A creosote treatment facility was active during the 1950’s and 1960’s at a railroad tie yard site. In 1990, creosote contamination was discovered along a creek bank at the site. Phytoremediation was selected as the remedial technology and hybrid poplar trees were planted at the site in 1997. A research project was designed to: 1) characterize the site through collection of soil and ground water samples; 2) assess phytoremediation effects of 3 grasses, clover, fescue and rye, in creosote-contaminated surface soils; 3) perform assessment of the hybrid poplar tree phytoremediation system; 4) develop a hybrid poplar tree evapotranspiration model. This thesis is focused on the first and second items on the research agenda. Soil and ground water samples were collected and analyzed for 6 polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), acenaphthene, fluorene, phenanthrene, fluoranthene, pyrene and chrysene. Site characterization revealed multiple creosote sources. Areal subsurface bedrock DNAPL distribution, approximately 6500 ft², was much greater than previously reported. Total PAHs (Σ 6 PAHs) in the soil and ground water ranged from below detection limits (BDL) to 8,276 mg/kg and BDL to 1.58 mg/L, respectively. Aqueous phase PAHs should be available for hybrid poplar tree and microbial uptake. Dissolution and diffusion of PAH constituents from the free product phase to the aqueous and soil phases contaminated both matrices. PAH cosolvency effects were also evident. The presence of more soluble PAHs in the aqueous phase enhanced the solubility of two hydrophobic PAHs, chrysene and benzo(b)fluoranthene. Phytoremediation effects of fescue, rye, and clover grasses were assessed in creosote-contaminated surface soils. Over the 9 month period, clover grass growth was very poor. Clover data was not used in comparative analyses. Rye and fescue grasses exhibited acceptable growth. In planted and control (unplanted-amended) plots, acenaphthene, fluorene, phenanthrene, fluoranthene, and pyrene soil concentrations were reduced 72, 50, 73, 55 and 49 percent, respectively. Chrysene reduction was not statistically significant. During the first 4 months of the study, dry site conditions limited grass growth and subsurface biological activity. The site received approximately 16 inches of precipitation during the last 3 months of the study, including multiple, intense precipitation events. The subsurface was saturated for prolonged periods of time and oxygen transfer to indigenous microorganisms was likely limited. The root structures of fescue and rye grasses were neither dense nor complex enough to promote phytoremediation effects. PAH reductions were generally greater for constituents with higher aqueous solubilities. It is thought that PAH losses were primarily due to solubilization and/or microbial uptake. / Master of Science

This dissertation is based on the theory and applications of the most commonly used solubilization techniques: pH adjustment, cosolvency, micellization, complexation, and the combinations of pH adjustment with one of the other techniques.Chapter 1 provides an overview for the methods which are available to formulate a poorly water-soluble drug based on its administration route.Chapter 2 applies these commonly used techniques to solubilize two structurally related anticancer drugs. The efficiency of each technique is compared for both drugs side by side. It is observed that each technique is more efficient on the drug which has less polarity. However, the achievable final drug concentration in a formulation depends not only on the efficiency of the applied technique, but also on the drug's water solubility.Chapter 3 emphasizes the overall effectiveness of each technique on drugs which have different physicochemical properties. Solubilization profiles for the above techniques are generated for twelve compounds, eight of which are ionizable and studied under both unionized and ionized conditions. This chapter illustrates that the efficiency of the cosolvency, micellization, and complexation on both unionized and ionized drug species can be predicted from their polarities. Thus, the solubility of an ionizable drug can be estimated by using a given solubilizing excipient at any pH to meet the dose requirement.Chapter 4 studies the effect of cosolvent on complex stability. A series of alcohols were used to illustrate the effect of cosolvent size and polarity on the solubilization of a compound. It is proposed that a ternary drug-ligand-cosolvent complex is formed in these combined systemsThis dissertation provides guidance for the selection of a solubilization technique for a compound based on the physicochemical properties and the dose requirement.

