 2011). Infolge der jahrzehntelangen Emissionen von PFAS in die Umwelt, den dort stattfindenden Verteilungsprozessen und dem Transfer in Organismen sind diese Verbindungen inzwischen ubiquitär verbreitet und wurden selbst in arktischen Lebewesen (Giesy & Kannan, 2002) und in Humanblut (Olsen et al., 2017; Schröter-Kermani et al., 2013) nachgewiesen. Die weitaus meisten toxikologischen Studien über PFAS haben sich mit den beiden Leitverbindungen PFOS und PFOA befasst. Erst neuere Arbeiten haben toxikologische Wirkungen anderer PFAS thematisiert. Allgemein hängt von Substanzkonzentration und Dauer der Exposition gegenüber einem Organismus ab, ob eine Substanz toxische Effekte hervorruft. Weitere Faktoren sind Spezies und geschlechtstypische Merkmale des betrachteten Organismus, sowie chemische Eigenschaften der betrachteten Substanz, im Fall von PFAS z. B.: Kettenlänge und funktionelle Gruppe. PFCA und PFSA werden nach oraler Gabe i. d. R. schnell aufgenommen und reichern sich im Fall langkettiger Vertreter vorwiegend in Leber, Nieren und Blut an (Lau, 2015). Je kürzer ihre Kettenlängen sind, desto schneller werden PFAS tendenziell ausgeschieden und dementsprechend geringer sind ihre Halbwertszeiten im Körper. Auch bei Betrachtung der gleichen Substanz in verschiedenen Spezies werden große Unterschiede hinsichtlich der Toxikokinetik von PFAS deutlich: Typische Halbwertszeiten in Organismen belaufen sich auf Stunden bis Tage (Nagetiere), Tage bis Wochen (Affen) oder Wochen bis Jahre (Menschen) (Lau, 2015). Beim Menschen wurden sie im Fall von PFOS mit 5,4 Jahren und von PFOA mit 3,8 Jahren beziffert (Lau et al., 2007), was die Besorgnis über potenziell negative Auswirkungen auf die Gesundheit erhöht. Während in Tierversuchen viele toxikologische Effekte

1.2 Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt

19

dokumentiert wurden, sind hingegen in Studien mit Menschen bislang aufgrund von geringen Probenpopulationen oder wegen aufgetretenen Mehrfachexpositionen nur wenige aussagekräftige Ergebnisse ermittelt worden. In teratologischen Laborstudien, die pränatale PFAS-Expositionen thematisierten, wurden negative Effekte auf die Entwicklung der untersuchten Arten hauptsächlich bei hohen Expositionsniveaus beobachtet. Postnatale Effekte bei Ratten oder Mäusen, die PFAS ausgesetzt wurden, waren typischerweise eine erhöhte Sterblichkeit in den ersten Stunden oder Wochen nach der Geburt, Auswirkungen auf das Geburtsgewicht, verzögerte Öffnung der Augen und abnormale Entwicklungen von Milchdrüse und Leber (Abbott, 2015). Aus neurotoxischer Sicht wurden Effekte beim Menschen, wie verzögerte motorische und kognitive Entwicklung und eine erhöhte Wahrscheinlichkeit, an einer Aufmerksamkeitsdefizit-/Hyperaktivitätsstörung (ADHS) zu erkranken, berichtet. Diese Ergebnisse werden durch mehrere Studien an Versuchstieren gestützt, in denen Nachkommen erhöhte Bewegungsaktivität und eine Unfähigkeit zur Gewöhnung an neue Umgebungen zeigten, wenn ihre Mütter während der Schwangerschaft PFOS, PFOA oder PFHxS ausgesetzt waren, (Viberg & Mariussen, 2015). Auch von Auswirkungen von PFAS auf endokrine Systeme (z. B. Hirn, Schilddrüse, Bauchspeicheldrüse, Gebärmutter oder Hoden) im Organismus von Menschen, Nagetieren und anderen Arten wurde berichtet. Dabei steht vor allem PFOA im Fokus, da diese Substanz verglichen mit anderen untersuchten PFAS am leichtesten die Plazentaschranke überwinden kann, was dazu führt, dass PFOA-Expositionen von schwangeren Müttern und ihren Föten gleich lang und nahezu gleich hoch sind (Reed & Fenton, 2015). 1.2.3

Regulierung in Deutschland

Als einzige Substanz aus der Gruppe der PFAS ist PFOS mit seinen Derivaten durch die Richtlinie 756/2010/EU mit einem weitreichenden Verbot belegt (Europäische Kommission, 2010), womit die Stockholm Konvention über persistente organische Schadstoffe umgesetzt wurde (United Nations Environment Programme, 2001). PFOA und sein Ammoniumsalz wurden 2013 durch die Europäische Chemikalienagentur (ECHA) aufgrund ihrer PBT-

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1 Einleitung und Kenntnisstand

Eigenschaften als besonders besorgniserregend (SVHC, substances of very high concern) eingestuft und in die Kandidatenliste zur Aufnahme in den Anhang XIV der REACH-Verordnung übernommen (Europäisches Parlament und Rat der Europäischen Union, 2006a). Demzufolge wird überprüft, ob zukünftig eine Zulassungspflicht oder weitere Beschränkungen dieser Substanz erlassen werden. Im Jahr 2016 wurden auch PFNA und Perfluordecansäure (PFDA) in diese Kandidatenliste mit aufgenommen; PFCA mit noch längeren Alkylketten (C11 – C14) sind von der ECHA als sehr persistent und sehr bioakkumulierend (vPvB, very persistent, very bioaccumulative) eingestuft worden. Für PFAS in Trinkwasser und Boden sind bislang keine bundeseinheitlichen Grenzwerte in der Trinkwasserverordnung (TVO) oder der BundesBodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV) festgelegt. Neben wenigen bundesweit geltenden Bewertungsvorgaben existieren auf Länderebene verschiedene zusätzliche Regelungen. Infolge hoher Befunde in NordrheinWestfalen im Jahr 2006 (der sog. „PFT-Skandal“) wurde von der Trinkwasserkommission des Bundesministeriums für Gesundheit am Umweltbundesamt (UBA) der Bundesrepublik Deutschland eine Bewertungsleitlinie für die beiden Leitsubstanzen PFOS und PFOA veröffentlicht, in der für die Summe der Konzentrationen dieser beiden Substanzen ein gesundheitlicher Leitwert (LW) von 0,3 μg/L abgeleitet wird. Zudem wird ein langfristig anzustrebender Zielwert von d 0,1 μg/L für die Summe von PFOS, PFOA und weiterer PFAS genannt. Zuletzt wurden durch das UBA für weitere PFAS gesundheitliche Orientierungswerte (GOW) für Trinkwasser veröffentlicht (UBA, 2017a). GOW sind Gehalte, bei denen aus toxikologischer Sicht auch im Fall einer lebenslangen Aufnahme nicht von einer Gefährdung des Verbrauchers ausgegangen wird. Die aktuellen Bewertungsgrundlagen für PFAS in Trinkwasser gemäß den Empfehlungen des UBA sind in Tabelle 3 aufgeführt. Aus der Größenordnung der Leit- und Orientierungswerte und den Einstufungen der ECHA wird deutlich, dass langkettige PFAS aufgrund ihres höheren Bioakkumulationspotenzials als gesundheitsschädlicher angesehen werden als solche mit kürzeren Alkylketten.

1.2 Per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen in der Umwelt Tabelle 3:

21

LW und GOW für einzelne PFAS in Trinkwasser gemäß Umweltbundesamt (2017a), sowie in Baden-Württemberg gültige, vorläufige GFS-Werte für Grundwasser und Sickerwasser (Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft Baden-Württemberg, 2015).

Akronym

Substanz

PFBA PFPeA PFHxA PFHpA PFOA PFNA PFDA PFBS PFPeS PFHxS PFHpS PFOS

Perfluorbutansäure Perfluorpentansäure Perfluorhexansäure Perfluorheptansäure Perfluoroctansäure Perfluornonansäure Perfluordecansäure Perfluorbutansulfonsäure Perfluorpentansulfonsäure Perfluorhexansulfonsäure Perfluorheptansulfonsäure Perfluoroctansulfonsäure

LW /(µg/L) 10 6 0,1 0,06 6 0,1 0,1

GOW /(µg/L) 3 0,3

0,1 0,3 -

FOSA Perfluoroctansulfonamid 0,1 6:2 FTSA 6:2 Fluortelomersulfonsäure* 0,1 * Im Originaltext als H4-Polyfluoroctansulfonsäure bezeichnet

Vorl. GFS /(µg/L) 7 3 1 0,3 0,3 0,3 0,3 3 1 0,3 0,3 0,23 bzw. 0,3 0,3

In Baden-Württemberg wird bei Belastungen mit mehreren Einzelverbindungen zur Bewertung zusätzlich die Quotientensumme gemäß Formel (3) berücksichtigt, wobei cPFAS,i für die vorliegende Konzentration einer Einzelsubstanz und LWi bzw. GOWi für den jeweiligen Leitwert bzw. gesundheitlichen Orientierungswert steht. ∑

cPFAS,i ≤1 LWi (und GOWi )

(3)

Die Quotientensumme ist eigentlich für LW definiert, so dass bei Unterschreitung eines Werts von 1 selbst bei einer lebenslangen Aufnahme des Trinkwassers von einem ausreichenden Schutz für alle Bevölkerungsgruppen ausgegangen wird. Zur besseren Einordnung werden aber auch GOW

22

1 Einleitung und Kenntnisstand

herangezogen, wobei die Beurteilung im Einzelfall durch das jeweilige Gesundheitsamt vorgenommen wird. Obwohl die Substanz aufgrund ihrer Struktur ebenfalls den PFAS (bzw. PFCA) zuzuordnen ist, wird TFA nicht im Rahmen dieser Substanzklasse bewertet. Für sie existiert ein GOW von 3,0 μg/L als nicht-relevanter Metabolit des Herbizids Flurtamone (UBA, 2017b). Auch die Bewertung von PFAS-Belastungen in Grundwasser und Boden wird derzeit noch auf Länderebene vorgenommen. In Baden-Württemberg wurden für kontaminiertes Grundwasser und für Sickerwasser, das durch belastete Böden und Altlasten kontaminiert wurde, vorläufige Geringfügigkeitsschwellenwerte (GFS-Werte) in Anlehnung an die damals aktuellen LW und GOW für Trinkwasser veröffentlicht (Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft Baden-Württemberg, 2015). Sie sind ebenfalls in Tabelle 3 aufgeführt. Bei Belastungen mit mehreren Substanzen wird auch hierbei die Quotientensumme analog Formel (3) berücksichtigt. Der vorläufige GFSWert für PFOS von 0,23 μg/L wird dann herangezogen, wenn keine anderen PFAS zu der betrachteten Belastung beitragen. Liegen mehrere PFAS vor, so wird bei gleichzeitigem Unterschreiten einer Konzentration von 0,23 μg/L die Quotientensumme mit einem GFS-Wert für PFOS von 0,3 μg/L berechnet. Im Fall von Bodenproben werden die GFS-Werte auf ein aus der Bodenprobe hergestelltes Eluat (mittels Schüttelverfahren nach DIN 19529 oder Säulenkurztest nach DIN 19528) bezogen. 1.3

Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

In der Spurenanalytik werden aufgrund ihrer hohen Selektivität und Empfindlichkeit vorwiegend Kopplungen von chromatografischen Trennmethoden mit massenselektiven Detektoren verwendet. Eine Notwendigkeit für die Entwicklung quantitativer Analysemethoden mit solchen Systemen sind Referenzsubstanzen der gesuchten Zielverbindungen mit definierter Reinheit. Für die meisten PFAS sind jedoch solche Standardmaterialien, vorwiegend aufgrund von Betriebsgeheimnissen der Hersteller (s. Kap. 1.2.1), nicht erhältlich. Die hohe Anzahl einzelner PFAS und Unterschiede in ihren physikalisch-chemischen Eigenschaften sind weitere Gründe, warum eine umfas-

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

23

sende Analytik dieser chemischen Klasse auf Basis von Zielsubstanzmethoden nicht möglich ist. In den meisten Studien zur Untersuchung von PFAS werden zwischen 10 und 25 einzelne Verbindungen berücksichtigt (Jahnke & Berger, 2009). Dabei stehen bislang meistens perfluorierte Alkylsubstanzen, besonders PFCA und PFSA, im Vordergrund, u. a. weil sie als Dead-End-Produkte beim Abbau von Vorläufern in der Umwelt identifiziert wurden (s. Abbildung 3 und Abbildung 4). Im Zuge der Verwendung telomerbasierter PFAS als Ersatz für PFOA und PFOS sind darüber hinaus x:2 FTCA, x:2 FTUCA, sog. x:3 Säuren (engl. x:3 acids) und Fluortelomersulfonsäuren (FTSA) in den Fokus getreten. Sie wurden als wichtige Zwischen- bzw. Abbauprodukte solcher Ersatzstoffe erkannt und gelten wiederum als Vorläufer für PFCA (Lee & Mabury, 2014; Liu & Mejia Avendaño, 2013). Auch für ausgewählte Vertreter solcher Abbauprodukte sind inzwischen Referenzsubstanzen erhältlich. 1.3.1

Extraktionsmethoden

Wässrige Proben Um PFAS bis in den unteren ng/L-Bereich aus wässrigen Proben analytisch bestimmen zu können, müssen sie vorab aus der Probe extrahiert und dabei angereichert werden. Die hierfür am häufigsten angewendete Extraktionsmethode ist die Festphasenextraktion (SPE, solid phase extraction). In einer der ersten Publikationen dazu wurde die Anreicherung an einem starken Anionenaustauscher beschrieben, um PFCA (C6 bis C12) aus Grundwasserproben zu extrahieren (Moody & Field, 1999). Inzwischen wurden in zahlreichen Studien auch SPE-Sorbenzien evaluiert, die andere Mechanismen zur Extraktion von PFAS aus wässrigen Proben bieten (Jahnke & Berger, 2009; Villagrasa et al., 2006; Voogt & Saez, 2006). Umkehrphasen (RP, engl. reversed phase) eignen sich besonders, um langkettige Verbindungen über unpolare Wechselwirkungen mit guten Wiederfindungen zu isolieren, wohingegen schwache Anionenaustauscher auf Polymerbasis darüber hinaus auch anionische Wechselwirkungen zur Extraktion bieten. Damit wird eine breitere Auswahl von PFAS analytisch erfassbar (Taniyasu et al., 2008). Besonders deutlich wurde die Auswirkung dieses zusätzlichen, ionischen Me-

24

1 Einleitung und Kenntnisstand

chanismus auf die Extraktionsausbeuten in einer Studie von Taniyasu et al. (2005), in der ein unpolares Sorbens (Oasis HLB) und ein schwacher Anionenaustauscher (Oasis WAX) vergleichend zur Extraktion von PFAS unterschiedlicher chemischer Klassen untersucht wurden: Bei langkettigen PFAS lagen die Wiederfindungen mit Oasis HLB durchweg bei über 80 %, jedoch wurden sie umso geringer, je kürzer die Alkylketten der Analyten waren. Zudem konnten FTOH durch fraktionierte Extraktion nicht von den ionischen Analyten getrennt werden. Mit dem Oasis WAX-Sorbens konnten nicht nur die Wiederfindungen der kurzkettigen anionischen Analyten (z. B. PFBA und PFPeA) verbessert, sondern auch neutrale von anionischen Analyten durch fraktionierte Elution getrennt werden. Die Polymermatrix solcher schwachen Anionenaustauscher besteht in der Regel aus einem StyrolDivinylbenzol-Copolymer und enthält funktionelle Substrukturen mit Aminogruppen. Diese Gruppen lassen sich im sauren Milieu reversibel zu entsprechenden Ammoniumgruppen protonieren, die mit Anionen wechselwirken können. Das Polymer selbst bietet unpolare Wechselwirkungen zur Extraktion. Wird nach der Beladung des Sorbens mit Lösungen gespült, die einen pH-Wert im alkalischen Bereich besitzen, bilden sich aus den positiven Ammoniumgruppen die neutralen Aminogruppen zurück, ionische Wechselwirkungen werden aufgehoben, und die ionischen Analyten können eluiert werden. Aufgrund der nachfolgenden MS-Analytik werden zur pHEinstellung flüchtige Basen – meistens Ammoniak (NH3) als Ammoniumhydroxid-Lösung (NH4OH) – in Kombination mit organischen Lösungsmitteln eingesetzt. Auch die standardisierte Methode zur Bestimmung ausgewählter PFAS (PFCA (C4-C10), PFBS, PFHxS und PFOS) in wässrigen Proben basiert auf einer SPE mit schwachen Anionenaustauschern auf Polymerbasis (DIN 38407-42, 2011). Sie kann nach einer entsprechenden Validierung auch um zusätzliche Substanzen erweitert werden. Soll eine Fraktionierung erreicht werden, kann vor der Elution mit alkalischem Medium mit einem neutralen Lösungsmittel, z. B. Methanol (MeOH), gespült werden, um zunächst Analyten zu isolieren, deren Retention ausschließlich auf unpolaren Wechselwirkungen mit der Festphase beruht. Eine weitere Extraktionsmethode, die bereits zur Isolierung und Anreicherung von PFAS aus Wasserproben untersucht wurde, ist die Flüssig-

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

25

Flüssig-Extraktion (LLE, engl. liquid liquid extraction) unter Verwendung organischer, nicht mit Wasser mischbarer Lösungsmittel (Gonzalez-Barreiro et al., 2006). Dabei war die Extraktion aus der angesäuerten Probe nur auf langkettige PFCA und PFSA anwendbar. Durch einen ähnlichen LLE-Ansatz mit Extraktion bei einem niedrigen pH-Wert und Durchführung einer in situDerivatisierung an Carboxylgruppen konnten PFCA einschließlich kurzkettiger Vertreter wie TFA und Perfluorpropansäure (PFPrA) extrahiert werden (Scott et al., 2006). Jedoch waren dabei zum Erreichen niedriger Konzentrationen aufwändige Probenvorbereitungsschritte notwendig (z. B. Einengen der Wasserprobe von 1 L auf 50 mL). Zur Optimierung von LLEMethoden wird oft mit Ionenpaar-Reagenzien gearbeitet, z. B. Tetrabutylammonium, womit die Extraktionsausbeuten ionischer Analyten durch die zusätzlichen unpolaren Gruppen des Reagens erhöht werden sollen (Hansen et al., 2001). Im Anschluss an die Extraktion können ggf. Arbeitsschritte zur Aufreinigung der Extrakte (sog. Clean-up) eingebunden werden, um Störungen durch Begleitstoffe (Matrixeffekte) zu minimieren. Im Fall einer RP-SPE wurde dies beispielsweise durch einen Spülschritt mit einem WasserMethanol-Gemisch erreicht (So et al., 2004). Nach der Extraktion an einem schwachen Anionenaustauscher wurde ein Clean-up mit 20 mmol/L Natriumacetat-Puffer durchgeführt, um koextrahierte Lipide und Proteine zu entfernen (Taniyasu et al., 2008). Die erwähnte LLE-Methode von Scott et al. (2006) beinhaltet eine Aufreinigung des Extrakts unter Verwendung von Kieselgel, um polare Verbindungen – vor allem Wasser – vor der Messung mittels Gaschromatografie (GC) zu entfernen. Proben von Feststoffen Aufgrund der ausgeprägten Neigung zur Adsorption langkettiger PFAS an Feststoffe sind auch Sedimente, Klärschlamm oder Boden häufig untersuchte Umweltproben. Nach der Probenahme sind bei Feststoffen i. d. R. noch Probenvorbehandlungsschritte notwendig, die vor allem die Homogenisierung der Probe zum Ziel haben, z. B. eine Kombination von Trocknung (an der Luft oder mittels Lyophilisierung), Vermahlen und Sieben. Anschließend werden die Analyten meistens mittels Flüssig-Fest-Extraktion (LSE, engl. liquid solid extraction) unter Verwendung organischer Lösungsmittel oder

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1 Einleitung und Kenntnisstand

Lösungsmittel-Gemische extrahiert (Jahnke & Berger, 2009; Villagrasa et al., 2006). In einer Studie zu langkettigen PFCA, PFSA und PFOS-Derivaten in Sedimenten und Klärschlamm wurden zur Extraktion abwechselnd Waschschritte mit 1 % Essigsäure und Extraktionsschritte mit einem Gemisch aus Methanol (MeOH) und 1 % Essigsäure (9:1, v/v) angewendet. Die flüssigen Phasen der Wasch- und Extraktionsschritte wurden vereinigt und die nach jeweils zwei Wiederholungen erhaltene Lösung mittels RP-SPE (C18-Phase) gereinigt. Bei Extraktion unmittelbar nach Aufstockung der Analyten wurden Wiederfindungen zwischen 73 % und 98 % bei Sedimenten und 41 % bis 91 % bei Klärschlamm erhalten. Infolge einer 60-tägigen „Alterung“ der Proben zwischen Dotierung und Extraktion wurden teilweise reduzierte Wiederfindungen bei Sedimenten (56 - 93 %) und Klärschlamm (37 - 98 %) beobachtet (Higgins et al., 2005). In einer Studie zur Untersuchung von PFCA (C6-C12 und C14) in festen Umweltproben wurde besonderes Augenmerk auf die Reinigung der Extrakte gelegt, um Matrixeffekte zu minimieren. Dabei wurden die Proben zunächst mit 200 mmol/L Natronlauge (NaOH) versetzt, um ionische Wechselwirkungen mit der Matrix weitestgehend zu eliminieren und die darauf folgende Extraktion mit MeOH zu erleichtern. Nach Neutralisation mit Salzsäure (HCl) wurde ein Aliquot des Extrakts mit ENVI-Carb (graphitierter Kohlenstoff) in Gegenwart von Eisessig adsorptiv aufgereinigt. Matrixeffekte wurden in Rohextrakten und behandelten Extrakten untersucht, die erst vor der Messung mit den Zielverbindungen aufgestockt und bezogen auf eine externe Kalibrierung quantifiziert wurden. In einem unbehandelten Bodenextrakt waren Signalverstärkungen zu beobachten, die für PFCA mit C9 - C14 zu scheinbar erhöhten, absoluten Wiederfindungen zwischen 111 % und 241 % führten. Durch den zusätzlichen adsorptiven Reinigungsschritt wurden für alle untersuchten Matrices akzeptable absolute Wiederfindungen erreicht (von den Autoren definiert für 80 % - 120 %) (Powley et al., 2005). Eine umfangreiche Untersuchung zur Bestimmung von PFCA mit C 6-C10 in Bodenproben wurde von einer Arbeitsgruppe der Amerikanischen Umweltbehörde (EPA) durchgeführt. Auf Basis einer Extraktion mit einem Gemisch aus Acetonitril (ACN) und Wasser wurden eine vorgeschaltete alkalische Behandlung der Probe sowie verschiedene Clean-up-Techniken (Aktiv-

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

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kohle mit unterschiedlichen Kontaktzeiten, Ionenpaar-Extraktion und RPSPE) evaluiert. Die Autoren schlossen aus ihren Experimenten, dass eine Vorbehandlung mit 0,5 M NaOH gefolgt von einer Extraktion mit einem ACN-Wasser-Gemisch unter Einwirkung von Ultraschall, Trocknung und anschließender Aufreinigung mittels LLE (mit Methyl-tert-Butylether und Zugabe von Tributylammoniumhydrogensulfat als Ionenpaar-Reagenz) am besten geeignet ist. Als Kriterien dienten dabei einerseits die maximal erzielten Konzentrationen aus drei Referenz-Bodenproben (Effektivität der Extraktion und Vorbehandlung) und andererseits die erreichten SignalRausch-Verhältnisse (SNR, engl. signal-to-noise ratio) (Effektivität der Aufreinigung) bei der anschließenden Messung (Washington et al., 2008). Auch apparativ aufwändigere Methoden (Soxhlet-Extraktion und „beschleunigte Lösungsmittelextraktion“ unter Druck und mit hohen Temperaturen) wurden bereits untersucht. Im Fall der Soxhlet-Extraktion wurden Ethylacetat (EtOAc), MeOH und Gemische aus MeOH und HCl oder Phosphorsäure (H3PO4) verwendet. Bei der beschleunigten Lösungsmittelextraktion wurde mit mehrstufigen (bis zu vier Schritte) Extraktionen, unterschiedlichen Lösungsmittelgemischen (z. B. EtOAC, EtOAc/Dimethylformamid (DMF) (8:2, v/v), MeOH/Pyridin (19:1, v/v) oder MeOH/Phosphorsäure (H3PO4) (99:1, v/v)) und Drücken zwischen 107 und 140 bar bei 150 °C gearbeitet. Dabei wurden relativ inkonsistente Wiederfindungen zwischen < 1 % und 319 % erreicht. Der Autor schloss aus den Ergebnissen, dass eine beschleunigte Lösungsmittelextraktion mit DMF/EtOAc gefolgt von MeOH/H3PO4 am effektivsten hinsichtlich einer möglichst vollständigen Extraktion sei. Eine reproduzierbare Methode für die untersuchten Tenside (PFOS und technische Produkte) konnte jedoch nicht erarbeitet werden, was mit der starken Adsorption der Verbindungen an Klärschlamm begründet wurde (Schröder, 2003). Eine validierte Methode zur Bestimmung ausgewählter PFAS (PFCA (C4-C10), PFBS, PFHxS und PFOS) in Feststoffen ist in DIN 38414-14 beschrieben. Dabei wird eine getrocknete Probe mit MeOH unter Behandlung mit Ultraschall extrahiert. Der Extrakt wird anschließend mittels SPE an einem schwachen Anionenaustauscher gereinigt. Auch in dieser DIN wird

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1 Einleitung und Kenntnisstand

darauf hingewiesen, dass sie nach einer entsprechenden Validierung auf weitere PFAS angewendet werden kann (DIN 38414-14, 2011). Zum Abschluss der zur Extraktion und Extraktreinigung durchgeführten Probenvorbereitungsschritte erfolgt üblicherweise ein Lösungsmittelwechsel, um für die darauf folgende instrumentelle Analyse optimale Ausgangsbedingungen zu schaffen. 1.3.2

Instrumentelle Analytik

Ionische PFAS Die am häufigsten verwendete instrumentelle Technik zur Bestimmung ionischer PFAS ist die Hochleistungsfüssigkeitschromatographie-TandemMassenspektrometrie (HPLC-MS/MS), welche sich durch hohe Selektivität und Empfindlichkeit auszeichnet. Auch die noch selektivere hochauflösende Massenspektrometrie (HRMS) kommt zum Einsatz, allerdings i. d. R. auf Kosten der Empfindlichkeit – sie wird oft bei Studien eingesetzt, die sich mit der Identifizierung unbekannter PFAS (D’Agostino & Mabury, 2014; Strynar et al., 2015; Trier et al., 2011) oder von PFAS-Transformationsprodukten (Mejia-Avendano et al., 2016) befassen. Die Ionisierung der Analyten erfolgt bei einer Messung mittels LC-MS meistens durch Elektrospray-Ionisation (ESI), eine relativ milde Technik, mit der eine unerwünschte Fragmentierung der Analyten in der Quelle i. d. R. vermieden wird. Ein Molekül kann mit ESI je nach verwendeter Polarität (und seiner strukturellen Eignung) protoniert oder deprotoniert werden; je nach Substanz ist auch die Bildung von Addukten (z. B. mit Ammonium oder Acetat) möglich. Viele PFAS sind aufgrund ihrer niedrigen pKS-Werte mittels ESI leicht deprotonierbar und werden daher mittels LC-MS/MS als Anionen gemessen. Ein analytischer Ansatz, der mit nur minimalem Aufwand in der Probenvorbereitung auskommt, ist die direkte Injektion großer Probenvolumina (LVI, engl. large volume injection) in das instrumentelle Messsystem. Mit empfindlichen Analysesystemen können so Nachweisgrenzen (NG) im Bereich von einstelligen ng/L erreicht werden (Liu et al., 2015). Oft besteht die Vorbereitung dabei lediglich aus Filtration oder Zentrifugation einer Teilprobe vor ihrer Messung, was sowohl die Analysendauer als auch den Material- und Lösungsmittelverbrauch reduziert. Unter Verwendung einer sol-

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

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chen Methode konnten PFAS unterschiedlicher Klassen (PFCA mit C6-C10, PFSA mit C4, C6, C8, C10, FOSA und 6:2 FTSA) genau (82 - 100 % Wiederfindung bei Aufstockungen einzelner Abwasserproben) und präzise (Relative Standardabweichung (RSD) von 2-20 % in KA-Zulauf und 4-22 % in KAAblauf) in Abwasser mittels LC-MS/MS bestimmt werden (Schultz et al., 2004). Bei dieser Technik ist bedingt durch das hohe Injektionsvolumen eine Fokussierung der Analyten auf die analytische Trennsäule notwendig, die üblicherweise mit einer kurzen Vorsäule realisiert wird. Eine Voraussetzung dafür sind demnach ausreichend hohe Wechselwirkungen zwischen Analyten und stationärer Phase dieser Fokussierungssäule. Eine Methode, bei der LLE mit kleinen Volumina, LVI und Chromatografie auf Basis einer Reihenschaltung stationärer Trennphasen mit unterschiedlicher Polarität und Selektivität (Kieselgel, Propylamin und C18-Material) miteinander kombiniert wurden, lieferte ebenfalls qualitativ gute Ergebnisse (kleinstes Molekül: PFBA, 78 – 107 % Wiederfindung). Entgegen der o. g. LVI-Methode wurden hierbei große Volumina organischer Extrakte injiziert, und die Methode wurde zur Untersuchung kontaminierter Grundwasser-Proben genutzt (Backe et al., 2013). Zur chromatografischen Trennung der Analyten mittels HPLC werden meistens RP-Trennsäulen unter Verwendung neutraler Eluenten (Wasser, MeOH, ACN) und binäre Gradienten verwendet. Die mobilen Phasen enthalten dabei oft Hilfsmittel zur Ionisierung der Analyten bei der MS-Messung (sog. Modifier, z. B. Ammoniumacetat (NH4Ac) oder –formiat (NH4HCOO-)). Voraussetzung für eine Trennung unter solchen Bedingungen sind ausreichend unpolare Eigenschaften der Analyten, um mit den stationären Phasen wechselwirken zu können. Eine Studie von Taniyasu et al. hat das chromatografische Verhalten von PFAS unterschiedlicher chemischer Klassen und unterschiedlicher Kettenlängen – auch sehr polarer PFCA, wie TFA - auf mehreren analytischen Säulen untersucht: Drei RP-Säulen (C18) verschiedener Hersteller und eine Trennsäule, die sowohl RP-Mechanismen als auch Ionen- (IC) und Gelfiltrationschromatografie (GFC) vereint, wurden dabei getestet (Taniyasu et al., 2008). Die kurzkettigen perfluorierten Carbonsäuren (C2 bis C4) zeigten dabei aufgrund ihrer hohen Polarität unter Bedingungen der RP-Chromatografie (C18-Säulen mit einem binären Lösungsmittel-

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1 Einleitung und Kenntnisstand

Gradienten aus wässriger NH4HCOO--Lösung (2 mmol/L) und MeOH) entweder keine Retention oder es resultierten schlechte Peakformen für diese Substanzen. Die Autoren schlossen daraus, dass die gewählten C18-Phasen für TFA, PFPrA und PFBA nicht geeignet sind. Demgegenüber konnte unter isokratischen Bedingungen mit wässriger Ammoniumacetat-Lösung (50 mmol/L, pH 9) und MeOH auf der Mischphase eine Trennung aller untersuchten PFCA (C2 bis C18) und anderer PFAS erreicht werden. Die Analyten eluierten dabei in umgekehrter Reihenfolge verglichen mit typischen Chromatogrammen (mit C 18-Phasen). Zur SPE kam dabei Oasis WAXMaterial zur Anwendung, es wurden Bestimmungsgrenzen (BG) zwischen 0,5 ng/L (z. B. TFA) und 0,1 ng/L (z. B. PFCA von C3-C16) erreicht, und die Methode wurde zur Analyse von PFAS in Regenwasser genutzt. In folgenden Studien, bei denen diese Methode zur Untersuchung wässriger Proben mit komplexeren Matrices angewendet wurde (z. B. Meerwasser (Ahrens et al., 2010), Grund- und Flusswasser (Chen et al., 2016), Leitungswasser (Mak et al., 2009) und Abwasser (Zhang et al., 2013)), wurde TFA jedoch nicht analysiert und nur in einer Studie (Leitungswasser) wurde PFPrA mit untersucht. In einer Studie zur Untersuchung von TFA und anderen PFAS in Bodenextrakten wurde entgegen der Einschätzung von Taniyasu et al. eine C18Phase zur Chromatografie genutzt (Li et al., 2011), wobei in Anbetracht der verwendeten Säulendimensionen (150 × 2.1 mm, 3 μm) mit einer außergewöhnlich niedrigen Flussrate (0,025 mL/min) gearbeitet wurde. Bei derart geringen Flussraten sind infolge longitudinaler Diffusionsprozesse negative Auswirkungen auf die Trennung zu erwarten, z. B. breite oder unsymmetrische Peaks. Ein weiteres chromatografisches Trennverfahren für polare und geladene Substanzen beruht auf hydrophilen Wechselwirkungen (HILIC, Hydrophilic Interaction Chromatography), welches jedoch bislang nur bei einer Untersuchung von PFOS in Wasserproben als Trennmethode beschrieben wurde (Dash & Paul, 2014). Die für Spurenanalysen notwendige Empfindlichkeit kann durch Blindwerte beeinträchtigt werden, welche aufgrund der verbreiteten Anwendung von Fluorchemikalien (z. B. in Bauteilen aus Fluorpolymeren oder PFAS-haltigen Schmiermitteln) auch in den Messinstrumenten selbst auftre-

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

31

ten können. Inzwischen sind Analysensysteme erhältlich, die speziell für die Untersuchung von PFAS ausgerüstet sind, so dass potenzielle Quellen solcher System-Blindwerte weitgehend beseitigt sind. Bei älteren Systemen sind entsprechende Nachrüstungen notwendig. Eine Methode, solche apparativen Blindwerte zu umgehen, ist die Verwendung einer kurzen Trennsäule („Trapping-Säule“), die zwischen HPLC-Pumpe und Injektionsventil geschaltet wird. Damit werden störende Substanzen aus der Apparatur zwar nicht eliminiert, können aber in Ihrer Retentionszeit verschoben werden, so dass sie die Signale aus den Proben nicht überlagern und somit von diesen unterschieden werden können (Jahnke & Berger, 2009). Neutrale PFAS Zur Analytik neutraler PFAS werden aufgrund ihrer Flüchtigkeit überwiegend GC-MS-Methoden genutzt. Neutrale Verbindungen zeichnen sich durch die Abwesenheit chemischer Gruppen aus, die im neutralen pH-Bereich zur Ionisierung neigen. Beispiele für solche PFAS sind die oben aufgeführten FTOH und andere chemische PFAS-Klassen, wie Monomere von FTAC und FTMAC oder PFSA-Derivate, wie FOSA und seine N-Alkyl-Derivate. Wie in Tabelle 2 aufgeführt ist, besitzen FTOH eine relativ geringe Wasserlöslichkeit. Ihre relativ hohen Kaw-Werte lassen zudem darauf schließen, dass sie aus dem aquatischen Milieu bevorzugt in die Luft übergehen. Langkettige Vertreter dieser Verbindungen neigen darüber hinaus zur Adsorption an Feststoffe, wie an ihren hohen Kow- und Koc-Werten zu erkennen ist. Aus dem Grund wurden diese Substanzen meistens in Luft- oder Feststoffproben untersucht und nur wenige Studien haben sich bislang mit ihrer Analyse in wässrigen Proben befasst (Jahnke & Berger, 2009). Bei GC-MS Methoden ist Elektronenstoß-Ionisierung (EI) am weitesten verbreitet und bietet den Vorteil, dass aufgrund der normierten Ionisierungsenergie von 70 eV auf Spektrenbibliotheken zurückgegriffen werden kann. Infolge dieser relativ hohen Energie kommt es dabei zur Bildung kleiner (unspezifischer) Molekülfragmente mit relativ geringer Intensität. Verglichen damit ist die chemische Ionisierung (CI) milder und gleichzeitig selektiver. Besonders CI mit positiver Polarität führt bei neutralen PFAS zu MS-Spektren mit einer geringen Anzahl charakteristischer Fragmente und

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1 Einleitung und Kenntnisstand

hoher relativer Intensität (Ellis & Mabury, 2003). In Abhängigkeit der zu untersuchenden Analyten werden bei der GC-Trennung unterschiedliche stationäre Phasen verwendet: Bei vorwiegend langkettigen Substanzen wie 8:2 FTOH oder PFOS-basierten Sulfonamid-Verbindungen, wie FOSA, wurden z. B. Phasen auf Basis von Polydimethylsiloxanen (z. B. mit 5 % Phenylanteil; DB5-MS) genutzt, während bei Analysen, in denen auch polare Verbindungen untersucht wurden (z. B. 6:2 FTOH oder 4:2 FTOH) Trennsäulen auf Basis von Polyethylenglykol (z. B. DB-Wax) zur Anwendung kamen (Jahnke & Berger, 2009). 1.3.3

Summenmethoden und Aufschlussverfahren

Aufgrund der Diskrepanz zwischen der Zahl bekannter und unbekannter PFAS in der Umwelt (Kap. 1.2.1) wurden auch Methoden erforscht, um fluorhaltige, organische Substanzen nicht einzeln, sondern als Summenparameter zu erfassen. Bei Summenmethoden werden nicht substanzspezifische Eigenschaften von Einzelverbindungen, sondern strukturelle oder physikalisch-chemische Gemeinsamkeiten von Molekülgruppen zu ihrer Erfassung genutzt. Bei der Untersuchung von Oberflächenwasser aus einem Fluss, in den große Mengen von Löschschaum mit fluorierten Tensiden gelangt waren, wurde die Verwendung von Kernspinresonanzspektroskopie (NMR) an 19FIsotopen als Summenparameter evaluiert (Moody et al., 2001). Die Proben wurden zuvor mittels RP-SPE an einer C18-Phase angereichert, und es gelang, die in den Extrakten vorliegenden Konzentrationen verschiedener PFAS summarisch über die chemische Verschiebung der terminalen CF3Gruppe bei Kalibrierung mit nur mit einer einzelnen Substanz (PFOS) zu quantifizieren. Jedoch wurde dabei ein inhärenter Nachteil der NMRSpektroskopie deutlich: Ihre relativ geringe Empfindlichkeit. Selbst nach einer Probenvorbereitung mit Anreicherung wurde mit der Technik lediglich eine relativ hohe NG von 10 μg/L erreicht (basierend auf einem SNR von 3:1), so dass nur stark kontaminierte Proben untersucht werden konnten. Einige in den letzten Jahren entwickelte summarische Methoden zum Nachweis organischer Fluorverbindungen beruhen auf der Spaltung der CF-Bindungen und der anschließenden Bestimmung des entstandenen Fluo-

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

33

rids bzw. einer in situ erzeugten, definierten Fluorverbindung. Solche Ansätze wurden für unterschiedliche Probenarten entwickelt, wobei die formulierten Parameter-Bezeichnungen TOF (Gesamtes organisches Fluor, engl. total organic fluorine) (Musijowski et al., 2007; Takayanagi et al., 2008), EOF (Extrahierbares organisches Fluor) (Codling et al., 2014; Loi et al., 2011; Miyake et al., 2007; Tan et al., 2014; Wang et al., 2013a; Yeung et al., 2009; Yeung et al., 2013) und AOF (Adsorbierbares organisches Fluor) (Wagner et al., 2013) mit den jeweiligen konkreten Analysenverfahren verknüpft sind. So sind z. B. „EOF“-Analysenergebnisse trotz ihrer gleichen Bezeichnung nicht übereinstimmend, wenn sie unter Verwendung unterschiedlicher Extraktionsmethoden zustande kommen. Eine bei solchen Verfahren genutzte Messtechnik ist eine Kopplung aus Verbrennungsanalyse (zur Spaltung der C-F-Bindungen) mit IC (zur Bestimmung des entstandenen Fluorids), die sogenannte CIC (engl. combustion ion chromatography) (Miyake et al., 2007; Wagner et al., 2013; Willach et al., 2016). Ein entscheidender Schritt bei allen Methoden zur Bestimmung organisch gebundenen Fluors ist die Abtrennung anorganischer, fluorhaltiger Verbindungen während der Probenvorbereitung, da sie gegenüber den zu ermittelnden organischen Anteilen meistens im Überschuss vorliegen. Das kann z. B. durch LLE (Tan et al., 2014) oder SPE (Miyake et al., 2007) erreicht werden. In einigen der oben aufgeführten Studien wurden erzeugte Extrakte parallel zur summarischen Fluorbestimmung (z. B. EOF) auch auf bekannte PFAS mittels LC-MS/MS-Methoden untersucht und aus den gefundenen Konzentrationen der Einzelverbindungen anschließend entsprechende Fluoräquivalente gemäß Formel (4) berechnet: cF = cPFAS ∙

MF ∙ nF MPFAS

(4)

Dabei entspricht cPFAS der Konzentration eines PFAS-Moleküls, MF und MPFAS sind die Molmassen von Fluor (19,0 g/mol) und der jeweiligen Einzelverbindung und nF ist die Anzahl der F-Atome in der Summenformel der betrachteten Verbindung. Zur Bilanzierung wurden die aus quantifizierten

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1 Einleitung und Kenntnisstand

Einzelsubstanzen berechneten Fluoräquivalente summiert und mit Fluorkonzentrationen aus den EOF-Analysen verglichen. Dabei traten oft Erklärungslücken auf (∑cF < EOF), welche auf die Anwesenheit fluorierter, organischer Substanzen zurückgeführt wurden, die mit der jeweils angewendeten Zielsubstanzanalytik nicht erfassbar waren3. Bspw. lag der nicht erklärbare Anteil organisch gebundenen Fluors in Grundwasserproben, die durch fluorhaltigen Löschschaum kontaminiert wurden, beim Vergleich der Fluoräquivalente aus Einzelsubstanzanalysen mit Ergebnissen aus AOF-Analysen bei > 50 % (Wagner et al., 2013). Bei der Verbrennungsanalyse werden Organofluorverbindungen mineralisiert. Demnach gehen bei CIC-Verfahren die Informationen über die chemischen Strukturen der extrahierten Verbindungen verloren. Diese Analytik ist somit nicht spezifisch für PFAS, denn auch andere fluororganische Verbindungen, wie z. B. Wirkstoffe von Arzneimitteln oder PSM können zur gemessenen Fluorkonzentration beitragen. Mit dem Ziel eines PFAS-spezifischen Summenparameters wurde von einer amerikanischen Arbeitsgruppe ein Aufschlussverfahren entwickelt, bei dem eine wässrige Probe in Gegenwart von Peroxodisulfat und NaOH erhitzt wird. Durch die Thermolyse des Peroxodisulfats entstehen zunächst Sulfatradikale gemäß Formel (5), die mit den vorliegenden Hydroxidionen zu Hydroxylradikalen entsprechend Formel (6) weiter reagieren (Houtz & Sedlak, 2012). 85 °C

S2 O2− 2 SO4−∙ 8 → −∙ − ∙ SO4 + OH → SO2− 4 + OH

(5) (6)

Da Hydroxylradikale die reaktive Spezies beim Aufschluss sind, handelt es sich dabei um ein erweitertes Oxidationsverfahren (AOP, advanced oxidation process) im Labormaßstab. Die Folgereaktionen der Hydroxylradikale verlaufen unspezifisch, wobei Präkursoren („dark matter“) über Zwischen3

Im Zusammenhang mit vergleichenden Analysen auf PFAS mittels Summenmethoden und Zielsubstanzmethoden wurden solche Erklärungslücken in verschiedenen Studien als „dark matter“ bezeichnet.

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

35

stufen zu PFCA transformiert werden. Die Methode ist inzwischen als TOPAssay (total oxidizable precursor assay) bekannt. Wird eine Probe jeweils mit und ohne Aufschluss analysiert, kann durch eine Bilanzierung der Ergebnisse abgeschätzt werden, zu welchem Anteil erfassbare (d. h. zu messbaren PFAS oxidierbare) Vorläufersubstanzen in der Probe vorliegen. In der ersten Studie zu dem Verfahren wurden verschiedene polyfluorierte Modellverbindungen aus der Klasse der PFAS der Oxidation unterzogen und als Reaktionsprodukte nach dem Aufschluss die PFCA mit Alkylketten von C4 (PFBA) bis C14 (Perfluortetradecansäure, PFTeDA) untersucht (bei der Anwendung auf urbane Oberflächenablaufproben konnte PFBA hingegen nicht mit analysiert werden). Sowohl Vorläufer auf Basis von PFOSF (FOSA und davon abgeleitete N-Acetate (FOSAA)) als auch FT-basierte PFAS (6:2 und 8:2 FTSA bzw. diPAP) konnten durch das Verfahren zu PFCA transformiert werden. Aus den Ergebnissen wurden folgende Gesetzmäßigkeiten abgeleitet: PFSA und PFCA, die aus Vorläufersubstanzen gebildet werden oder bereits in der nativen Probe vorliegen können, sind während des Aufschlusses stabil (Formeln (7) und (8)) bzw. reagieren extrem langsam. TOP−Assay

F(CF2 )n SO3 H →

F(CF2 )n SO3 H

(7)

F(CF2 )n COOH →

F(CF2 )n COOH

(8)

TOP−Assay

Dementgegen werden Vorläufer auf Basis von Perfluoroctansulfonamid (FOSA und dessen N-Methyl und N-Ethyl-Derivate) quantitativ zu PFOA transformiert (Formel (9)). Im Fall von FT-Substanzen entstehen PFCAGemische unterschiedlicher Kettenlängen (Formel (10)), wobei in den untersuchten Umweltproben als kleinstes PFCA-Molekül PFPeA (x =nCf= 4) analytisch erfasst wurde (Houtz & Sedlak, 2012). Es ist jedoch aufgrund anderer Studien, in denen das Verhalten FT-basierter Substanzen in AOP untersucht wurde, davon auszugehen, dass beim TOP-Assay auch PFCA mit noch kürzeren Alkylketten gebildet werden (Yang et al., 2014).

36

1 Einleitung und Kenntnisstand TOP−Assay

F(CF2 )8 SO2 N − R → F(CF2 )7 COOH mit R = H, CH3 oder C2H5 TOP−Assay

F(CF2 )n (CH2 )2 R →

F(CF2 )x COOH (x = 4, … , n)

(9)

(10)

In der Originalpublikation wurde der TOP-Assay zur Untersuchung von PFAS und Vorläufern in Oberflächenablauf aus urbanen Gebieten angewendet. In Folgepublikationen wurde die Probenvorbereitung vor dem Aufschluss teilweise angepasst, um PFCA-Vorläufer in verschiedenen anderen Matrices zu untersuchen, z. B. in Löschschaumkonzentraten, Boden und Grundwasser (Houtz et al., 2013) oder Oberflächenwasser mit hohem Abwasser-Anteil (Ye et al., 2014). Im Fall von Boden und Grundwassersedimenten von einem Luftwaffenstützpunkt, auf dem über Jahrzehnte PFAS-haltige Löschschäume bei Brandbekämpfungsübungen zum Einsatz kamen, wurden Feststoffextrakte durch mehrstufige, basisch-methanolische Extraktion hergestellt und anschließend adsorptiv mit ENVI-Carb aufgereinigt (Houtz et al., 2013). Der TOP-Assay wurde anschließend mit dem getrockneten Rückstand eines Extrakts von 0,5 g Feststoff, 60 mmol/L Peroxodisulfat und 125 mmol/L NaOH bei einer Reaktionsdauer von 6 h durchgeführt. Die quantitative Analyse der oxidierten und nativen Extrakte mittels LC-MS umfasste PFCA von C4 bis C9, PFSA mit C4, C6, C8 und C10, FOSA, sowie neun polyfluorierte Tenside (aus technischen Löschschaum-Konzentraten)4. Beim Vergleich der Konzentrationen lagen die zuordenbaren Anteile von Vorläufern bezogen auf die ermittelten PFAS-Gesamtkonzentrationen im Mittel bei 26 %, bei Betrachtung der fünf am höchsten belasteten Proben bei 38 %. Davon wiederum lag der Anteil unbekannter Vorläufer, d. h. Oxidationsprodukten, die nicht den analysierten polyfluorierten Tensiden zugeordnet werden konnten, in jeder Probe über 50 % was mit der Gegenwart unbekannter Tenside und Abbauprodukten begründet wurde. Zudem wurden in der Studie auch 4

Die qualitative Untersuchung umfasste wesentlich mehr Analyten, z. B. PFCA bis zu C14 und polyfluorierte Tenside unterschiedlicher Klassen, jedoch wurden nur Massenübergänge beobachtet und keine Gehalte bestimmt.

1.3 Analytik von per- und polyfluorierten Alkylsubstanzen

37

Ergebnisse von Aufschluss-Experimenten einer direkt eingesetzten Bodenprobe (ohne vorherige Extraktion) und eines Extrakts der gleichen Probe miteinander verglichen. Dabei wurde ersichtlich, dass die Gehalte der entstandenen PFCA ähnlich waren, die mit dem Extrakt ermittelten Ergebnisse jedoch weitaus präziser (geringere Streuung). Zur Validierung der Methode wurden nur wenige Details publiziert. Dotierungsexperimente mit den untersuchten polyfluorierten Tensiden (d. h. den vermuteten Präkursoren) resultierten in guten Extraktionswiederfindungen und aus der Abwesenheit der zugegebenen Vorläufer nach der Oxidation wurde auf eine vollständige Transformation geschlossen. Kritische Faktoren, wie z. B. der Einfluss koextrahierter Matrix auf die Effizienz des TOP-Assays und auf die Transformationsraten aufgestockter Vorläufer, wurden nicht thematisiert. Aufgrund der unspezifischen Reaktionen der OH-Radikale ist es jedoch möglich, dass koextrahierte organische Begleitstoffe (DOC) während des TOP-Assays mit den eigentlichen Analyten konkurrieren und es so zu unvollständigen Aufschlüssen kommt. Auch im Rahmen einer Studie, bei der die Akkumulation von PFAS aus belasteten Böden in Regenwürmern untersucht wurde, kam der TOP-Assay zum Einsatz (Rich et al., 2015). Von den vier untersuchten Bodenproben waren zwei durch fluorierte Tenside aus Feuerlöschschäumen kontaminiert, eine stammte aus einem Gebiet, in dem über einen langen Zeitraum Klärschlämme aus kommunaler Abwasserbehandlung beaufschlagt worden waren, und eine enthielt PFAS-kontaminierten Klärschlamm aus einer industriellen Produktionsanlage. Die Extraktion und der oxidative Aufschluss erfolgten mit Ausnahme einer höheren Peroxodisulfat-Konzentration (150 mmol/L) nach der gleichen Methode wie oben beschrieben. Durch den TOP-Assay entstanden im Fall der Löschschaum-belasteten Proben nur bei der Probe, die näher an der Anwendungsstelle genommen wurde, zusätzliche Mengen PFCA (zwischen 2,5 μg/kg PFPeA und 29 μg/kg PFOA). Bei der Probe mit industriellen Klärschlämmen entstand ausschließlich PFNA (16 μg/kg) und bei der Probe mit kommunalen Klärschlämmen verschiedene PFCA zwischen C6 und C11 (Konzentrationen zwischen 8,3 μg/kg PFHxA und 48 μg/kg PFOA). Die Ergebnisse konnten jedoch nur eingeschränkt interpretiert werden, da in den nativen Bodenproben nur Analyten mit

38

1 Einleitung und Kenntnisstand

nC ≥ 8 quantitativ untersucht wurden, während nach dem TOP-Assay PFCA mit C4 bis C12 analysiert wurden. Des Weiteren konnte kein Zusammenhang zwischen den Ergebnissen aus der Akkumulationsstudie (positive Korrelation zwischen nC und dem Akkumulationspotenzial in den Regenwürmern bei PFCA) und den Ergebnissen der Oxidationsexperimente hergestellt werden, was mit dem Mangel an Informationen zu den Vorläufern (z. B. chemischen Klassen) begründet wurde (Rich et al., 2015). In einer Studie, die den aeroben Abbau von in Löschschaum eingesetzten fluorierten Tensiden (Fluortelomerthioetheramidosulfonate) zum Thema hatte, wurde der TOP-Assay verwendet, um Massenbilanzen aufstellen zu können (Harding-Marjanovic et al., 2015). Ein mikrobiologisches System bestehend aus Boden (5 g) und gepufferter Nährlösung (60 mL) wurde mit einem Löschschaum-Konzentrat (60 μL) dotiert und über einen Zeitraum von 60 Tagen inkubiert. Im TOP-Assay wurden 100 μL des BodenNährmedium-Gemischs zusammen mit Reinstwasser und den Reagenzien (umgerechnet 51 mmol/L Peroxodisulfat und 107 mmol/L NaOH) eingesetzt. Im Anschluss wurden als Reaktionsprodukte die PFCA mit Kettenlängen von C4 bis C8 untersucht. Die in den Proben errechneten Massenbilanzen lagen zwischen 75 und 100 %, wobei aufgrund der teilweise lückenhaften Bilanzen die Entstehung kleinerer PFCA als C4 im Aufschluss vermutet wurde. Aus der weitgehenden Übereinstimmung der Konzentrationsverhältnisse der Reaktionsprodukte nach dem Oxidationsschritt verglichen mit anderen FT-Verbindungen (aus Houtz & Sedlak, 2012) schlossen die Autoren, dass während des aeroben Abbaus keine flüchtigen Abbauprodukte (bzw. nur vernachlässigbare Mengen) entstanden waren und dass es sich bei den oxidierten Zwischenprodukten ebenfalls um FT-Verbindungen gehandelt hat, die den Kettenlängen der Ausgangssubstanzen aus den Löschschäumen entsprachen.

2

Zielsetzung der Arbeit

In der Spurenanalytik von PFAS standen aufgrund ihrer weiten Verbreitung lange Zeit die C8-Verbindungen PFOS und PFOA im Vordergrund. Jedoch ergaben Analysen von Wasserproben unterschiedlicher Herkunft zunehmend, dass Substanzen mit einer Kettenlänge von acht C-Atomen nicht mehr allein von Bedeutung sind und PFAS mit kürzeren Ketten vermehrt an Bedeutung gewinnen (Ahrens et al., 2010; Jin et al., 2015; Mak et al., 2009). Dafür kommen mehrere Gründe in Betracht: x Langkettige PFAS besitzen höhere Verteilungskoeffizienten im BodenWasser-System als ihre kurzkettigen Homologen und adsorbieren demzufolge besser an Feststoffe (Higgins & Luthy, 2006). Die kurzkettigen Vertreter sind hingegen weniger adsorptiv, besser wasserlöslich und daher mobiler. x Seit der letzten Dekade besteht bei der Herstellung PFAS-haltiger Produkte ein Trend, Substanzen mit kurzen fluorierten Alkylketten zu nutzen, da sie (bzw. ihre potenziellen Abbauprodukte) als weniger toxisch und bioakkumulierbar gelten (Renner, 2006; Ritter, 2010). Es sind bereits Substanzen mit Komponenten aus fluorierten C 2-Einheiten auf dem Markt etabliert, z. B. in Form perfluorierter Polyether in Papierbeschichtungen (Trier et al., 2011). x Verglichen mit den langkettigen Pendants ist die wasser- und fettabweisende Wirkung kurzkettiger PFAS weniger ausgeprägt (Scheringer et al., 2014). Um einen vergleichbaren Effekt wie mit längerkettigen PFAS zu erzielen, sind daher ggf. höhere Konzentrationen von kurzkettigen Verbindungen in den Produkten notwendig. Wie in Kapitel 1.1.1 dargestellt wurde, erhöhen sich Polarität und Wasserlöslichkeit der PFAS je kürzer ihre Alkylketten sind, und umso besser können diese Substanzen in der aquatischen Umwelt transportiert werden. Aufgrund der o. g. Entwicklungen bei der industriellen Herstellung von Fluorchemikalien und der Erkenntnisse bezüglich des Abbaus solcher Verbindungen in der Umwelt muss zukünftig mit noch kürzeren Transformationsund Dead-End-Produkten, z. B. TFA und PFPrA, in Umweltproben gerechnet © Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 J. Janda, Polare Perfluoralkylcarbonsäuren, https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3_2

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2 Zielsetzung der Arbeit

werden. Bisher wird bei PFAS-Untersuchungen (z. B. auf Basis der DIN 38407-42 (DIN 38407-42, 2011)) jedoch meistens PFBA als kürzeste PFCA berücksichtigt. Eine Methode, die gleichzeitig die Analyse der kurzkettigsten Vertreter in wässrigen Umweltproben mit komplexen Matrices (z. B. Grundwasser oder Oberflächenwasser) erlaubt, existiert bislang nicht. Daher war es ein Ziel dieser Arbeit, zur Untersuchung der Umweltrelevanz dieser Substanzen eine robuste Methode zu entwickeln, mit der die analytisch schwierig fassbaren PFCA mit Kettenlängen < C4 zusammen mit den bislang untersuchten PFAS analysiert werden können. Damit sollten anschließend Wasserproben unterschiedlicher Herkunft und mit unterschiedlichen Matrices analysiert werden (Kap. 3.1). Umfangreiche Messprogramme zum Vorkommen von TFA in unterschiedlichen Umweltkompartimenten wurden etwa zur Zeit der Jahrtausendwende durchgeführt und Monitoring-Daten zum Vorkommen der Substanz erhoben (Jordan & Frank, 1999). Neuere Studien haben ergeben, dass es verglichen mit den älteren Daten zu teilweise drastisch erhöhten Konzentrationen in Gewässern gekommen ist (Zhai et al., 2015). Auch im ersten Teil der hier vorgestellten Arbeit wurden Gehalte im μg/L-Bereich ermittelt, wobei deutliche Unterschiede in den Konzentrationsverteilungen von TFA verglichen mit anderen PFCA beobachtet wurden. Bislang wurden als anthropogene Quellen dieser Substanz zumeist HFC und HCFC bzw. deren Abbau in der Atmosphäre diskutiert. Andere Verbindungen sind in diesem Kontext nur vereinzelt betrachtet worden. Daher war ein weiteres Ziel dieser Arbeit, das Potenzial der Bildung von TFA aus umweltrelevanten Verbindungen zu untersuchen, die an C-Atome gebundene CF3-Gruppen enthalten. Als Labortest sollte dabei der TOP-Assay angewendet werden, was zunächst eine Optimierung der Probenvorbereitung erforderlich machte. Zudem sollte mit der Methode das TFA-Bildungspotenzial in Wasserproben verschiedenen Ursprungs, z. B. Abwasser, untersucht werden (Kap. 3.2). Bei PFAS-Analysen von Bodenproben, bei denen summarische und Zielsubstanzmethoden vergleichend angewendet wurden, traten oft Erklärungslücken auf. Im Fall des TOP-Assays wurden diese in der Vergangenheit z. T. mit dem Entstehen kurzkettiger PFCA (TFA und PFPrA) begründet, die bislang bei diesem Verfahren nicht als potenzielle Produkte analytisch be-

2 Zielsetzung der Arbeit

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rücksichtigt wurden (Harding-Marjanovic et al., 2015; Houtz et al., 2013). Im Fall von EOF wurden Erklärungslücken mit der Gegenwart von PFAS, die nicht Umfang der Zielsubstanzanalytik waren, begründet. Daher war ein weiteres Ziel, den TOP-Assay auf Basis der Erkenntnisse aus den ersten beiden Teilen weiter zu entwickeln, so dass die Methode zur Untersuchung von Feststoffen angewendet werden kann und mit der anschließenden instrumentellen Analyse alle PFCA von C2 bis C14 erfasst werden. Das Verfahren sollte dann auf belastete Feststoffproben angewendet und die Ergebnisse mit entsprechenden Daten aus der EOF-Analytik verglichen werden (Kap. 3.3).

3 3.1

Ergebnisse und Diskussion Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

Eine für die Spurenanalytik von PFCA von C4 (PFBA) bis C10 (PFDA), sowie PFBS, PFHxS und PFOS in wässrigen Proben validierte Methode wird in DIN 38407-42 beschrieben (DIN 38407-42, 2011) und beruht auf einer SPE an schwachen Anionenaustauschern auf Polymerbasis gefolgt von einer Messung der Extrakte mittels LC-MS/MS an einer RP-Phase. Mit der in Kap. 1.3 beschriebenen Methode von Taniyasu et al. (2008) wurden darüber hinaus auch kurzkettige PFCA (TFA und PFPrA) analysiert. Hier wurden diese beiden Methoden als Ausgangsbasis genutzt, um eine Methode zur Analyse von PFCA von C2 bis C8 in wässrigen Proben zu entwickeln. SPE und HPLCTrennung wurden optimiert und anschließend wurde die Methode verwendet, um Leitungswasser, Grundwasser und Oberflächenwasser zu untersuchen. Die Inhalte dieses Kapitels wurden bereits veröffentlicht (Janda et al., 2018). 3.1.1

Festphasenextraktion

Orientierende Experimente In Vorversuchen zur Evaluierung geeigneter Bedingungen für die SPE wurden Experimente mit Strata X-AW-Sorbens, demineralisiertem Wasser (H2Odem) und in Anlehnung an die DIN 38407-42 (bei pH 7) durchgeführt. Dabei konnten für die PFCA mit C 2 bis C8 akzeptable Wiederfindungen (72 – 104 %) erzielt werden. Wurde hingegen anstelle von H2Odem in einer Mineralwasser-Matrix gearbeitet, waren zwar die Wiederfindungen von PFBA und höheren homologen PFCA akzeptabel, aber die der kürzeren PFCA zu niedrig (z. B. TFA: < 10 %). Auch wenn andere Kartuschen-Dimensionen verwendet wurden, z. B. eine größere Menge Sorbens oder eine engere Kartusche bzw. größere Füllhöhe des Sorbens, konnte diese Diskrepanz nicht verringert werden. Dies deutet auf einen Einfluss der Matrix auf den Extraktionsprozess hin. Wurde Leitungswassermatrix verwendet, dann traten zudem hohe Hintergrundsignale bei TFA auf, so dass Dotierungsexperimente nicht vollständig ausgewertet werden konnten. Um Wiederfindungen in

© Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 J. Janda, Polare Perfluoralkylcarbonsäuren, https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3_3

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3 Ergebnisse und Diskussion

Gegenwart einer umweltrelevanten Matrix zu bestimmen wurde daher zur Methodenentwicklung ein kommerziell erhältliches Mineralwasser genutzt. Frühere Untersuchungen hatten ergeben, dass Mineralwasserquellen tendenziell geringere Hintergrundbelastungen mit TFA aufweisen als z. B. Oberflächenwässer (Jordan & Frank, 1999). Ein Analysenauszug des verwendeten Wassers ist im Anhang (Tabelle A 3) aufgeführt. Abhängigkeit der Extraktionswiederfindungen vom pH-Wert der Probe Schwache Anionenaustauscher auf Polymerbasis bieten zur Extraktion von Substanzen sowohl unpolare als auch anionische Wechselwirkungen. Letztere werden durch eingebettete primäre, sekundäre oder tertiäre Aminogruppen realisiert, die in Abhängigkeit des vorliegenden pH-Werts protoniert (d. h. ionisch) oder deprotoniert (d. h. neutral) vorliegen. Der während der SPE vorliegende pH-Wert ist demnach ein entscheidender Faktor, um anionische Wechselwirkungen zu ermöglichen. Abhängig von ihrer molekularen Umgebung besitzen die Aminogruppen in den funktionalisierbaren Substrukturen der SPE-Materialien unterschiedliche Dissoziationskonstanten. Die Strukturen der funktionellen Gruppen und berechnete pKS-Werte der in dieser Studie untersuchten Sorbenzien, Strata X-AW und Oasis WAX, sind in Abbildung 5 aufgeführt. Laut Hersteller-Informationen enthält Strata X-AW primäre und sekundäre Amine, die in N-BenzylethylendiaminGruppen eingebettet sind. Oasis WAX enthält sekundäre und tertiäre Amine in N-Phenylpiperazin-Gruppen.

Abbildung 5:

Funktionelle Gruppen von Strata X-AW und Oasis WAX. Die angegebenen pKSWerte wurden mit i-Lab 2.0 berechnet (ilab.acdlabs.com, ACD/Labs, 2016/11, v12.1.0.50374).

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

45

Es wurde untersucht, inwieweit sich bei der Extraktion unterschiedliche pH-Werte der Probe (pH 3,0, 4,0, 5,0 und 6,0) auf die Extraktionsausbeuten der untersuchten Analyten auswirken. Dazu wurden für jede Kombination aus pH-Wert und SPE-Sorbens Mineralwasserproben (als Triplikate) auf einem Konzentrationsniveau von 100 ng/L dotiert und wie in Kap. 4.1.3 beschrieben angereichert. Zudem wurden matrixangepasste (gleicher pHWert und gleiches Sorbens) Kalibrierproben erstellt, um bei der Auswertung andere Einflüsse auszuklammern. Da absolute Extraktionswiederfindungen ermittelt werden sollten, wurden bei der Quantifizierung keine isotopenmarkierten Standards berücksichtigt. Die Ergebnisse sind in Abbildung 6 dargestellt. Die Streuung der Wiederfindungen lagen bei allen Analyten unter 10 % RSD. Im Fall von Strata X-AW lagen die Wiederfindungen zwischen 14 % und 133 %, im Fall von Oasis WAX zwischen 40 % und 106 %. Für PFBA und längerkettige Analyten waren die Wiederfindungen offenbar unabhängig vom pH-Wert und reichten von 76 % bis 133 %. Im Fall von TFA und PFPrA wurde jedoch eine pH-Abhängigkeit deutlich. Für PFPrA wurden mit Oasis WAX bei allen pH-Werten hohe Wiederfindungen (93 - 103 %) erreicht, während im Fall von Strata X-AW gute Wiederfindungen zwischen pH 3,0 und pH 5,0 erreicht wurden (94 - 114 %), bei pH 6,0 aber nur 36 %. Besonders deutlich wurde der Einfluss des Proben-pH-Werts auf die Extraktionsausbeuten bei TFA: Zwischen pH 3,0 und pH 5,0 wurde die dotierte Menge mit Oasis WAX quasi vollständig wiedergefunden (95 - 103 %), bei pH 6,0 aber nur noch zu 40 %. Mit Strata X-AW wurden 99 % bei pH 3,0 wiedergefunden, aber mit steigendem pH-Wert der Probe sank die Wiederfindung allmählich auf 80 % bei pH 4,0, 50 % bei pH 5,0 und 14 % bei pH 6,0. Je kürzer die Alkylkette einer PFCA, desto geringer ist ihre Fähigkeit zu unpolaren Wechselwirkungen ausgeprägt. Demnach sind zur Extraktion von TFA und PFPrA mit den untersuchten Sorbenzien vorwiegend ionische Wechselwirkungen wichtig. Aufgrund ihres niedrigen pKS liegen die Analyten auch bei pH 3 – dem niedrigsten hier untersuchten pH-Wert - anionisch vor. Darüber hinaus sorgen niedrige pH-Werte für die Protonierung der funktionellen Gruppen der Festphasen, was eine Voraussetzung für ionische Wechselwirkungen zwischen Analyt und Sorbens ist. Unter Berücksichti-

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3 Ergebnisse und Diskussion

gung der ermittelten pKS-Werte für die Aminogruppen der Sorbenzien (Abbildung 5) ist davon auszugehen, dass die Gruppen von Strata X-AW leichter (d. h. bereits bei höheren pH-Werten) protonierbar sind als die von Oasis WAX.

Abbildung 6:

Extraktionsausbeuten der PFCA mit Kettenlängen von C2 - C8 bei unterschiedlichen pH-Werten unter Verwendung von (A) Strata X-AW und (B) Oasis WAX. Die Fehlerbalken entsprechen Standardabweichungen von Dreifachbestimmungen.

Die vergleichsweise reduzierten und weniger robusten Extraktionsausbeuten von TFA und PFPrA mit Strata X-AW deuten demnach darauf hin, dass weitere Faktoren eine Rolle spielen. Ein zusätzlicher Effekt bei niedrigen Proben-pH-Werten ist die Reduzierung von Konkurrenzreaktionen mit Hydrogencarbonat durch dessen Eliminierung. Hydrogencarbonat liegt in der verwendeten Mineralwassermatrix mit einer Konzentration von 248 mg/L vor (Tabelle A 3), zerfällt aber im sauren Milieu. Bei pH 4,3 ist Hydrogencarbonat zu etwa 99 % neutralisiert. Andere anorganische Anionen wie Sulfat oder Chlorid werden jedoch nicht durch niedrige pH-Werte eliminiert. Um die Konkurrenz dieser beiden Anionen während des Extrak-

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

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tionsprozesses näher zu charakterisieren wurde mit Chlorid (als Natriumchlorid) auf 250 mg/L angereichertes Mineralwasser dem SPE-Prozess (Oasis WAX bei pH 4,0) unterzogen und anschließend Permeat, Konzentrat und die Originalprobe mittels IC auf Chlorid und Sulfat untersucht. In Tabelle 4 sind die erhaltenen Konzentrationen gegenübergestellt. Im Zuge der Extraktion wurden Sulfat- und Chlorid-Ionen nur teilweise zurückgehalten und fanden sich demnach größtenteils (Sulfat zu 57 %, Chlorid zu 92 %) im Permeat wieder. Dennoch lagen nach der SPE Sulfat um den Faktor 6,6 und Chlorid um den Faktor 2,4 angereichert im Eluat vor, d. h. während der SPE können diese anorganischen Anionen die ionischen Wechselwirkungen zwischen Analyten und Sorbens durch Verdrängungsprozesse beeinflussen. Darüber hinaus ist auch bei der chromatografischen Trennung während der LC-MS-Analyse mit Effekten durch anorganische Anionen zu rechnen, z. B. Suppression im Fall früh eluierender Substanzen bei der Verwendung einer Umkehrphase. Tabelle 4:

Konzentrationen (c) von Sulfat und Chlorid in einer synthetischen Wasserprobe, sowie in Permeat und Konzentrat nach SPE (Oasis WAX bei pH 4,0). Es sind Mittelwerte aus Doppelbestimmungen aufgeführt.

Probe Originalprobe SPE Permeat (Anteil von der Originalprobe) SPE Konzentrat (Konzentrationsfaktor)

c / (mg/L) SO42Cl110 250 63 230 (57 %) (92 %) 730 610 (× 6,6) (× 2,4)

Die Frage nach dem Grund für die bessere Performance von Oasis WAX bei der Extraktion von TFA und PFPrA im Vergleich zu Strata X-AW kann nicht umfassend beantwortet werden. Physikalisch-chemische Parameter der beiden Sorbenzien, wie spezifische Oberfläche (Oasis WAX: 810 m2/g, Strata X-AW: 800 m2/g) und Ionenaustauschkapazität (beide: 0,6 meq/g), sind ähnlich. Da im oben beschriebenen Experiment zur pH-Abhängigkeit andere potenzielle Einflüsse weitgehend eliminiert waren, müssen die un-

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3 Ergebnisse und Diskussion

terschiedlichen funktionellen Gruppen der beiden Festphasen entscheidend zu den unterschiedlichen Extraktionswiederfindungen beitragen. Mit dem Ziel einer möglichst hohen Methodenrobustheit wurden Proben vor der SPE im Weiteren mit HCl bzw. NaOH auf einen pH-Wert zwischen 3,8 und 4,0 eingestellt, und es wurden Oasis WAX Kartuschen zur Anreicherung verwendet. Nach der Elution wurden die Extrakte vorsichtig im Stickstoffstrom bei ca. 33 - 34 °C getrocknet und die Rückstände zur Messung mittels RP-LC-MS/MS in 0,4 mL einer Lösung aus H2O/MeOH (7:3, v/v) aufgenommen. Partikel in SPE-Eluaten Ein unerwünschter Nebeneffekt der Verwendung von Oasis WAX-Kartuschen war, dass in den Eluaten nach der SPE oft größere Mengen von Partikeln auftraten. Zunächst wurde angenommen, dass es sich dabei um Salze handelte, die in der ammonikalisch-methanolischen Lösung, die zur Elution verwendet wurde, unlöslich waren. Diese Hypothese wurde jedoch wieder verworfen, weil die getrockneten Rückstände in dem zur Messung genutzten Lösungsmittelgemisch (70 % H2OmQ, 30 % MeOH, v/v) ebenfalls unlöslich waren und weil die Partikel auch dann auftraten, wenn H 2Odem als Probenmatrix verwendet wurde. Wie im Anhang („Charakterisierung von SPEPartikeln“) beschrieben wird, konnte mittels Raman-Spektroskopie bestätigt werden, dass es sich bei den Partikeln um Sorbens aus den SPEKartuschen handelte. Die Gegenwart von Anionenaustauschern in einer überwiegend wässrigen, PFAS-haltigen Lösung kann sich negativ auf die Konzentrationen der Analyten in der Lösung auswirken, z. B. durch Adsorptionsprozesse und die spätere Abtrennung der Partikel vor der Messung, wodurch Verluste von Analyten wahrscheinlich werden. Mit dem Ziel eines möglichst geringen Aufwands während der Probenvorbereitung wurden Luer-Spritzenvorsatzfilter mit Membranen aus regenerierter Cellulose vor der Elution mit den SPE-Kartuschen verbunden. Dadurch konnten Partikel, die während der Elution mobilisiert wurden, unmittelbar aus den Eluaten entfernt werden. Eine weitere Filtration oder Zentrifugation der Messlösungen war somit nicht mehr notwendig.

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben 3.1.2

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Flüssigkeitschromatografie-Tandem-MassenspektrometrieKopplung

Bei chromatografischen Trennungen von PFAS mittels HPLC werden meistens RP-Phasen verwendet (Berger et al., 2011; Villagrasa et al., 2006; Voogt & Saez, 2006). PFBA und längerkettige PFCA können auf solchen Phasen i. d. R. gut retardiert werden, während bei den niedermolekularen PFCA, TFA und PFPrA, die Fähigkeit zu unpolaren Wechselwirkungen nicht oder nur geringfügig vorhanden ist. Bei der von Taniyasu et al. (2008) beschriebenen LC-MS/MS-Methode zur Bestimmung von PFAS einschließlich TFA und PFPrA in Regenwasserproben wird zur Chromatografie eine Säule (RSpak JJ-50; 2.0 mm × 150 mm, 5 μm, 100 Å) genutzt, die laut Hersteller neben RP- auch IC- und GFC-Mechanismen zur Trennung bietet. In der gleichen Studie wurden drei getestete RP-Phasen für die Chromatographie kurzkettiger PFCA als ungeeignet bewertet. Daher wurde zunächst ein chromatografischer Ansatz gewählt, bei dem ionische Wechselwirkungen maßgeblich zur Retention beitragen, um auch das sehr polare TFA erfassen zu können. Dies gelang unter Verwendung einer Obelisc N-Trennsäule (2.1 mm × 150 mm, 5 μm, 100 Å). Trennung mittels Ionenchromatografie / Hydrophiler Interaktionschromatographie Obelisc N ist laut Herstellerangaben ein zwitterionisches Material mit kationischen Endgruppen, die über hydrophile Ketten mit anionischen Gruppen am Kern verbunden sind (Abbildung 7). Es vereint Trennmechanismen auf Basis von IC, HILIC und Normalphasenchromatografie und ist laut Hersteller geeignet, um TFA zu retardieren. Hinsichtlich der Wahl der Eluenten wird bei diesem Material von der Verwendung von MeOH abgeraten, und die Phase ist bei pH-Werten zwischen 1,5 und 5,0 stabil. Aufgrund dessen wurden bei der Methodenentwicklung Gemische von H2OmQ, ACN und Essigsäure (0,1 %) mit NH4Ac verwendet. Sowohl bei IC als auch bei HILIC wirkt sich die Ionenstärke der mobilen Phase stark auf das chromatografische Verhalten der Analyten aus. Im Fall von HILIC spielt zudem die das Verhältnis von Wasser und ACN eine wichtige Rolle. Der Einfluss dieser Größen wurde durch isokratische Experimente mit einer Aus-

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3 Ergebnisse und Diskussion

wahl von vier Substanzen untersucht (Konzentration: 10 ng/mL in H2O/ACN (1:1, v/v), Injektionsvolumen: 5 μL). Die daraus erhaltenen Chromatogramme sind in Abbildung 8 dargestellt, und die experimentellen Bedingungen, sowie die chromatografischen Kenndaten sind in Tabelle 5 zusammengefasst.

Abbildung 7:

Schematische Darstellung der Trennphase der Obelisc N-Säule laut Herstellerangaben (adaptiert von engl. Abbildung mit freundlicher Genehmigung von SIELC Technologies, Inc.).

Alle vier ausgewählten PFCA wurden auf der stationären Phase retardiert und eluierten in der Reihenfolge zunehmender Kettenlängen (bzw. abnehmendem pKS). Dabei waren in Abhängigkeit der mobilen Phase Auswirkungen auf Peakformen und Retentionszeiten der Analyten zu verzeichnen: Ein Eluent aus 10 mmol/L NH4Ac und 60 % ACN führte bei einer Flussrate von 0,3 mL/min zu schmalen Peaks und Retentionszeiten zwischen 3,6 min (TFA) und 4,9 min (PFHxA). Es wurde damit jedoch keine Basislinientrennung erreicht – die Substanzen eluierten fast zeitgleich. Eine Halbierung der Ionenkonzentration auf 5 mmol/L NH4Ac unter sonst unveränderten Bedingungen führte zur Erhöhung der Retentionszeiten der Analyten auf mehr als das Doppelte und zu einer besseren Trennung. Gleichzeitig nahm die Halbwertsbreite der

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

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Peaks um Faktoren zwischen 2 (TFA) und 3,3 (PFBA) zu und die Peakhöhen nahmen um Faktoren zwischen 4 (TFA) und 8 (PFHxA) ab, was sich negativ auf das SNR auswirkte.

Abbildung 8:

Chromatogramme für ein Gemisch von TFA, PFPrA, PFBA und PFHxA mit Konzentrationen von jeweils 10 ng/mL unter isokratischen Bedingungen (beschrieben in Tabelle 5).

Verglichen mit diesem Experiment führte eine gesteigerte Flussrate (0,4 mL/min) zu kürzeren Retentionszeiten und schmaleren Peaks, hatte jedoch nur einen unwesentlichen Effekt auf die Peakhöhen. Allerdings verringerte sich dabei das Hintergrundsignal von TFA um ca. 32 %, wodurch das SNR für diese Verbindung erheblich verbessert wurde. Unter Beibehaltung von 5 mmol/L NH4Ac und der Flussrate von 0,4 mL/min führte eine Erhöhung des ACN Anteils auf 70 % nicht nur zu anderen Retentionszeiten und Peakformen, sondern wirkte sich auch auf die Selektivität aus. Während sich die Retentionszeit von TFA nicht wesentlich änderte, verringerten sich die Retentionszeiten der anderen Substanzen z. T. um mehrere Minuten. In Folgeexperimenten konnte das TFA-Hintergrundsignal bis zu einer Flussrate von 0,7 mL/min weiter abgesenkt werden. Das beobachtete Elutionsverhalten lässt darauf schließen, dass sich die Säurestärke der PFAS maßgeblich auf ihre Retention bei Verwendung der Obelisc N-Säule auswirkt. Je

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3 Ergebnisse und Diskussion

stärker die Säure bzw. je schwächer basisch das im organisch-wässrigen System vorliegende Anion, desto stärker die Wechselwirkung mit der stationären Phase. Tabelle 5:

Experimentelle Bedingungen isokratischer Läufe (Abbildung 8) bei Injektion von 5 μL Standardlösung auf die Obelisc N-Säule (2.1 mm × 150 mm, 5 μm, 100 Å) und daraus berechnete Kenngrößen. F: Flussrate, R: Auflösung, tR: Retentionszeit, wB: Peakbreite (an der Basis).

Experiment Mobile Phase cNH4Ac / (mmol/L) F / (mL/min) Anteil ACN/ % tR / min (wB / min) TFA PFPrA PFBA PFHxA Auflösung R (TFA, PFPrA) R (PFPrA, PFBA) R (PFBA, PFHxA)

A

B

C

D

10 0,3 60

5 0,3 60

5 0,4 60

5 0,4 70

3,6 (0,3) 3,9 (0,3) 4,1 (0,3) 4,9 (0,5)

8,9 (0,6) 9,9 (0,9) 10,6 (1,0) 12,7 (1,2)

6,6 (0,5) 7,3 (0,8) 7,9 (0,8) 9,4 (1,0)

6,0 (0,5) 6,2 (0,6) 6,4 (0,7) 6,8 (0,7)

1,0 0,7 2,1

1,3 0,7 2,0

1,1 0,8 1,7

0,4 0,3 0,6

Auf Basis dieser Experimente wurde eine chromatografische Methode mit einer Flussrate von 0,7 mL/min entwickelt, um das Hintergrundsignal des TFA-Massenübergangs so gering wie möglich zu halten. Zudem kam ein binärer Gradient zur Anwendung, bei dem sowohl die Ionenkonzentration als auch die Konzentration des organischen Lösungsmittels variiert wurde. Die Auflösung der Analytsignale war bei einem geringen organischen Anteil im Eluent besser. Daher wurde beim Gradienten mit 40 % ACN begonnen. Die Ionenkonzentration wurde aufgrund der höheren Flussrate auf 3,4 mmol/L NH4Ac reduziert. Beide Konzentrationen wurden über den Gradienten linear erhöht, um die Peakbreiten von später eluierenden Analyten zu reduzieren. Nach 15 min lag die Laufmittel-Zusammensetzung bei ca. 62,5 % ACN und 10,4 mM NH4Ac. Es wurde ein Spülschritt mit hoher Ionen-

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

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stärke eingefügt, bevor der Gradient auf die Anfangsbedingungen zurückgestellt wurde. In Abbildung 9 ist ein Chromatogramm dargestellt, das die Trennung der Analyten mit der Obelisc N-Säule unter Verwendung des erarbeiteten Gradienten (us mit Messfenstern von 90 sec. Tabelle 23) nach direkter Injektion einer Lösung mit der Konzentration 10 ng/mL in H2O/ACN (3:2, v/v) zeigt.