The blending or mixing is extensively utilized in diverse processes of polymers to bring about advantageous properties, but the behavior becomes intriguing when associations are involved and multi-solvents are used. Explanations based on chemistry-specific arguments are less than satisfactory in abstracting essential features, and lack the general applicability across various systems. So, this work focuses on capturing the physical force governing the phenomenon of interest by using a generic model. Highly non-trivial behaviors of polymers are often observed in multi-solvent solutions. It is known that polymers swell and dissolve in good solvents, while they tend to collapse and aggregate in poor solvents. But for some specific systems, polymers that collapse in two different poor solvents become soluble in their mixtures, corresponding to cosolvency, and conversely, polymers that swell in two different good solvents become insoluble in their mixtures, pertaining to cononsolvency. The finding suggests that cononsolvency effect relies on the interplay between polymer-cosolvent preferential adsorptions and solvent-cosolvent attractions, which are typically investigated individually. The utilization of cononsolvency effect can either modify or induce micellization, leading to significant differences in morphology and thermodynamic properties compared to conventional micelles driven solely by hydrophobic interactions. The cosolvency project reveals that it arises from the cross competitions of Van der Waals-type interactions and the associative interaction (e.g., hydrogen bonding). The molecular association has long been a classical problem in physical chemistry, as it often gives rise to ”abnormal” phenomena, such as the elevation of boiling points due to hydrogen bonding. But the understanding of its effect on polymer system still remains rudimentary. So, this work tries to answer three fundamental questions by choosing three representative systems: 1. How will supramolecular complexations change the thermodynamics equilibrium morphology; 2. What is the impact of supramolecular bonds on the free energy landscape during the transition process; 3. How will association influence the single chain coil-globule conformational transition. It is found that the association not only results in versatile morphology, but also brings about distinct transition pathways. Besides, the conformational transition shows the dependence on the association pattern, which is actually decided by the statistical nature.

Made available in DSpace on 2014-12-17T14:16:33Z (GMT). No. of bitstreams: 1 PolyanneNM_DISSERT_Parcial.pdf: 770580 bytes, checksum: 39b0d43a294576d304dce8d402da84aa (MD5) Previous issue date: 2013-02-28 / Conselho Nacional de Desenvolvimento Cient?fico e Tecnol?gico / The benznidazole (BNZ) is the only alternative for Chagas disease treatment in Brazil. This drug has low solubility, which restricts its dissolution rate. Thus, the present work aimed to study the BNZ interactions in binary systems with beta cyclodextrin (?-CD) and hydroxypropyl-beta cyclodextrin (HP-?-CD), in order to increase the apparent aqueous solubility of drug. The influence of seven hydrophilic polymers, triethanolamine (TEA) and 1-methyl-2- pyrrolidone (NMP) in benznidazole apparent aqueous solubility, as well as the formation of inclusion complexes was also investigated. The interactions in solution were predicted and investigated using phase solubility diagram methodology, nuclear magnetic resonance of protons (RMN) and molecular modeling. Complexes were obtained in solid phase by spray drying and physicochemical characterization included the UV-Vis spectrophotometric spectroscopy in the infrared region, scanning electron microscopy, X-ray diffraction and dissolution drug test from the different systems. The increment on apparent aqueous solubility of drug was achieved with a linear type (AL) in presence of both cyclodextrins at different pH values. The hydrophilic polymers and 1-methyl-2-pyrrolidone contributes to the formation of inclusion complexes, while the triethanolamine decreased the complex stability constant (Kc). The log-linear model applied for solubility diagrams revealed that both triethanolamine and 1-methyl-2-pyrrolidone showed an action cosolvent (both solvents) and complexing (1-methyl-2-pyrrolidone). The best results were obtained with complexes involving 1-methyl-2-pyrrolidone and