Abbildung 9:

Chromatogramm der sieben PFCA nach Trennung mit der Obelisc N-Säule. Die Peaks entsprechen einer Konzentration von 10 ng/mL TFA (1), PFPrA (2), PFBA (3), PFPeA (4), PFHxA (5), PFHpA (6) und PFOA (7) bezogen auf den mit der Extraktion erreichten Anreicherungsfaktor.

Während der Methodenentwicklung wurde ausschließlich mit PFASLösungen in Gemischen aus H2O und ACN gearbeitet. Die Injektion von Proben mit einer komplexeren Matrix (z. B. Mineralwasser oder Leitungswasser), die zuvor mittels SPE (Abschnitt 3.1.1) angereichert wurden, führte zu erheblichen Matrix-Effekten, bei denen die Retentionszeiten und Peakformen der Analyten beeinflusst wurden. Sie sind vermutlich auf koextrahierte, anorganische Anionen aus den Proben zurückzuführen, die infolge der SPE in den Extrakten angereichert vorliegen (s. Abschnitt 3.1.1). In Abbildung 10 sind diese Effekte für die Substanzen TFA, PFPeA und PFOA dargestellt. Die Peaks entsprechen jeweils einer Konzentration von 25 μg/L im Messextrakt bzw. 0,2 μg/L vor der Anreicherung.

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3 Ergebnisse und Diskussion

Gegenüber der „matrixfreien“ Lösungsmittel-Injektion (1) sind bei Injektion eines nach der SPE dotierten Mineralwasser-Extrakts (2) bei allen drei Analyten deutlich geringere Retentionszeiten zu verzeichnen. Im Fall von PFPeA und PFOA sind die Signalhöhen deutlich niedriger und bei PFOA tritt zudem starkes Tailing auf. Verglichen damit führte die Injektion eines Extrakts, bei dem ein zusätzlicher Waschschritt nach der SPE (2 × 3 mL H2O pH 4,0/MeOH (4:1, v/v)) durchgeführt wurde, zu verbesserten Peakformen bei allen drei Analyten. Jedoch unterschieden sich die Retentionszeiten immer noch erheblich im Vergleich zur Injektion in reinem Lösungsmittel.

Abbildung 10: Chromatografie-Matrixeffekte unter Anwendung der Obelisc N-Säule. Es sind jeweils drei überlagerte Chromatogramme dargestellt, die aus Injektionen folgender Proben resultieren: (1) Aus H2O/ACN (3:2, v/v), (2) dotiert in einen Mineralwasser-Extrakt und (3) dotiert in Mineralwasser-Extrakt mit zusätzlichem Waschschritt nach der SPE.

Bei den vorangegangenen isokratischen Experimenten konnte gezeigt werden, dass sich die Ionenkonzentration auf die IC/HILIC-Trennung auswirkt. Es ist möglich, dass bei der Injektion eines Extrakts mit einem hohen ionischen Anteil die Wechselwirkungen der Analyten mit der stationären Phase gestört werden, was sich wahrscheinlich auf das Elutionsverhalten der Analyten auswirkt. Aufgrund dieser erheblichen Beeinträchtigungen wurde von der Verwendung der Obelisc N-Methode bei der weiteren Methodenentwicklung abgesehen und stattdessen eine robustere Trennung mittels RP-Chromatografie entwickelt.

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

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Trennung mittels Umkehrphasenchromatographie Bei der Analyse von PFAS in wässrigen Bodeneluaten wurde von einer Trennung mittels RP-Chromatografie berichtet (Li et al., 2011). Dieser Ansatz wurde bei den nachfolgend beschriebenen Experimenten verfolgt, und dazu wurde eine Kinetex C18-Säule (100 mm × 3 mm, 2,6 μm, 100 Å) verwendet. Ein Experiment, in dem unterschiedliche Eluenten bei sonst gleichen Bedingungen getestet wurden, ergab, dass die Retention der PFCA von C2 bis C8 bei Verwendung eines sauren Laufmittels erhöht werden können (Abbildung 11). Es wurden dabei neutrale (Eluent A: 2 mmol/L NH4HCOO-; Eluent B: 2 mmol/L NH4HCOO- in MeOH) und ameisensaure Eluenten (Eluent A: 2 mmol/L NH4HCOO- und 0,1 % Ameisensäure (HCOOH) in H2O, Eluent B: 2 mmol/L NH4HCOO- und 0,1 % HCOOH in MeOH) verwendet. Bis auf die Zusammensetzung der mobilen Phase waren die experimentellen Bedingungen gleich: Flussrate (0,25 mL/min), Injektion (5 μL einer Lösung von 50 ng/mL in H2O/ACN (1:1, v/v)) und Gradient (1,5 min lang 30 % Eluent B, dann Erhöhung auf 70 % B innerhalb von 3,5 min, weitere Erhöhung auf 98 % B innerhalb von 7 min, Halten von 98 % für 4 min, Rückspülen auf Anfangsbedingungen und 7 min äquilibrieren). Mit neutralem Eluent wurde TFA nicht erfasst, da es vermutlich ohne Retention eluiert. Mit saurem Eluent wurde ein Signal bei einer Retentionszeit von 1,6 min detektiert. Auch bei den anderen PFCA bewirkte die Zugabe von HCOOH im Laufmittel eine deutliche Erhöhung der Retentionszeiten. Angesichts des niedrigen pKS-Werts von TFA (0,23 (Solomon et al., 2016)) im Vergleich zu den pHWerten wässriger, ameisensaurer Lösungen (ca. pH 2,7 im Fall einer 0,1 % Lösung) scheint die Erhöhung der Retention nicht auf der Protonierung der Anionen zu beruhen. Bei der Validierung der DIN-Methode zur Untersuchung von PFAS in Wasserproben (NA 119-01-03-02-19 AK PFC in Wasser, Klärschlamm und Boden, 2011) wurde bei Verwendung einer (nicht spezifizierten) RP ein ähnlicher Effekt beobachtet, als ein neutraler Eluent durch einen essigsauren ersetzt wurde, obwohl die dort untersuchten (höheren homologen) PFCA aufgrund des größeren, elektronenziehenden Effekts ihrer perfluorierten Alkylketten voraussichtlich noch niedrigere pKS-Werte als TFA be-

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3 Ergebnisse und Diskussion

sitzen. Eine Erklärung könnte die Protonierung freier Silanolgruppen in der Kieselgel-Basis und damit verbunden eine Unterdrückung der Abstoßung der anionischen Analyten sein.

Abbildung 11: Chromatogramme der sieben homologen PFCA unter Verwendung eines neutralen (A) und eines ameisensauren (0,1 %, v/v) (B) Eluenten. Die Nummern entsprechen den Verbindungen TFA (1), PFPrA (2), PFBA (3), PFPeA (4), PFHxA (5), PFHpA (6) und PFOA (7).

In der optimierten RP-Methode mit der Kinetex C18-Säule wurde die Konzentration von HCOOH in Eluent A leicht erhöht (2 mmol/L NH4HCOOund 0,2 % HCOOH in H2O/MeOH (4:1, v/v)), um auch bei höheren Injektionsvolumina bzw. der Injektion neutraler Lösungen (Gemische aus H2O/MeOH) eine Retention zu erreichen. In Eluent B (2 mmol/L NH4HCOOin MeOH) wurde hingegen keine Säure zugegeben, da PFBA und längere, homologe PFCA auch im Neutralen ausreichend retardieren und eine HCOOH-Zugabe bei Messung mittels ESI im negativen Modus zu Ionensuppression führen kann (Mallet et al., 2004). In Abbildung 12 ist ein Chromatogramm der untersuchten PFCA nach Injektion von 25 ng/mL (entsprechend 200 ng/L vor der SPE) dargestellt.

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

57

Die weitere Methodenentwicklung wurde unter Anwendung von RPChromatografie mit der Kinetex C18-Säule durchgeführt, da bei der Verwendung dieser Methode mit Extrakten von Umweltproben keine Matrixeffekte mit Auswirkungen auf das chromatografische Verhalten der Analyten beobachtet wurden.

Abbildung 12: Chromatografische Trennung der PFCA von C2 bis C8 unter optimierten Bedingungen mit der Kinetex C18-Säule. Die Nummern entsprechen den Verbindungen TFA (1), PFPrA (2), PFBA (3), PFPeA (4), PFHxA (5), PFHpA (6) und PFOA (7).

3.1.3

Methodenvalidierung

Während der Methodenvalidierung wurden Arbeitsbereich und Linearität, sowie NG und BG bestimmt. Zudem wurden Matrixeffekte in unterschiedlichen Matrices, Analysenpräzision und Richtigkeit ermittelt. Eine matrixangepasste Kalibrierung bietet bei LC-MS-Analysen eine Möglichkeit, Matrixeffekte infolge koeluierender Begleitstoffe zu kompensieren. Eine weitere besteht in der Nutzung isotopenmarkierter Standards (IS). Infolge der vergleichsweise hohen TFA-Signale in Umweltproben wurde mit einer Mineralwasser-Matrix gearbeitet, deren TFA-Signal unterhalb der aus Vorversuchen abgeschätzten BG lag. Eine Schätzung des Arbeitsbereichs und der Linearität erfolgte zunächst durch Direktinjektion von PFAS-Standards in H2OmQ/MeOH (7:3, v/v). Der tatsächliche Arbeitsbereich wurde anschließend durch eine Kalibrierung mit dotiertem Mineralwasser über das Gesamtverfahren ermittelt. NG und BG wurden gemäß DIN 32645 durch äquidistante Kalibrierung im unteren Arbeitsbereich mit Hilfe der SQS-Software

58

3 Ergebnisse und Diskussion

berechnet (SQS 2010, 1.3). Die daraus ermittelten Verfahrenskenndaten sind in Tabelle 6 zusammengefasst. Die Berichtsgrenzen (BrG) wurden unter Berücksichtigung der BG und den ermittelten Präzisionsdaten festgelegt. Der Konzentrationsbereich von 1,0 – 1500 ng/L (für TFA: 10 – 1500 ng/L) wurde als Arbeitsbereich ermittelt und die Linearität (als Bestimmtheitsmaß, R2) lag in allen Fällen oberhalb von 0,99. NG und BG von PFPrA und längerkettigen Homologen sind in H 2Odem und Mineralwasser ähnlich – ihre BG bewegen sich zwischen 0,6 und 4,6 ng/L. Erhöhte Basislinien sorgen im Fall von TFA und PFPrA in beiden Matrices zu höheren NG und BG. Ein weiterer Faktor, der hierbei berücksichtigt werden muss, ist die gegenseitige Beeinflussung der Massenübergänge von TFA und dem einfach isotopenmarkierten Standard TFA-M1: Aufgrund des natürlich vorkommenden 13C-Isotops (von ca. 1 % bezogen auf 12C) erzeugt natives TFA ein Signal auf der Massenspur von TFA-M1 und aufgrund minimaler Verunreinigung (ca. 1 % laut Analysenzertifikat) des verwendeten TFA-M1 Standards tritt auf der Massenspur des nativen Moleküls ein Signal auf, sobald einer Probe der IS zugegeben wird. Diese beiderseitige Beeinflussung wurde durch Injektionen von Einzellösungen unterschiedlicher Konzentrationen von TFA oder TFA-M1 weiter charakterisiert (s. Anhang, Abschnitt 0). Eine IS-Konzentration von 12,5 ng abs. (250 ng/L in der Probe) wurde hinsichtlich ihrer Auswirkung auf Richtigkeit und Robustheit der Methode als tolerierbar erachtet, was im weiteren Verlauf der Validierung bestätigt wurde. Zum Zeitpunkt der Methodenentwicklung war nur ein einfach isotopenmarkierter TFA-Standard kommerziell erhältlich. Inzwischen ist auch ein doppelt markierter Standard verfügbar, bei dem eine gegenseitige Beeinflussung von IS und nativer Substanz ausgeschlossen ist. Um die Auswirkungen koextrahierter Begleitstoffe aus unterschiedlichen Wassermatrices zu untersuchen, wurden Steigungen von Kalibriergeraden miteinander verglichen, die durch Aufstockung von vier unterschiedlichen Matrices ermittelt wurden (fünf äquidistante Konzentrationsniveaus mit ∆ = 100 ng/mL) (Matuszewski et al., 2003). Dazu wurden pro Matrix ca. 500 mL Probe auf pH 4,0 eingestellt, sechs Aliquote zu je 50 mL mittels SPE

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

59

aufgearbeitet und die Eluate vor dem letzten Trocknungsschritt auf unterschiedlichen Konzentrationsniveaus dotiert.

0,998 0,998 0,998 0,998 0,999 0,992 0,998 30 5,0 1,0 1,0 1,0 3,0 3,0 26 4,3 1,0 0,6 0,8 1,8 2,5 5,5 0,9 0,2 0,1 0,2 0,4 0,5 15 4,6 1,0 1,0 0,7 2,7 1,5 3,3 1,0 0,2 0,2 0,1 0,6 0,3 TFA PFPrA PFBA PFPeA PFHxA PFHpA PFOA

H2Odem NG BG /(ng/L) /(ng/L)

Mineralwasser NG BG /(ng/L) /(ng/L)

BrG /(ng/L)

Kalibrierbereich /(ng/L) 10 – 1500 1 - 1500 1 - 1500 1 - 1500 1 - 1500 1 - 1500 1 - 1500

Linearität (R2)

Kalibrierbereich und Linearität der Methode, sowie Nachweisgrenzen (NG) und Bestimmungsgrenzen (BG) in Mineralwasser und demineralisierten Wasser und die nach Ermittlung von BG und Präzisionsdaten festgelegten Benzen (BrG). richtsgrenzen

Analyt

Tabelle 6:

60

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 13: Relative Matrixeffekte in vier wässrigen Matrices bezogen auf H2Odem. Als Leitungswasser wurde Karlsruher Leitungswasser, als Oberflächenwasser Rheinwasser verwendet. Grundwasser stammte aus einem privaten Brunnen in Karlsruhe und das Mineralwasser ist in Tabelle A 3 näher charakterisiert.

Als Vergleich diente eine Kalibrierung in H2Odem, die genauso erstellt wurde. Es wurden Steigungen ohne Berücksichtigung isotopenmarkierter Standards ermittelt und daraus relative Matrixeffekte berechnet, die in Abbildung 13 dargestellt sind. Bei allen Analyten trat Signalunterdrückung auf, welche sich zwischen 0,2 % (PFPrA in Grundwasser) und 46 % (TFA in Oberflächenwasser) bewegte. Für alle Analyten außer TFA war das Ausmaß der Suppression für die vier unterschiedlichen Matrices sehr ähnlich (maximal 9 % Unterschied zwischen den Matrices im Fall von PFPrA). Bei TFA wichen die relativen Matrixeffekte jedoch um bis zu 41 % voneinander ab. Dies deutet auf Unterschiede im Bereich polarer, früh eluierender Substanzen in den Extrakten der verschiedenen Matrices hin. Angesichts der ermittelten Matrixeffekte würde für PFPrA und die längerkettigen PFCA eine Kalibrierung in der Mineralwassermatrix bei der Quantifizierung von Leitungs-, Grund- oder Oberflächenwasserproben Ergebnisse innerhalb eines akzeptablen Fehlerbereichs liefern, selbst wenn keine IS verwendet würden. Für TFA hingegen ist die Verwendung eines IS zur quantitativen Analyse unerlässlich. Richtigkeit und Präzision wurden sowohl unter Wiederholbedingungen als auch unter Vergleichsbedingungen aus Leitungswasser, Grundwasser

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

61

und Oberflächenwasser bestimmt. Für die Versuche unter Vergleichsbedingungen wurden die Proben an unterschiedlichen Tagen aufbereitet, auf verschiedenen Konzentrationsniveaus und auf unterschiedliche Realproben dotiert. Tabelle 7 fasst die Ergebnisse dieser Experimente zusammen. Tabelle 7:

Analyt

Richtigkeit (relative Wiederfindung als x̅ WDF) und Präzision (RSD) unter Wiederhol- und Vergleichsbedingungen in drei verschiedenen Matrices (n = 5).

Leitungswasser

Wiederholbedingungen TFA 97 ± 0,7 PFPrA 95 ± 2,3 PFBA 92 ± 1,2 PFPeA 93 ± 1,7 PFHxA 93 ± 2,4 PFHpA 93 ± 6,2 PFOA 91 ± 3,6 Vergleichsbedingungen TFA 98 ± 2,9 PFPrA 98 ± 5,9 PFBA 93 ± 1,2 PFPeA 87 ± 9,6 PFHxA 94 ± 2,8 PFHpA 92 ± 4,1 PFOA 93 ± 4,0

Grundwasser (x̅ WDF ± RSD) / %

Oberflächenwasser

99 ± 4,4 83 ± 2,1 93 ± 1,0 102 ± 2,7 96 ± 3,6 92 ± 3,2 94 ± 3,8

101 ± 1,4 104 ± 4,5 100 ± 3,5 85 ± 3,9 98 ± 3,6 99 ± 4,7 99 ± 2,5

99 ± 4,9 95 ± 8,8 93 ± 1,2 92 ± 8,2 91 ± 3,9 92 ± 4,5 92 ± 2,5

97 ± 10 107 ± 15 94 ± 2,5 96 ± 5,8 94 ± 4,7 92 ± 10 89 ± 2,9

Mit der entwickelten Methode wurden unter Wiederholbedingungen Wiederfindungen zwischen 83 % und 104 % RSD und Präzisionswerte zwischen 0,7 % und 6,2 % ermittelt. Unter Vergleichsbedingungen lagen die Wiederfindungen zwischen 87 % und 107 % und die Präzision zwischen 1,2 % und 15 % RSD. Die Daten der Experimente zur Vergleichspräzision wurden zusammen mit Ergebnissen von entsprechenden Mineralwasser-Aufstockungen verwendet um matrixübergreifend die Messunsicherheit der Methode gemäß ISO 11352 zu ermitteln (ISO 11352:2012, 2013). Die Messunsicherheiten für die einzelnen Substanzen – ausgedrückt als relative, erweiterte Messunsi-

62

3 Ergebnisse und Diskussion

cherheit (Urel) und unter Berücksichtigung eines Erweiterungsfaktors von k = 2 – belaufen sich auf 21 % (TFA), 36 % (PFPrA), 17 % (PFBA), 28 % (PFPeA), 26 % (PFHxA), 28 % (PFHpA) und 20 % (PFOA). Der vergleichsweise hohe Wert von Urel für PFPrA könnte mit dem Fremdbezug des IS (PFBA-M4) für diesen Analyten zusammenhängen. Aufgrund der insgesamt guten Validierungsergebnisse wurde die Methode als geeignet angesehen, um weitere Proben aus Leitungs-, Grund- und Oberflächenwasser zu analysieren. Zur Überwachung von Kontaminationen wurden bei den Analysenserien von Umweltproben regelmäßig Blindwert-Kontrollen (H2Odem) analysiert. Im Fall von PFPrA und höheren Homologen war dies eine rein qualitative Maßnahme. Durch den verwendeten IS und die Mineralwassermatrix bedingt war bei TFA jedoch systematisch ein Messsignal in den Blindwertproben vorhanden. Dieses Signal wurde integriert und überwacht, und im Zeitraum der hier vorgestellten Analysen traten keine zusätzlichen Blindwert-Kontaminationen auf. 3.1.4

Analysen von Wasserproben

Proben von PFAS-belasteten Entnahmestellen Der Fokus wurde zunächst auf Grundwasserproben aus dem Raum Rastatt/Baden-Baden gerichtet, wobei Proben von Grundwassermessstellen und Brunnen untersucht wurden, bei denen eine Belastung durch PFAS aus vorangegangenen Analysen bekannt war. Es wurden insgesamt 70 Proben mit Entnahmedaten zwischen dem 19.04.2016 und dem 17.10.2016 untersucht. Die Analysenergebnisse von fünf ausgewählten Proben mit relativ hohen Befunden der hier untersuchten PFCA sind in Abbildung 14 dargestellt. Die darin ermittelten Gehalte lagen zwischen 0,056 μg/L (PFPrA in Probe GW 2) und 2,2 μg/L (TFA in Probe GW 5), wobei alle Proben TFA und PFPrA in messbaren Konzentrationen enthielten und TFA und PFOA die Analyten mit den anteilig höchsten Konzentrationen waren. Zudem waren, dass ähnliche Verteilungsmuster bei den Konzentrationsverhältnisse der PFCA in den unterschiedlichen Proben auffällig. Die Quellen, die zu diesen Kontaminationen geführt haben, sind bislang nicht umfassend geklärt. Un-

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

63

tersuchungen außerhalb dieser Studie haben jedoch ergeben, dass fluorhaltige Papierchemikalien eine Rolle spielen (Nürenberg et al., 2018). Die hier gemessenen Konzentrationen lagen alle oberhalb der üblichen Hintergrundbelastung mit TFA oder anderen PFAS (z. B. 0,32 μg/L TFA in Quellwasser (Jordan & Frank, 1999), 0,18 μg/L TFA in Grundwasser (Scott & Mehran, 1998) oder < 50 ng/L ∑ PFAS (Eschauzier et al., 2012)). Daher müssen hierbei Punktquellen in Betracht gezogen werden.

Abbildung 14: PFCA-Konzentrationen in fünf Grundwasserproben von kontaminierten Entnahmestellen.

Die Verteilungsmuster der PFCA mit C 4 bis C8 in Abbildung 14 ähneln Mustern, die von einer amerikanischen Arbeitsgruppe in belasteten Grundwasserproben gefunden wurden, die zuvor mit FT-basierten Tensiden aus Löschschaum kontaminiert worden waren (Backe et al., 2013). Der Abbau von FT-Verbindungen führt über Zwischenstufen letztendlich zu PFCA unterschiedlicher Kettenlängen, so dass aus einem x:2 FT-Vorläufer (mit x = nCf) PFCA mit Cx-2, Cx-1, Cx und Cx+1 entstehen können (vgl. Abbildung 4). Unter der Annahme, dass die Kontaminationen der hier untersuchten Grundwasserproben ebenfalls vorwiegend durch FT-Verbindungen verursacht wurden, lassen die Verteilungsmuster darauf schließen, dass es sich dabei um Präkursoren mit 8:2 FT-, 6:2 FT- und - aufgrund der Anwesenheit von PFPrA - auch 4:2 FT- Substrukturen handelte.

64

3 Ergebnisse und Diskussion

TFA könnte angesichts der o. g. Abbauwege zwar ebenfalls von 4:2 FTVerbindungen stammen, allerdings wären aufgrund der Höhe der vorliegenden PFPrA-Gehalte und der Mobilität dieser beiden Verbindungen im aquatischen Milieu auch für TFA eher niedrigere Konzentrationen zu erwarten. Es wurde daher vermutet, dass an den untersuchten Standorten andere bzw. noch weitere Quellen für TFA existieren. Die PFCA-Konzentrationsverteilungen von insgesamt 49 Grundwasserproben aus dem Gebiet sind in Abbildung 15 dargestellt.

Abbildung 15: Box-Whisker-Plots der PFAS-Konzentrationen in 49 Grundwasserproben von belasteten Entnahmestellen. Die Enden der Whisker symbolisieren Minimalund Maximalwert, die horizontalen Linien der Boxen das 25., 50. und 75. Perzentil (nur Werte > BG berücksichtigt). Einzelergebnisse sind im Anhang (Tabelle A 4) aufgeführt.

Auch hierbei wird das relativ einheitliche Muster der PFCA mit C 3 bis C8 deutlich, wobei für sie vorwiegend niedrige Konzentrationen vorliegen. Dementgegen weisen die TFA-Konzentrationen eine eher gleichmäßige Verteilung über den ermittelten Konzentrationsbereich auf, was ein weiteres Indiz für andere oder zusätzliche Quellen ist. Während PFCA mit nC ≥ 3 fast ausschließlich von PFAS-Vorläufern abgeleitet werden können, ist für TFA eine Vielzahl organischer Moleküle als Vorläufer möglich: Vorwiegend werden als Quellen flüchtige Kühlmittel diskutiert, die in der Atmosphäre photoinduzierten Oxidationen unterlie-

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

65

gen, wonach entstandene TFA durch Niederschlag in Gewässer transportiert wird (Solomon et al., 2016). Als weitere potenzielle Quelle für TFA wird dessen Entstehung aus Fluorpolymeren bei Hochtemperaturprozessen (z. B. bei der Müllverbrennung) angesehen (Ellis et al., 2001; Jordan & Frank, 1999). Auch Wirkstoffe in Pflanzenschutz- und Arzneimitteln, die an C-Atome gebundene TFM-Gruppen enthalten, und deren Metaboliten kommen als potenzielle TFA-Quellen in Betracht. Ein Beispiel ist der herbizide Wirkstoff Flurtamone, der beim Abbau TFA (sog. nicht-relevanter Metabolit) bilden kann (UBA, 2017b). Proben von Entnahmestellen ohne bekannte PFAS-Belastung Aufgrund der unerwartet hohen TFA-Befunde in den ersten Untersuchungen wurden auch Proben untersucht, bei denen keine bekannte Belastung mit PFAS bekannt war. Insgesamt wurden 21 Leitungswasser-, 42 Grundwasser- und 43 Oberflächenwasserproben analysiert. Die höchsten Konzentrationen anderer PFCA als TFA beliefen sich in diesen Proben auf niedrige, zweistellige ng/L-Gehalte (0,011 μg/L PFPrA in Leitungswasser, 0,023 μg/L PFOA in Grundwasser und 0,012 μg/L PFPeA in Oberflächenwasser). Die TFA-Konzentrationen der Proben sind in Form von Boxplots in Abbildung 16 dargestellt. Aufgrund der stichprobenartigen Auswahl der Proben waren die analysierten TFA-Konzentrationen nicht normalverteilt, so dass zur Ermittlung von Ausreißern der Hampel-Test herangezogen wurde. Von den untersuchten Oberflächenwasserproben wiesen 50 % TFA-Gehalte zwischen 0,48 μg/L und 1,2 μg/L auf, was der Größenordnung kürzlich berichteter Konzentrationen aus China entspricht (Zhai et al., 2015). Demgegenüber lagen die oberen 50 % der in Leitungswasser (0,43 - 0,99 μg/L) und Grundwasser (0,64 - 2,3 μg/L) gemessenen Konzentrationen deutlich über bisher berichteten Werten (Jordan & Frank, 1999; Scott & Mehran, 1998; Zhai et al., 2015). Besonders auffällig waren TFA-Gehalte in Leitungswasser und Oberflächenwasser von 12 bzw. 17 μg/L. Diese standen regional in Zusammenhang und haben zu vertieften Untersuchungen in Nordbaden geführt.

66

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 16: Boxplots von TFA-Konzentrationen in unterschiedlichen Wasserproben ohne bekannte Vorbelastung durch PFAS: Leitungswasser (LW, n = 21), Grundwasser (GW, n = 42) und Oberflächenwasser (OW, n = 43). Kreuze entsprechen dem Mittelwert nach Eliminierung von Ausreißern (Kreise). Einzelergebnisse sind im Anhang (Tabelle A 5) aufgeführt.

Hohe Trifluoracetat-Konzentrationen im nördlichen Baden-Württemberg Im Zuge der Methodenentwicklung wurden Analysen mehrerer Proben unterschiedlicher Matrices durchgeführt, u. a. um die Robustheit der Methode zu testen. In diesem Rahmen wurden auch Leitungswasserproben aus einer Stadt in Nordbaden analysiert, wobei ungewöhnlich hohe TFAKonzentrationen auffielen. Zur Absicherung und Bestätigung wurden wiederholt Leitungswasser-Proben genommen und mittels Standardadditionsverfahren untersucht. Zur Ermittlung der Quelle wurde die Probenahme von einem Stadtteil ausgehend auf weitere Stadtteile ausgeweitet. In Abbildung 17 sind Analysenergebnisse von Leitungswasser-Proben dargestellt, die an einem Tag (23.07.2016) an verschiedenen öffentlichen und privaten Entnahmestellen in mehreren Stadtteilen genommen wurden. Parallel zur Untersuchung von Leitungswasser wurden auch Oberflächenwasser-Proben aus dem Neckar untersucht, die ebenfalls ungewöhnlich hohe TFA-Konzentrationen enthielten. Daraufhin wurde (außerhalb der hier

3.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

67

behandelten Studie) ein umfangreiches Untersuchungsprogramm initiiert, infolge dessen ein industrieller Einleiter identifiziert werden konnte. Die erhöhten TFA-Konzentrationen im Leitungswasser resultierten demnach aus der Nutzung von Grundwasser, welches größtenteils durch Uferfiltration aus dem Neckarwasser gewonnen wurde (Scheurer et al., 2017).

Abbildung 17: TFA-Konzentrationen (in μg/L) in Leitungswasserproben von öffentlichen und privaten Entnahmestellen aus verschiedenen Stadtteilen einer Großstadt im nördlichen Baden-Württemberg (Probenahme am 23.07.2016). Karte von Google Earth, 2018.

68

3 Ergebnisse und Diskussion

Nach erneuter toxikologischer Bewertung wurde der GOW für TFA im Januar 2017 von 1,0 μg/L auf 3,0 μg/L angepasst (UBA, 2017b). Nach den bislang erfassten Konzentrationsdaten für TFA liegen in den meisten Trinkwässern Gehalte unter dem GOW von 3,0 μg/L vor. 3.1.5

Fazit

Es wurde eine Methode für die Bestimmung der sieben homologen PFCA mit Kettenlängen von C2 bis C8 in wässrigen Proben entwickelt. Dabei wurden zwei stationäre Phasen für die chromatografische Trennung und zwei SPESorbenzien mit ähnlichen Eigenschaften zur SPE evaluiert. Ein robuster Ansatz wurde durch Anreicherung mit Oasis WAX-Material und einem Proben-pH-Wert von 3,9 ± 0,1, Verwendung von Filtern während der Elution und Trennung auf einer RP-Säule (Kinetex C18) mit einem ameisensauren Eluenten erreicht. Zur Quantifizierung von Umweltproben wurden matrixangepasste Kalibrierung und isotopenmarkierte Standards verwendet, um den vorliegenden Ionensuppressionseffekten zu begegnen. Besonders im Fall von TFA war ein isotopenmarkierter Standard unerlässlich zur Quantifizierung. Eine Validierung der Methode ergab gute Ergebnisse hinsichtlich der Richtigkeit und Präzision in Leitungs-, Grund- und Oberflächenwassermatrix. Die Analyse von belasteten Grundwasserproben ergab, dass TFA und PFPrA neben den üblicherweise analysierten PFCA vorlagen. Durch Analysen weiterer Proben wurde deutlich, dass TFA verglichen mit den längerkettigen Homologen wesentlich weiter verbreitet ist. Proben, in denen andere PFCA – wenn überhaupt – nur eine untergeordnete Rolle spielten, enthielten TFA häufig im μg/L-Bereich. TFA und PFPrA sind demnach relevante Kontaminanten der Hydrosphäre und sollten bei PFAS-Untersuchungen nicht wie bislang - vernachlässigt werden. In einer Gegenüberstellung der Konzentrationsverteilungen der untersuchten PFCA in belasteten Grundwasserproben wiesen die Konzentrationen von TFA eine andere Verteilung als seine höheren Homologen auf. Weitere Untersuchungen sollten demnach beleuchten, inwieweit der Abbau unbekannter PFAS in der Umwelt zum Vorkommen von TFA und PFPrA beiträgt, bzw. welche anderen Quellen in Frage kommen.

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben 3.2

69

Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

Polyfluorierte Alkylsubstanzen unterliegen in der Umwelt biotischen und abiotischen Abbauprozessen, in deren Folge über Zwischenstufen perfluorierte Alkylsubstanzen entstehen können (vgl. Kap. 0). Während als Präkursoren für PFCA mit nC > 2 fast ausschließlich polyfluorierte Vertreter der PFAS infrage kommen, existieren für TFA als kürzeste PFCA hingegen eine Vielzahl denkbarer Vorläufer unterschiedlicher Klassen. Bei der Entwicklung von PSM-Wirkstoffen hat die Fluorchemie in den letzten Jahrzehnten immer größere Bedeutung gewonnen (vgl. Kap. 1.2.1), was sich auch in der Zahl neu zugelassener Präparate mit fluorhaltigen Wirkstoffen wiederspiegelt: Von insgesamt 277 PSM-Wirkstoffen, die im Jahr 2015 gemäß Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit (BVL) in Deutschland zugelassen waren (BVL, 2015a), enthalten 17 % ein oder mehr Fluoratome. In 29 dieser Substanzen ist Fluor in Form einer oder zweier an Kohlenstoff gebundenen CF3-Gruppen vertreten. Die Verbindungen mit dem höchsten Inlandsabsatz im Jahr 2015 (> 100 t/a bezogen auf die verkauften Präparate; laut BVL) aus dieser Gruppe sind in Tabelle 8 zusammengefasst. Auch neu entwickelte pharmazeutische Wirkstoffe enthalten zunehmend Fluoratome in ihren Strukturen. Um die Jahrtausendwende überschritt der prozentuale Anteil solcher Substanzen bei den Neuzulassungen 20 % (Ilardi et al., 2014). Als CF3-haltige Wirkstoffe in häufig verschriebenen Präparaten sind z. B. Fluoxetin (ein Antidepressivum) und Sitagliptin (ein Antidiabetikum) zu nennen (Schwabe & Paffrath, 2015). PSM werden i. d. R. direkt auf landwirtschaftlichen Nutzflächen ausgebracht und besitzen somit unmittelbare Eintragspfade in Böden. Dort kann z. B. durch mikrobielle (aerobe) Abbauprozesse TFA entstehen, welches in der Folge aufgrund seiner hohen Mobilität im wässrigen Milieu über Versickerung in das Grundwasser übergehen kann. Im Fall von Arzneimitteln ist Abwasser ein bedeutender Eintragspfad in die Umwelt - in untergeordnetem Maß können zudem die Nutzung von Gülle behandelter Nutztiere als Dünger oder Ausscheidungen von behandelten Weidetieren eine Rolle spielen. Im Fall von Abwasser ist eine Entstehung von TFA z. B. bei der Spurenstoffeliminierung mittels AOP denkbar (Arvaniti & Stasinakis, 2015).

70

3 Ergebnisse und Diskussion

Tabelle 8:

Wirkstoffe in Pflanzenschutzmitteln mit C-gebundenen CF3-Gruppen und einem Inlandsabsatz an berufliche Anwender von mehr als 100 t im Jahr 2015 (BVL, 2015b).

Wirkstoff

Wirkung

nCF3

Inlandsabsatz 2015 / t

Diflufenican

Herbizid

1

250 - 1000 (beruflich) < 1,0 (nicht beruflich)

Fluazinam

Fungizid

2

100 – 250 (beruflich)

Flufenacet

Herbizid

1

250 - 1000 (beruflich) 2,5 – 10 (nicht beruflich)

Flurtamone

Herbizid

1

100 – 250 (beruflich)

Tritosulfuron

Herbizid

2

250 - 1000 (beruflich)

Mit dem TOP-Assay wurde eine Methode zur oxidativen Transformation von PFAS, die mittels Zielsubstanzanalytik nicht erfasst werden (Präkursoren), zu PFCA vorgestellt (Houtz & Sedlak, 2012). Sie beruht auf einer thermolytischen Spaltung von Peroxodisulfat im alkalischen Milieu, wobei zunächst Sulfatradikale entstehen, die in Folgereaktionen mit den im Überschuss vorliegenden Hydroxidionen zu Sulfat und Hydroxylradikalen reagieren (vgl. Kap. 1.3.3). Letztere stellen die oxidative Spezies in dem Aufschluss dar. Die finalen Reaktionsprodukte (PFCA) sind gegenüber den Hydroxylradikalen unter den Bedingungen des TOP-Assays stabil und können anschließend mittels LC-MS/MS gemessen werden. Bislang wurden bei solchen Aufschlüssen jedoch nur PFCA mit nC ≥ 4 in Umweltproben untersucht. TFA, der kleinste Vertreter der PFCA, ist ebenfalls gegenüber Hydroxylradikalen in wässriger Lösung stabil (Maruthamuthu et al., 1995), und somit könnte mit Hilfe des TOP-Assays auch die Entstehung von TFA untersucht werden. Es wurde daher zunächst eine Methode zur Isolierung von TFA aus den stark salzhaltigen, alkalischen Aufschlusslösungen entwickelt und Anpassungen für die darauf folgende IC-MS/MS-Analytik vorgenommen. Daraufhin wurde das TFA-Bildungspotenzial ausgewählter Modellsubstanzen (Vorläufer)

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

71

untersucht und die Methode auf Wasserproben unterschiedlicher Herkunft angewendet. 3.2.1

Methodenoptimierung

In der Originalpublikation des TOP-Assays wird die Durchführung des Aufschlusses mit 60 mmol/L Peroxodisulfat in Gegenwart von 150 mmol/L NaOH beschrieben (Houtz & Sedlak, 2012). Im Verlauf der Reaktion (vgl. Formeln (5) und (6)) ist daher mit einer Entstehung von Sulfat-Konzentrationen zu rechnen, die erheblich (etwa Faktor 107 bis 109) über den erwarteten Konzentrationen der Zielsubstanzen liegen. In Kapitel 3.1.1 wurde bereits gezeigt, dass anorganische Anionen (Chlorid, Sulfat) die Anreicherung von TFA an schwachen Anionenaustauschern stören können. Demnach war auch bei Anwendung von SPE zur Isolierung von TFA aus einer TOPAssay-Aufschlusslösung mit reduzierten Wiederfindungen zu rechnen. Zur instrumentellen Analyse von TFA wurde aufgrund der erwarteten TFA-Konzentrationen (dreistelliger ng/L-Bereich bis μg/L-Bereich) eine IC-MS/MS-Methode priorisiert, die eine Direktinjektion der Probe erlaubt (Scheurer et al., 2017). Hierbei ist jedoch sowohl die chromatografische Trennung als auch die MS-Detektion anfällig für Störungen in Gegenwart hoher, anorganischer Salzkonzentrationen. Daher musste zunächst eine geeignete Methode entwickelt werden, um TFA aus den Aufschlusslösungen zu isolieren und gleichzeitig anorganische Anionen (v. a. Sulfat) möglichst effektiv abzutrennen. Vorversuche zur Isolierung mittels Festphasenextraktion Alle bisherigen Methoden, bei denen PFCA im Anschluss an den TOP-Assay analysiert wurden, enthielten einen Clean-up durch SPE (s. Kap. 1.3.3). Zur Überprüfung der Anwendbarkeit der in Kap. 3.1.1 entwickelten SPEMethode wurden zunächst separate Aufschlussexperimente mit den FTVerbindungen 4:2 FTSA und 6:2 FTSA mit jeweils 250 ng Substanz durchgeführt. Dabei wurden unterschiedliche Reaktionszeiten und Matrices getestet: 6 h (analog der publizierten Methode von Houtz & Sedlak (2012)) in H2Odem als Matrix und 20 h in einer mit PFAS unbelasteten Grundwassermatrix.

72

3 Ergebnisse und Diskussion

Nach Abkühlen der Reaktionslösungen wurde IS dotiert und eine Analyse analog der in Kapitel 4.1 beschriebenen Methode durchgeführt. Die molaren Ausbeuten der Analyten sind in Abbildung 18 gegenübergestellt.

Abbildung 18: Molare Ausbeuten von PFCA nach dem oxidativen Aufschluss von 6:2 FTSA bzw. 4:2 FTSA in einer Matrix aus H2Odem mit einer Reaktionszeit von 6 h und Grundwasser mit einer Reaktionszeit von 20 h. * TFA ist aufgrund niedriger Wiederfindungen des IS in diesem Versuch als nicht quantifizierbar zu erachten und daher nicht dargestellt.

Bei allen Aufschlüssen wurden die eingesetzten FTSA vollständig zu PFCA unterschiedlicher Kettenlängen (C 2 bis C5 bei 4:2 FTSA, C2 bis C7 bei 6:2 FTSA) transformiert (TFA ist aus weiter unten genannten Gründen nicht dargestellt). Während die entsprechenden IS quantitativ (4:2 FTSA-M2: 106 %, 6:2 FTSA-M2: 99 %) wiedergefunden wurden, war von den nativen FTSA kein quantifizierbares Messsignal in den Extrakten mehr vorhanden. Es konnte somit bestätigt werden, dass durch den TOP-Assay aus beiden FTSA zusätzlich zu höheren Homologen auch TFA (qualitativ) und PFPrA entstehen, wie von früheren Anwendern der Aufschlussmethode bereits angenommen (Harding-Marjanovic et al., 2015; Houtz & Sedlak, 2012) und bei der kombinierten Anwendung von UV-Bestrahlung und Wasserstoffperoxid auf 6:2 FTSA gezeigt wurde (Yang et al., 2014). Gleichzeitig wurde durch das Experiment die Vermutung hinsichtlich der Anwendbarkeit der SPE-Methode aus Kap. 3.1.1 zur Isolierung der Ana-

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

73

lyten aus den Aufschlusslösungen bestätigt: Während die IS von PFCA mit Alkylkettenlängen von C4 bis C8 mit guten absoluten Wiederfindungen (78 118 %) gemessen wurden, lagen die Wiederfindungen von TFA-M2 nur bei ca. 2 % beim 6 h-Ansatz und bei ca. 10 % beim 20 h-Ansatz, was auf die starke Konkurrenz von anorganischen Anionen zurückzuführen ist. Somit muss TFA im Fall von TOP-Assay-Proben als mit der SPE-Methode nicht quantifizierbar erachtet werden. Unter Berücksichtigung der Streubereiche liegen die Summen der Ausbeuten im Fall der H2Odem-Matrix zwischen 59 % und 68 % (4:2 FTSA) bzw. 108 % und 160 % (6:2 FTSA) und bei Grundwasser zwischen 83 % und 86 % (4:2 FTSA) bzw. 105 % und 106 % (6:2 FTSA), wobei aus o. g. Gründen die TFA-Konzentrationen bei dieser Bilanzierung nicht berücksichtigt sind. Möglicherweise sind die Minderbefunde bei 4:2 FTSA auf reduzierte Wiederfindungen von PFPrA infolge der hohen Fracht anorganischer Anionen zurückzuführen, welche die zur Extraktion notwendigen ionischen Wechselwirkungen stören. Durch den Fremdbezug des IS (PFBA-M4) würden solche Verluste bei der Quantifizierung nicht berücksichtigt werden. Eine weitere Auffälligkeit war eine relativ hohe Streuung der ermittelten Konzentrationen bei den Triplikaten mit 6 h Reaktionszeit (6:2 FTSAAnsätze: 8,5 – 45 % RSD, 4:2 FTSA-Ansätze: 2,9 – 17 % RSD) gegenüber den 20 h-Aufschlüssen (6:2 FTSA-Ansätze: 0,8 – 6,7 % RSD, 4:2 FTSA-Ansätze: 1,9 – 2,4 % RSD), wobei auch hier TFA unberücksichtigt ist. Gemäß Houtz & Sedlak (2012) sind nach einer Reaktionszeit von 6 h in etwa 95 % des im Aufschluss eingesetzten Peroxodisulfats abgebaut. Eigene Sulfat-Analysen (Tabelle 9) haben ergeben, dass bezogen auf die eingesetzte Menge Peroxodisulfat nach 6 h nur ca. 88 % des zu erwartenden Sulfats gebildet wurde. Nach 20 h wurden hingegen 102 % erreicht, so dass dabei von einer vollständigen Reaktion ausgegangen werden kann. Möglicherweise sind daher die beobachteten höheren Streuungen auf unvollständige Reaktionen bei den 6 h-Ansätzen zurückzuführen. Obwohl es sich bei dem verwendeten Grundwasser um eine mit PFAS unbelastete Probe handelte, wies sie eine relativ hohe, native TFA-Konzentration (2,1 μg/L) auf. Derartige, mehrere Größenordnungen umspannende Konzentrationsunterschiede zwischen TFA und den höheren homologen

74

3 Ergebnisse und Diskussion

PFCA waren auch angesichts der vorangegangenen Untersuchungen (vgl. Kap. 3.1.4) zu erwarten. Aufgrund dessen wurde der Fokus im weiteren Verlauf der Methodenentwicklung auf die Analytik von TFA bzw. TFAVorläufern gelegt. Evaluierung alternativer Clean-up Methoden und Optimierung der Extraktion Angesichts der geringen Wiederfindungen mit SPE wurden zur Isolierung von TFA aus den stark salzhaltigen Aufschlusslösungen weitere Methoden untersucht: LSE mit ACN oder Aceton, sowie LLE mit Ethylacetat und ACN unter Verwendung von Probenvolumina von jeweils 10 mL. Neben der möglichst quantitativen Extraktion von TFA wurde hierbei eine effektive Abtrennung der anorganischen Anionen angestrebt, besonders des aus Peroxodisulfat entstehenden Sulfats, um Störungen bei der anschließenden ICMS-Analytik zu minimieren. Zur SLE wurden gefriergetrocknete Rückstände im jeweiligen Lösungsmittel fein verteilt und zweimal mit jeweils 1,0 mL eines Lösungsmittels extrahiert. Die LLE erfolgte in Anlehnung an das QuEChERS-Protokoll unter Verwendung von MgSO4 und NaCl zum sättigen der wässrigen Phase, die zuvor mit HCl angesäuert wurde (pH 0 - 1) (Bruzzoniti et al., 2014). In Tabelle 9 sind die in den Extrakten mittels IC und Leitfähigkeitsdetektion ermittelten Sulfat-Konzentrationen sowie die prozentuale Abtrennung des Sulfats aus Aufschlusslösungen mit zwei unterschiedlichen Reaktionsdauern aufgeführt. Die ermittelten Sulfat-Konzentrationen zeigen, dass mittels LSE und bei der LLE mit EtOAc für die IC-MS-Analyse akzeptable Abtrennungen erzielt werden können. Dementgegen ist bei einer LLE unter Verwendung von ACN mit Sulfat-Konzentrationen im dreistelligen mg/L-Bereich in den Extrakten zu rechnen. Verglichen mit den erwarteten TFA-Konzentrationen (niedriger μg/L-Bereich) waren diese Sulfat-Gehalte zu dominant, so dass von weiteren Untersuchungen mit dieser Extraktionsmethode abgesehen wurde.

-

Aufschlusslösung LSE-Extrakt LSE-Extrakt LLE-Extrakt LLE-Extrakt Aceton ACN ACN EtOAc

Extraktionsmittel

99,99

Aufschlusslösung mit 6 h Reaktionszeit cSulfat Abtrennung / (mg/L) /% 900 99,99

Aufschlusslösung mit 20 h Reaktionszeit cSulfat Abtrennung / (mg/L) /% 1050 -

Tabelle 9:

Probe

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben 75

Ergebnisse der Sulfat-Analysen von TOP-Assay-Proben und Extrakten, sowie die unter Berücksichtigung der Konzentrationsfaktoren mit den Extraktionsg methoden erzielten Abtrennungsraten für Sulfat-Anionen.

76

3 Ergebnisse und Diskussion

Zudem geht aus den in den Aufschlusslösungen ermittelten Sulfatgehalten hervor, dass nach sechs Stunden etwa 88 % des erwarteten Sulfats aus dem eingesetzten Peroxodisulfat gebildet wurde (entgegen der prognostizierten 95 % (Houtz & Sedlak, 2012)), so dass davon ausgegangen werden kann, dass nach einer Reaktionszeit von sechs Stunden noch Oxidationspotenzial vorhanden ist. Nach 20 h Reaktionszeit wurde hingegen eine Ausbeute von 102 % erreicht, das eingesetzte Peroxodisulfat war demnach vollständig abreagiert. Dazwischen liegende Reaktionsdauern wurden nicht getestet, es wäre jedoch wahrscheinlich auch eine kürzere Dauer als 20 h für eine vollständige Reaktion ausreichend. Für die drei Extraktionsmethoden mit den effektivsten Sulfat-Abtrennungen wurden Aufstockungsexperimente mit jeweils 10 ng TFA auf unbelastete, abreagierte Aufschlusslösungen durchgeführt. Die absoluten Wiederfindungen wurden in Bezug auf eine externe Kalibrierung ermittelt und sind in Tabelle 10 gegenübergestellt. Bei diesem und auch bei allen folgenden Experimenten wurde zur Quantifizierung von TFA über Isotopenverhältnisse ein doppelt isotopenmarkierter IS, TFA-13C2 (TFA-M2), verwendet. Tabelle 10:

Absolute Wiederfindungen für TFA mit drei Extraktionsmethoden. Mit LLE wurde jeweils ein Ansatz extrahiert. Mit LSE wurden Triplikate untersucht. x̅ : Mittelwert, s: Standardabweichung.

Extraktion

Extraktionsmittel

LSE LSE LLE

Aceton ACN EtOAc

absolute TFA-Wiederfindung (x̅ ± s) / % 6 h Reaktion 20 h Reaktion 75 ± 7,1 94 ± 1,8 75 ± 3,1 86 ± 5,7 5,2 9,9

Mit beiden LSE-Methoden wurden akzeptable Wiederfindungen zwischen 75 % und 94 % erzielt. Demgegenüber fielen die Wiederfindungen mit LLE gering aus (unter 10 %), weshalb diese Extraktionsmethode nicht weiter verfolgt wurde. Ein auffälliger Nebeneffekt bei der Verwendung von Aceton zur Extraktion des getrockneten Rückstands war eine allmähliche Gelbfärbung des Lösungsmittels. Nach Recherchen ist diese möglicherweise auf eine basenkatalysierte Selbstkondensation des Acetons zurückzuführen

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

77

(Conant & Tuttle, 1921), die unter Abspaltung von Wasser zunächst zu Mesityloxid führt, welches unter den gleichen Bedingungen zu Isophoron weiter reagieren kann, einer Substanz mit gelblicher Färbung. Bei den Tests mit Aceton fiel beim Lösungsmittelwechsel eine schwerflüchtige Flüssigkeit auf – demnach vermutlich ein Wasser-Isophoron-Gemisch – was insgesamt zu einem größeren Zeitaufwand während der Probenvorbereitung verglichen mit den ACN-Experimenten führte. Aus diesem Grund wurde die finale Clean-up-Methode auf Basis einer LSE mit ACN weiter entwickelt. Die Anzahl der zur quantitativen Extraktion von TFA aus einem Trockenrückstand notwendigen Wiederholungen wurde mit „matrixfreien“ (nur H2Odem und die zum Aufschluss verwendeten Reagenzien als Matrix) Proben ermittelt, die vor der Rotations-Vakuumkonzentration mit TFA dotiert wurden. Um die Benetzung der Gefäßwände während des automatisierten Schüttelns und die Effektivität der Extraktion zu verbessern wurde das Lösungsmittelvolumen beim ersten Schritt gegenüber den Wiederholungen erhöht: Im ersten Extraktionsschritt wurden 1,4 mL ACN verwendet, in zwei Wiederholungen jeweils 0,7 mL. Die aus den separaten Fraktionen ermittelten Extraktionswiederfindungen sind in Tabelle 11 aufgeführt. Tabelle 11:

Extraktionswiederfindungen dreier separater Fraktionen nach Isolierung von TFA mit ACN aus getrockneten Aufschlusslösungen. Es wurden Triplikate untersucht.

Extraktionsschritt 1

VACN / mL 1,4

x̅ WDF /% 91.6

sWDF /% 0.3

RSD /% 0.29

2

0,7

6.8

0.4

5.6

3

0,7

2.1

0.1

7,0

Durch die Anpassung der LSE konnten nach zwei Schritten im Mittel 98,4 % der eingesetzten Menge TFA aus dem getrockneten Rückstand extrahiert und Sulfat gleichzeitig weitgehend abgetrennt werden. Um den experimentellen Aufwand zu begrenzen wurde daher auf einen dritten Extraktionsschritt verzichtet und bei weiteren Experimenten zweistufig extrahiert: Im ersten Schritt wurde eine 20-minütige Extraktion mit etwa zwei

78

3 Ergebnisse und Diskussion

Drittel der gesamten Lösungsmittelmenge und im zweiten Schritt nur eine kurze (10 s) Durchmischung mit einem Vortexer und einem Drittel des Lösungsmittels durchgeführt. Anschließend wurden die Extrakte vereint, zentrifugiert und auf 1,0 mL Endvolumen eingestellt. 3.2.2

Validierung und Qualitätskontrolle

Für die Methode basierend auf TOP-Assay, Clean-up mittels ACN-Extraktion und anschließender Messung mittels IC-MS/MS wurden linearer Arbeitsbereich, BG, NG und BrG charakterisiert. Der lineare Arbeitsbereich der instrumentellen Analyse wurde mit Hilfe einer Kalibriergerade (etwa äquidistante Konzentrationsniveaus von 0,1 μg/L bis 30 μg/L, n = 13, in H2Omq/MeOH, 1:9, v/v) ermittelt. Instrumentelle NG und BG der Methode wurden gemäß DIN 32645 durch Kalibrierung in einem niedrigen Konzentrationsbereich (10 äquidistante Konzentrationsniveaus bis 0,25 μg/L mit ∆c = 0,025 μg/L zuzüglich 0,01 μg/L als untere Grenze des Kalibrierbereichs) unter Berücksichtigung der Reststandardabweichung und mit Signifikanzniveaus von 95 % ermittelt (DIN 32645, 2008). Die Methodenkenndaten sind in Tabelle 12 zusammengefasst. Tabelle 12:

Methodenkenndaten für die TFA-Bestimmung mittels IC-MS/MS aus Kalibrierexperimenten. NG und BG wurden gemäß DIN 32645 ermittelt. Zur Festlegung der Berichtsgrenze (BrG) wurden BG, Matrixeffekte und Präzisionsdaten herangezogen.

Kenngröße NG / (μg/L) BG / (μg/L) BrG / (μg/L) Arbeitsbereich/ (μg/L) R2 (Arbeitsbereich)

Wert 0,014 0,061 0,1 0,1 – 25 0,999

Die Quantifizierung von Umweltproben erfolgte durch externe Kalibrierung mit TFA-Standards in einem Lösungsmittelgemisch aus MeOH und H2OmQ (9:1, v/v). Es wurde daher mit Matrixeffekten gerechnet, die sich auf das Messsignal auswirken können. Aufgrund der weiten Verbreitung von TFA in aquatischen Proben und damit verbundenen Hintergrundkonzen-

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

79

trationen wurde der IS, TFA-M2, zur Einschätzung der Matrixeffekte während der Analysen von Umweltproben betrachtet. Für einige Umweltmatrices, in denen TFA-Vorläufer untersucht wurden, sind in Tabelle 13 absolute Wiederfindungen und Präzisionswerte (RSD) basierend auf dem IS TFA-M2 gegenübergestellt. Tabelle 13:

Richtigkeit (als absolute Wiederfindung x̅ WDF) und Präzision (RSD) für TFA-M2 bei Analysen von wässrigen Proben unterschiedlicher Matrices nach Anwendung des TOP-Assays.

Matrix

n 3

x̅ WDF, TFA-M2 /% 90

RSD /% 2.0

H2Odem Leitungswasser

4

98

18

Oberflächenwasser

4

103

11

Kläranlagenabfluss

4

90

14

Grundwasser (in Deponienähe)

4

97

14

Deponiesickerwasser

3

96

3,3

Die Wiederfindung des IS über das Gesamtverfahren in matrixfreien Kontrollproben (H2Odem) lag bei 90 % mit 2,0 % RSD. Die Wiederfindungen in den ausgewählten Umweltmatrices waren durchweg nahezu quantitativ und lagen zwischen 90 % (in Kläranlagenabfluss) und 103 % (in Oberflächenwasser). Die erreichte Präzision war ebenfalls gut und lag zwischen 3,3 % (in Deponiesickerwasser) und 18 % (in Leitungswasser). Daraus wurde geschlossen, dass Matrixeffekte bei der Quantifizierung von TFA in oxidativ behandelten Proben untergeordnete Rollen spielen, und es wurde daher davon abgesehen, den Einfluss der Matrix bei den Messungen näher zu charakterisieren. Mit der entwickelten Methode sollten Wasserproben auf ihr TFABildungspotenzial, d. h. auf die Gegenwart potenzieller TFA-Vorläufersubstanzen durch deren oxidative Transformation zu TFA und dessen nachfolgende Messung, untersucht werden. Zur regelmäßigen Kontrolle der Methode war es somit wichtig, eine Substanz zu finden, die sich mit Hilfe des TOP-Assays möglichst quantitativ zu TFA transformieren lässt. In der Studie

80

3 Ergebnisse und Diskussion

von Houtz & Sedlak (2012) wurde gezeigt, dass FOSA im TOP-Assay quantitativ zu PFOA transformiert wird (Formel (9)). Unter der Annahme, dass sich andere FASA ähnlich verhalten würden, wurde getestet, ob Perfluorethylsulfonamid (FEtSA) durch den Aufschluss mit ähnlich guten Ausbeuten zu TFA oxidiert werden kann. Eine mit 10 ng FEtSA aufgestockte Wasserprobe (H2Odem) enthielt nach Anwendung des Verfahrens 6,6 ng TFA, was einer Ausbeute von 115 % entspricht. Die quantitative Transformation von FOSA zu PFOA war somit auf FASA anderer Kettenlängen übertragbar, und FEtSA wurde im Weiteren zur Kontrolle der kombinierten Methode aus Aufschluss, Clean-up und Messung eingesetzt. Da radikalische Reaktionen, wie die von Hydroxylradikalen bei AOP, unspezifisch sind, kann die Matrix einer Probe, z. B. gelöste, organische Kohlenstoff-Verbindungen (DOC, engl. dissolved organic carbon), während des TOP-Assays um die entstehenden OH-Radikale konkurrieren. Es war daher notwendig, die Zehrung des Oxidationsmittels durch die Matrix näher zu untersuchen. Dazu wurden unterschiedlich große Teilproben (1,0 mL, 0,3 mL und 0,1 mL) des Zulaufs und Ablaufs einer KA dem Aufschluss unterzogen (beide Proben wurden zuvor zentrifugiert) und die nativen TFAKonzentrationen mit denen nach der Oxidation verglichen. Parallel dazu wurden mit entsprechenden Teilproben Dotierungsexperimente mit FEtSA (Aufstockungen von 10 ng als Triplikate) durchgeführt. Die aus den Experimenten resultierenden TFA-Konzentrationen und Transformationsraten sind in Abbildung 19 gezeigt. Verglichen mit den jeweiligen nativen Konzentrationen wurde bei den Zuläufen zwischen 190 % (0,1 mL Teilprobe) und 220 % (1,0 mL Teilprobe) TFA gebildet, bei den Abläufen zwischen 240 % (0,3 mL Teilprobe)und 290 % (0,1 mL Teilprobe). Insgesamt wurden nach der Oxidation ähnliche Konzentrationsniveaus in Zu- und Abläufen erreicht. Bei Teilproben von 0,1 mL fällt der Unterschied zwischen Zu- und Ablauf etwas größer aus, was aber vermutlich mit dem höheren Verdünnungsfaktor und infolge dessen mit der höheren Streuung bei der Analyse niedriger Konzentrationen zusammenhängt. Eine substanzielle Matrixabhängigkeit der TFA-Entstehung von den vorliegenden DOC-Konzentrationen konnte bei diesem Experiment nicht beobachtet werden. Bei den Kontrollproben mit FEtSA war hingegen

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

81

eine deutliche Abhängigkeit der Transformationsausbeute von der eingesetzten Probenmenge erkennbar.

Abbildung 19: Native Konzentrationen und Konzentrationen nach Anwendung des TOPAssays auf unterschiedlich große Teilproben von Zu- und Ablauf einer Kläranlage (A), sowie Wiederfindungen nach Transformation von FEtSA in entsprechenden Teilproben des Zu- und Ablaufs (B). Fehlerbalken entsprechen den Standardabweichungen mit n = 3. Unterhalb der Diagramme ist die im Aufschluss vorliegende DOC-Konzentration angegeben.

Während FEtSA in den Abläufen in allen drei Fällen reproduzierbar quantitativ zu TFA umgewandelt wurde, lagen die Ausbeuten bei den Zuläufen zwischen 62 % (1,0 mL Teilprobe) und 80 % (0,1 mL Teilprobe). Obwohl die DOC-Konzentrationen im Ablauf bei einer Teilprobe von 1,0 mL (0,9 mg/L) dem DOC-Gehalt beim Zulauf mit 0,3 mL Teilprobe (1,0 mg/L) ähnlich sind, wurde im Zulauf FEtSA nur zu 73 % transformiert. Über die Art der Substanzen, die zum DOC in den Proben beitragen, kann zwar keine Aussage getroffen werden, vermutlich liegen im Zulauf jedoch andere, leichter oxidierbare Substanzen vor, z. B. Ammonium, das im Zuge der biologi-

82

3 Ergebnisse und Diskussion

schen Reinigungsstufe (Nitrifikation) entfernt werden würde und demzufolge im Ablauf nicht mehr vorläge. Aufgrund der Ergebnisse wurden bei weiteren Untersuchungen von Abwasserproben Teilproben von 0,3 mL verwendet, da einerseits eine möglichst hohe Transformation potenzieller Vorläufer angestrebt wurde und andererseits eine zu große Verdünnung der Originalproben hinsichtlich der späteren Quantifizierung vermieden werden sollte. Bei Untersuchungen weiterer Umweltproben wurden für jede Matrix Kontrollen mit FEtSA über das Gesamtverfahren mitgeführt. Die dabei ermittelten Transformationsausbeuten und die im Aufschluss verwendeten Probenvolumina sind in Tabelle 14 gegenübergestellt. Tabelle 14:

Transformationsausbeuten von FEtSA zu TFA in verschiedenen Matrices.

Probenmatrix

Probenmenge im Aufschluss / mL 3

(cTFA/c0,FEtSA) /% 102

1

96

0,5

102

Oberflächenablauf

2

93

Kläranlagenzulauf

0,3

73

Kläranlagenablauf

0,3

89

Grundwasser (in Deponienähe)

0,3

102

Deponiesickerwasser

0,3

104

Leitungswasser Grundwasser Oberflächenwasser

Auch in anderen wässrigen Matrices außer Abwasser wurden gute Wiederfindungen nach der Transformation von FEtSA zwischen 93 % (Oberflächenablauf aus einem landwirtschaftlich genutzten Gebiet) und 104 % (Deponiesickerwasser) erreicht, so dass die Methode als geeignet befunden wurde, aquatische Umweltproben auf die Gegenwart von TFAPräkursoren zu untersuchen. Grundsätzlich bestünde eine Möglichkeit, das Oxidationspotenzial des TOP-Assays durch Verwendung größerer Konzentrationen der im Aufschluss eingesetzten Reagenzien weiter zu erhöhen – theoretisch bis zur Löslichkeitsgrenze von Peroxodisulfat. Dies wurde in der vorliegenden Arbeit jedoch nicht untersucht.

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben 3.2.3

83

TFA-Bildungspotenzial ausgesuchter Modellsubstanzen

Um das TFA-Bildungspotenzial verschiedener Vorläufer im TOP-Assay einzuschätzen wurden Oxidationsexperimente mit PflanzenschutzmittelWirkstoffen (Flufenacet, Fluopicolid, Fluopyram, Flurtamone und Tembotrion), pharmazeutischen Wirkstoffen (Fluoxetin und Sitagliptin), sowie Industriechemikalien (4:2 FTSA, 6:2 FTSA, Bisphenol AF und zwei Benzotrifluoride (BTF)) durchgeführt. Die Auswahl der Präkursoren erfolgte unter Berücksichtigung ihrer Umweltrelevanz und der Art und Weise, wie die fluorhaltigen Komponenten in den molekularen Strukturen eingebettet sind. Sie sind in Abbildung 20 aufgeführt. Um Konkurrenzreaktionen mit Lösungsmittelmolekülen zu vermeiden wurde es nach Dotierung der Substanzen vorsichtig im Stickstoffstrom entfernt. Als Matrix wurde bei diesen Versuchen H2Odem verwendet. In Abbildung 21 sind die Ergebnisse von Dreifachbestimmungen aufgeführt und für einige Substanzen bereits publizierte Transformationsausbeuten aus Experimenten mit Ozon-Oxidationen gegenübergestellt (Scheurer et al., 2017). Nach Anwendung des TOP-Assays wurden für die 13 Modellsubstanzen zwischen 3,9 % (4C-BTF) und 96 % (Sitagliptin) der eingesetzten, molaren Konzentrationen als TFA wiedergefunden. Die Reproduzierbarkeit der Ergebnisse war akzeptabel und lag zwischen 0,9 % RSD (Sitagliptin) und 36 % RSD (4C,3N-BTF). Die Transformationsraten sind stark von der Molekülstruktur abhängig, d. h. wie die CF3-Gruppen in die Strukturen eingebunden sind. Relativ hohe Transformationsausbeuten wurden bei Präkursoren erreicht, in denen CF3 in Alkyl-Substrukturen oder an Heterozyklen gebunden sind. Geringere Ausbeuten (< 30 %) wurden bei Molekülen erhalten, bei denen die CF3-Gruppen an Phenylringe gebunden vorliegen. Da ausschließlich die Bildung von TFA untersucht wurde, kann nicht beantwortet werden, inwieweit die Reaktionen der eingesetzten Substanzen mit Hydroxylradikalen zu anderen Produkten führen, es ist jedoch mit Nebenreaktionen zu rechnen. In den zu Beginn dieses Kapitels erläuterten Vorversuchen wurde gezeigt, dass im Fall der beiden FTSA im TOP-Assay neben TFA vorwiegend längerkettige PFCA entstehen, die unter den Bedingungen des Aufschlusses weitestgehend stabil sind.

84

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 20: Molekülstrukturen der ausgewählten Präkursoren: a) 6:2 FTSA, b) 4:2 FTSA, c) Fluopicolid, d) Tritosulfuron, e) Tembotrion, f) Flufenacet, g) Fluopyram, h) Flurtamone, i) Fluoxetin, j) Sitagliptin, k) Bisphenol AF, l) 4-Chlor-3-Nitrobenzotrifluorid (4C,3N-BTF), m) 4-Chlorbenzotrifluorid (4C-BTF).

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

85

Abbildung 21: Transformationsausbeuten verschiedener TFA-Präkursoren. TOP-Assay-Aufschlüsse wurden als Triplikate durchgeführt. Oxidationen mittels Ozonung (4,0 mg/L Ozon) wurden einfach bestimmt (Scheurer et al., 2017). 4C-BTF: 4-Chlorbenzotrifluorid, 4C,3N-BTF: 4-Chlor,3-Nitrobenzotrifluorid.

In anderen Studien, bei denen einige (oder ähnliche) der untersuchten Substanzen Oxidationsprozessen mit Hydroxylradikalen unterzogen wurden, wurde von vielfältigen Reaktionsprodukten berichtet: Infolge der Behandlung des einfachsten BTF, α,α,α-Trifluortoluol, mit H2O2 und UVBestrahlung entstanden hauptsächlich verschiedene Trifluoromethylphenole und Trifluormethylbenzodiole durch Hydroxylierung des Benzolrings (Karpel Vel Leitner et al., 1996). Bei indirekten Photooxidationen (unter Bildung von OH-Radikalen) von Fluoxetin in synthetischen Wasserproben wurden ebenfalls Derivate identifiziert, die durch Hydroxylierung des (nicht TFM-substituierten) Phenylrings entstanden waren (Lam et al., 2005). Darüber hinaus wurde in der Studie ein Abbaumechanismus nachgewiesen, bei

86

3 Ergebnisse und Diskussion

dem aus Fluoxetin zunächst 4-TFM-Phenol abgespalten wird. Viele Transformationsprodukte (von insgesamt 32 identifizierten) bei der Bestrahlung von Flufenacet in wässrigen Lösungen und in Gegenwart von TiO2 und H2O2 resultierten vorwiegend aus Mono- und Dihydroxylierungen, Dealkylierungen und der Abspaltung des (TFM-substituierten) Thidiazolrings (Sakkas et al., 2011). Im Fall von Bisphenol AF wurden nach Bestrahlung (365 nm) in Gegenwart eines Minerals, das die Bildung von OH-Radikalen begünstigt, ebenfalls Hydroxylierungsprodukte identifiziert (Liu et al., 2010). Beim Vergleich zwischen den hier erzielten Ergebnissen des TOPAssays und der Ozon-Oxidationen ist kein einheitliches Muster erkennbar. Die einzige Substanz, bei der ähnliche TFA-Ausbeuten (TOP-Assay: 30 %, Ozonung: 40 %) erreicht wurden, ist Fluoxetin, in der sich die CF3-Gruppe in p-Stellung in einer Phenylether-Substruktur befindet. Bei den anderen ozonierten Vorläufern verhielt sich die erreichte Ausbeute eher komplementär zum jeweiligen Ergebnis des TOP-Assays. Dies ist z. T. mit der Neigung von Ozon zu Additionsreaktionen erklärbar, wodurch aktivierte Phenylringe angegriffen werden können. Reaktionen von Ozon mit Alkylverbindungen, Ethern und vielen Heterozyklen sind jedoch durch niedrige Geschwindigkeitskonstanten gekennzeichnet (von Gunten, 2003). Um aus der Oxidation von Modellsubstanzen mittels TOP-Assay Gesetzmäßigkeiten ableiten zu können, sind jedoch weitere, systematische Experimente notwendig. 3.2.4

TFA-Bildungspotenzial in wässrigen Proben

Zuläufe und Abläufe von Abwasserreinigungsanlagen In kommunalen Abwässern befinden sich infolge der Einnahme von Medikamenten oder durch unsachgemäße Entsorgung häufig Mikroverunreinigungen aus Arzneimitteln. Durch die zunehmende Verwendung fluorhaltiger Gruppen, z. B. TFM, bei der Entwicklung pharmazeutischer Wirkstoffe ist es wahrscheinlich, dass es auch zunehmend zur Bildung von TFA infolge von biologischen oder chemischen Abbauprozessen kommt. In einer früheren Studie wurde bereits gezeigt, dass in Kläranlagenabläufen tendenziell höhere TFA-Konzentrationen gemessen werden als in den Zuläufen (Scheurer et al., 2017). In der vorliegenden Arbeit sollte ermittelt werden, inwieweit sich der TOP-Assay zur Abschätzung des TFA-Bildungspotenzials von

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

87

Abwasserproben eignet. Dazu wurden Zu- und Abläufe von sechs KA untersucht. In Abbildung 22 sind die nativen TFA-Konzentrationen in diesen Proben denen nach Anwendung des TOP-Assays gegenübergestellt.

Abbildung 22: Ergebnisse der Oxidation von Zu- und Abläufen von sechs KA (jeweils Wochenmischproben) mittels TOP-Assay. Unterhalb des Diagramms sind die DOCKonzentrationen der nativen Proben angegeben.

Mit Ausnahme der Proben von KA 3 lagen nach der oxidativen Behandlung in allen Fällen höhere TFA-Konzentrationen vor. KA 3 liegt in einer Region im nördlichen Baden-Württemberg, in der zuvor ungewöhnlich hohe TFA-Konzentrationen aufgetreten sind (vgl. Kap. 3.1.4), so dass die nativen Konzentrationen bereits sehr dominant sind. Präkursoren für TFA konnten in diesen beiden Proben nicht festgestellt werden Bei den anderen Proben erhöhten sich die Konzentrationen um bis zu 460 % (KA 6, Zulauf), wobei die Zunahmen in den Zuläufen tendenziell größer waren (Ausnahmen: KA 2 und KA 5). In vielen Fällen (KA 2, 4 und 5) waren die TFA-Konzentrationen von Zu- und Ablauf nach dem TOP-Assay nahezu gleich hoch, was für eine weitgehende Erfassung der vorliegenden Präkursoren durch die oxidative Behandlung spricht. In KA 1 und KA 6 hingegen lagen die Konzentrationen in den Zuläufen auch nach der Oxidation noch unter denen der Abläufe (um

88

3 Ergebnisse und Diskussion

24 % bzw. 44 %), was mit den höheren DOC-Konzentrationen oder der Gegenwart reduzierender Verbindungen, z. B. Ammonium, in diesen Proben zusammenhängen könnte. Beim Vergleich der nativen Konzentrationen der beiden Proben von KA 6 fiel eine starke biologische TFA-Bildung auf (cAblauf, nativ / cZulauf, nativ = 6,5). Recherchen haben ergeben, dass im Einzugsbereich dieser KA pharmazeutische Produktionsanlagen liegen, wodurch dieser hohe Konzentrationsanstieg plausibel erscheint. Die möglichen Vorläuferverbindungen konnten im Zuge der Recherchen jedoch nicht weiter eingegrenzt werden. Durch die oxidative Behandlung des Zulaufs mittels TOP-Assay wurde eine TFA-Konzentration von 2,5 μg/L erreicht, was einem Anteil von 74 % der nativen Konzentration im Ablauf entspricht - die Freisetzung von TFA infolge der Abwasserbehandlung fiel also höher aus als nach Anwendung des TOP-Assays. Allerdings lieferte die Oxidation des Ablaufs wiederum einen Zuwachs um 33 % auf 4,4 μg/L TFA, was selbst im Vergleich zu KA 3 enorm ist. Bei den Proben von zwei anderen Klärwerken mit geringerer biologischer TFA-Bildung (KA 1 und 4) wurden durch die oxidative Behandlung der Zuläufe höhere prozentuale Anteile der nativen Ablauf-Konzentrationen erreicht (77 % bzw. 103 %). Die Experimente mit Abwasserproben haben ergeben, dass der TOPAssay dazu geeignet ist, die Anwesenheit von TFA-Vorläufern auch in komplexen Matrices wie Abwasser nachzuweisen. Das TFA-Bildungspotenzial einiger Proben konnte so weitgehend erfasst (cZulauf, TOP ≈ cAblauf, TOP) oder eine infolge der Abwasserbehandlung beobachtete Bildung größtenteils erklärt (cZulauf, TOP ≈ cAblauf, nativ) werden. In Extremfällen, wie z. B. bei hohen nativen TFA- oder DOC-Konzentrationen oder in Gegenwart reduzierender Verbindungen wie Ammonium stößt der TOP-Assay jedoch an Grenzen, wie auch bei den Validierungsexperimenten mit dieser Matrix gezeigt wurde. Oberflächenablaufprobe aus einem Weinbaugebiet Bei Pflanzenschutz-Maßnahmen werden PSM häufig direkt und großflächig auf landwirtschaftliche Flächen appliziert. Ein kritischer Faktor ist dabei die Verfrachtung der Wirksubstanzen. Auch wenn die Techniken und Geräte zur Ausbringung in den letzten Jahren weiter optimiert wurden, erreichen gro-

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

89

ße Anteile der angewendeten PSM nicht die jeweiligen Zielorganismen. Folglich können bei Niederschlagsereignissen erhebliche Wirkstoffmengen durch Oberflächenablauf abtransportiert werden oder in Böden einsickern (Stehle & Schulz, 2015). Im Fall von TFM-haltigen PSM-Wirkstoffen, die zunehmend in entsprechenden Produkten Verwendung finden (Tabelle 8), muss damit gerechnet werden, dass infolge mikrobiologischer Abbauprozesse, z. B. im Boden, TFA gebildet wird, welches anschließend das Grundwasser beeinträchtigen kann. Für die vorliegende Arbeit wurde eine Probe, die aus einer Sickergrube in einem landwirtschaftlichen Gebiet entnommen wurde, mittels TOP-Assay auf ihr TFA-Bildungspotenzial untersucht. In dem Gebiet wird vorrangig Wein angebaut. In Abbildung 23 sind die nach Behandlungen mit dem TOP-Assay und nach Ozonung erhaltenen Konzentrationen gegenübergestellt.

Abbildung 23: TFA-Konzentrationen in Oberflächenablauf aus einem landwirtschaftlichen Gebiet vor und nach Oxidation unter Anwendung von Ozon und dem TOPAssay.

Infolge der oxidativen Behandlungen stieg die TFA-Konzentration durch Ozonung auf 1,3 μg/L und mittels TOP-Assay auf 1,4 μg/L, was auf den nativen Gehalt bezogen Konzentrationszunahmen um 47 % bzw. 59 % entsprechen. Es konnte somit durch beide Methoden die Gegenwart von TFA-Präkursoren bestätigt werden. Bei den Behandlungen einzelner Modellsubstanzen mit den beiden Oxidationsmethoden (Kap. 3.2.3) wurde beobachtet, dass die TFA-Ausbeuten in vielen Fällen gegensätzlich waren, während die Behandlungen hier in ähnlichen TFA-Konzentrationen resultierten. Dies könnte mit dem Vorhandensein mehrerer Präkursoren erklärt werden, z. B. unterschiedlicher Aus-

90

3 Ergebnisse und Diskussion

gangssubstanzen oder von Transformationsprodukten aus dem teilweisen mikrobiellen Abbau eines Vorläufers. Da keine weitergehenden Analysen zur Identifizierung der Ausgangssubstanzen durchgeführt wurden, kann keine Aussage zu den molekularen Strukturen getroffen werden, die zur Bildung von TFA infolge der Oxidationen geführt haben. Geht man jedoch dabei von PSM-Wirkstoffen aus und grenzt man das Anwendungsgebiet auf Weinbau ein, kommen nach aktuellem Stand (03.05.2018) sechs durch das BVL zugelassene Wirkstoffe in Frage (BVL, 2015a): Die Fungizide Cyflufenamid, Fluopicolid, Fluopyram und Trifloxystrobin, das Herbizid Flazasulfuron und das Insektizid Indoxacarb, deren Molekülstrukturen in der folgenden Abbildung aufgeführt sind. Die Strukturen könnten beispielsweise als Ausgangspunkt zur weiteren Identifizierung der vorliegenden Präkursoren genutzt werden, z. B. bei einem Suspected-Target-Screening mittels HRMS-Methoden.

Abbildung 24: Molekülstrukturen von PSM-Wirkstoffen, die aktuell zur Anwendung im Weinbau zugelassen sind und als potenzielle TFA-Präkursoren in Frage kommen: a) Cyflufenamid, b) Fluopicolid, c) Fluopyram, d) Trifloxystrobin, e) Flazasulfuron, f) Indoxacarb.

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

91

Proben aus der Region Venetien Nicht nur Wirkstoffe in Medikamenten und PSM, sondern auch industriell genutzte Chemikalien, die kohlenstoff-gebundene CF3-Gruppen enthalten, sind potenzielle Präkursoren für TFA. Beispiele sind Bisphenol AF, welches als Weichmacher in Fluorelastomeren eingesetzt wird und Vertreter der Benzotrifluoride, die als Synthesebausteine verwendet werden. In der Norditalienischen Region Venetien wurde ein Gebiet als „Hot Spot“ für PFAS und BTF identifiziert (Lava et al., 2013). Von der Regionalen Umweltbehörde, ARPAV (Agenzia Regionale per la Prevenzione e Protezione Ambientale del Veneto), wurden aus diesem Gebiet Wasserproben unterschiedlicher Matrices zur Verfügung gestellt, die PFAS-Summenkonzentrationen im Bereich zwischen zweistelligen ng/L und dreistelligen μg/L enthielten. Für drei Grundwasserproben davon wurden von der Behörde zudem BTF-Konzentrationen im zweistelligen μg/L-Bereich angegeben. In den Proben wurden zunächst die nativen TFA-Konzentrationen bestimmt und anschließend TOP-Assay-Aufschlüsse durchgeführt, wobei die eingesetzten Probenvolumina unter Berücksichtigung der nativen TFA-Gehalte angepasst wurden. In Abbildung 25 sind die Ergebnisse der vier Grundwasserproben zusammen mit den übermittelten BTF-Summenkonzentrationen (nicht für bestimmte BTF-Derivate spezifiziert) aufgeführt. Bei allen vier Proben ist durch die oxidative Behandlung mit dem TOP-Assay zusätzlich TFA entstanden, so dass die Gegenwart entsprechender Präkursoren bestätigt werden konnte. Es kam zu Konzentrationserhöhungen zwischen 13 % (GW 3) und 62 % (GW 4). Im Rahmen der Präkursor-Oxidationen (Kap. 3.2.3) wurden für zwei BTF Transformationsausbeuten ermittelt (4CBTF:3.9 %, 4C,3N-BTF: 12.7 %). Wird stellvertretend für die Substanzklasse BTF ein Mittelwerts dieser beiden Ausbeuten zur Bilanzierung angenommen, könnten die mittels TOP-Assay entstandenen TFA-Gehalte in den Grundwasserproben zu 63 % (GW 1), 89 % (GW 2) bzw. 27 % (GW 3) auf BTF bezogen werden. Auch wenn im Fall von GW 1 und GW 2 damit Erklärungslücken teilweise geschlossen werden können, tragen wahrscheinlich noch andere Präkursoren in diesen Grundwasserproben zur Bildung von TFA im TOP-Assay bei.

92

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 25: TFA-Konzentrationen in vier Grundwasserproben vor und nach Behandlung mit dem TOP-Assay, sowie Summenkonzentrationen von vier BTF; n. a.: nicht angegeben.

Wie in Abbildung 26 gezeigt ist, konnten bei den anderen Wasserproben nicht in jedem Fall nach Anwendung des TOP-Assays Konzentrationserhöhungen von TFA verzeichnet werden. In behandeltem Abwasser, sowie einer Probe eines deponienahen Grundwassers und eines DeponieSickerwassers lagen die Konzentrationen nach der Oxidation auf dem gleichen Niveau wie vorher. Im Fall der Proben, bei denen höhere Konzentrationen gemessen wurden, lagen die Erhöhungen zwischen 6 % (Leitungswasser 2) und 42 % (Deponie-Sickerwasser 1). Parallel analysierte FEtSA-Kontrollen in diesen Matrices lieferten sehr gute Transformationsraten (vgl. Tabelle 14), so dass Störungen durch Begleitstoffe bei den Ergebnissen weitestgehend ausgeschlossen werden konnten. 3.2.5

Fazit

Es wurde eine Methode auf Basis des sog. TOP-Assays und der IC-MS/MSAnalytik entwickelt, um das TFA-Bildungspotenzial in wässrigen Proben zu untersuchen. Durch die Kombination von Rotations-Vakuumkonzentration und mehrstufiger LSE mit ACN gelang es, einen Clean-up zu entwickeln, mit

3.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

93

dem einerseits TFA quantitativ aus den stark alkalischen und salzhaltigen Aufschlusslösungen extrahiert und gleichzeitig von anorganischen Salzen weitgehend isoliert werden kann.

Abbildung 26: TFA-Konzentrationen in wässrigen Proben fünf unterschiedlicher Matrices vor (einfarbig) und nach (gestreift) Behandlung mittels TOP-Assay.

Die Quantifizierung erfolgte bezogen auf eine externe Kalibrierung mit 2-TFA als IS. Matrixeffekte spielen dabei allenfalls eine untergeordnete Rolle, wie durch Vergleiche zwischen den absoluten Wiederfindungen des IS in unterschiedlichen Matrices festgestellt wurde. Die Richtigkeit in verschiedenen hier untersuchten Umweltmatrices lag zwischen 90 % und 103 %, die Präzision zwischen 3,3 % und 18 %. Der Aufschluss von FEtSA hat gezeigt, dass diese Substanz unter den hier gewählten Bedingungen durch den TOP-Assay quasi äquimolar zu TFA transformiert werden kann und sich daher zur Qualitätskontrolle der Methode eignet, z. B. zur laufenden Kontrolle oder um schwierige Matrices zu charakterisieren. Experimen13C

94

3 Ergebnisse und Diskussion

te mit Modellverbindungen, die C-gebundene CF3-Gruppen enthalten, haben ergeben, dass deren TFA-Bildungspotenzial stark von der zugrunde liegenden Molekülstruktur abhängt, d. h. der Art und Weise, wie CF3 in den Verbindungen vorliegt. Darüber hinaus wurde gezeigt, dass Oxidationen mit Ozon und mit TOP-Assay zu unterschiedlichen Transformationsausbeuten führen können. Durch die Anwendung der Methode auf Abwasserproben wurde in vielen Fällen die Gegenwart von Präkursoren nachgewiesen, die zu erhöhten TFA-Konzentrationen in den Abläufen führen können. Auch in einem Oberflächenablauf aus einem Weinbaugebiet und in belasteten Grundwasserproben aus der Region Venetien konnte in den meisten Fällen auf die Anwesenheit von Vorläufern geschlossen werden. Da die Entstehung von TFA im TOP-Assay nicht nur von der Struktur potenzieller Vorläufer, sondern auch von anderen Faktoren wie z. B. dem DOC oder der Anwesenheit reduzierender Substanzen abhängt, sollte das TFA-Bildungspotenzial nicht als absolut erachtet werden, sondern als Mindestwert. Weitere Untersuchungen sollten sich damit befassen, andere, im TOP-Assay stabile Moleküle zu identifizieren um den Anwendungsbereich des Verfahrens zu erweitern oder die Konkurrenzreaktionen mit der Matrix, z. B. durch deren vorgeschaltete Oxidation, zu reduzieren. 3.3

Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

Im mittelbadischen Landkreis Rastatt und im Stadtkreis Baden-Baden sind zahlreiche, vorwiegend landwirtschaftliche Flächen mit PFAS belastet. Nach derzeitigem Kenntnisstand ist eine Gesamtfläche von über 500 ha betroffen, und die Kontaminationen sind auf PFAS-belastete Papierschlämme zurückzuführen, die vermischt mit Kompost über mehrere Jahre ausgebracht wurden (Frey & Klatt, 2017). Auch die Wasserversorgung ist in dem Gebiet infolge der Bodenkontaminationen und des Übergangs von PFAS ins Grundwasser betroffen, so dass inzwischen einige Brunnen stillgelegt werden mussten. Am TZW wurden bereits im Vorfeld dieser Arbeit kontaminierte Bodenproben aus dem betroffenen Gebiet untersucht. Dabei wurden sowohl PFSA, PFCA und einzelne polyfluorierte PFAS mittels Zielsubstanzanalysen gemäß DIN 38414-14 (DIN 38414-14, 2011) untersucht als auch summari-

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

95

sche Untersuchungen auf EOF (vgl. Kap. 1.3.3) durchgeführt. Zudem wurden die Proben mit Zielsubstanzmethoden auf zwei Vertreter der diPAP5 untersucht. Gegenüberstellungen der summierten Fluoräquivalente (∑cF) der ermittelten PFSA- und PFCA-Gehalte mit dem EOF zeigten Erklärungslücken auf: Bei insgesamt 21 untersuchten Bodenproben (in denen EOF bestimmbar war) lag der nicht erklärbare Anteil zwischen den Ergebnissen der Zielsubstanzanalytik auf PFAS und dem EOF im Mittel bei 76 %. Wurden zu den Ergebnissen dieser Einzelsubstanzen noch die Fluoräquivalente der analysierten diPAP hinzuaddiert, konnten die Erklärungslücken im Vergleich zum EOF zwar verringert werden, lagen aber noch bei durchschnittlich 67 % organischen Fluors, das keinen konkreten Verbindungen zugeordnet werden konnte (Lange et al., 2017). Für diese unbekannten Anteile („dark matter“) könnten z. B. fluorierte Substanzen aus technischen Produkten und mikrobielle Abbauprodukte solcher Verbindungen verantwortlich sein. In den aktuellen Vorgaben des Bundesamts für Risikobewertung (BfR) zu Papieren, Kartons und Pappen für den Lebensmittelkontakt werden nur noch PFAS mit Etherbrücken oder 6:2 FT-Substanzen empfohlen (BfR, 2017). In der Vergangenheit enthielten PFAS-haltige Produkte zur Imprägnierung von Papier und Karton aufgrund ihrer besonders ausgeprägten wasser- und fettabweisenden Eigenschaften jedoch vorwiegend langkettige PFAS (Trier et al., 2011). In Deutschland waren z. B. 4:2 FTAC bis 18:2 FTAC (BfR, 2003) oder perfluorierte Acrylat-Copolymere (mit nCf = 4 – 14) (BfR, 2013) für solche Anwendungen zugelassen. Da als Kontaminationsquellen in den hier untersuchten, belasteten Bodenproben aus der Region um BadenBaden/Rastatt fluorierte Papierchemikalien vermutet wurden, war mit der Gegenwart komplexer Gemische aus lang- und kurzkettigen Abbau- bzw. Transformationsprodukten zu rechnen. Um solche potenziellen Vorläufer für perfluorierte Dead-End-Produkte in den Proben indirekt zu erfassen sollte das in Kapitel 0 entwickelte Protokoll für den TOP-Assay einschließlich des anschließenden Clean-ups für die 5

Ein typischer Anwendungsbereich dieser PFAS-Klasse sind Papierbeschichtungen (Trier et al., 2011).

96

3 Ergebnisse und Diskussion

Anwendung auf Feststoffe adaptiert und mit der in Kap. 3.1 entwickelten Zielsubstanzanalytik kombiniert werden. Aufgrund dessen wurde ein frühzeitig durchgeführtes Experiment bei der Methodenentwicklung („Einfluss von Matrix beim Aufschluss“) unter Berücksichtigung der PFCA von C 2 bis C8 durchgeführt. Infolge der Ergebnisse dieses Experiments wurde das Analytspektrum jedoch noch erweitert, um PFCA bis zu einer Kettenlänge von C14 zusammen mit PFSA zu erfassen. Nach Analysen von Oxidationsprodukten von Vorläuferverbindungen, die typischerweise in Papierbeschichtungen eingesetzt wurden, erfolgte die Anwendung der optimierten Methode auf belastete Bodenproben, wobei der TOP-Assay als alternative summarische Methode zur Untersuchung belasteter Proben mit dem EOF verglichen wurde. 3.3.1

Extraktion

Zur Isolierung von PFAS aus festen Proben werden üblicherweise LSE mit organischen Lösungsmitteln angewendet. Bezüglich der Wahl des Extraktionsmittels und der Vorgehensweise zur Herstellung eines Rohextrakts aus Feststoffproben konnte auf Erfahrungswerte zurückgegriffen werden, die bereits im Zuge der Methodenentwicklung für den EOF-Parameter gesammelt wurden (Lange et al., 2017): x Beim Vergleich unterschiedlicher Lösungsmittel zur Extraktion fluororganischer Verbindungen aus zwei Bodenproben erwies sich MeOH als Mittel der Wahl. Die damit erzielten Extraktionsausbeuten lagen bei zwei kontaminierten Modellböden deutlich (Faktor > 9 bzw. > 2) über den nächstbesten Lösungsmitteln (ACN und H2O). x Beim Vergleich der Extraktionstechnik erwies sich eine Kombination aus Ultraschall (15 min) und mechanischer Durchmischung unter Verwendung eines Vortex-Schüttlers (45 min bei 1500 U/min) als besonders effektiv. x Bei Durchführung von zwei aufeinanderfolgenden Extraktionsschritten, bei denen jeweils frisches Extraktionsmittel eingesetzt wurde, konnte das maximale EOF (bezogen auf die extrahierbare Menge aus drei Schritten) nahezu quantitativ (> 94 %) extrahiert werden. Aus

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

97

pragmatischen Gründen wurden Extraktionen daher nur zweistufig durchgeführt. Eine Übersicht über die EOF-Methode ist im Anhang aufgeführt. Um eine möglichst hohe Vergleichbarkeit zwischen Ergebnissen aus TOP-Assayund EOF-Experimenten zu gewährleisten, wurde bei der Erstellung des Rohextrakts aus einer Feststoffprobe weitgehend analog verfahren, wie schematisch in Abbildung 27 dargestellt ist.

Abbildung 27: Schematischer Ablauf der Probenvorbereitung zur Herstellung eines Rohextrakts aus einer Feststoffprobe vor dem TOP-Assay (modifiziert aus (Lange et al., 2017)).

3.3.2

Methodenoptimierung

Die Durchführung des TOP-Assays und die Arbeitsschritte zur Rückextraktion der Analyten aus gefriergetrockneten Rückständen der Aufschlusslösungen sollten weitestgehend analog zu der in Kapitel 3.2 beschriebenen Methode durchgeführt werden. Es war jedoch zunächst zu verifizieren, ob die Probenvorbereitung auch für die zusätzlichen Analyten geeignet ist oder ob der Ablauf der Probenvorbereitung modifiziert werden müsste. Zudem war zu erwarten, dass die komplexe organische Matrix einer Bodenprobe wäh-

98

3 Ergebnisse und Diskussion

rend eines Aufschlusses stören und zu unvollständigen Oxidationen führen kann. Daher wurde auch dieser Einfluss untersucht. Evaluierung der Probenaufreinigung Zur Ermittlung von Extraktionswiederfindungen wurden Aufschlusslösungen mit H2Odem hergestellt, die abgesehen von den Reagenzien matrixfrei waren. Drei Aliquote einer abreagierten Lösung von jeweils 10 mL wurden in Reagenzgläser für die Rotations-Vakuumkonzentration gefüllt und vor der Trocknung mit den Analyten dotiert (jeweils 10 ng abs.). Die Trockenrückstände wurden jeweils dreimal mit ACN extrahiert (zuerst mit 1,4 mL und bei den folgenden Schritten mit jeweils 0,7 mL) und die einzelnen Fraktionen separat gesammelt. Um absolute Extraktionswiederfindungen zu erhalten wurden die einzelnen Fraktionen vor den weiteren Arbeitsschritten mit jeweils 1,0 ng IS versetzt. Anschließend erfolgte ein Lösungsmittelwechsel auf 1,0 mL MeOH/H2OmQ (9:1, v/v). Die ermittelten Wiederfindungen sind in Abbildung 28 gezeigt.

Abbildung 28: Extraktionswiederfindungen nach dreistufiger Extraktion der dotierten Analyten aus einer matrixfreien Aufschlusslösung.

Nach zwei Extraktionsschritten lagen die Ausbeuten zwischen 70 % Perfluorhexansulfonamid (FHxSA) und 121 % (PFPeS) und konnten mit einer dritten Wiederholung nur geringfügig erhöht werden. Insgesamt wur-

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

99

den akzeptable Ausbeuten für alle Analyten erreicht, so dass eine Modifizierung des Clean-up-Schritts als nicht notwendig erachtet wurde. Demzufolge wurde weiterhin aus einer gefriergetrockneten Aufschlusslösung eine zweistufige Extraktion mit ACN (1,4 mL im ersten Schritt, 0,7 mL im zweiten Schritt) und nach anschließender Trocknung der vereinten Extrakte ein Lösungsmittelwechsel auf 1,0 mL eines Gemischs aus MeOH und H 2OmQ (9:1, v/v) durchgeführt. Einfluss von Matrix beim Aufschluss Bei der Herstellung des Rohextrakts werden neben den gewünschten PFAS auch viele andere organische Substanzen aus den Proben herausgelöst, die während der Oxidation mit den polyfluorierten Vorläufern um das Oxidationsmittel (OH-Radikale) konkurrieren können. Aufgrund der Zielstellung, in den Extrakten vorhandene Präkursoren möglichst komplett zu messbaren PFAS zu transformieren, wurde der Matrix-Einfluss während des Aufschlusses systematisch untersucht. Dazu wurden Rohextrakte einer belasteten Bodenprobe (als Triplikate) erzeugt und davon Aliquote, die Teilproben von 0,5 g, 0,2 g und 0,1 g entsprachen, jeweils aus demselben Extrakt in 10 mLReaktionsgefäße gegeben. Nach Entfernen des Lösungsmittels wurden die Rückstände in der Reagenzienlösung für den Aufschluss resuspendiert und dem TOP-Assay unterzogen. Nach zweistufiger Extraktion mit ACN und einem Lösungsmittelwechsel zu 1,0 mL eines Reinstwasser-MeOH-Gemischs (7:3, v/v) wurden die PFCA (C2-C8) mittels IC-MS/MS und LC-MS/MS analysiert. Die entstandenen Konzentrationen sind in Abbildung 29 dargestellt. Die Reproduzierbarkeit nach dem Aufschluss lag zwischen den Triplikaten bis auf eine Ausnahme (PFOA bei 0,1 g: 34 %) zwischen 2,0 % und 13 % RSD. Dabei lagen die nach dem TOP-Assay erzielten Konzentrationen in den Reaktionsansätzen mit 0,5 g-Teilproben im Mittel 16 % niedriger als in den Aufschlüssen mit 0,2 g und sogar 22 % niedriger als in den Ansätzen mit 0,1 g-Teilproben. Dies deutet an, dass koextrahierte Verbindungen aus der Bodenmatrix bei Teilproben von 0,5 g die Oxidation stärker stören als bei Teilproben von 0,2 g und 0,1 g.

100

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 29: Konzentrationen der homologen PFCA von TFA bis PFOA vor (ohne Oxidation) und nach Anwendung des TOP-Assays mit unterschiedliche großen Teilproben eines Bodenextrakts (Probe B-01 aus Tabelle 15). Die Fehlerbalken entsprechen Standardabweichungen von Triplikaten.

Um die Hypothese weiter zu überprüfen wurde das Experiment mit anderen belasteten Bodenproben wiederholt, und aus den ermittelten Konzentrationen nach dem TOP-Assay wurden analog zu Formel (4) Fluoräquivalente berechnet. In Tabelle 15 sind die Ergebnisse von EOF-Analysen dieser Proben und die Summen der berechneten Fluoräquivalente bei Verwendung unterschiedlich großer Teilproben zusammen mit den entsprechenden, durch ∑cF erklärbaren Anteile angegeben. Im Vergleich zu den entsprechenden EOF-Konzentrationen führte die Verwendung von 0,5 g-Teilproben zu den größten Erklärungslücken bei allen fünf Proben - im Mittel lag dabei der erklärbare Anteil bei 48 %. Im Fall von 0,2 g-Teilproben konnten durchschnittlich 60 % und mit 0,1 g 62 % des EOF durch ∑cF erklärt werden. Die Annahme, dass größere Probenmengen infolge koextrahierter Matrix zu unvollständigen Transformationen unbekannter Präkursoren führen, konnte somit bestätigt werden. Um möglichst umfassende Transformationen zu erreichen wurden daher bei Folgeexperimenten Teilproben von 0,1 g eingesetzt.

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen Tabelle 15:

Probe B-01 B-02 B-03 B-04 B-05

101

Gegenüberstellung von EOF-Konzentrationen in fünf PFAS-belasteten Bodenproben mit summierten Fluoräquivalenten von PFCA-Konzentrationen (C2-C8), die nach TOP-Assay mit Teilproben von 0,5 g, 0,2 g und 0,1 g erhalten wurden. In Klammern ist der prozentuale Anteil der Fluräquivalente-Summen vom EOF-Gehalt angegeben; TS: Trockensubstanz.

cF,EOF / (μg/kg TS) 1400 1100 970 670 170

0,5 g-Teilprobe 6cF / (μg/kg TS) 560 (40 %) 440 (38 %) 460 (48 %) 310 (45 %) 100 (60 %)

0,2 g-Teilprobe 6cF / (μg/kg TS) 700 (50 %) 570 (50 %) 500 (52 %) 350 (52 %) 110 (66 %)

0,1 g-Teilprobe 6cF / (μg/kg TS) 750 (53 %) 550 (48 %) 520 (54 %) 380 (56 %) 120 (69 %)

Ein weiteres Zwischenergebnis nach diesen Experimenten war die Feststellung, dass bei Berücksichtigung der PFCA von TFA bis PFOA keine vollständigen Fluorbilanzen zwischen EOF und ∑cF erreicht wurden. Die nach dem TOP-Assay erklärbaren Anteile lagen nur zwischen 48 % und 69 %. Dies war als Indiz für die Anwesenheit weiterer, möglicherweise längerkettiger Vorläufer in den Proben zu werten und wurde zum Anlass genommen, das Analytspektrum noch zu erweitern. Wie in der Einleitung zu diesem Kapitel erläutert, beziehen sich daher die weiteren Arbeiten zur Optimierung der Methode ab hier auf das erweiterte Analytspektrum. Obwohl die hier beschriebenen Experimente nur mit PFCA von C 2 bis C8 durchgeführt wurden, ist aufgrund der unspezifischen Reaktion im TOPAssay zu vermuten, dass die Effekte durch den Einsatz unterschiedlich großer Teilproben im Aufschluss auch bei längerkettigen Präkursoren und Produkten ähnlich wären. 3.3.3

Instrumentelle Analytik

Da die Kontamination der Bodenproben auf Papierchemikalien zurückzuführen war, die in der Vergangenheit eingesetzt wurden, war infolge der Oxidation von Präkursoren mit entsprechenden, langkettigen Reaktionsprodukten zu rechnen. Aufgrund dessen wurde das Untersuchungsspektrum der Zielsubstanzanalytik erweitert, um die homologen PFCA von TFA bis PFTeDA und die PFSA mit Kettenlängen von C4 (PFBS) bis C8 (PFOS) und C10 (PFDS) analysieren zu können. Zusätzlich wurden bei der Methode die

102

3 Ergebnisse und Diskussion

Perfluoralkylsulfonamide (FASA) mit C2, C4, C6 und C8 mit eingeschlossen, da sie regelmäßig in Kontrollproben zur Überprüfung des TOP-Assays eingesetzt wurden. Ein bekanntes Problem bei Analysen langkettiger PFAS ist ihre Neigung, sich in Lösungen mit hohem Wasseranteil an Grenzflächen anzureichern, z. B. an den Oberflächen von Gefäßen oder der Grenzfläche zwischen Lösungsmittel und dem darüber liegenden Luftraum (Berger et al., 2011). Folglich können sich die Konzentrationen dieser Substanzen in den Lösungen allmählich verringern. Solche Konzentrationsgefälle können durch die Verwendung von Lösungsmitteln mit hohem organischem Anteil (bevorzugt wird MeOH eingesetzt) vermieden werden. Daher wurden die Proben nach dem Clean-up und dem Lösungsmittelwechsel in 1,0 mL eines Gemischs mit hohem MeOH-Anteil (MeOH/H2OmQ 9:1, v/v) aufgenommen. Bei LC-Trennungen, die auf RP und Gradienten von einer stark wässrigen zu einer stark organischen Laufmittelzusammensetzung beruhen, wirkt sich wiederum eine Injektion einer Lösung mit hohem Organik-Anteil negativ auf die Peakform früh eluierender Substanzen aus (z. B. in Form von Fronting, Signalverbreiterung oder Asymmetrie). Daher wurde bei den hier beschriebenen RP-LC-MS/MS-Analysen ein Injektorprogramm verwendet, bei dem nach Aufziehen von 10 μL Probe weitere 40 μL 2 mM NH4HCOO- in die Probenschleife des Autosamplers aufgezogen und anschließend als Gemisch injiziert wurden. Auf diese Weise waren alle Analyten außer TFA mittels RPLC-MS/MS messbar. Typische Chromatogramme der mittels RP-LC-MS untersuchten Analyten sind in Abbildung 30 dargestellt. Zur Bestimmung von TFA, PFPrA und PFBA diente eine zusätzliche Messmethode auf Basis von IC-MS/MS mit einem verdampfbaren Laufmittelsystem (Gemisch aus 50 mM Ammoniumhydrogencarbonat in H2OmQ, und MeOH) unter Verwendung derselben Messapparatur und mit Injektion von 100 μL Probenvolumen. Ein typisches Chromatogramm nach einer IC-MSMessung ist in Abbildung 31 gezeigt. Bei der RP-Methode ist wB der Signale von PFPrA und PFBA verglichen mit den anderen Peaks erhöht. Darüber hinaus ist der PFPrA-Peak asymmetrisch. Beides ist auf den hohen MeOH-Anteil in den Messlösungen und Vermischungseffekte mit dem Laufmittel im Anschluss an die Injektion zurückzuführen. Die mittels IC-MS/MS erhaltenen Peaks für die kurzkettigen

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

103

PFCA sind hingegen symmetrisch und erreichen mit den übrigen Analyten vergleichbare SNR, so dass die RP-LC-MS-Analyse für PFPrA und PFBA nur zur qualitativen Bestätigung genutzt wurde.

Abbildung 30: Chromatogramme der Zielsubstanzen der RP-LC-MS/MS-Analytik unter Anwendung eines Injektorprogramms. Die abgebildeten Signale entsprechen einer Aufstockung von jeweils 25 μg/kg TS. Alle gezeigten Substanzen werden in einer Messung erfasst.

104

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 31: Nach einer IC-MS/MS-Messung erhaltenes Chromatogramm. Die abgebildeten Signale entsprechen einer Konzentration von 20 μg/kg TS.

3.3.4

Validierung

Im Rahmen der Methodenvalidierung wurden die Verfahrenskenndaten NG, BG und Arbeitsbereich bestimmt. Zudem wurden Wiederfindungen der Zielsubstanzen über das Gesamtverfahren ermittelt, um einerseits die Effizienz der Extraktion aus Boden zu ermitteln und andererseits die Stabilität der potentiellen Reaktionsprodukte im TOP-Assay zu untersuchen. Darüber hinaus wurden relative Matrixeffekte sowohl in nativen Extrakten als auch in oxidierten Extrakten untersucht. Zur Kontrolle des oxidativen Aufschlusses wurde bei jedem Batchexperiment eine mit PFAS unbelastete Bodenprobe mit einem Gemisch von vier FASA dotiert und dem Gesamtverfahren unterzogen, da Vertreter dieser PFAS-Klasse quasi äquimolar zu PFCA mit entsprechenden Kettenlängen transformiert werden können. In Tabelle 16 sind verschiedene Kenndaten zu den verwendeten Quantifizierungsmethoden zusammengefasst: Die den Analyten zugeordneten IS und Messmethoden, mittels DIN 32645 ermittelte instrumentelle NG und BG (DIN 32645, 2008) und die durch äquidistante Kalibrierung ermittelte Linearität im Arbeitsbereich (0,1 μg/L bis 25 μg/L). Die mittels SQS-Software berechneten BG lagen teilweise unter einem SNR von ≥ 10 bei realen Messdaten und wurden nach einer Überprüfung entsprechend korrigiert. Die Linearität lag bei allen Verbindungen über 0,99 und war somit akzeptabel. Die instrumentellen BG lagen unterhalb von 0,1 μg/L (außer für PFPrA, PFBA und PFOA mittels RP-LC-MS/MS).

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen Tabelle 16:

105

Bei der Quantifizierung der Analyten verwendete IS, Messmethoden, Linearität über den Arbeitsbereich (als R2), sowie mittels DIN 32645 bestimmte NG und BG des Messystems. Markierte (*) BG wurden nach der Berechnung durch Überprüfung des SNR (≥ 10) korrigiert.

Analyt

IS

Messmethode

TFA PFPrA PFBA PFPrA PFBA PFPeA PFHxA PFHpA PFOA PFNA PFDA PFUnDA PFDoDA PFTrDA PFTeDA PFBS PFPeS PFHxS PFHpS PFOS PFDS FEtSA FBSA FHxSA FOSA

TFA-M2 PFBA-M4 PFBA-M4 PFBA-M4 PFBA-M4 PFPeA-M5 PFHxA-M2 PFHpA-M4 PFOA-M4 PFNA-M5 PFDA-M2 PFUnDA-M2 PFDoDA-M2 PFDoDA-M2 PFTeDA-M2 PFBS-M3 PFBS-M3 PFHxS-M2 PFHxS-M2 PFOS-M4 PFOS-M4 PFBS-M3 PFBS-M3 PFHxS-M2 FOSA-M8

IC-MS/MS IC-MS/MS IC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS RP-LC-MS/MS

NG /(μg/L) 0,014 0,007 0,013 0,012 0,042 0,007 0,020 0,025 0,028 0,016 0,015 0,019 0,014 0,006 0,007 0,014 0,009 0,007 0,013 0,013 0,009 0,012 0,011 0,014 0,010

BG /(μg/L) 0,061 0,034 0,052 0,150* 0,170 0,075* 0,084 0,095 0,110 0,069 0,066 0,082 0,060 0,029 0,032 0,063 0,043 0,031 0,057 0,058 0,042 0,052 0,048 0,061 0,047

R2 0,994 0,993 0,995 0,998 1,000 1,000 0,996 0,994 0,996 0,992 0,996 0,998 0,996 0,998 0,991 0,995 0,991 0,996 0,995 0,992 0,998 0,998 0,998 0,996 0,998

Relative Matrixeffekte wurden in Bezug auf die die isotopenmarkierten Standards ermittelt, da diese Verbindungen den relevanten chromatografischen Elutionszeitraum beider instrumenteller Methoden vollständig abdecken. Dazu wurden Rohextrakte der PFAS-unbelasteten Referenzprobe verwendet. Im Fall der nativen Probe wurde nach Zugabe des IS nur ein Lösungsmittelwechsel durchgeführt, bei der oxidativ behandelten Probe

106

3 Ergebnisse und Diskussion

wurden TOP-Assay und Clean-up durchgeführt und erst vor dem letzten Lösungsmittelwechsel der IS dotiert. Die relativen Matrixeffekte wurden bezogen auf eine Kalibrierung in reinem Lösungsmittel bestimmt und sind in Abbildung 32 gezeigt.

Abbildung 32: Relative Matrixeffekte der isotopenmarkierten Standards für eine native und eine oxidativ behandelte Probe (PFAS-unbelasteter Referenzboden) bezogen auf Kalibrierproben in reinem Lösungsmittel. Für die beiden Messmethoden (IC, RP-LC) wurden jeweils separate Kalibrierproben verwendet.

Bei der Messung mit IC-MS wurde für beide IS Signalunterdrückung festgestellt - sowohl in der nativen Probe (TFA-M2: 64 %, PFBA-M4: 28 %) als auch in der oxidativ behandelten Probe (TFA-M2: 47 %, PFBA-M4: 17 %). Bei der RP-LC-MS-Messung wurden hingegen auch erhebliche Signalverstärkungen beobachtet. Die relativen Matrixeffekte bewegten sich hier im Fall der nativen Probe zwischen 87 % Signalerhöhung (PFHpA-M4) und 27 % Suppression (PFTeDA-M2) und beim oxidativ behandelten Extrakt zwischen 20 % Signalerhöhung (PFBA-M4) und 23 % Suppression (PFNA-M5). Der hier ebenfalls berücksichtigte IS von FOSA (FOSA-M8) ist

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

107

nur im Fall der nativen Probe relevant, da FOSA durch den TOP-Assay zu PFOA transformiert wird. Es wird deutlich, dass die Matrix durch den TOPAssay verändert wird, so dass die relativen Matrixeffekte in allen Fällen zwischen nativer und behandelter Probe unterschiedlich ausfallen. Die relativ deutlichen Signalunterdrückungen bei IC-MS fielen bei der oxidativ behandelten Probe weniger stark aus (um 17 % bei TFA-M2 bzw. 11 % bei PFBA-M4 reduziert) und auch die starken Signalerhöhungen der isotopenmarkierten PFCA mit C4 bis C7 bei RP-LC-MS waren in der Probe nach dem TOP-Assay deutlich geringer (PFBA-M4) bzw. vernachlässigbar (± 4 %). Auch in der Fachliteratur wurde bereits bei Untersuchungen von PFCA in (nativen) Böden von substanziellen Signalverstärkungen berichtet (Powley et al., 2005), wobei dort eher langkettige PFCA (PFDoDA: 47 %, PFTeDA: 140 %) davon betroffen waren. Das Ausmaß von Matrixeffekten hängt jedoch stark von den jeweiligen Proben ab und ist i. d. R. nicht auf andere übertragbar. Z. B. bewegten sich die Matrixeffekte im Fall einer anderen Bodenprobe, die von Powley et al. (2005) mit der gleichen Methode untersucht worden war, nur zwischen 3 % und 19 % Signalverstärkung für die betrachteten Analyten (PFCA mit C 6 bis C12 und C14). Aufgrund der breiten Abdeckung des in dieser Arbeit untersuchten Substanzspektrums mit entsprechenden isotopenmarkierten Standards wurden hinsichtlich der Verminderung von Matrixeffekten keine weiteren Untersuchungen durchgeführt. In belasteten Bodenproben können z. B. infolge mikrobiellen Abbaus von Präkursoren bereits PFCA und PFSA enthalten sein. Um sicherzustellen, dass sie mit der entwickelten Methodik zuverlässig aus einer Probe extrahiert werden können, im anschließenden TOP-Assay nicht abgebaut werden und aus dem getrockneten Rückstand wiedergewonnen werden können, wurden Wiederfindungen über das Gesamtverfahren bestimmt. Dazu wurden Proben des mit PFAS unbelasteten Referenzbodens mit den PFCA und PFSA aufgestockt (100 μg/kg TS je Substanz, Triplikate) und der Rückstand über Nacht eingetrocknet. Die nach Durchführung der Analyse erhaltenen Wiederfindungen sind in Tabelle 17 aufgeführt. Es wurden in dem Experiment gute Wiederfindungen zwischen 68 % (PFPrA) und 123 % (PFTeDA) ermittelt. Die Präzision lag zwischen 0,2 % und 25 %. Es werden demnach

108

3 Ergebnisse und Diskussion

nicht nur im TOP-Assay entstehende Produkte effizient extrahiert, sondern auch Analyten, die in belasteten Proben bereits vorliegen, erfolgreich aus dem Rohextrakt extrahiert, im TOP-Assay nicht beeinträchtigt und im Zuge des Clean-up wiedergewonnen. Tabelle 17:

Substanz

Richtigkeit (Mittelwert der Wiederfindung) und Präzision (RSD bei Triplikaten) für die untersuchten PFCA und PFSA nach Dotierung von jeweils 100 μg/kg TS auf eine PFAS-unbelastete Referenzprobe und Durchführung des gesamten Verfahrens.

Richtigkeit / % 87

Präzision /% 5.8

PFDoDA

Richtigkeit / % 111

Präzision /% 1.6

PFPrA

68

8.6

PFTrDA

105

25

PFBA

95

4.1

PFTeDA

123

21

PFPeA

106

10

PFBS

111

0.9

PFHxA

95

3.1

PFPeS

119

2.0

PFHpA

91

2.1

PFHxS

110

0.8

PFOA

97

0.20

PFHpS

110

1.4

PFNA

114

2.7

PFOS

122

0.8

PFDA

104

3.1

PFDS

104

0.9

PFUnDA

113

2.9

TFA

Substanz

Um nicht nur die im Gesamtverfahren enthaltenen Extraktionsschritte, sondern auch die oxidative Transformation von Präkursoren regelmäßig zu kontrollieren, müssen Substanzen eingesetzt werden, die sich mit bekannten Ausbeuten zu den Analyten transformieren lassen. In der Studie von Houtz & Sedlak (2012) wurde FOSA quasi stöchiometrisch zu PFOA transformiert. Im vorangegangenen Kapitel (3.2) wurde demnach FEtSA eingesetzt, um das TFA-Bildungspotenzial in wässrigen Proben zu kontrollieren. Zur Qualitätskontrolle der hier entwickelten Methode wurden zwei weitere

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

109

FASA, FBSA (nCf = 4) und FHxSA (nCf = 6), eingesetzt, die sich wiederum zu PFBA und PFHxA transformieren lassen. PFAS-unbelasteter Referenzboden wurde mit einem Gemisch der vier FASA auf zwei Konzentrationsniveaus aufgestockt (25 μg/kg TS, n = 2 und 50 μg/kg TS, n = 2). Anschließend wurde das Gesamtverfahren angewendet, wonach die eingesetzten Kontrollsubstanzen als ihre korrespondierenden PFCA gemessen wurden. Unter Annahme von stöchiometrischen Transformationen wurden aus den gemessenen PFCA-Konzentrationen korrespondierende FASA-Konzentrationen berechnet und daraus Wiederfindungen abgeleitet. Die so ermittelten Richtigkeits- und Präzisionswerte sind für die eingesetzten FASA in Tabelle 18 zusammengestellt. Tabelle 18:

Richtigkeit und Präzision für vier FASA, die auf Proben des Referenzbodens dotiert wurden. Die Proben wurden dem Gesamtverfahren unterzogen, wonach die Messung der den FASA korrespondierenden PFCA erfolgte; (n = 4).

Präkursor

TFA

Richtigkeit /% 88

Präzision /% 12

FBSA

PFBA

65

7

FHxSA

PFHxA

84

6

FOSA

PFOA

103

16

FEtSA

Analyt

Auch bei Aufstockung von vier verschiedenen FASA auf Proben des unbelasteten Referenzbodens und Anwendung des gesamten Verfahrens wurden gute Wiederfindungen bei akzeptablen Streuungen erreicht. Die Richtigkeit lag danach zwischen 65 % (für FBSA) und 103 % (für FOSA), die Präzision zwischen 6 % (FHxSA) und 16 % (FOSA). Die Methode wurde somit als geeignet eingestuft, belastete Bodenproben auf ihr Potenzial zur Bildung von PFCA und PFSA zu untersuchen. 3.3.5

Oxidative Transformation ausgewählter Präkursoren

Typische Vertreter von PFAS, die in Papierchemikalien eingesetzt wurden, sind polyfluoralkylsubstituierte Phosphorsäureester (PAP), z. B. diPAP oder disubstituierte Phosphorsäureester auf Basis von N-EtFOSE (diSAmPAP)

110

3 Ergebnisse und Diskussion

(Trier et al., 2011). Um die Verteilungen der im Aufschluss erzeugten Reaktionsprodukte solcher Substanzen zu untersuchen, wurden 6:2/8:2 diPAP, 8:2 diPAP, 10:2 FT Phosphorsäuremonoester (monoPAP) und diSAmPAP sowohl „matrixfrei“ (in H2Odem) als auch in Gegenwart einer (mit PFAS) unbelasteten Bodenmatrix dem TOP-Assay zugeführt. Dabei wurden Konzentrationen von 150 μg/kg TS bzw. 250 μg/kg TS (im Fall von 6:2/8:2 diPAP) bezogen auf eine im TOP-Assay eingesetzte Teilprobe von 0,1 g Boden verwendet, ein Konzentrationsbereich, der sich bei Untersuchungen verschiedener PAP in Bodenproben aus dem betroffenen mittelbadischen Gebiet als relevant erwiesen hatte (Nürenberg et al., 2018). Die Ergebnisse der Transformationsexperimente sind in Abbildung 33 zusammengefasst, wobei die dort aufgeführten PFCA-Wiederfindungen den molaren Transformationsausbeuten des jeweils eingesetzten Vorläufers zuzüglich der Wiederfindungen im Clean-up entsprechen. Bis auf wenige Ausnahmen entstanden sowohl bei den Aufschlüssen in H2Odem als auch in Gegenwart von Bodenmatrix Reaktionsprodukte auf ähnlichen Konzentrationsniveaus, so dass der Matrixeinfluss während des TOPAssays nicht zu substanziell unterschiedlichen Konzentrationsverhältnissen führte. Im Fall von 10:2 monoPAP entstanden durch den Aufschluss PFCA mit Kettenlängen von C4 (PFBA) bis C11 (PFUnDA). Den höchsten Anteil mit ca. 35 % Wiederfindung besitzt dabei PFNA gefolgt von PFDA (16 % bzw. 18 %) und PFOA (16 % bzw. 15 %). Aus 8:2 diPAP entstanden PFCA von C 4 (PFBA) bis C9 (PFNA), was verglichen mit den Reaktionsprodukten 10:2 monoPAP erstaunlich ist; als kleinster Vertreter entstand ebenfalls PFBA, während die niedermolekularen PFPrA und TFA nicht messbar (< BG) waren. Zudem fallen Unterschiede in den Verteilungsmustern der Reaktionsprodukte von 10:2 monoPAP und 8:2 diPAP auf: Während die Wiederfindung von PFNA beim monoPAP etwa doppelt so hoch ausfiel wie die des zweithäufigsten Reaktionsprodukts, waren die Unterschiede zwischen den beiden häufigsten Produkten des 8:2 diPAP (PFOA und PFHpA) weniger deutlich. Die Wiederfindung von PFHpA lag bei 38 % in Bodenmatrix und 30 % in H2Odem, die von PFOA bei 36 % (Bodenmatrix) bzw. 39 % (H2Odem).

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

111

Abbildung 33: Wiederfindungen (d. h. Transformationsausbeuten einschließlich der Extraktionswiederfindungen) der nach TOP-Assay von vier polyfluorierten Phosphorsäureestern erhaltenen PFCA in Bodenmatrix und matrixfrei (in H2Odem). Die Fehlerbalken entsprechen Standardabweichungen von Triplikaten.

Infolge der Oxidation des gemischt-substituierten 6:2/8:2 diPAP entstanden alle homologen PFCA von TFA bis PFNA in messbaren Mengen. Verglichen mit der Produktverteilung des 8:2 diPAP ist davon auszugehen, dass zur Bildung der beiden kurzkettigsten Produkte, TFA und PFPrA, vorwiegend die 6:2 FT-Kette beiträgt. Das langkettigste Produkt, PFNA, kann wiederum nur aus der 8:2 FT-Kette abgeleitet werden, indem das erste nichtfluorierte C-Atom (C2) dieser Seitenkette nach Spaltung der Alkylkette zwischen C1 und C2 zu einer Carboxylgruppe oxidiert wird. In der Verteilung der Reaktionsprodukte des 6:2/8:2 diPAP sind PFPeA, PFHxA und PFHpA am häufigsten mit Wiederfindungen zwischen 13 % (PFHpA in H2Odem) und 23 % (PFPeA in Bodenmatrix) vertreten. Im Fall von diSAmPAP konnte ausschließlich PFOA als quantifizierbares Produkt nachgewiesen werden (Wiederfindungen von 123 % in Bodenmatrix und 118 % in H2Odem). Es wurde bei diesem Vorläufer zudem die Anwesenheit von PFOS in den Messlösungen bemerkt, wobei die Gehalte deutlich unter dem kleinsten Kalibrierstandard lagen und somit nur von untergeordneter Bedeutung waren. Eine Kontamination von PFOS im Zuge der Experimente konnte durch mitgeführte

112

3 Ergebnisse und Diskussion

Blindwertproben ausgeschlossen werden, jedoch wurde der Ursprung des detektierten PFOS (also eine Entstehung im Zuge des TOP-Assays oder eine Verunreinigung des verwendeten diSAmPAP-Standards) nicht weiter überprüft. In Tabelle 19 sind aus den Aufschlussexperimenten mit den vier untersuchten Präkursoren abgeleitete Gesamtwiederfindungen aufgeführt, die den Summen der einzelnen PFCA-Wiederfindungen entsprechen. Tabelle 19:

Gesamtwiederfindungen der beim TOP-Assay eingesetzten Vorläufer bezogen auf deren Stoffmengen und die Summen der einzelnen PFCA-Wiederfindungen.

Präkursor

mdot / ng

10:2 monoPAP

15

Wiederfindung Boden (x̅ ± RSD) / % 104 ± 5

Wiederfindung H2Odem (x̅ ± RSD) / % 102 ± 5

8:2 diPAP

15

122 ± 6

122 ± 5

6:2/8:2 diPAP

25

99 ± 3

92 ± 4

diSAmPAP

15

123 ± 13

117 ± 17

Die aus den Summen der molaren Produktausbeuten berechneten Wiederfindungen lagen zwischen 92 % (6:2/8:2 diPAP in H2Odem) und 123 % (diSAmPAP in Boden). Es wurde daher sowohl bei den „matrixfreien“ Oxidationen als auch bei denen in Bodenmatrix von vollständigen Transformationen der Präkursoren ausgegangen. Auch in einer früheren Publikation wurde 8:2 diPAP mittels TOP-Assay zu PFCA transformiert, was in ähnlichen prozentualen Verteilungen der Oxidationsprodukte resultierte (Houtz & Sedlak, 2012). Dabei wurde eine Gesamtwiederfindung von 72 % erreicht, was einerseits mit der dort angesetzten, geringeren Reaktionsdauer von 6 h (unvollständige Reaktion) und andererseits mit der Nichtberücksichtigung von TFA und PFPrA als Reaktionsprodukte zusammenhängen könnte. 3.3.6

Untersuchung von Bodenproben

Ausgewählte Stichproben Die entwickelte und validierte Aufschlussmethode wurde zur Untersuchung ausgewählter Bodenproben aus der betroffenen mittelbadischen Region um Rastatt und Baden-Baden angewendet. In Abbildung 34 ist stellvertretend

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

113

ein Säulendiagramm dargestellt, das die ermittelten Konzentrationen vor und nach Anwendung des TOP-Assays auf eine Bodenprobe (B-06) gegenüberstellt. Das erhaltene Produktspektrum nach dem TOP-Assay ist charakteristisch für die untersuchten Proben. In den meisten Fällen lagen nach einer oxidativen Behandlung alle analysierten PFCA (TFA bis PFTeDA) in unterschiedlichen Konzentrationen vor, wobei meistens PFDA und PFOA oder eine der beiden Substanzen mit relativ hohen Konzentrationen hervortraten. Wenn Befunde von PFSA ≥ BG vorlagen, dann ausschließlich von PFOS. Bei der Untersuchung der hier gezeigten Bodenprobe wurden Dreifachbestimmungen durchgeführt, woraus sich Streuungen zwischen 3,4 % (PFPeA nach TOP-Assay) und 31 % RSD (PFPrA nach TOP-Assay) ergaben.

Abbildung 34: Typisches Ergebnis nach der oxidativen Behandlung einer PFASkontaminierten Bodenprobe aus der Region Baden-Baden/Rastatt (hier B-06) mit dem TOP-Assay. Die Fehlerbalken entsprechen Standardabweichungen von Triplikaten.

Im Zuge der Oxidation entstanden teilweise Reaktionsprodukte, die in der nativen Probe nicht nachweisbar waren (TFA, PFPrA, PFBA), was wahrscheinlich auf die Transformation FT-basierter Vorläufer im TOP-Assay zurückzuführen ist. Aufgrund der Abwesenheit anderer PFSA bzw. FASA als PFOS und FOSA in der nativen Probe ist mit einem Beitrag FASA-basierter

114

3 Ergebnisse und Diskussion

Vorläufer mit anderen Kettenlängen als C8 nicht auszugehen. Die Konzentrationen der PFCA, die in der nativen Probe bereits vertreten waren, wurden durch den TOP-Assay um Faktoren zwischen 3 (PFDA) und 178 (PFPeA) erhöht. Die native Probe enthielt zusätzlich zu PFCA und PFSA noch 13 μg/kg TS FOSA, die unter Annahme einer quantitativen Transformation nach der Oxidation mit 10,8 μg/kg TS zur PFOA-Gesamtkonzentration beitragen. Die Massenkonzentrationen von PFCA, PFSA und FOSA entsprachen in Summe einer Stoffmengenkonzentration von 0,51 ± 0,04 μmol/kg TS in der nativen Probe, während nach Anwendung des TOP-Assays eine Summe von 5,2 ± 0,2 μmol/kg TS erhalten wurde. Somit sind ca. 90 % der nach dem TOP-Assay erhaltenen PFAS Präkursoren aus der nativen Probe zuzuordnen. Dies stellt einen vergleichsweise hohen Anteil dar: In Aquifersedimenten, die nach jahrelanger Anwendung fluorhaltiger Löschschäume auf einem Luftwaffenstützpunkt kontaminiert wurden, trugen Vorläufer im Mittel zu 35 % zur molaren Gesamtkonzentration nach Anwendung des TOP-Assays bei; im Fall von hochbelasteten Bodenproben bis zu 38 %. Dabei wurden als Reaktionsprodukte PFCA (C4-C14), PFSA (C4-C8 und C10) und einige FTbasierte Tenside aus Löschschaumkonzentraten berücksichtigt (Houtz et al., 2013). Ein Spezialfall bei der hier gezeigten Probe ist die Entstehung von PFOS im Zuge der Oxidation. Bislang ist aus der Literatur kein Vorläufer bekannt, der im Rahmen des TOP-Assays PFOS bildet. Bei den zuerst publizierten Untersuchungen wurden die PFOS-Derivate N-EtFOSAA, N-MeFOSAA und FOSA mit dem Aufschlussverfahren oxidiert, wobei als Reaktionsprodukt ausschließlich PFOA mit mittleren Ausbeuten von 92 %, 110 % bzw. 97 % berichtet wurde (Houtz & Sedlak, 2012). Auch bei den in Kap. 3.3.5 vorgestellten Experimenten mit Präkursoren entstand im Fall des FOSA-Derivats diSAmPAP fast ausschließlich PFOA. Geringfügige Konzentrationserhöhungen von PFOS konnten zwar qualitativ nachgewiesen aber nicht quantifiziert werden. Ob eine bevorzugte Bildung dieser Substanz bzw. von PFSA allgemein durch die Anwesenheit bestimmter Matrixkomponenten während des Aufschlusses ausgelöst bzw. verstärkt werden kann, sollte Gegenstand zukünftiger Untersuchungen sein.

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

115

Das Verteilungsmuster der entstandenen PFCA lässt unter Berücksichtigung der in Kap. 3.3.5 durchgeführten Vorläufer-Experimenten den Schluss zu, dass in dieser Probe vermutlich vorrangig 10:2 FT Vorläufer und 8:2 FT Vorläufer vorliegen - zu geringeren Anteilen offenbar auch Vorläufer mit Alkylketten die 12 oder 14 perfluorierte C-Atome enthalten. Die Gegenwart von PFOS und FOSA, sowie die höhere PFOA-Konzentration verglichen mit PFHpA sprechen zudem für die Gegenwart weiterer Vorläufer auf Basis von FOSA, z. B. diSAmPAP oder Abbauprodukte davon. Parallel zum TOP-Assay wurden Proben gemäß der in Abbildung A 4 schematisch dargestellten Methode auf EOF analysiert. Um die Ergebnisse beider Methoden miteinander vergleichen zu können, wurden unter Verwendung von Formel (4) für die im TOP-Assay entstandenen Analyten Fluoräquivalente berechnet und aufsummiert. So konnten Fluorbilanzen aufgestellt werden, von denen eine Auswahl in Tabelle 20 aufgeführt ist. Die Summen der Fluoräquivalente (∑cF) lagen im Fall der Proben B-01, B-03 und B-06 nach dem TOP-Assay um Faktoren zwischen 9,6 (B-01) und 18,6 (B-06) höher als in den entsprechenden nativen Proben. Im Fall der Probe B-07 betrug der Faktor sogar 1330. Aufgrund der ungewöhnlich hohen Belastung wurde bei dieser Probe auch von dem beschriebenen Protokoll abgewichen, und es wurde im TOP-Assay ein Extrakt-Aliquot, entsprechend einer Teilprobe von 0,01 g (anstelle 0,1 g) aus dem Rohextrakt verwendet. Der prozentuale Anteil des EOF, der durch ∑cF erklärt werden kann, lag bei den nativen Proben zwischen 0,1 % (B-07) und 11,8 % (B-01). Daraus ergeben sich Anteile zwischen 88,2 % und 99,9 % organischen Fluors, die Verbindungen entsprechen, welche mit der Zielsubstanzanalytik nicht erfassbar sind. Demgegenüber lagen bei den hier aufgeführten Proben die ∑c F nach dem TOP-Assay sogar höher als die EOF-Gehalte (zwischen 110 % bei B-06 und 155 % bei B-07). Dafür kommen mehrere Gründe in Betracht: Einerseits wird bei der EOF-Analytik der methanolische Rohextrakt nach dem Einengen stark in Wasser verdünnt, um den Clean-up-Schritt zur Abtrennung anorganischer Fluorverbindungen durchzuführen.

116

155 23300 0,1 15000 B-07

17.5

150

110 1390

1370 8,8

5,6 75 B-06

85 968

1330

B-03

124 1580 11,8 1400 B-01

165

cF,EOF / (μg/kg TS)

6cF,nativ / (μg/kg TS)

(6 6cF,nativ / cF,EOF) /%

6cF,TOP-Assay / (μg/kg TS)

(6 6cF,TOP-Assay / cF,EOF) /%

Fluorbilanzen für eine Auswahl untersuchter Bodenproben. Im Fall der nativen Probe und beim TOP-Assay wurde ∑cF durch Summierung der Fluoräquivalente der gefundenen Einzelsubstanzen berechnet.

Probe

Tabelle 20:

3 Ergebnisse und Diskussion

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

117

Möglicherweise treten in der stark wässrigen Lösung bei langkettigen PFAS Adsorptionseffekte auf, durch die sich solche Substanzen an Gefäßwänden anlagern und sich so der weiteren Analytik entziehen. Andererseits wird beim EOF ein Clean-up mittels SPE durchgeführt, um im Extrakt enthaltene, anorganische Fluorverbindungen abzutrennen. Dabei werden auch kurzkettige, organische Analyten, wie TFA, PFPrA und PFBA, diskriminiert, die somit in der Massenbilanz des EOF nicht oder nicht mehr vollständig auftreten. Für den TOP-Assay können Verluste kurz- und langkettiger Reaktionsprodukte aufgrund der guten Wiederfindungen über das Gesamtverfahren weitgehend ausgeschlossen werden. Untersuchung von Tiefenprofilen Zusätzlich zu den Einzelproben wurden auch drei Tiefenprofile (TP) aus der Region Baden-Baden/Rastatt untersucht (Söhlmann & Krakau, 2018). Die Profile wurden in Segmente von 10 cm getrennt und vier dieser Segmente (0-10 cm, 20-30 cm, 40-50 cm und 60-70 cm) wurden sowohl auf EOF als auch auf PFAS-Einzelverbindungen in den nativen Proben und mit der hier entwickelten Methode untersucht. Die Ergebnisse der beiden LC-MS/MSbasierten Methoden sind in Abbildung 35 für alle Schichten gegenübergestellt. Ergänzend dazu zeigt Abbildung 36 die prozentuale Verteilung der Analyten nach dem TOP-Assay in den vier untersuchten Bodenschichten. In allen drei Bodenprofilen entstanden durch den TOP-Assay PFCA, während die Konzentrationen der einzigen detektierten PFSA (PFOS) vor und nach der Oxidation gleich blieben. Die PFCA-Konzentrationen nahmen infolge der oxidativen Behandlung durchschnittlich um einen Faktor von 18 und maximal um einen Faktor von 202 (PFHxA in der Schicht zwischen 20 und 30 cm von TP 2) zu. Unter Berücksichtigung der in Kap. 3.3.5 durchgeführten VorläuferExperimente lassen sich die Ergebnisse hinsichtlich der Präkursoren in den drei TP folgendermaßen interpretieren: Mit Ausnahme von PFOA in TP 3 sind die Konzentrationsverhältnisse der PFCA in den einzelnen Proben nach dem TOP-Assay ähnlich, was für anteilmäßig ähnliche Zusammensetzungen von 8:2 FT-, 10:2 FT-, 12:2 FT- und 14:2 FT-Vorläufern spricht.

118

3 Ergebnisse und Diskussion

Abbildung 35: Konzentrationen von PFCA und PFSA in drei Tiefenprofilen vor (nativ) und nach oxidativer Behandlung (TOP-Assay). Die vier einem Analyten zugeordneten Säulen entsprechen von links nach rechts den Segmenten mit zunehmender Tiefe. Die Fehlerbalken entsprechen Standardabweichungen von Triplikaten.

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

119

Während PFPeA (nC = 5) und höhere Homologe dominant sind, liegen PFBA und kürzere PFCA nur in relativ niedrigen Konzentrationen vor. Demnach scheinen 6:2 FT-Verbindungen in allen drei TP nur eine untergeordnete Rolle zu spielen. Das Verhältnis der FT-basierten Vorläufer zu FOSAbasierten Vorläufern unterscheidet sich jedoch in den TP deutlich. Die Konzentrationsverhältnisse der PFCA und PFOS in den nativen Proben von TP 1 ähneln den Verhältnissen in der untersuchten Stichprobe B-06 (s. Abbildung 34). Dementgegen spielen Präkursoren auf Basis von FOSA in TP 2 offenbar keine bzw. nur eine sehr geringe Rolle; die PFOS-Konzentration liegt hier im einstelligen μg/kg-Bereich, FOSA wurde nicht nachgewiesen und die Konzentrationsniveaus von PFHpA und PFOA sind ähnlich. Demgegenüber ist der Anteil FOSA-basierter Präkursoren in TP 3 deutlich höher, wie sich an der relativ hohen PFOS-Konzentration in den nativen Proben dieses Profils und der starken Zunahme der PFOA-Konzentration (verglichen mit den anderen PFCA) nach Anwendung des TOP-Assays erkennen lässt. In fast allen Fällen weisen in nativen und oxidativ behandelten Proben die beiden oberen untersuchten Bodenschichten die höchsten AnalytKonzentrationen auf. Zusammen enthalten sie durchschnittlich 92 % der Massenkonzentration eines Analyten bezogen seine Gesamtkonzentration in allen vier Schichten. Unterhalb von 40 cm sind hingegen in den meisten Fällen nur noch relativ geringe Konzentrationen vorhanden. Ähnliche Beobachtungen wurden bereits in früheren Studien publiziert, in denen PFAS in TP untersucht wurden (Dreyer et al., 2012; Washington et al., 2010). Werden die Massenkonzentrationen der Analyten in molare Konzentrationen umgerechnet, können durch einen Vergleich zwischen nativen und oxidativ behandelten Proben die Anteile von Vorläufern für die jeweiligen Segmente abgeleitet werden. Demnach sind in den beiden oberen Bodenschichten zusammen zwischen 91 % (TP 1) und 98 % (TP 3) der (molaren) VorläuferKonzentrationen enthalten. Dazu trägt FOSA, hier der einzige nachgewiesene Präkursor, mit 0,3 % (TP 1) bzw. 4,0 % (TP 3) bei, was wiederum die größere Bedeutung FOSA-basierter Verbindungen in TP 3 unterstreicht. Bei der mechanischen Bearbeitung von landwirtschaftlichen Böden werden in der Regel Pflugtiefen von 20 cm bis 30 cm erreicht (Fehr, 2017).

120

3 Ergebnisse und Diskussion

Wird davon ausgegangen, dass PAP bzw. diSAmPAP maßgeblich zur Belastung in den Proben beitragen und dass es sich dabei vorwiegend um Moleküle mit C8- und C10-Ketten handelt, ist aufgrund der ausgeprägten Neigung solcher Substanzen an Oberflächen zu adsorbieren nur mit sehr langsamen Verlagerungen zu rechnen (Campos Pereira et al., 2018; Higgins & Luthy, 2006; Milinovic et al., 2015). Insofern ist es plausibel, dass nach Anwendung des TOP-Assays in den beiden obersten untersuchten Schichten die höchsten PFCA-Konzentrationen auftreten und die Werte dieser Konzentrationen in den meisten Fällen relativ nah beieinander liegen. Werden die Konzentrationen der Analyten in diesen beiden Segmenten miteinander verglichen, fallen keine großen Unterschiede auf. Im Mittel befinden sich zwischen 20 cm und 30 cm um 18 % höhere Konzentrationen als in den obersten 10 cm, unter Berücksichtigung der Streuungen der Konzentrationen ist dieser Unterschied jedoch nicht signifikant. Bei einer Verlagerung kurzkettiger Abbauprodukte aus der oberen in die untere Schicht, z. B. als Konsequenz des Abbaus von FT-Verbindungen und damit verbundener Alkylkettenverkürzungen, müssten überwiegend kurzkettige Analyten im unteren Segment in anteilig höheren Konzentrationen als im oberen Segment auftreten. Auch dies ist nicht der Fall. Demnach sind die ähnlichen Konzentrationen in den beiden betrachteten Bodenschichten oberhalb von 30 cm Tiefe – sowohl nativ als auch nach Anwendung des TOP-Assays – hauptsächlich auf die Vermischung beim Umpflügen zurückzuführen. In der untersten betrachteten Bodenschicht werden durch den TOPAssay tendenziell eher kurzkettige Reaktionsprodukte, wie TFA und PFBA, gebildet (Ausnahmen: PFOA und PFNA in TP 1), was für die Gegenwart entsprechender, kurzkettiger Präkursoren spricht. Aufgrund der höheren Mobilität solcher Moleküle verglichen mit langkettigen Substanzen und damit einer möglichen Verlagerung in untere Bodenschichten ist auch diese Beobachtung plausibel. Im Fall von TP 1 liegt für zwei Analyten die höchste Konzentration nicht oberhalb von 40 cm vor: PFOS und PFDA. Hier enthält das dritte Segment (zwischen 40 und 50 cm Tiefe) 51 % (nativ) bzw. 49 % (nach TOP-Assay) der PFOS-Gesamtkonzentration dieses Profils. Im Fall von PFDA sind die Konzentrationen vor und nach dem TOP-Assay hierin ähnlich (72 bzw.

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

121

76 μg/kg TS), während die oxidativen Behandlungen der Proben aus den darüber liegenden Schichten zu PFDA-Konzentrationserhöhungen jeweils um Faktoren > 2 geführt haben.

Abbildung 36: Prozentuale Verteilung der Analyten mit Befunden ≥ BG nach oxidativer Behandlung mittels TOP-Assay in den einzelnen Schichten der Tiefenprofile.

Recherchen haben ergeben, dass die Fläche, von der dieses TP stammt, in der Vergangenheit zum Anbau von Spargel genutzt, und in diesem Zusammenhang bis zu 50 cm tief gepflügt wurde. Damit könnten die relativ hohen PFOS- und PFDA-Konzentrationen in diesem Segment erklärt werden. Gleichzeitig sind hier die infolge der oxidativen Behandlung entstandenen Konzentrationen von PFCA eher gering: Die Zunahmen liegen vorwie-

122

3 Ergebnisse und Diskussion

gend im einstelligen μg/kg-Bereich (außer PFHpA: 18 μg/kg TS und PFOA: 15 μg/kg TS), während von PFOS 52 μg/kg und von PFDA 76 μg/kg vorliegen. Demnach sind zwar FT-basierte Vorläufer vorhanden, aber in deutlich geringerem Maße als in den beiden darüber liegenden Segmenten dieses TP. PFOS kann als terminales Abbauprodukt FOSA-basierter Vorläufer, wie z. B. diSAmPAP, angesehen werden (Benskin et al., 2013). Die geringfügig höhere Entstehung von PFOA nach Anwendung des TOP-Assays und der Nachweis geringer FOSA-Gehalte (1,8 μg/kg) deuten auf die Anwesenheit weiterer solcher Zwischenprodukte im dritten Segment von TP 1 hin. Rückschlüsse auf die Quellen (chemische Klassen der Vorläufer) und den Zeitraum der Kontamination ist durch die durchgeführten Analysen nicht möglich. Aufgrund der unterschiedlichen Zusammensetzung des dritten Segments von TP 1 (ca. doppelte PFOS-Konzentration, Hinweise auf FOSA-basierte Vorläufer bei weitgehender Abwesenheit FT-basierter Vorläufer) verglichen mit den oberen beiden untersuchten Segmenten (jeweils ca. halbe PFOS-Konzentration, hoher Anteil FT-basierter Vorläufer) und aufgrund der größeren Bedeutung PFOS-basierter Produkte vor ihrer Beschränkung in der EU (Europäisches Parlament und Rat der Europäischen Union, 2006b) können jedoch zeitlich versetzte Ausbringungen von PFASkontaminierten Materialien unterschiedlicher Zusammensetzungen in Erwägung gezogen werden. Aus den Massenkonzentrationen der Analyten wurden für die drei TP Fluoräquivalente analog zu den zuvor untersuchten Stichproben berechnet und Fluorbilanzen im Vergleich zu EOF-Analysen aufgestellt. Diese sind in Tabelle 21 zusammengefasst. Die Erklärungslücken zwischen EOF und den ermittelten Konzentrationen in den nativen Proben (∑cF,nativ/cF,EOF) belaufen sich für die beiden oberen Schichten der drei Bodenprofile auf 76 – 88 %. Dementgegen können die EOF-Gehalte in der darunter liegenden Schicht (40 - 50 cm) durch ∑cF,nativ quasi vollständig erklärt werden, und in der vierten Schicht (60 - 70 cm) ist EOF nicht bestimmbar. Demnach spielen Präkursoren unterhalb von 40 cm Tiefe – wenn überhaupt – nur eine geringe Rolle. Es ist davon auszugehen, dass deren Abbau in darüber liegenden Schichten stattfindet und hier vorwiegend verlagerte Dead-End-Produkte gemessen werden.

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen Tabelle 21:

Tiefe /cm

123

Fluorbilanzen der untersuchten Proben aus den drei Tiefenprofilen; cF,EOF: Fluoridkonzentrationen aus EOF-Analysen, 6cF: Fluoräquivalente-Summen mit (TOP) oder ohne (nativ) oxidative Behandlung.

cF,EOF / (μg/kg TS)

6cF,nativ / (μg/kg TS)

(6 6cF,nativ / cF,EOF) /%

6cF,TOP / (μg/kg TS)

(6 6cF,TOP / cF,EOF) /%

Tiefenprofil 1 0 – 10

550

83

15

536

97

20 – 30

540

110

20

587

109

40 – 50

110

104

95

152

138

60 – 70

< BG

33

-

39

-

0 – 10

1600

191

12

1384

87

20 – 30

1800

262

15

1599

89

40 – 50

70

84

120

103

148

60 – 70

< BG

49

-

60

-

0 – 10

2200

419

19

1400

64

20 – 30

2700

655

24

1663

62

40 – 50

50

60

120

71

142

60 – 70

< BG

48

-

56

-

Tiefenprofil 2

Tiefenprofil 3

Werden die Fluoräquivalente-Summen nach Anwendung des TOPAssays betrachtet (∑cF,TOP), können in den TP jeweils in der obersten untersuchten Schicht (0 - 10 cm) zwischen 64 % und 97 % des EOF erklärt werden, in der zweiten Schicht (20 - 30 cm) 62 - 109 % des EOF. Bei TP 1 und TP 2 können die in diesen Schichten aufgetretenen Erklärungslücken demnach vollständig bzw. nahezu vollständig geschlossen werden. In TP 3 bleiben jedoch 36 - 38 % des EOF dieser beiden Segmente durch den TOP-Assay unerklärt. Ein Grund dafür könnte der in TP 3 vergleichsweise hohe Gesamtgehalt von organischem Kohlenstoff (TOC) sein. Er beläuft sich in den oberen 30 cm dieses TP auf ca. 4,0 %, während in TP 2 ca. 2,8 % und in TP 1 nur ca. 2,0 % TOC bis zur gleichen Tiefe ermittelt wur-

124

3 Ergebnisse und Diskussion

den (Söhlmann & Krakau, 2018). Erhöhte Konzentrationen organischer Matrix können zur Zehrung des Oxidationsmittels im TOP-Assay führen, was möglicherweise unvollständige Reaktionen zur Folge hätte. Eine anderer Grund für die verbliebenen Erklärungslücken in TP 3 könnte die Gegenwart fluororganischer Substanzen sein, die mit dem EOF zwar erfasst werden, aber im TOP-Assay entweder nicht transformiert werden oder Produkte bilden, die nicht Teil des untersuchten Analytspektrums sind. Dafür kommen z. B. moderne PFAS mit Etherbrücken in den fluorierten Molekülteilen infrage (Wang et al., 2013b). Sollten solche Substanzen im TOP-Assay transformierbar sein, wären aufgrund der verketteten C2F4-Einheiten eher kurzkettige Produkte, wie z. B. PFPrA, TFA oder perfluorierte Dicarbonsäuren (besonders Perfluormalonsäure und Perfluorbernsteinsäure) zu erwarten. Zukünftige Untersuchungen sollten sich daher mit dem Verhalten moderner PFAS im TOP-Assay befassen, um das Spektrum potenzieller Oxidationsprodukte und somit den Anwendungsbereich zu erweitern.

3.3.7

Fazit

Eine Aufschlussmethode auf Basis des TOP-Assays wurde zur Anwendung auf Feststoff-Extrakte optimiert und erweitert, so dass durch zwei LC-MSbasierte Messmethoden alle PFCA von C2 (TFA) bis C14 (PFTeDA) sowie PFSA von C4 (PFBS) bis C8 (PFOS) und C10 (PFDS) als potenzielle Reaktionsprodukte analysiert werden konnten. Dazu wurde eine Bodenprobe zunächst zweistufig mit MeOH extrahiert. Zur Minimierung des Matrixeinflusses im Aufschluss wurde zur weiteren Analyse eine Teilprobe des erhaltenen Rohextrakts von 0,1 g genutzt. Nach Durchführung des TOP-Assays mit einer Reaktionszeit von 20 h wurde die Aufschlusslösung mittels Rotations-Vakuumkonzentration getrocknet und der Rückstand zweistufig mit ACN extrahiert. Die instrumentelle Analytik beinhaltete jeweils eine IC-MS/MS und RP-LC-MS/MS-Messung. Für die untersuchten PFCA und PFSA wurden gute Wiederfindungen (68 - 123 %) über das Gesamtverfahren erreicht. Damit ist es nun erstmals möglich, auch die kurzkettigsten PFCA in Bilanzierungen bei der Untersuchung PFASbelasteter Feststoffproben zu berücksichtigen.

3.3 Untersuchungen zu Präkursoren von PFCA in Feststoffen

125

Die Anwendung der Methode auf Referenzbodenproben, die mit vier FASA (FEtSA, FBSA, FHxSA, FOSA) auf unterschiedlichen Konzentrationsniveaus aufgestockt wurden, lieferte ebenfalls gute Wiederfindungen über das Gesamtverfahren (65 - 103 %), wobei diese Substanzen nach Transformation durch den TOP-Assay als ihre korrespondierenden PFCA (TFA, PFBA, PFHxA bzw. PFOA) gemessen wurden. Durch den Einsatz dieser FASA ist somit eine Qualitätskontrolle der Methode einschließlich des Oxidationsschritts möglich. Transformationsexperimente mit vier PAP unterschiedlicher Kettenlängen und Grundstrukturen ergaben reproduzierbare, typische Verteilungsmuster von PFCA. TFA und PFPrA wurden hierbei nur im Fall einer Ausgangssubstanz mit 6:2 FT-Kette als Reaktionsprodukte erhalten. Die über die Molmassen der Reaktionsprodukte berechneten Wiederfindungen für die eingesetzten PAP lagen zwischen 99 ± 3 % (6:2/8:2 diPAP) und 123 ± 13 % (diSAmPAP) bei Aufschlüssen, die in Gegenwart von Bodenmatrix durchgeführt wurden. Die Methode wurde auf eine Stichprobe (B-06) von einer PFAS-kontaminierten Fläche aus einer mittelbadischen Region angewendet, wobei für Analyten, die bereits in den nativen Proben nachgewiesen wurden, Konzentrationserhöhungen um Faktoren zwischen 3 und 178 zu verzeichnen waren. Zusätzlich entstanden durch den Aufschluss weitere PFCA, vorwiegend infolge von Alkylkettenverkürzungen FT-basierter Vorläufer. Bei Untersuchungen zusätzlicher Stichproben (Oberböden aus der betroffenen Region) entstandene PFCA-Verteilungsmuster wurden mit den Verteilungen der PFCA bei den zuvor durchgeführten Transformationsexperimenten mit PAP verglichen. Daraus konnte geschlossen werden, dass vorwiegend 8:2 FT-, 10 2 FT- und FOSA-basierte Vorläufer bei den Kontaminationen eine Rolle spielen, in geringerem Ausmaß auch FT-basierte Verbindungen mit noch längeren (z. B. 12:2 und 14:2) Alkylketten vorliegen und dass die Zusammensetzungen der Vorläufer je nach Probenahmeort variieren. Durch Umrechnung der massenbezogenen in molare Konzentrationen und Vergleiche zwischen den nativen und oxidativ behandelten Stichproben konnte auf (molare) Präkursor-Anteile von 90 % und mehr in den nativen

126

3 Ergebnisse und Diskussion

Proben geschlossen werden. Erklärungslücken, die bei Vergleichen von Ergebnissen der EOF-Analytik mit summierten Fluoräquivalenten aus Ergebnissen der Zielsubstanzanalytik mit nativen Proben aufgetreten waren, konnten geschlossen werden, wenn zum Vergleich Analysenergebnisse der hier entwickelten Methode herangezogen wurden. Zusätzlich wurden jeweils vier Segmente von drei Tiefenprofilen aus der betroffenen Region untersucht. Infolge des TOP-Assays traten im Vergleich zu den nativen Proben z. T. erhebliche Konzentrationserhöhungen auf - bis zu einem Faktor von 202 im Fall von PFHxA in 20 - 30 cm Tiefe bei TP 2. Aus den anschließend aufgestellten Fluorbilanzen für die untersuchten Segmente war klar ersichtlich, dass Präkursoren hauptsächlich in den Bodenschichten bis zu 40 cm vorlagen. Bezogen auf molare Konzentrationen entsprachen die Präkursor-Anteile in den beiden oberen Schichten im Mittel zwischen 91 % (TP 1) und 98 % (TP 3). In Segmenten unterhalb von 40 cm waren die Unterschiede in den Fluorbilanzen zwischen nativen und oxidativ behandelten Proben weitaus geringer, so dass die in diesen Tiefen aufgetretenen Analyten wahrscheinlich auf Verlagerungen aus den oberen Schichten zurückzuführen sind. Erklärungslücken, die zwischen EOF und nativen Konzentrationen aufgetreten waren, konnten in TP 1 und TP 2 weitgehend geschlossen werden. Im Fall von TP 3 blieben die EOF-Konzentrationen der beiden oberen Schichten jedoch auch nach Anwendung des TOP-Assays noch zu 36 – 38 % unerklärt. Möglicherweise ist das auf unvollständige Reaktionen infolge der Zehrung von Oxidationsmittel durch TOC oder auf die Gegenwart fluororganischer Verbindungen zurückzuführen, die im TOP-Assay nicht transformiert oder bei der instrumentellen Analyse nicht erfasst werden. 3.4

Zusammenfassung und Ausblick

Es wurde in Kap. 3.1 eine robuste Methode entwickelt, mit der neben den üblicherweise untersuchten PFCA auch die beiden kleinsten Vertreter, TFA und PFPrA, in Wasserproben analysiert werden können. In Anwendungen der Methode auf Grundwasserproben aus einem mit PFAS kontaminierten Gebiet wurden alle sieben Analyten nachgewiesen. Wie sich bei Untersuchungen von Wasserproben (Leitungswasser, Grundwasser und Oberflä-

3.4 Zusammenfassung und Ausblick

127

chenwasser) ohne bekannte PFAS-Belastung herausgestellt hat, ist TFA weit verbreitet und Konzentrationen im einstelligen μg/L-Bereich sind dabei nicht selten. Die entwickelte Methode bietet sich somit an, um in zukünftigen Untersuchungen, die z. B. den Abbau von Vorläufern, ökotoxikologische Effekte oder die Entfernung solcher Substanzen bei der Wasseraufbereitung thematisieren, auch die kurzkettigsten PFCA zu berücksichtigen. Eine umfangreiche Validierung lieferte gute Ergebnisse für Richtigkeit, Präzision und Messunsicherheit, so dass sich die Methode auch für Routineuntersuchungen anbietet. In Kap. 3.2 wurde eine Methode bestehend aus dem sog. TOP-Assay, einer Probenvorbereitungstechnik zur Isolierung von TFA und einer anschließenden IC-MS-Messung entwickelt. Sie wurde verwendet, um TFABildungspotenziale ausgewählter Modellsubstanzen und in wässrigen Proben zu untersuchen. Die Verwendung von FEtSA hat sich dabei als einfache Möglichkeit zur Qualitätskontrolle der Gesamtmethode herausgestellt. Das Potenzial zur Bildung von TFA aus Modellverbindungen, die C-gebundene CF3-Gruppen besitzen, ist stark von der molekularen Struktur abhängig. Es sind daher weitere Untersuchungen notwendig, um den Zusammenhang zwischen Struktur und Bildungspotenzial systematisch, z. B. unter Verwendung unterschiedlicher Isomere, zu erforschen. Die Anwendung des Verfahrens auf Wasserproben verschiedenen Ursprungs hat ergeben, dass vor allem Abwasser ein TFA-Bildungspotenzial bergen kann, was zur Freisetzung von TFA, etwa bei der Behandlung mit AOP, führen könnte. Darüber hinaus können auch andere Hot-Spots, z. %. landwirtschaftliche Gebiete, in denen PSM eingesetzt wurden oder Flächen mit Altlasten von Industriechemikalien zu hohen TFA-Bildungspotenzialen in Wasserproben führen. Die entwickelte Methode stellt ein hilfreiches Instrument zu deren Charakterisierung dar. Wie u. a. bei den Validierungsexperimenten mit Abwassermatrix gezeigt wurde, stößt der TOP-Assay in Extremfällen jedoch an Grenzen, z. B. bei hohen DOC-Konzentrationen oder in Gegenwart reduzierender Verbindungen wie Ammonium. Daher sollten Einflüsse solcher (störenden bzw. reduzierenden) Begleitsubstanzen und Möglichkeiten zu ihrer Entfernung (z. B. Ausgasen oder eine leichte Voroxidation der Probe) weiter erforscht werden. Auch eine Erhöhung des Oxida-

128

3 Ergebnisse und Diskussion

tionspotenzials des TOP-Assays (durch den Einsatz größerer Reagenzkonzentrationen) und eine Erweiterung des Anwendungsgebiets der Methode (mit anderen im TOP-Assay stabilen Endprodukten) sollten in zukünftigen Untersuchungen weiter beleuchtet werden. In Kap. 3.3 wurden der TOP-Assay, der im vorangegangenen Teil entwickelte Clean-up, sowie IC-MS/MS und RP-LC-MS/MS zu einer Methode kombiniert, um in Bodenproben vorliegende PFAS-Vorläufer über Reaktionsprodukte mit einem weiten Kettenlängenbereich (C 2 - C14-PFCA und verschiedene PFSA) zu charakterisieren. Die Anwendung der Methode auf FTund FOSA-basierte PAP in Gegenwart von Bodenmatrix ergab nach dem TOP-Assay reproduzierbare Verteilungen von PFCA. Bei Untersuchungen von Bodenproben, die kontaminierten landwirtschaftlichen Flächen entnommen worden waren, konnten vorliegende Präkursoren hinsichtlich ihrer wahrscheinlichen Kettenlängen und Grundstrukturen (FT- oder FOSAbasiert) durch Vergleiche mit den PAP-Transformationen eingegrenzt werden. Zudem konnten mit Hilfe der entwickelten Methode in vielen Fällen Erklärungslücken, die aus Vergleichen zwischen EOF-Analysen und Zielsubstanzanalysen nativer Bodenproben resultierten, geschlossen werden. Auch bei dieser Methode ermöglicht die Verwendung von FASA mit unterschiedlichen Kettenlängen eine einfache Kontrolle des Gesamtverfahrens. In den hier untersuchten Proben wurden TFA und PFPrA zwar häufig in oxidativ behandelten Extrakten nachgewiesen, waren aber mit geringen Anteilen Vertreten. Aufgrund des Trends zu kürzeren Alkylketten in PFAShaltigen Produkten (z. B. mit 6:2 FT-Verbindungen) ist zukünftig jedoch mit größeren Anteilen der beiden kurzkettigsten PFCA nach Anwendung der Methode zu rechnen. Weiterführende Arbeiten sollten sich mit der Beantwortung noch offener Fragen wie z.%. dem Verhalten moderner PFAS (mit Etherbrücken) im TOP-Assay befassen oder zusätzliche stabile Endprodukte ermitteln, um das Untersuchungsspektrum der Methode zu erweitern. Mögliche Kandidaten dafür wären z. B. DONA (Perfluor-4,8-dioxa-3H-nonansäure), Produkte aus dem „GenX“-Prozess wie Perfluor-2-propoxypropansäure oder andere PFAS aus den Klassen der Perfluoralkylethercarbon- (PFECA) und sulfonsäuren (PFESA) (Strynar et al., 2015). Des Weiteren sollte untersucht werden, unter

3.4 Zusammenfassung und Ausblick

129

welchen Umständen eine Bildung von PFOS im TOP-Assay, wie bei der Untersuchung einer der Stichproben (B-06) beobachtet wurde, möglich ist.

4

Material und Methoden

Chemikalien Natriumtrifluoracetat (NaTFA, ≥ 99 %), Natriumperfluorpropanoat (NaPFPrA, 98 %) und isotopenmarkiertes Natriumtrifluoracetat (TFA-M1; Trifluoracetat-1-13C, 99 atom % 13C), sowie Fluopicolid (99,9 %), Flufenacet (99,5 %), Fluopyram (99,9 %), Flurtamone (> 98 %), Fluoxetin (99,9 % als HCl-Salz), Tritosulfuron (99,9 %) und Tembotrion (99,4 %) wurden bei Sigma-Aldrich gekauft (Steinheim). Doppelt isotopenmarkiertes Natriumtrifluoracetat (TFA-M2; Trifluoracetat-13C2) war erst kommerziell verfügbar als die in Kap. 4.1 beschriebenen Experimente bereits abgeschlossen waren und wurde von Toronto Research Chemicals (Toronto, Kanada) bezogen. Methanolische Lösungen (jew. 50μg/mL) der Substanzen Perfluor-nbutansäure (PFBA), Perfluor-n-pentansäure (PFPeA), Perfluor-n-hexansäure (PFHxA), Perfluor-n-heptansäure (PFHpA), Perfluor-n-octansäure (PFOA) und Perfluoroctansulfonamid (FOSA), sowie ein Gemisch der homologen PFCA von C4 bis C14 (jew. 10 μg/mL in MeOH) wurden von Neochema (Mainz) bezogen. Von Campro Scientific (Berlin) wurden folgende methanolische Lösungen gekauft: Ein Gemisch aus jeweils 2,0 μg/mL Perfluorbutansulfonat (PFBS), Perfluorhexansulfonat (PFHxS), Perfluorheptansulfonat (PFHpS), PFOS und PFDS. Zudem stammten Lösungen folgender Einzelsubstanzen von Campro Scientific: Perfluorpentansulfonsäure (PFPeS), 1H,1H,2H,2HPerfluorhexansulfonsäure (4:2 FTSA als Na-Salz), 1H,1H,2H,2H-Perfluoroctansulfonsäure (6:2 FTSA als Na-Salz), (Natrium-1H,1H,2H,2HPerfluoroctyl-1H,1H,2H,2H-perfluordecyl)phosphat (6:2/8:2 diPAP), Natrium-Bis(1H,1H,2H,2H-perfluordecyl)phosphat (8:2 diPAP) und Natriumbis[2-(N-ethylperfluoroctan-1-sulfonamido)ethyl]-phosphat (diSAmPAP), zu jeweils 50 μg/mL in MeOH. Isotopenmarkierte Standards stammten ebenfalls von Campro Scientific: PFBA (Perfluor-n-[13C4]butansäure, PFBA-M4), PFPeA (Perfluor-n[13C5]pentansäure, PFPeA-M5), PFHxA (Perfluor-n-[1,2-13C2]-hexansäure, PFHxA-M2), PFHpA (Perfluor-n-[1,2,3,4-13C4]heptansäure, PFHpA-M4), © Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 J. Janda, Polare Perfluoralkylcarbonsäuren, https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3_4

132

4 Material und Methoden

PFOA (Perfluor-n-[1,2,3,4-13C4]octansäure, PFOA-M4), PFNA (Perfluor-n[1,2,3,4,5-13C5]nonansäure, PFNA-M5), PFDA (Perfluor-n-[1,213C ]decansäure, PFDA-M2), PFUnDa (Perfluor-n-[1,2-13C ]undecansäure, 2 2 PFUnDA-M2), PFDoDA (Perfluor-n-[1,2-13C2]dodecansäure, PFDoDA-M2), PFTrDA (Perfluor-n-[1,2-13C2]tetradecansäure, PFTeDA-M2), PFBS (Natriumperfluor-[2,3,4-13C3]-butansulfonat, PFBS-M3), PFHxS (Natriumperfluor1-hexane[18O2]sulfonat, PFHxS-M2), PFOS (Natriumperfluor-1-[1,2,3,4-13C4]octansulfonat, PFOS-M4), 4:2 FTSA (Natrium-1H,1H,2H,2H-perfluor-1-[1,213C ]hexansulfonat, 4:2 FTSA-M2) und 6:2 FTSA (Natrium-1H,1H,2H,2H2 perfluor-1-[1,2-13C2]-octansulfonat, 6:2 FTSA-M2) mit Konzentrationen von jeweils 50 μg/mL. Perfluor-1-[13C8]octansulfonamid (FOSA-M8) als Lösung in Isopropanol (50 μg/mL). 4-Chlor-3-nitrobenzotrifluorid (4C,3N-BTF, > 97 %), 4-Chlorbenzotrifluorid (4C-BTF, > 98 %), Bisphenol AF (> 98 %) und Perfluorethansulfonamid (FEtSA, > 98 %) wurden bei TCI (Eschborn) gekauft. Perfluorbutansulfonamid (FBSA, > 97 %) wurde bei Apollo Scientific (Stockport, Großbritannien) erworben und Perfluorhexansulfonamid (FHxSA, > 97 %) stammte von ABCR (Karlsruhe). Bei Chiron (Trondheim, Norwegen) wurde 1H,1H,2H,2H-Perfluordodecylphosphat (10:2 monoPAP) gekauft und Sitagliptin (99,7 %) wurde von Chemos (Regenstauf) erworben. Ammoniumacetat (NH4Ac, UHPLC-MS Optigrade) wurde bei LGC Standards (Wesel) gekauft. Aceton (Pestinorm, ≥ 99,9 %) stammte von VWR (Darmstadt). Ameisensäure (HCOOH; LC-MS grade, ≥ 98.0 %), Essigsäure (≥ 99.0 %), Ammoniumformiat (NH4HCOO-, ≥ 99.0 %), Natriumhydroxid (NaOH, p.a., ≥ 98.0 %), Ammoniumhydroxid-Lösung (NH4OH, ≥ 25 %, puriss.), Ammoniumhydrogencarbonat (≥ 99,5 %) und ACN (Honeywell, Chromasolv™ LC-MS, ≥ 99,9 %) wurden bei Sigma Aldrich (Steinheim) gekauft. MeOH (Rotisolv®, ≥ 99,95 %, LC-MS-Grade) und Salzsäure (HCl, ≥ 32 %, p.a.) wurden von Carl Roth (Karlsruhe) bezogen. EtOAc (p.a., ≥ 99,95 %) und Kaliumperoxodisulfat (p.a., ≥ 99,0 %) wurden bei Merck gekauft. Reinstwasser (H2OmQ, 18 MΩ⋅cm) wurde entweder mit einem „Synergy“-Aufbereitungssystem von Merck (Darmstadt) oder einem „Arium 611 UV“-System von Sartorius (Göttingen) hergestellt. Der zum Verdampfen

4 Material und Methoden

133

organischer Lösungsmittel verwendete Stickstoff (N2) hatte die Reinheit 5.0 (≥ 99.999 %). Verbrauchsmaterialien Die verwendeten SPE-Kartuschen stammten von folgenden Anbietern: Strata X-AW (6 mL, 200 mg) von Phenomenex (Aschaffenburg) und Oasis WAX (6 mL, 150 mg) von Waters (Eschborn). Von Phenomenex wurden für Vorversuche zudem Strata X-AW-Kartuschen mit anderen Dimensionen (3 mL, 100 mg und 6 mL, 100 mg) zur Verfügung gestellt. Luer-Spritzenvorfilter aus regenerierter Cellulose (Chromafil RC-45/13) wurden von Macherey Nagel (Düren) bezogen. 60 mL-PP-Reservoirs (Supelco) wurden bei Sigma Aldrich (Steinheim) gekauft. QuEChERS-Salzmischungen (4 g MgSO4 und 1 g NaCl) waren von Bekolut (Hauptstuhl). Zentrifugenröhrchen aus PP (50 mL, 15 mL und 2,0 mL) wurden bei Carl Roth (Karlsruhe) gekauft. Nalgene™Gefäße aus Polypropylen-Copolymer (PPCO) mit 125 mL und 10 mL Volumen wurden bei VWR (Bruchsal) erworben. Kunststoff-Vials aus PP und Schraubdeckel („ultra clean“) wurden bei Ziemer (Langerwehe) gekauft. Glasvials wurden von A-Z Analytik (Langen) bezogen. Glasbeads (⌀ = 3 mm) stammten von Scherf-Präzision Europa (Meiningen). Wenn nicht anders benannt, lagen die Standorte der Lieferanten für Chemikalien, Materialien und Geräte in Deutschland. Reinigung von Glasmaterial In den folgend beschriebenen Experimenten genutzten Glasgeräte (z. B. Probenflaschen, 20 mL-Vials, Glasbeads, Reagenzgläser) wurden vor ihrer Verwendung durch Spülen mit ca. 5 % Essigsäure, H2Odem, MeOH und ein zweites Mal mit H2Odem, sowie anschließende Pyrolyse bei 550 °C (Carbolite LHT 6/120, Hope, UK) gereinigt, um Kontaminationen zu vermeiden. Bei den Analysen verwendete Vials aus Glas wurden ohne eine vorherige Reinigung verwendet. Software Zur Berechnung von NG und BG wurde SQS Software benutzt (SQS2010 1.3, 2010, J. Kleiner). Mit Marvin (Marvin 15.1.12, 2015, ChemAxon) wurden

134

4 Material und Methoden

chemische Strukturen gezeichnet und charakterisiert. Igor Pro wurde zur Erstellung von Diagrammen genutzt (Igor 6.37, 2015, WaveMetrics). 4.1

Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

4.1.1

Zur Probenaufarbeitung genutzte Arbeitslösungen

Aus NaTFA und NaPFPrA wurden Stammlösungen in ACN mit Konzentrationen von 1,0 mg/mL hergestellt. Daraus wurde zusammen mit den methanolischen PFCA-Lösungen (von PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA und PFOA) eine kombinierte Arbeitslösung in MeOH hergestellt, die alle sieben untersuchten PFCA mit jeweils 1,0 μg/mL (bezogen auf das jeweilige Anion) enthielt. Aus TFA-M1 wurde eine Stammlösung einer Konzentration von 1,0 mg/mL in H2OmQ herstellt und daraus eine Arbeitslösung (125 ng/L) angesetzt. Die anderen isotopenmarkierten Standards (PFBA-M4, PFPeA-M5, PFHxA-M2, PFHpA-M4 und PFOA-M4) wurden in MeOH zu einer zweiten Arbeitslösung kombiniert („IS-Mix1“, jeweils 20 ng/mL in H2OmQ/MeOH (9:1, v/v)). 4.1.2

Proben

Wasserproben für Validierungsexperimente wurden aus der TZW Hausleitung (Leitungswasser), aus einem Brunnen in Karlsruhe (Grundwasser) und aus dem Rhein in der Nähe von Karlsruhe (Rhein-km 360, Oberflächenwasser) mit gereinigten Flaschen aus Braunglas entnommen. Das verwendete Mineralwasser wurde im Einzelhandel gekauft. Oberflächen- und Grundwasserproben wurden durch geschulte Probenehmer mit Braunglasflaschen genommen und stammten von Rhein (Oberrhein, Mittelrhein, Niederrhein), Donau, Neckar und Dreisam, vom Bodensee und seinen Zuflüssen und von Grundwasserentnahmestellen in Baden-Württemberg. Leitungswasserproben wurden an öffentlichen und privaten Entnahmestellen in Nord- und Mittel-Baden genommen, wofür Braunglas- oder Polypropylen (PP)Flaschen verwendet wurden. Glasflaschen wurden wie oben beschrieben gereinigt, PP-Flaschen wurden mit MeOH und H2Odem gespült. Proben wurden bei 4 °C gelagert und zwischen Probenahme und Analyse lagen maximal vier Wochen.

4.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben 4.1.3

135

Probenvorbereitung

Orientierende Vorversuche zur Festphasenextraktion Probenvolumina von 100 mL oder 50 mL wurden mit den Analyten aufgestockt (Konzentrationsniveau: 1,0 μg/L) und über Strata X-AW-Kartuschen mit unterschiedlichen Dimensionen angereichert. Zunächst wurde dabei mit H2Odem, später mit Mineralwasser gearbeitet. Zu diesem Zeitpunkt wurden noch keine isotopenmarkierten Standards verwendet, so dass hierbei absolute Wiederfindungen ermittelt wurden. Eine Einstellung des Proben-pHWerts wurde bei diesen Experimenten nicht vorgenommen. Die Kartuschen wurden vor der Anreicherung nacheinander mit jeweils 2 × 3,0 mL ammoniakalischen MeOH (0,2 %, v/v), MeOH und H2OmQ konditioniert. Nach der Beladung wurden die Kartuschen im N 2-Strom getrocknet und anschließend mit 2 × 3,0 mL ammoniakalischen MeOH (0,2 %, v/v) gespült, um die Analyten zu eluieren. Nach Entfernen des Elutionsmittels im N2-Strom wurden die Rückstände in 0,5 mL eines Gemischs aus MeOH und H2OmQ (1:1, v/v) aufgenommen. Einfluss des Proben-pH-Werts auf die Extraktionswiederfindungen mit zwei unterschiedlichen Festphasen Die Optimierung der SPE-Methode beinhaltete eine Evaluierung von zwei Sorbenzien (Oasis WAX (6 mL, 150 mg) und Strata X-AW (6 mL, 200 mg)) bei unterschiedlichen Proben-pH-Werten (3,0, 4,0, 5,0 und 6,0). Für jede Kombination von Sorbens und pH-Wert wurden Mineralwasserproben (50 mL) mit den Analyten dotiert (Konzentrationsniveau 100 ng/L, jeweils Triplikate) und mit HCl und NaOH auf den jeweiligen pH-Wert eingestellt. Die Konditionierung erfolgte nacheinander mit jeweils 2 × 3,0 mL ammoniakalischen MeOH (0,2 %, v/v), MeOH und H2OmQ, welches auf den jeweiligen pH-Wert der Probe eingestellt war. Nach der Beladung wurden die Kartuschen im N2-Strom getrocknet und mit 2 × 3,0 mL ammoniakalischen MeOH (0,2 %, v/v) eluiert. Anschließend erfolgte ein Lösungsmittelwechsel auf 0,5 mL eines Gemischs aus H2OmQ und MeOH (7:3, v/v). Die Quantifizierung erfolgte mit Hilfe von matrixangepassten Kalibrierungen. Dazu wurden wiederum für jede Sorbens-pH-Wert-Kombination Blindwertproben hergestellt (gleiches Mineralwasser, gleicher pH-Wert, gleiches Sorbens), die erst nach

136

4 Material und Methoden

der Elution dotiert wurden (jeweils ein Blank und fünf Konzentrationsniveaus zwischen 50 ng/L und 250 ng/L). Optimierte Methode Die optimierte SPE-Methode wurde zur Analyse von Oberflächen-, Grundwasser- und Leitungswasserproben genutzt: 50 mL einer Wasserprobe wurden dazu in eine 100 mL Steilbrustflasche gegeben (Braunglas, Weithals). Nach der Zugabe von IS (jeweils 100 μL der TFA-M1-Lösung und von IS-Mix1, entsprechend 12,5 ng abs. TFA-M1 und jeweils 2,0 ng abs. der anderen isotopenmarkierten PFCA) und von 0,25 mL MeOH zu der Probe wurde der pH-Wert mit HCl (5 % und 0,5 %), sowie mit NaOH (0,6 mol/L) auf 3,9 ± 0,1 eingestellt. SPE-Kartuschen (Oasis WAX) wurden mit einer Vakuumkammer (VacMaster 20, Biotage, Schweden) verbunden und wie folgt konditioniert: (1) 2 × 3,0 mL 0,2 % NH4OH in MeOH (v/v), (2) 3,0 mL MeOH, (3) 3,0 mL H2OmQ (mit HCl auf pH 3,0 ± 0,1 eingestellt). Etwa 3,0 mL einer Probe wurde auf die vorbereitete Kartusche gegeben und darauf ein 60 mL-PP-Reservoir angebracht, in das die restliche Probe gegeben wurde. Die Sorbenzien wurden mit den Proben bei einer Flussrate von ca. 1,5 mL/min beladen und anschließend 30 min in einem schwachen Stickstoffstrom getrocknet. Vor der Elution wurden die getrockneten Kartuschen mit Spritzenvorsatzfiltern aus regenerierter Cellulose versehen und daraufhin mit einer Fluorpolymer-freien Vakuumkammer verbunden (Chromabond, Macherey-Nagel, Düren). Zur Elution wurde mit Hilfe einer Wasserstrahlpumpe ein Vakuum angelegt und die Analyten mit 2 × 3,0 mL 0,2 % NH4OH in MeOH (v/v) vom Sorbens eluiert. Eluate wurden in 20 mL Glasvials aufgefangen und in einem schwachen Stickstoffstrom bei 33 - 34 °C getrocknet. Die Trockenrückstände wurden in 0,4 mL einer Lösung aus H2OmQ/MeOH (7:3, v/v) aufgenommen und in Crimp-Vials (1,1 mL, Rollrand, mit konischem Boden) für die instrumentelle Analyse überführt. Im Fall hochbelasteter Proben (cAnalyt > 1,5 μg/L) wurde auf eine Anreicherung verzichtet und 1,0 mL Probe direkt in ein Messvial abgefüllt. Die Quantifizierung erfolgte in einem solchen Fall durch Aufstockung (äquidistant, mindestens drei Konzentrationsniveaus) von Proben der gleichen Matrix gemäß dem Standardadditionsverfahren.

4.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben

137

Um die Konkurrenz anorganischer Anionen während des Extraktionsvorgangs zu charakterisieren wurde eine Mineralwasserprobe auf pH 3.9 ± 0.1eingestellt und mit Natriumchlorid eine Chlorid-Konzentration von etwa 250 mg/L eingestellt. Die Extraktion wurde durchgeführt wie im letzten Absatz beschrieben, wobei der Trocknungsrückstand nach dem Lösungsmittelwechsel in 1,0 mL H2OmQ aufgenommen wurde. Die SPEPermeate wurden in 50 mL-PP-Röhrchen aufgefangen. Die Proben wurden als Duplikate hergestellt und die Bestimmung der Sulfat- und ChloridKonzentrationen erfolgte durch technische Mitarbeiter des TZW-Labors mittels IC und Leitfähigkeitsdetektion. 4.1.4

Instrumentelle Analytik

Für die Messungen wurde ein LC-MS/MS System bestehend aus einem Infinity 1260 HPLC-System (mit Entgaser, binärer Pumpe, thermostatisierbarem Autosampler und Säulenofen; Agilent Technologies, Waldbronn) und einem API 5000 Triple Quadrupol Massenspektrometer (Sciex, Darmstadt) verwendet, die über ein Zwei-Wege-Ventil miteinander verbunden waren. Das MS war mit einer Turbo V-ESI-Quelle ausgerüstet. Um eine möglichst sensitive Analyse zu ermöglichen, wurden zu Beginn der Methodenentwicklung die substanzspezifischen Massenübergänge und die optimierten Geräteparameter ermittelt, indem die Analyten einzeln in MeOH gelöst (ca. 10 ng/mL) mit einer Spritzenpumpe in das MS infundiert wurden. Die entsprechenden Kenndaten sind im Anhang (Tabelle A 1) zusammengefasst. Für die chromatografische Trennung wurden zwei unterschiedliche stationäre Phasen untersucht, eine Umkehrphase (Kinetex C18, 100 mm × 3 mm, 2,6 μm, 100 Å) mit einer 3 mm SecurityGuard Ultra Vorsäule (beides: Phenomenex, Aschaffenburg) und eine Mischphase (Obelisc N, 150mm × 2,1 mm, 100 Å, 5 μm; SIELC Technologies, Wheeling, USA mit einer Obelisc N Vorsäule). Laut Herstellerangaben ist Obelisc N zwitterionisch und verbindet Retentionsmechanismen von HILIC, IC und Normalphasen-Chromatographie. Umweltproben wurden mit der Kinetex C18-Säule gemessen. Dazu wurde ein binärer Gradient (Eluent A: 2 mM NH4HCOO- und 0,2 % HCOOH in

138

4 Material und Methoden

H2OmQ/MeOH (4:1, v/v), Eluent B: 2 mM NH4HCOO- in MeOH) mit einer Flussrate von 0,25 mL/min und dem in Tabelle 22 aufgeführten Zeitprogramm verwendet. Der Lösungsmittelfluss wurde über das Zwei-WegeVentil von 1 min nach Injektion bis 14 min nach Injektion zum MS-Detektor geleitet. Tabelle 22:

Binärer Gradient für die Trennung der Analyten unter Verwendung der Kinetex C18-Säule. Die Flussrate lag konstant bei 0,25 mL/min.

Zeit / min 0 2 5 11 15 15,1 20

Eluent A / % 87,5 87,5 25 2,5 2,5 87,5 87,5

Eluent B / % 12,5 12,5 75 97,5 97,5 12,5 12,5

Bei chromatografischen Experimenten mit der Obelisc N-Säule wurde zunächst eine Auswahl der Analyten mit isokratischen Methoden getestet, bei denen verschiedene Ionenstärken (eingestellt mit NH 4Ac) und ACNAnteile in der mobilen Phase getestet wurden. Dies führte zu einer Trennmethode, bei der ebenfalls ein binärer Gradient zur Anwendung kam. Das Laufmittel-Programm (Eluent A: 2,5 mmol/L NH4Ac und 0,3 % Essigsäure in H2O/ACN 3:2, v/v; Eluent B: 20 mmol/L NH4Ac und 0,3 % Essigsäure in H2O/ACN 1:9, v/v;) ist in us mit Messfenstern von 90 sec. in Tabelle 23 zusammengefasst. Dem Programm war eine dreiminütige Äquilibrierung unter den Anfangsbedingungen des Gradienten vorgeschaltet. Die Flussrate lag konstant bei 0,7 mL/min, und der Lösungsmittelfluss wurde zwischen 0,5 min und 16 min des Zeitprogramms zum Detektor geleitet. Bei beiden LCMethoden wurden Probenvolumina von 10 μL injiziert. In Tabelle 24 sind Geräteeinstellungen aufgeführt, die in beiden LC-MS /MS- Methoden verwendet wurden. Die Datenaufnahme erfolgte im „Scheduled MRM“-Modus mit Messfenstern von 90 sec.

4.1 Analytik polarer Perfluorcarbonsäuren in Wasserproben Tabelle 23:

Binärer Gradient für die Trennung der Analyten unter Verwendung der Obelisc N-Säule. Die Flussrate lag konstant bei 0,7 ml/min.

Zeit in min 0 1 2 15 17 23 23,5 27 Tabelle 24:

Eluent A / % 95 95 90 55 5 5 95 95

Eluent B / % 5 5 10 45 95 95 5 5

Konstante, instrumentelle Einstellungen bei den LC-MS/MS Methoden.

Parameter Säulentemperatur Interface-Temperatur Ionisierungsspannung Curtain Gas Kollisionsgas Zerstäubungsgas (GS1) Heizgas (GS2)

4.1.5

139

Einheit °C °C V psi psi psi psi

Einstellung 35 500 - 4500 25 5 60 75

Qualitätskontrolle

Zwei in der quantitativen Analytik gängige Strategien zur Kompensation von Matrixeffekten sind die Nutzung einer Matrix-angepassten-Kalibrierung und die Verwendung isotopenmarkierter Standards. Bei den hier durchgeführten Analysen wurden beide Strategien angewendet. Für jeden Analyt außer für PFPrA lag ein isotopenmarkiertes Pendant vor (vgl. Tabelle A 1), so dass zu ihrer Quantifizierung PFBA-M4 als IS genutzt wurde. Da in Grund- und Oberflächenwasserproben mit deutlichen TFA-Konzentrationen zu rechnen war, wurde Mineralwasser als Kalibriermatrix verwendet (die Hintergrundbelastung lag in etwa bei der Nachweisgrenze). Dazu wurden Mineralwasserproben auf unterschiedlichen Konzentrationsniveaus dotiert und über das Gesamtverfahren angereichert. Für jeden Analyt wurden so zwei überlappende Kalibrierkurven mit mindestens fünf Konzentrationsniveaus gene-

140

4 Material und Methoden

riert – eine im niedrigen (TFA: 10 ng/L bis 250 ng/L, andere Analyten: 1 ng/L bis 150 ng/L) und eine im hohen Konzentrationsbereich (TFA: 200 ng/L bis 1500 ng/L, andere Analyten: 100 ng/L bis 1500 ng/L). Die Arbeitsbereiche wurden zunächst durch Direktinjektionen von Kalibrierproben in H2OmQ/MeOH (7:3, v/v) abgeschätzt. Da Matrixeffekte auftraten wurden die realen Arbeitsbereiche, Linearität und die analytischen Kenngrößen mit Hilfe von äquidistanten Kalibrierproben ermittelt, die über das Gesamtverfahren (analog den Kalibrierproben) hergestellt wurden. NG und BG wurden gemäß DIN 32645 durch Kalibrierung im unteren Arbeitsbereich (1,0 bis 200 ng/L bei TFA, 0,1 bis 20 ng/L bei anderen Analyten; ebenfalls äquidistant und über das Gesamtverfahren hergestellt) berechnet. Dabei wurden NG und BG nach linearer Regression unter Berücksichtigung der Reststandardabweichung, Verfahrensstandardabweichung und mit einem Vertrauensbereich von 95 % berechnet. Die Messsignale wurden dabei nicht Blindwert-korrigiert. Bei der Analyse von Umweltproben wurde mit Serien von 12 Proben gearbeitet, wobei in jeder Serie ein Blindwert (H2Odem) über das Gesamtverfahren zur Überwachung auf Kontamination und wenigstens eine aufgestockte Probe (Mineral-, Leitungs-, Grund- oder Oberflächenwasser) zur Ermittlung von Wiederfindungen mitgeführt wurde. Die Performance des Messsystems wurde durch regelmäßige Injektion (nach jeder Probenserie) einer matrixfreien Kontrollprobe kontrolliert und wurde als akzeptabel befunden, solange die Abweichung unter 10 % RSD lag. Matrix-Effekte wurden bestimmt, indem für die untersuchten Probenmatrices Serien von jeweils sechs Blindwert-Proben (ohne Zugabe von IS) mit der beschriebenen SPE-Methode angereichert und nach der Elution auf äquidistanten (∆ = 100 ng/L) Konzentrationsniveaus mit den Analyten aufgestockt wurden. Über die Steigungen der so erhaltenen Kalibriergeraden wurden relative Matrix-Effekte bezogen auf eine Kalibriergerade mit den gleichen Konzentrationsniveaus in H2Odem als Matrix berechnet (Matuszewski et al., 2003). In Abhängigkeit ihrer Kettenlängen und funktionellen Gruppen neigen PFAS zur Adsorption an Gefäßwände, z. B. aus Glas oder PP (Berger et al.,

4.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

141

2011). Ein solcher Effekt wurde unter den hier beschriebenen experimentellen Bedingungen nicht beobachtet. 4.2

Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

4.2.1

Arbeitslösungen von Chemikalien

Von den Substanzen 4C,3N-BTF, 4C-BTF, Bisphenol AF, FHxSA, Fluopicolid, Flufenacet, Fluopyram, Flurtamone, Fluoxetin, Sitagliptin, Tritosulfuron und Tembotrion wurden separate Arbeitslösungen von jeweils 10 μg/mL in ACN hergestellt. Im Fall von FEtSA wurde eine Arbeitslösung derselben Konzentration in H2OmQ hergestellt. Für die Aufschlüsse wurden separate Lösungen von NaOH (10 N in H2OmQ) und K2S2O8 hergestellt (20 g/L in H2OmQ) und innerhalb von maximal drei Wochen verbraucht. Aus TFA-M2 wurde zunächst eine Stammlösung (1,0 mg/mL in H2OmQ) erstellt, aus der eine Arbeitslösung mit einer Konzentration von 0,1 μg/mL verdünnt wurde. Außerdem wurde in Vorversuchen ein Gemisch der isotopenmarkierten Standards TFA-M2, PFBA-M4, PFPeA-M5, PFHxA-M2, PFHpA-M4, PFOA-M4, 4:2 FTSA-M2 und 6:2 FTSA-M2 mit einer Konzentration von jeweils 0,1 μg/mL in ACN („IS-Mix 2“) verwendet. 4.2.2

Proben

Grundwasser- und Oberflächenwasserproben wurden selbst oder von Probenehmern des TZW entweder mit vorgereinigten und pyrolysierten Glasflaschen oder im Fall einer Oberflächenablaufprobe in 50 mL PP-Röhrchen genommen. Abwasserproben (Wochenmischproben) wurden von den Kläranlagenbetreibern vorab eingefroren und gekühlt über Paketdienste an das TZW gesendet. Proben aus der Region Venetien wurden durch Mitarbeiter der regionalen Umweltbehörde (ARPAV) genommen und gekühlt per Express an das TZW gesendet. Proben wurden bei 4 °C gelagert und innerhalb von maximal sechs Wochen analysiert. Abwasserproben wurden vor der Verwendung zentrifugiert (5 min bei 3000 U/min bzw. 2968 × g) und es wurde mit dem Überstand weiter gearbeitet.

142 4.2.3

4 Material und Methoden Probenvorbereitung

Es wurde eine Methode zur Untersuchung des TFA-Bildungspotenzials auf Basis des sogenannten TOP-Assays entwickelt, wobei verschiedene Anpassungen und Optimierungen vorgenommen werden mussten: Die Reaktionsdauer wurde angepasst, es musste eine geeignete Methode zur Isolierung von TFA aus den Aufschlusslösungen gefunden werden und vor der Untersuchung realer Proben waren Tests hinsichtlich des Einflusses ihrer Matrix notwendig. Zur Ermittlung von TFA-Konzentrationen in nativen Proben (ohne Aufschluss) wurden 10 ng abs. TFA-M2 in einem Vial vorgelegt und anschließend 1,0 mL einer Probe (ggf. verdünnt) zugegeben. Aufschluss Oxidative Aufschlüsse mit Peroxodisulfat im alkalischen Milieu wurden in Anlehnung an das von Houtz & Sedlak (2012) veröffentlichte Protokoll durchgeführt, wobei mit 60 mmol/L Peroxodisulfat und 150 mmol/L NaOH gearbeitet wurde. Erste Experimente (einzelne Vorläufersubstanzen) wurden mit 125 mL-Gefäßen (PPCO) durchgeführt, später (Untersuchungen von Wasserproben) wurden 10 mL-Gefäße verwendet. Zur Untersuchung des TFA-Bildungspotenzials einzelner Vorläufersubstanzen wurden definierte Mengen der Verbindungen in jeweils eine PPCOFlasche (125 mL) gegeben: Im Fall von Substanzen mit einer CF 3-Gruppe und von FTSA wurden 500 ng abs. (50 μL einer Lösung von 10 μg/mL) zugegeben, im Fall von Vorläufern mit zwei CF 3-Gruppen (Tritosulfuron, Fluopyram) wurden 300 ng (30 μL einer Lösung von 10 μg/mL) zugegeben. Anschließend wurde das Lösungsmittel vorsichtig im Stickstoffstrom entfernt. Nach Zugabe von 2,0 g ± 0,02 g K2S2O8, ca. 100 mL H2OmQ und 1,9 mL 10 N NaOH wurde die Lösung homogenisiert. Vor dem Verschließen wurde das Reaktionsgefäß vollständig mit H2OmQ aufgefüllt und erneut homogenisiert. Es wurde für jede Substanz eine Dreifachbestimmung durchgeführt. Das Vorgehen zur Untersuchung der TFA-Entstehung in wässrigen Proben in 10 mL-Ansätzen war vom eingesetzten Probenvolumen abhängig: Im Fall von Probenvolumina > 1,5 mL (Grundwasser, Leitungswasser, Oberflächenablauf) wurden 160 mg ± 2 mg K2S2O8 in ein PPCO-Röhrchen eingewogen, die Probe, 150 μL 10 N NaOH und H2OmQ bis zu einem Volumen von ca.

4.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

143

9 mL zugegeben und das Gemisch mit einem Vortex-Schüttler (IKA MS3, Staufen) homogenisiert. Danach wurde das 10 mL-Gefäß mit H2OmQ bis zum Rand gefüllt und verschlossen. Bei Probenvolumina ≤ 1,5 mL (Abwasser, Sickerwasser, Oberflächenwasser) wurde zunächst eine Probe vorgelegt, dann 8,0 mL der hergestellten K2S2O8-Lösung (20 g/L) und 150 μL 10 N NaOH zugegeben, homogenisiert, mit H2OmQ aufgefüllt, erneut homogenisiert und das Gefäß verschlossen. Die Reaktionsmischungen wurden in einem Ofen (Genlab Ltd, Widnes, UK) über einen Zeitraum von 20 h auf 85 °C erhitzt und danach in einem Eisbad abgekühlt.

Vorversuche zur Festphasenextraktion und zur Reaktionsdauer Zur Isolierung von Analyten aus Aufschlusslösungen wurde zuerst die im vorangegangenen Kapitel (3.1.1) entwickelte SPE-Methode getestet. Dazu wurden separate Aufschlussexperimente mit Fluortelomersubstanzen (250 ng 4:2 FTSA oder 6:2 FTSA) in 125 mL Gefäßen durchgeführt. Als Matrices wurden H2Odem und ein mit PFAS unbelastetes Grundwasser verwendet und für jede Substanz-Matrix-Kombination wurde eine Dreifachbestimmung angesetzt. Die Vorbereitung der Aufschlüsse erfolgte wie oben beschrieben, wobei Proben in H2Odem 6 h und Proben in Grundwassermatrix 20 h lang erhitzt wurden. Nach Dotierung von 20 μL von IS-Mix 2 (2 ng abs. je Substanz) wurden die vollständigen Proben mittels SPE analog der in Kapitel 4.1.3 beschriebenen Methode angereichert; die abgekühlten Reaktionsansätze wurden dabei zur weiteren Bearbeitung (pH-Einstellung, Zugabe von MeOH und IS) in 250 mL Glasflaschen überführt. Zusätzlich zu TFA wurden in diesem Experiment die sechs höheren, homologen PFCA mit C 3 bis C8, sowie die beiden Substanzen 4:2-FTSA und 6:2 FTSA untersucht und mittels Isotopenverdünnungsmethode bezogen auf eine externe Kalibrierung in einem Wasser-Methanol-Gemisch (3:7, v/v) quantifiziert.

Evaluierung verschiedener Clean-up-Methoden Nach den Vorversuchen wurden zur Isolierung von TFA aus TOP-AssayReaktionslösungen weitere Methoden evaluiert: LSE mit ACN oder Aceton,

144

4 Material und Methoden

sowie LLE mit Ethylacetat oder ACN. Es wurden bei den Tests 10 mLAliquote von „matrixfreien“ Aufschlusslösungen genutzt (H2Odem als Matrix, in 125 mL-Gefäßen hergestellt, jeweils Triplikate mit 6 h bzw. 20 h Reaktionszeit) Vor den Clean-up-Schritten wurden in die Proben jeweils 10 ng abs. TFA dotiert und jeweils im letzten Arbeitsschritt 1,0 ng TFA-M2 zugegeben, um absolute Wiederfindungen zu bestimmen. Für LSE wurden die Aliquote zunächst mit einer Apparatur bestehend aus einem RVC 2-33 IR Rotations-Vakuum-Konzentrator und einer CT 04-50 SR Kühlfalle (beides: Christ, Osterode) mit folgendem Programm getrocknet: Bei einem durchgängigen Druck von 10 mbar in der Probenkammer wurde eine Temperaturrampe innerhalb von 1 min auf 50 °C gefahren, diese Temperatur wurde über einen Zeitraum von 4,5 h beibehalten und anschließend wurden die Proben noch weitere 30 min auf 30 °C temperiert. Anschließend wurden die trockenen Rückstände in zwei Stufen mit jeweils 1,0 mL ACN oder Aceton extrahiert. Mit Hilfe eines Spatels wurden die festen Rückstände zunächst im jeweiligen Lösungsmittel fein verteilt, danach sechs Glasbeads zugegeben und die Suspension 30 min bei ca. 1900 U/min auf einem Vortex-Schüttler (Multi-Reax, Heidolph, Schwabach) gemischt. Nach Absetzen der festen Partikel erfolgte eine möglichst vollständige Überführung des Lösungsmittel in ein 2 mL-Zentrifugenröhrchen (PP) und ein zweiter Extraktionsdurchgang. Nach Vereinigung der flüssigen Phasen wurde zentrifugiert (10 min bei 12 000 × g), die flüssige Phase in ein neues 2 mL-Zentrifugenröhrchen überführt und das Lösungsmittel vorsichtig im N2-Strom entfernt. Nach Rücklösen der Rückstände in 1,0 mL eines Gemischs aus MeOH und H2OmQ (9:1, v/v) wurde die Lösung zur Messung in ein Vial umgefüllt. Bei LLE wurden die Aliquote in 50 mL PP-Röhrchen vorgelegt. Es wurden 10 mL organisches Lösungsmittel (ACN oder EtOAc) und 250 µL HCl (32 %) zugegeben und 1 min mit einem Vortexer durchmischt. Anschließend wurde in jedes Röhrchen eine QuEChERS-Salzmischung zugegeben und 20 min mit einem Kreisschüttler (Multireax, Heidolph, Schwabach) bei ca. 1900 U/min durchmischt. Die organische Phase wurde mit einer Pasteurpipette in ein 15 mL PP-Röhrchen überführt, im N2-Strom getrocknet und der Rückstand in 0,5 mL eines Gemischs aus MeOH und H2OmQ (9:1, v/v)

4.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

145

gelöst. Die Bestimmung von Sulfat erfolgte mit Proben, die ohne Zugaben von TFA und IS vorbereitet und nach dem Lösungsmittelwechsel in 1,0 mL H2OmQ aufgenommen wurden. Finale Methode für den Clean-up Für jede Probe wurden in einem 12 mL-Reagenzglas 10 µL der IS-Lösung (0,1 µg/mL) entsprechend 1,0 ng abs. TFA-M2 vorgelegt und 10 mL einer abreagierten Probe überführt. Im Fall der 10 mL PPCO-Röhrchen wurde die Lösung vollständig überführt und dann das Gefäß mit 0,5 mL MeOH nachgespült, die ebenfalls in das 12 mL-Reagenzglas gegeben wurden. Die so erhaltene Lösung wurde anschließend mittels Rotations-Vakuum-Konzentration zur Trockne eingeengt. Dazu wurde das folgende Zeitprogramm genutzt: In der Probenkammer wurde durchgängig ein Druck von 10 mbar gehalten. Es erfolgte eine Temperaturrampe innerhalb von 1 min auf 50 °C. Diese Temperatur wurde danach über einen Zeitraum von 4,5 h beibehalten, und anschließend wurden die Proben noch weitere 30 min auf 30 °C temperiert. Die Analyten wurden mit ACN aus den trockenen Rückständen in zwei Stufen extrahiert. Im ersten Schritt wurden 1,4 mL ACN in ein Reagenzglas mit den Trockenrückständen einer Probe gegeben und die Salze mit Hilfe eines Spatels vollständig von den Wänden der Reagenzgläser gekratzt und zerkleinert. Nach Zugabe von 6 – 7 Glasbeads wurde die Probe mit einem Stopfen aus PP verschlossen und 30 min bei ca. 1900 U/min auf einem Vortex-Schüttler (Multi-Reax, Heidolph, Schwabach) gemischt. Nach Absetzen der festen Probenbestandteile wurde der Überstand in ein 2 mL PPZentrifugenröhrchen gegeben, dieses wurde zentrifugiert (10 min bei 12 000 × g)und der Überstand in ein frisches 2 mL PP-Zentrifugenröhrchen überführt. Nach Wiederholung des Extraktionsvorgangs mit 0,7 mL ACN und einer Durchmischungszeit von ca. 10 sec auf einem Vortex-Schüttler wurden die Überstande im zweiten Röhrchen vereinigt und das Lösungsmittelvolumen im Stickstoffstrom bei 33 – 34 °C auf < 1,0 mL reduziert. Durch Zugabe eines Gemischs aus MeOH und H2OmQ (9:1, v/v) wurde das Volumen anschließend auf 1,0 mL eingestellt, homogenisiert und zur Messung in ein 1,5 mL Kunststoff-Vial (PP) mit Schraubdeckel überführt.

146

4 Material und Methoden

Optimierung des Clean-ups und Ozonung Die notwendige Anzahl von Extraktionsschritten zur quantitativen Isolierung von TFA aus getrockneten Aufschlussproben unter Verwendung von ACN wurde ebenfalls mit matrixfreien (H2Odem als Matrix) Aufschlusslösungen ermittelt. Vor dem Trocknungsschritt wurden 25 ng (abs.) TFA in ein Reagenzglas dotiert und 10 mL Lösung zugegeben. Mit dem Trockenrückstand nach der Vakuum-Rotationskonzentration wurden drei sukzessive Extraktionsschritte durchgeführt und die einzelnen Fraktionen separat analysiert: Der erste Extraktionsschritt wurde mit 1,4 mL ACN durchgeführt, die beiden darauf folgenden mit jeweils 0,7 mL ACN. Die Zugabe von IS (TFA-M2) erfolgte hier erst nach Überführung der ACN-Phase in das erste 2 mL-Röhrchen, um absolute Extraktionswiederfindungen der einzelnen Schritte zu ermitteln. Im Übrigen wurde wie oben („Finale Methode für den Clean-up“) beschrieben vorgegangen. Die Oxidationen mittels Ozonierung wurden durch Mitarbeiter des TZW durchgeführt und bereits publiziert (Scheurer et al., 2017): Mit Hilfe eines Ozon-Generators wurden zunächst Ozon-Starkwasserlösungen in H2OmQ (ca. 25 mg/L) hergestellt. Die exakte O3-Konzentration wurde mit Hilfe der Indigo-Methode überprüft (Bader & Hoigné, 1981). Bei Experimenten mit TFMhaltigen Vorläufern wurden in 500 mL Glasflaschen einzelne Lösungen der Präkursoren (c = 100 μg/L in H2Odem) vorgelegt und mit Ozon-Starkwasser auf 4,0 mg O3/L gebracht. Nach einer Kontaktzeit von 1 h wurde restliches O3 mit Natriumthiosulfat reduziert und 1,0 mL der Lösung mittels IC-MS/MS gemessen. Im Fall einer Probe Oberflächenablauf, wurden 10 mL der zentrifugierten Probe (20 min bei 2968 × g) mit Ozon-Starkwasser auf 2,0 mg O3/L gebracht. Im Weiteren wurde wie bei den Vorläufer-Experimenten verfahren. 4.2.4

Instrumentelle Analytik

Zur Messung von Extrakten wurde das in Kap. 4.1.4 beschriebene LC-MSSystem verwendet. Die Bestimmung von TFA erfolgte gemäß Scheurer et al. (2017) durch IC-Trennung auf einer Dionex IonPac AS17-C Säule (2 mm × 250 mm, Thermo Fisher, Darmstadt) mit einer entsprechenden Vorsäule (2 mm × 50 mm) unter Verwendung eines verdampfbaren Lauf-

4.2 Untersuchungen zu TFA-Präkursoren in wässrigen Proben

147

mittels (Eluent A: 50 mM Ammoniumhydrogencarbonat, Eluent B: MeOH) und einem binären Gradient, der mit 20 % Eluent A begann, innerhalb 10 min auf 50 % Eluent A anstieg und daraufhin innerhalb 1 min wieder auf 20 % Eluent A zurück ging. Anschließend wurde mit den Startbedingungen 6 min lang äquilibriert. Die Flussrate lag konstant bei 0,3 mL/min, und es wurde mit einem Injektionsvolumen von 100 μL gearbeitet. Das MS wurde bei dieser Methode im MRM-Modus mit einer ‚Dwell time‘ von 200 ms betrieben. Die verwendeten Massenübergänge für TFA und den IS TFA-M2 können Tabelle A 1 bzw. Tabelle A 2 entnommen werden. Bis auf die Säulentemperatur (30 °C) und das Curtain-Gas (30 psi) wurden bei dieser Methode die gleichen MS-seitigen Einstellungen verwendet, wie in Tabelle 24 aufgeführt sind. Zur Messung der höheren homologen PFCA bis PFOA im Vorversuch wurde die zuvor (Kap. 4.1.4) beschriebene Methode unter Verwendung der Kinetex C18-Säule genutzt. Zusätzlich wurden dabei die beiden Substanzen 4:2 FTSA und 6:2 FTSA und ihre isotopenmarkierten Pendants mit analysiert. Die Quantifizierung erfolgte mittels externer Kalibrierung und Isotopenverdünnungsmethode. Kalibrierstandards wurden im Konzentrationsbereich zwischen 0,1 μg/L und 25 μg/L (sieben Konzentrationsniveaus) in einem Gemisch aus H2OmQ/MeOH (1:9, v/v) hergestellt. Die Sulfat-Konzentration in Vorversuchen wurde von Mitarbeitern des TZW-Labors mittels Ionenchromatographie und Leitfähigkeitsdetektion gemessen. 4.2.5

Qualitätskontrolle

Zur Kontrolle von Kontaminationen wurden in jeder Probenserie Chemikalienblindwerte (H2OmQ) mitgeführt, die wie Realproben behandelt wurden. Zur Vermeidung von Verschleppungen von Probe zu Probe wurde der zur Homogenisierung der Trockenrückstände verwendete Spatel nach jeder Probe mit H2Odem und MeOH gereinigt. Zur regelmäßigen Methodenüberprüfung wurden in den Probenserien Aufstockungen mit FEtSA (10 ng entsprechend 100 μL der hergestellten Arbeitslösung) mitgeführt, um die Wirksamkeit des oxidativen Aufschlusses sicherzustellen.

148

4 Material und Methoden

Die Untersuchung des Einflusses von Abwassermatrix während des Aufschlusses erfolgte durch Zugabe definierter Probenvolumina (1,0 mL, 0,3 mL oder 0,1 mL) eines zentrifugierten Kläranlagen-Zulaufs und –Ablaufs in 10 mL Reaktionsgefäße. Parallel dazu wurden Triplikate mit den gleichen Volumina mit jeweils 10 ng. abs. FEtSA versehen. NG und BG wurden gemäß DIN 32645 durch Kalibrierung im unteren Arbeitsbereich (0,01 μg/L bis 0,25 μg/L, 11 etwa äquidistante Konzentrationsniveaus) ermittelt (DIN 32645, 2008). 4.3

Untersuchungen zu PFCA-Präkursoren in Feststoffen

4.3.1

Arbeitslösungen von Chemikalien

Aus TFA, PFPrA, FEtSA, FBSA und FHxSA wurden separate Stammlösungen in ACN mit jeweils 1,0 mg/mL hergestellt. Aus den Lösungen der nativen PFCA (homologe PFCA von C2 bis C14) und PFSA (C4 bis C8 und C10) wurde anschließend eine Arbeitslösung von 1,0 μg/mL in ACN hergestellt, die zur Herstellung von Kalibrierlösungen und zur Aufstockung von Proben in Wiederfindungsexperimenten verwendet wurde. Eine separate Arbeitslösung von 1,0 μg/mL in ACN wurde aus den vier FASA (FEtSA, FBSA, FHxSA und FOSA) hergestellt (FASA-Mix) und für Kontrollexperimente und zur Herstellung von Kalibrierlösungen genutzt. Aus den isotopenmarkierten PFAS (TFA-M2, PFBA-M4, PFPeA-M5, PFHxA-M2, PFHpA-M4, PFOA-M4, PFNA-M5, PFDA-M2, PFUnDA-M2, PFDoDA-M2, PFTeDA-M2, PFBS-M3, PFHxS-M2, PFOS-M4 und FOSA-M8) wurde eine Arbeitslösung („IS-Mix 3“) mit der Konzentration 0,1 μg/mL in ACN hergestellt. Für die Aufschlüsse wurden separate Lösungen von NaOH (10 N in H2OmQ) und K2S2O8 hergestellt (20 g/L in H2OmQ) und innerhalb von maximal drei Wochen verbraucht. 4.3.2

Proben

Die in diesem Teil untersuchten Proben stammten von landwirtschaftlichen Flächen aus dem Raum Baden-Baden/Rastatt. Die verwendete PFASunbelastete Referenzprobe stammte aus einem anderen Gebiet in der mit-

4.3 Untersuchungen zu PFCA-Präkursoren in Feststoffen

149

telbadischen Oberrheinebene. Die unbelastete Probe und eine belastete Probe wurden innerhalb eines Projekts an das TZW übergeben, bei dem die Probenvorbehandlung (trocknen, homogenisieren) durch Mitarbeiter des landwirtschaftlichen Technologiezentrums Augustenberg (LTZ) durchgeführt worden war. Andere Bodenproben wurden von Mitarbeitern des TZW zunächst vollständig auf eine Korngröße d 5 mm gesiebt. Eine Teilprobe von ca. 250 g wurde über Nacht tiefgefroren (-20 °C), anschließend gefriergetrocknet und daraufhin mit einer Kugelmühle zermahlen. Die so vorbehandelten Proben wurden in verschließbare Flaschen aus PP umgefüllt und bis zu Ihrer weiteren Analyse dunkel und trocken bei ca. 25 °C gelagert. Weitere Analysen erfolgten i. d. R. innerhalb von drei Wochen. 4.3.3

Probenvorbereitung

Herstellung von Rohextrakten Vorbehandelte Bodenproben wurden zweimal mit MeOH bei einem Feststoff-Lösungsmittel-Verhältnis von 1:10 extrahiert. Der Extraktionsvorgang beinhaltete eine kurze Durchmischung mit einem Vortex-Schüttler (IKA MS3, Staufen), 15 min Ultraschallbehandlung (Sonorex RK 510, Bandelin, Berlin) bei 25 °C und weitere 30 min Durchmischung auf einem Kreisschüttler bei ca. 1800 U/min (Multireax, Heidolph Instruments, Schwabach). Nach 5 min Zentrifugation bei 3000 U/min bzw. 2968 × G (8KS, Sigma, Osterode am Harz) wurde die flüssige Phase so vollständig wie möglich in ein 15 mL PP-Röhrchen überführt und der Extraktionsvorgang ein zweites Mal durchgeführt, bevor beide Extrakte vereint wurden. Die kombinierten Extrakte wurden anschließend im N2-Strom bei 33-34 °C konzentriert (Techne DB3, Cole Parmer, Staffordshire, Vereinigtes Königreich) und auf ein Endvolumen von 5,0 mL gebracht. In Vorversuchen wurde mit 1,0 g Probeneinwaage (und 2 × 10 mL MeOH) in 50 mL PP-Röhrchen gearbeitet, um aus demselben Rohextrakt Teilproben von 0,5 g, 0,2 g und 0,1 g entnehmen zu können. Nach diesen Experimenten wurden Extrakte aus praktischen Gründen mit 0,5 g Probeneinwaage (und 2 × 5,0 mL MeOH) hergestellt. Zur Ermittlung nativer Konzentrationen wurden die Bodenproben vor der Extraktion mit isotopenmarkierten Standards auf einem Niveau von 10 μg/kg TS dotiert (10 μL von „IS-

150

4 Material und Methoden

Mix 3“). Von solchen Proben wurde eine Teilprobe (1,0 mL entsprechend 0,1 g) im N2-Strom getrocknet, danach in 1,0 mL MeOH/H2OmQ (9:1, v/v) wieder aufgenommen und zur Messung in ein PP-Vial umgefüllt. Bei Proben, die oxidativ behandelt wurden, wurde IS erst nach dem TOP-Assay dotiert. Aufschluss mittels TOP-Assay Ein Aliquot des Extrakts (1,0 mL entsprechend 0,1 g Probe) wurde in ein 10 mL PPCO-Röhrchen gegeben und vorsichtig im N2-Strom bei 33-34 °C getrocknet. Nach Zugabe von 8,0 mL K2S2O8–Lösung (20 g/L) und 0,15 mL 10 N NaOH Lösung wurde 10 s mit einem Vortex-Mischer homogenisiert, das Röhrchen vollständig mit H2OmQ befüllt (Vermeidung von Headspace) und erneut homogenisiert. Zum oxidativen Aufschluss wurden die Proben in einem Ofen (Genlab Ltd, Widnes, UK) über 20 h auf 85 °C erhitzt und anschließend in einem Eisbad abgekühlt. Im Fall hochbelasteter Proben wurden dem Aufschluss kleinere Teilproben eines Rohextrakts zugeführt, z. B. 0,1 mL entsprechend ca. 0,01 g Probe. Clean-up für Feststoffextrakte Die weitere Bearbeitung der abgekühlten Aufschlusslösungen erfolgte weitestgehend analog zur Beschreibung in Kap. 4.2.3 („Finale Methode für den Clean-up“), wobei in einem 12 mL-Reagenzglas 1,0 ng IS (entsprechend 10 µL des „IS-Mix 3“) vor der Trocknung einer Aufschlusslösung mittels Rotations-Vakuumkonzentration vorgelegt wurde. Im Anschluss an die zweistufige Extraktion mit ACN wurden die vereinigten Überstände vollständig im Stickstoffstrom getrocknet und zur Messung in 1,0 mL eines Gemischs aus MeOH und H2OmQ (9:1, v/v) aufgenommen. Nach Überführung in 1,5 mL Kunststoff-Vials (PP) waren die Extrakte messfertig. Methodenoptimierung für Aufschluss und Clean-up Während der Methodenoptimierung wurde der Einfluss koextrahierter Matrix während des TOP-Assays untersucht. Dazu wurden Abweichend von der obigen Beschreibung Rohextrakte mit 1,0 g Einwaage (und zweimal 10 mL MeOH) hergestellt und davon unterschiedlich große Teilproben (0,5 g, 0,2 g und 0,1 g Probe) getrocknet und aufgeschlossen. Für jede der so untersuchten Bodenproben wurden dabei Triplikate angefertigt.

4.3 Untersuchungen zu PFCA-Präkursoren in Feststoffen

151

Für das erweiterte Analytspektrum musste die notwendige Anzahl von Extraktionswiederholungen im Clean-up überprüft werden. Dazu wurden 10 mL „matrixfreie“ (mit H2Odem hergestellte) Aufschlusslösung in ein Reagenzglas zur Rotations-Vakuumkonzentration gegeben und mit jeweils 10 ng der PFCA und PFSA dotiert. Die nach dreistufiger Extraktion mit ACN (erster Schritt mit 1,4 mL, danach zweimal mit jeweils 0,7 mL) erhaltenen Fraktionen wurden separat gesammelt und vor der weiteren Verarbeitung (Zentrifugation, Lösungsmittelwechsel) mit jeweils 1,0 ng IS (entsprechend 10 µL des „IS-Mix 3“) versehen, um absolute Extraktionswiederfindungen zu bestimmen. Experimente zur Transformation von PAP Vier unterschiedliche PAP (10:2 monoPAP, 6:2/8:2 diPAP, 8:2 diPAP und diSAmPAP) wurden in Gegenwart von Bodenmatrix und matrixfrei dem TOP-Assay unterzogen. Im ersten Fall wurden Teilproben (entsprechend 0,1 g Boden) eines zuvor hergestellten Extrakts aus der unbelasteten Referenzprobe in den Aufschlussgefäßen vorgelegt und mit einem Präkursor dotiert. Dazu wurden 150 µL (10:2 monoPAP, 8:2 diPAP oder diSAmPAP) bzw. 250 µL (6:2/8:2 diPAP) einzelner Lösungen in MeOH (c = 0,1 µg/mL) zugegeben. Für Aufschlüsse ohne Matrix wurden die gleichen Mengen verwendet ohne zuvor Bodenextrakt vorzulegen. Alle Experimente wurden als Triplikate durchgeführt. Nach vorsichtigem Entfernen des Lösungsmittels im N2-Strom wurden TOP-Assay und Clean-up wie oben beschrieben durchgeführt. 4.3.4

Instrumentelle Analytik

Extrakte wurden mit dem in Kap. 4.1.4 beschriebenen LC-MS-System gemessen. Zur simultanen Bestimmung von TFA, PFPrA und PFBA wurde die zuvor beschriebene IC-MS/MS-Analytik erweitert (Scheurer et al., 2017). Als Trennsäule diente eine Dionex IonPac AS17-C Säule (2 mm × 250 mm, Thermo Fisher, Darmstadt) mit entsprechender Vorsäule (2 mm × 50 mm). Als Eluent A wurden 50 mM Ammoniumhydrogencarbonat in H2OmQ, und als Eluent B MeOH verwendet. Der Gradient begann mit 20 % Eluent A, stieg innerhalb 10 min auf 50 % Eluent A an und ging daraufhin innerhalb 1 min

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4 Material und Methoden

wieder auf 20 % Eluent A zurück. Anschließend wurde mit den Startbedingungen 6 min lang äquilibriert. Die Flussrate lag konstant bei 0,3 mL/min, und es wurde mit einem Injektionsvolumen von 100 μL gearbeitet. Das MS wurde bei dieser Methode im MRM-Modus mit einer ‚Dwell time‘ von 200 ms betrieben. Bis auf die Säulentemperatur (30 °C) und das Curtain-Gas (30 psi) wurden bei dieser Methode die gleichen MS-seitigen Einstellungen verwendet, wie in Tabelle 24 aufgeführt sind. Die homologen PFCA (C3 - C14), PFSA (C4 - C8, C10) und FASA (C2, C4, C6, C8) wurden mittels RP-LC-MS/MS analysiert. Dabei wurden eine Kinetex C18-Säule (100 × 3 mm, 2,6 μm, 100 Å; Phenomenex, Aschaffenburg mit einer 3 mm SecurityGuard Ultra Vorsäule (Phenomenex, Aschaffenburg) und ein binärer Laufmittel-Gradient (Eluent A: 2 mM NH4HCOO- und 0,2 % HCOOH in H2OmQ/MeOH (4:1, v/v), Eluent B: MeOH) mit einer Flussrate von 0,25 mL/min und dem in Tabelle 22 aufgeführten Zeitprogramm verwendet. Über ein Zwei-Wege-Ventil wurde der Lösungsmittelfluss zwischen 1 -14 min nach Injektion zum MS-Detektor geleitet. Um das Verhältnis von Wasser und organischem Laufmittel für die Chromatografie anzupassen wurde zur Probeninjektion folgendes Injektor-Programm genutzt: 1. Aufziehen von 10 μL Probe 2. Waschen der Injektornadel an der Spülposition des Autosamplers für 5 s (mit Isopropanol) 3. Aufziehen von 40 μL 2 mM NH4HCOO4. Injektion und Start der Messung Die in den Methoden verwendeten Massenübergänge können Tabelle A 1 bzw. Tabelle A 2 entnommen werden. Analysen auf EOF wurden von Mitarbeitern des TZW durchgeführt. Die dabei angewendete Methode ist im Anhang („EOF-Analytik“) näher erläutert. 4.3.5

Qualitätskontrolle

Proben wurden mittels externer Kalibrierung im Konzentrationsbereich zwischen 0,1 μg/L und 25 μg/L (sieben Konzentrationsniveaus) in einem Gemisch aus H2OmQ und MeOH (1:9, v/v) über Analyt-IS-Verhältnisse quantifiziert. Für die beiden Messmethoden wurden dabei separate Kalibrierrei-

4.3 Untersuchungen zu PFCA-Präkursoren in Feststoffen

153

hen hergestellt, die nur die jeweils relevanten Analyten enthielten. Instrumentelle NG und BG wurden für beide Analysemethoden mittels Kalibrierung im unteren Arbeitsbereich gemäß DIN 32645 (DIN 32645, 2008) bestimmt (IC-MS/MS: 11 nahezu äquidistante Konzentrationsniveaus zwischen 0,01 μg/L und 0,25 μg/L; LC-MS/MS 13 nahezu äquidistante Konzentrationsniveaus zwischen 0,01 μg/L und 0,30 μg/L). NG und BG wurden mit einer Validierungssoftware (SQS2010 1.3, 2010, J. Kleiner) durch lineare Regression unter Berücksichtigung von Reststandardabweichungen, Verfahrensstandardabweichungen und mit Vertrauensbereichen von 95 % berechnet. Die Messsignale wurden dabei nicht Blindwert-korrigiert. Wiederfindungen über das Gesamtverfahren wurden für die untersuchten PFCA und PFSA ermittelt, indem die PFAS-unbelastete Referenzprobe mit 100 μg/kg TS je Substanz dotiert wurde (Triplikate) und nach einer Trocknungsdauer von einem Tag die vollständige Methode durchgeführt wurde. Zur Untersuchung relativer Matrixeffekte wurden die isotopenmarkierten Standards auf dem in der Methode verwendeten Dotierungsniveau (10 μg/kg TS) herangezogen. Für die native Probe wurde ein Extrakt der unbelasteten Referenzprobe (entsprechend 0,1 g Teilprobe) im N2-Strom getrocknet, mit IS dotiert und in 1,0 mL MeOH/H2OmQ (9:1, v/v) aufgenommen. Für die oxidativ behandelte Probe wurde eine entsprechende Teilprobe des unbelasteten Referenzbodens dem TOP-Assay unterzogen, der Cleanup durchgeführt und erst beim Lösungsmittelwechsel vor der instrumentellen Analyse der IS zugegeben. Die Matrixeffekte wurden anschließend relativ zu Kalibrierproben im reinen Lösungsmittelgemisch bestimmt. Dazu wurde für jeden IS der Mittelwert der Peakflächen aus allen Kalibrierpunkten verwendet. Zur Kontrolle von Kontaminationen wurde in jeder Probenserie ein Verfahrensblindwert mit aufgearbeitet, wobei keine Probe eingewogen wurde, sonst jedoch wie bei Realproben vorgegangen wurde. Die regelmäßige Überprüfung des gesamten Verfahrens einschließlich der oxidativen Transformation von Vorläufern erfolgte durch Kontrollproben (unbelastete Bodenproben und matrixfreie Kontrollproben in H 2Odem), die mit FASA-Mix

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4 Material und Methoden

auf relevanten Konzentrationsniveaus dotiert und wie belastete Proben behandelt wurde.

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Chemische Formel

CF3COOH C2F5COOH C3F7COOH C4F9COOH C5F11COOH C6F13COOH C7F15COOH

1,6 1,9 2,2 2,7 3,2 3,9 4,6

2,0 2,9 6,0 7,7 8,3 8,6 9,0

113 / 69 163 / 119 213 / 169 263 / 219 313 / 269 363 / 319 413 / 369

213 / 147 263 / 197 313 / 119 363 / 169 413 / 169

-35 -30 -35 -30 -50 -40 -35

-18 -15 -13 -12 -13 -14 -13

-8 -6 -10 -12 -10 -16 -12

-10 -12 -30 -24 -25

TFA-M1 CF313COOH 1,6 2,0 114 / 69 -35 -18 -8 PFBA-M4 13C3F713COOH 2,2 6,0 217 / 172 -40 -14 -20 PFPeA-M5 13C4F913COOH 2,7 7,7 268 / 223 -25 -12 -20 PFHxA-M2 C4F913CF213COOH 3,2 8,3 315 / 270 -40 -14 -18 PFHpA-M4 C3F7(13CF2)313COOH 3,9 8,6 367 / 322 -40 -13 -18 PFOA-M4 C4F9(13CF2)313COOH 4,6 9,0 417 / 372 -40 -13 -13 a tR, ObN: Retentionszeiten mit der Obelisc N-Methode b tR, KinC18: Retentionszeiten mit der Kinetex C18-Methode c DP: Declustering Potenzial d CEQN/CEQL: Kollisionsenergien für die Quantifier-/Qualifier-Massenübergänge e CXP /CXP : Kollisionszellen-Ausgangspotenzial für die Quantifier-/Qualifier-Massenübergänge QN QL

Interne Standards

TFA PFPrA PFBA PFPeA PFHxA PFHpA PFOA

-

-6 -12 -6 -7 -10

Retentioszeiten Substanz-spezifische MS-Parameter tR, ObNa tR, KinC18b Quantifier Qualifier DPc CEQNd CXPQNe CEQLd CXPQLe / min / min / Da / Da /V /V /V /V /V

Tabelle A 1:

Zielsubstanzen

Substanz Akronym

Anhang

Massenübergänge und Retentionszeiten In Kapitel 3.1 untersuchte Substanzen, ihre Retentionszeiten mit zwei unterschiedlichen LC-Methoden und ihre substanzspezifischen MS-Parameter.

© Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 J. Janda, Polare Perfluoralkylcarbonsäuren, https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3

178 Tabelle A 2:

Anhang Massenübergänge und Retentionszeiten zur LC-MS/MS-Analytik in den Kapiteln 3.2 und 3.3, die zusätzlich zu den in Tabelle A 1 angegebenen Daten verwendet wurden; tR: Retentionszeit

Substanz Akronym

Chemische Formel

tRa / min

Substanz-spezifische MS-Parameter MRMb / Da

DPc /V

CEd /V

CXPe /V

-24 -15 -25 -16 -26 -18 -38 -19 -40 -19 -40 -20 -50 -45 -60 -50 -75 -52 -85 -55 -90 -60 -110 -75 -30 -80 -114 -38 -46 -130 -125 -80 -28 -47

-13 -15 -5 -25 -19 -16 -10 -20 -10 -20 -15 -20 -10 -10 -10 -13 -12 -12 -10 -10 -10 -10 -10 -13 -11 -3 -9 -11 -11 -5 -10 -10 -18 -10

Zielsubstanzen PFNA

C8F17COOH

10,3

PFDA

C9F19COOH

10,8

PFUnDA

C10F21COOH

11,3

PFDoDA

C11F23COOH

11,8

PFTrDA

C12F25COOH

12,4

PFTeDA

C13F27COOH

12,9

PFBS

C4F9SO3K

8,2

PFPeS

C5F11SO3Na

8,8

PFHxS

C6F13SO3Na

9,2

PFHpS

C7F15SO3Na

9,7

PFOS

C8F17SO3Na

10,2

PFDS

C10F21SO3Na

11,2

FEtSA

C2F5SO2NH2

7,1

FBSA

C4F9SO2NH2

8,8

FHxSA

C6F13SO2NH2

9,7

FOSA

C8F17SO2NH2

10,7

4:2 FTSA

C4F9(CH2)2SO3Na

7,9

463 → 219 463 → 419 * 513 → 219 513 → 469 * 563 → 269 563 → 519 * 613 → 169 613 → 569 * 663 → 169 663 → 619 * 713 → 169 713 → 669 * 299 → 80 * 299 → 99 349 → 80 * 349 → 99 399 → 80 * 399 → 99 449 → 80 * 449 → 99 499 → 80 * 499 → 99 599 → 80 * 599 → 99 198 → 78 * 198 → 48 298 → 64 * 298 → 78 398 → 78 * 398 → 48 498 → 48 * 498 → 78 327 → 307 * 327 → 81

-40 -40 -45 -70 -70 -85 -50 -120 -60 -120 -180 -45 -60 -80 -90 -150 -60

Massenübergänge und Retentionszeiten Substanz Akronym

Chemische Formel

tRa / min

6:2 FTSA

C6F13(CH2)2SO3Na

8,6

179 Substanz-spezifische MS-Parameter MRMb / Da 427 → 407 * 427 → 81

DPc /V -140

CEd /V -32 -60

CXPe /V -12 -10

-18 -16 -17 -17 -18 -20 -50 -60 -80 -70 -45 -55

-8 -25 -22 -14 -16 -21 -10 -10 -13 -7 -10 -8

Isotopenmarkierte Standards TFA-M2 PFNA-M5 PFDA-M2 PFUnDA-M2 PFDoDA-M2 PFTeDA-M2 PFBS-M3 PFHxS-M2 PFOS-M4 FOSA-M8 4:2 FTSA-M2 6:2 FTSA-M2 a tR

13CF313COOH

C4F9(13CF2)413COOH C8F1713CF213COOH C9F1913CF213COOH C10F2113CF213COOH C12F2513CF213COOH 13C F CF SO Na 3 7 2 3 C6F13S18O2ONa C4F9(13CH2)4SO3Na 13C8F17SO2NH2 C4F9(13CH2)2SO3Na C6F13(13CH2)2SO3Na

(4,5) f 10,3 10,8 11,3 11,8 12,9 8,2 9,2 10,2 10,7 7,9 8,6

115 → 70 468 → 423 515 → 470 565 → 520 615 → 570 715 → 670 302 → 80 403 → 84 503 → 80 506 → 78 329 → 81 429 → 81

-35 -40 -75 -40 -60 -85 -50 -70 -30 -25 -110 -70

Retentionszeiten mit Kinetex C18-Säule, wenn nicht anders angegeben Quantifier sind mit * gekennzeichnet c DP: Declustering Potenzial d CE: Kollisionsenergie e CXP: Kollisionszellen-Ausgangspotenzial f Messung mit IC-MS/MS b

180

Anhang

Mineralwasser-Inhaltsstoffe Tabelle A 3:

Analysenauszug des bei der Analytik verwendeten Mineralwassers gemäß Angaben des Vertriebs.

Parameter Calcium Magnesium Natrium Hydrogencarbonat Sulfat

Konzentration / (mg/L) 94 20 7,7 248 120

Charakterisierung von SPE-Partikeln Bei den Wasseranalysen in Kap. 3.1 sorgten Partikel, die in den SPEEluaten auftraten, regelmäßig für Schwierigkeiten im Arbeitsablauf, wenn Oasis WAX-Material zur Anreicherung von Proben genutzt wurde. Daher wurden Spritzenvorsatzfilter bei der Elution von Proben genutzt, mit deren Hilfe solche Partikel schnell entfernt werden konnten. Zur Identifikation wurden drei Spritzenvorsatzfilter nach Ihrer Verwendung getrocknet, aufgeschnitten und auf der Filtermembran befindliche Partikel wurden mittels Raman-Spektroskopie mit Partikeln verglichen, die direkt aus SPE-Kartuschen entnommen wurden. Mikroskopische Aufnahmen der Partikel aus dem Sorbens und auf der Filtermembran sind Abbildung A 1 zusammengestellt. Zur Erstellung eines Referenzspektrums wurde Sorbens aus einer Oasis-WAX-Kartusche entnommen, auf einen Objektträger gegeben, der Laserpunkt des Raman-Spektroskops wurde manuell auf einen Partikel fokussiert und ein Spektrum aufgenommen. Auf demselben Weg wurden Spektren der Partikel auf einer Filtermembran aufgenommen. Die überlagerten Raman-Spektren sind in Abbildung A 2 dargestellt. Beide Spektren weisen offensichtlich identische Stokes-Shifts auf. Ein Software-basierter Spektrenvergleich resultierte in einer Trefferwahrscheinlichkeit (ausgedrückt als „hit quality index“, HQI) von 98 %, womit die Annahme bestätigt wurde, dass die Partikel in den Eluaten von den SPEKartuschen stammten.

Charakterisierung von SPE-Partikeln

181

Abbildung A 1: Mikroskopische Aufnahmen von Oasis-WAX-Partikeln auf einem Objektträger (A) und von Partikeln aus SPE-Eluaten mit einer Bild-Auflösung von 50 μm (B) und 10 μm (C).

Abbildung A 2: Überlagerte Spektren der Referenz (Oasis WAX, blaue Linie) und des Partikels auf der Filtermembran (rote Linie).

182

Anhang

Evaluierung von TFA-M1 als interner Standard Isotopenmarkierte Standards sind sehr nützlich in der Analytik, da sie sich nahezu exakt wie ihre nativen Pendants verhalten und dadurch Matrixeffekte und Wiederfindungen unkompliziert berücksichtigt werden können. Um Überlagerungen mit den natürlichen 13C-Isotopen der nativen Substanzen zu vermeiden sollten entsprechende IS normalerweise eine um wenigstens zwei Dalton höhere molekulare Masse besitzen. Da zum Zeitpunkt der Methodenentwicklung kein doppelt isotopenmarkiertes TFA verfügbar war, wurde TFA-M1 (Trifluor-[13C]acetat) als IS evaluiert. Dazu musste zunächst eine Konzentration mit einem möglichst geringen Einfluss auf die Analytik sowohl bei hohen als auch bei niedrigen TFAKonzentrationen gefunden werden. Laut Herstellerangaben lag die Reinheit des verwendeten TFAStandards bei > 99 %. Die Reinheit der isotopenmarkierten Substanz wurde mit 99 % bezogen auf das 13C-Isotop angegeben, daher wurde ein Anteil von 1 % des 12C-Isotops angenommen. Nach ersten Kalibrierexperimenten wurde die erreichbare BG für TFA auf 10 - 50 ng/L geschätzt. Bei Umweltproben wurden Konzentrationen zwischen 10 ng/L und 500 ng/L erwartet. Daher erschien eine Konzentration von 250 ng/L für TFA-M1 als geeignet - sowohl hinsichtlich der Überlagerung von „12C-TFA-M1“ auf niedrige TFA-Konzentrationen in Proben, als auch die Überlagerung des 13C-Isotops der nativen TFA in hohen Konzentrationen auf das Signal des IS: 

1% ∙ 0.25



1% ∙ 0.5 

0.25

µg L

L

µg

µg

0.005 L

µg

L

= 2.5

ng L

= 0.005

= 2%

(kleiner als die erwartete BG von TFA)

µg L

(tolerierbarer Einfluss hoher TFAKonzentrationen auf den IS)

Zur Überprüfung wurden Lösungen einzelner Substanzen in unterschiedlichen Konzentrationen in das LC-MS/MS-System injiziert und dabei beide Massenübergänge (TFA und TFA-M1) aufgenommen. Einige der entstandenen Chromatogramme sind in Abbildung A 3 zusammengestellt.

Evaluierung von TFA-M1 als interner Standard

183

Abbildung A 3: Überlagerte Chromatogramme der Massenspuren von TFA (A) und TFA-M1 (B und C). Schwarze Linien stellen die Signale der jeweiligen Substanz dar und rote Linien verdeutlichen den Einfluss der anderen Substanz.

Der Einfluss von 250 ng/L TFA-M1 auf die Massenspur der nativen TFA ist in Abbildung A 3, A gezeigt. Wird das Signal durch eine extrapolierte Zwei-Punkt-Kalibrierung mit den Signalen der Injektionen mit 10 ng/L und 50 ng/L quantifiziert, entspricht das Signal aus der Überlagerung etwa 4,3 ng/L. Das Verhältnis der Peakflächen aus einer Injektion von 500 ng/L TFA (Abbildung A 3, C) und 250 ng/L TFA-M1 (Abbildung A 3, B) entspricht 1,9 %. Diese Berechnungen sind jedoch nur als semi-quantitativ anzusehen, da die Injektionen jeweils nur einmal durchgeführt wurden. Die gemessenen Isotopenverhältnisse von „12C-TFA-M1“ (TFA-Massenspur) und 13C-TFA-M1 lagen bei 1,3 %, demnach erschien die Reinheit der Substanz etwas niedriger, als vom Hersteller spezifiziert. Nichtsdestotrotz wurde der IS in einer Konzentration von 250 ng/L verwendet.

184

Anhang

Zusammenstellung von Analysenergebnissen Grundwasserproben mit PFAS-Kontaminationen Tabelle A 4:

Einzelergebnisse von 49 Grundwasserproben aus der Region um Rastatt und Baden-Baden, die mit der in Kap. 3.1 entwickelten Methode untersucht wurden.

Konzentrationen in μg/L Bezeichzeichnung GW 009

TFA

PFPrA

PFBA

PFPeA

PFHxA

PFHpA

PFOA

1.4

0.11

0.18

0.53

0.55

0.25

0.18

GW 010

1.5

0.17

0.28

0.72

0.77

0.4

1.1

GW 011

0.83

0.056

0.093

0.29

0.25

0.16

0.44

GW 012

0.74

0.007

0.008

0.01

0.003

< BG

< BG

GW 013

0.69

0.007

0.003

0.001

0.001

< BG

< BG

GW 014

0.79

0.007

0.005

0.004

0.002

< BG

< BG

GW 015

0.092

0.008

0.009

0.023

0.027

0.009

0.027

GW 016

1.6

0.079

0.12

0.38

0.39

0.14

0.42

GW 017

0.77

0.016

0.03

0.11

0.099

0.023

0.021

GW 018

1.2

0.14

0.41

1.4

1.1

0.6

1.4

GW 019

0.44

0.021

0.019

0.055

0.057

0.023

0.049

GW 020

0.76

0.067

0.11

0.33

0.3

0.083

0.17

GW 021

0.41

0.005

0.006

0.003

< BG

< BG

< BG

GW 022

0.54

0.014

0.018

0.037

0.022

0.012

0.013

GW 031

1.0

0.072

0.22

0.74

0.73

0.56

1.7

GW 032

0.72

0.008

0.013

0.005

0.005

0.007

0.029

GW 033

0.24

0.026

0.057

0.094

0.034

0.06

0.22

GW 034

0.14

0.012

0.042

0.11

0.065

0.052

0.13

GW 035

0.14

0.01

0.03

0.092

0.092

0.022

0.032

GW 036

0.33

0.0043

0.004

0.017

0.012

< BG

0.002

GW 037

0.97

0.021

0.034

0.094

0.12

0.062

0.14

GW 038

0.88

0.017

0.026

0.11

0.08

0.038

0.082

GW 039

0.44

0.006

0.004

< BG

< BG

< BG

0.001

Zusammenstellung von Analysenergebnissen

185

Konzentrationen in μg/L Bezeichzeichnung GW 040

TFA

PFPrA

PFBA

PFPeA

PFHxA

PFHpA

PFOA

0.55

0.012

0.014

0.027

0.019

0.008

0.009

GW 081

0.21

0.009

0.006

0.022

0.019

0.007

0.024

GW 082

1.7

0.07

0.11

0.38

0.36

0.17

0.33

GW 083

0.43

0.019

0.015

0.051

0.04

0.02

0.042

GW 102

0.52

0.011

0.011

0.026

0.023

0.023

0.005

GW 103

0.87

0.081

0.21

0.52

0.48

0.30

1.0

GW 104

1.1

< BG

0.003

0.008

0.009

0.024

0.013

GW 105

0.85

< BG

0.002

0.006

0.006

0.016

0.007

GW 106

0.83

0.005

0.006

0.015

0.017

0.016

0.023

GW 107

0.71

0.043

0.085

0.29

0.27

0.10

0.44

GW 108

1.1

0.026

0.048

0.20

0.17

0.076

0.10

GW 109

1.3

0.010

0.016

0.056

0.059

0.067

0.036

GW 110

1.0

0.027

0.052

0.16

0.17

0.10

0.087

GW 111

1.1

0.030

0.059

0.25

0.22

0.074

0.09

GW 112

1.2

0.022

0.036

0.11

0.11

0.054

0.08

GW 113

0.87

0.018

0.040

0.14

0.13

0.058

0.12

GW 114

0.18

0.008

0.010

0.026

0.026

0.016

0.023

GW 115

1.7

0.064

0.10

0.39

0.38

0.18

0.35

GW 116

2.2

0.1

0.26

0.83

0.74

0.34

1.1

GW 117

1.6

0.16

0.37

1.2

0.96

0.53

1.4

GW 118

1.0

0.093

0.18

0.58

0.48

0.31

1.1

GW 119

0.42

0.016

0.019

0.054

0.051

0.029

0.04

GW 120

0.71

0.006

0.007

0.010

0.004

0.012

0.001

GW 121

0.66

< BG

0.002

0.003

0.002

0.002

0.003

GW 122

0.65

< BG

0.002

0.003

0.002

0.010

< BG

GW 123

0.69

0.005

0.004

0.006

0.002

0.037

< BG

186

Anhang

Wasserproben ohne PFAS-Kontaminationen Tabelle A 5:

Einzelne TFA-Konzentrationen in unterschiedlichen Wasserproben ohne bekannte Vorbelastung durch PFAS, die mit der in Kap. 3.1 entwickelten Methode untersucht wurden.

Grundwasser BezeichTFA / nung (μg/L) GW 002 0.24

Oberflächenwasser BezeichTFA / nung (μg/L) OW 01 17

Leitungswasser BezeichTFA / nung (μg/L) LW 01 11

GW 003

0.27

OW 02

0.89

LW 02

0.31

GW 004

1.1

OW 03

0.83

LW 03

0.13

GW 005

0.84

OW 04

1.2

LW 04

3.9

GW 006

0.67

OW 05

0.99

LW 05

0.33

GW 007

1.9

OW 06

0.46

LW 06

0.49

GW 008

0.46

OW 07

0.63

LW 07

0.99

GW 023

0.62

OW 08

0.3

LW 09

2.1

GW 024

0.33

OW 09

0.3

LW 11

0.28

GW 025

1.5

OW 10

0.7

LW 12

0.28

GW 026

0.57

OW 11

1.0

LW 13

0.57

GW 027

0.37

OW 12

0.67

LW 14

0.55

GW 028

0.3

0.37

OW 13

1.2

LW 15

GW 029

0.26

OW 14

1.9

LW 16

0.2

GW 030

0.24

OW 15

1.1

LW 17

0.45

GW 061

0.45

OW 16

1.1

LW 18

0.46

GW 067

0.047

OW 17

0.99

LW 19

0.57

GW 068

0.045

OW 18

1.6

LW 20

0.65

GW 071

5.4

OW 19

0.99

LW 21

0.41

GW 075

1.2

OW 20

0.82

LW 22

0.43

GW 076

0.51

OW 21

0.31

LW 23

1.9

GW 077

1.2

OW 22

0.35

GW 078

0.48

OW 23

0.25

GW 079

0.91

OW 24

0.33

GW 080

0.69

OW 25

0.43

0.54

OW 26

0.18

GW 084

EOF-Analytik

187

Grundwasser BezeichTFA / nung (μg/L) GW 085 0.65

Oberflächenwasser BezeichTFA / nung (μg/L) OW 27 0.35

GW 086

0.67

OW 28

0.34

GW 087

1.3

OW 29

0.47

GW 088

1.2

OW 30

0.42

GW 089

2.0

OW 31

0.25

GW 090

2.3

OW 32

0.64

GW 091

0.24

OW 33

1.1

GW 092

1.5

OW 34

0.21

GW 093

1.6

OW 35

0.24

GW 094

0.89

OW 36

0.55

GW 095

0.32

OW 37

2.4

GW 096

0.46

OW 38

0.75

GW 097

0.71

OW 39

0.47

GW 098

0.29

OW 40

0.48

GW 100

7.5

OW 41

0.48

GW 101

1.6

OW 42

0.44

OW 43

0.42

Leitungswasser BezeichTFA / nung (μg/L)

EOF-Analytik In Kapitel 3.3 wurde der sog. TOP-Assay zur Anwendung auf belastete Bodenproben adaptiert, so dass als Reaktionsprodukte nach dem oxidativen Aufschluss PFCA mit Kettenlängen von C 2 bis C14 und PFSA mit C4 bis C8 und C10 erfasst werden konnten. Ergebnisse dieser Methode wurden mit der Summenmethode EOF verglichen, die am TZW entwickelt wurde (Lange et al., 2017). Die Analysenmethode für EOF ist in Abbildung A 4 schematisch dargestellt. Dabei erfolgt die Herstellung eines Rohextrakts aus einer vorbehandelten (getrocknet, gesiebt, homogenisiert) Bodenprobe durch Einwaage von 1,0 g und sukzessive Extraktion in zwei Stufen mit jeweils 10 mL MeOH. Nach Konzentration des Extrakts auf 2,0 mL im Stickstoff-Strom wird ein Aliquot von 100 μL entnommen, um damit anorganisches Fluorid zu

188

Anhang

bestimmen. Zur Abtrennung anorganischen Fluorids aus den verbleibenden 1,9 mL Rohextrakt wird eine SPE durchgeführt: Der Extrakt wird zu 50 mL Reinstwasser gegeben, homogenisiert, und das Gemisch wird mit Ameisensäure und NaOH auf pH 5,0 ± 0,1 eingestellt. Eine Strata X-AW Kartusche (6 mL, 200 mg) wird sukzessiv mit 4,0 mL ammoniakalischen MeOH (0,1 %) und 2 × 4,0 mL H2OmQ konditioniert und anschließend mit der Probe beladen. Nach Waschen der Festphase mit 2 × 10mL ammoniakalischen MeOH (0,01 %) und 3 × 10,0 mL H2OmQ, Trocknung des Sorbens und Elution mit ammoniakalischen MeOH (0,1 %) erfolgt ein Lösungsmittelwechsel in 0,5 mL MeOH. Der erhaltene Extrakt wird mittels CIC gemessen.

Abbildung A 4: Fließschema der einzelnen Arbeitsschritte zur Bestimmung des EOF.

Publikationen Teile der Rahmen dieser Dissertation erarbeiteten Ergebnisse sind in den folgenden Fachbeiträgen und Publikationen veröffentlicht worden: Janda, J., Nödler, K., Scheurer, M., Happel, O., Nürenberg, G., Zwiener, C., Lange, F. T., 2019; Closing the gap - inclusion of ultra-short chain perfluoroalkyl carboxylic acids in the total oxidizable precursor (TOP) assay protocol; Environmental Science: Processes and Impacts, advance article, doi: 10.1039/C9EM00169G

Fachartikel

Janda J., Nödler K., Lange F. T., Zwiener C., Brauch H.-J., 2018; Formation potential of trifluoroacetate and its estimation by means of the TOP assay; SETAC Europe, 28th Annual Meeting

Poster

Lange, F. T., Riegel, M., Janda, J., Brauch, H.-J., 2018; Analytik kurzkettiger PFAS und deren technische Entfernung durch Ionenaustausch; Energie Wasser Praxis 69 (5), 64–71.

Fachartikel

Janda, J., Nödler, K., Brauch, H.-J., Zwiener, C., Lange, F.T., 2019; Robust trace analysis of polar (C2-C8) perfluorinated carboxylic acids by liquid chromatography-tandem mass spectrometry: method development and application to surface water, groundwater and drinking water: Method development and application to surface water, groundwater and drinking water. Environ. Sci. Pollut. Res. 26 (8), 7326–7336, doi:10.1007/s11356-018-1731-x.

Fachartikel

Janda J., Nödler K., Lange F. T., Zwiener C., Brauch H.-J., 2017; Kurzkettige, perfluorierte Carbonsäuren in Grundwasser, Oberflächenwasser und Trinkwasser; Vom Wasser 115, 3, 85–136

Fachartikel

Janda J., Nödler K., Lange F. T., Zwiener C., Brauch H.-J., 2017; Kurzkettige, perfluorierte Carbonsäuren in Grundwasser, Oberflächenwasser und Trinkwasser; Wasser 2017, Annual Meeting of the German Water Chemists Society

Poster

Janda J., Lange F. T., Brauch H.-J., 2016; Identifizierung und Quantifizierung kurzkettiger, perfluorierter Carbonsäuren in Wasserproben mittels LC-MS/MS; Wasser 2016, Annual Meeting of the German Water Chemists Society

Poster

Janda J., Lange F. T., Brauch H.-J., 2015; Polare, kurzkettige per- und polyfluorierte Alkylverbindungen in Wasser: Analytik und Anwendungsbeispiele; Wasser 2015, Annual Meeting of the German Water Chemists Society

Poster

© Springer Fachmedien Wiesbaden GmbH, ein Teil von Springer Nature 2019 J. Janda, Polare Perfluoralkylcarbonsäuren, https://doi.org/10.1007/978-3-658-27824-3