hydroxypropylbeta- cyclodextrin, with an increased of benznidazole solubility in 27.9 and 9.4 times, respectively. The complexes effectiveness was proven by dissolution tests, in which the ternary complexes and physical mixtures involving 1-methyl- 2-pyrrolidone and both cyclodextrins investigated showed better results, showing the potential use as novel pharmaceutical ingredient, that leads to increased benznidazole bioavailability / A doen?a de Chagas tem como ?nica alternativa para tratamento, no Brasil, o benznidazol (BNZ). Este f?rmaco possui baixa solubilidade, o que restringe sua velocidade de dissolu??o. Diante disto, o presente trabalho teve como objetivo o estudo das intera??es do BNZ em sistemas bin?rios com a beta-ciclodextrina (?-CD) e a hidroxipropil-beta-ciclodextrina (HP-?-CD), com o intuito de aumentar a solubilidade aquosa do f?rmaco. A influ?ncia de sete pol?meros hidrof?licos, da trietanolamina (TEA) e da metil-1-pirrolidona-2 (NMP) na solubilidade aquosa aparente do benznidazol, assim como na forma??o dos complexos de inclus?o, tamb?m foi investigada. As intera??es em solu??o foram previstas e investigadas usando os diagramas de solubilidade de fases, espectroscopia de ressonancia magn?tica nuclear de pr?tons (RMN) e modelagem molecular. Diferentes complexos foram obtidos em fase s?lida por secagem por atomiza??o em aparelho de spray dryer e a caracteriza??o f?sico-qu?mica destes incluiu a espectrofotometria UV-Vis, a espectroscopia na regi?o do infravermelho, a microscopia eletr?nica de varredura, a difra??o de raios-X e os ensaios de dissolu??o do f?rmaco a partir das diferentes amostras. O aumento da solubilidade aquosa aparente do f?rmaco foi alcan?ada de forma linear (perfil AL) na presen?a de ambas as ciclodextrinas em diferentes valores de pH. A presen?a dos pol?meros hidrof?licos e da metil-1-pirrolidona-2 contribui para a estabiliza??o dos complexos formados, enquanto a trietanolamina diminuiu a constante de estabilidade (Kc) dos complexos formados. O modelo do log linear aplicado aos diagramas de solubilidade revelou que a trietanolamina e a metil-1-pirrolidona-2 mostraram uma a??o cossolvente (ambos solventes) e complexante (metil-1-pirrolidona-2). Os melhores resultados foram obtidos com os complexos envolvendo a metil-1-pirrolidona-2 e a hidroxipropil-beta-ciclodextrina, com um aumento de solubilidade do f?rmaco em 27,9 e 9,4 vezes, respectivamente. A efic?cia dos complexos foi comprovada pelos ensaios de dissolu??o, nos quais os complexos tern?rios e misturas f?sicas envolvendo a metil-1-pirrolidona-2 e as ciclodextrinas investigadas apresentaram os melhores resultados, demonstrando a possibilidade de uso como um novo insumo farmac?utico, que leve ao aumento da biodisponibilidade do benznidazol / 2020-01-01

Diese Dissertation beschäftigt sich mit der passiven Probenahme von hydrophoben organischen Schadstoffen in Oberflächengewässern: Polyaromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), polychlorierte Biphenyle (PCB), polybromierte Biphenylether (PBDE), Organochlorpestizide (u. a. HCH, DDX) und weitere hydrophobe Pestizide. Die Zielstellung dieser Arbeit lag bei der Validierung des Silikonstabs als Alternativmethode im Gewässermonitoring zu konventionellen Probenahmetechniken wie Schöpf- und Wochenmischproben der Wasserphase sowie Schwebstoffanalysen. Die Probenahme mit dem Silikonstab erfolgte durch dessen Exposition im Gewässer für einen Zeitraum zwischen einer Woche und mehreren Monaten. Nach Einholung wurden die im Silikonstab akkumulierten Schadstoffe (Analyten) mittels instrumenteller Analytik quantifiziert. Die Probenaufgabe erfolgte ohne vorherige Lösungsmittelextraktion durch direktes Erhitzen des Silikonstabs, wodurch die Analyten vom Polymer desorbieren (Thermodesorption). Die durch Hitze freigesetzten Analyten wurden direkt auf eine chromatographische Trennsäule gegeben und massenspektroskopisch quantifiziert. Nach Erhalt der Ergebnisse der Silikonstab-Analytik gibt es verschiedene Herangehensweisen für die Berechnung der zeitgemittelten Analytkonzentrationen im Gewässer, die in dieser Arbeit vorgestellt und diskutiert werden. Dazu gehören die Verwendung von experimentellen Daten aus Kalibrierversuchen und Berechnungen auf Grundlage von physikochemischen Eigenschaften der Analyten wie dem Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten. Im Zuge dieser Arbeit wurde die Aufnahmekinetik des Silikonstabs bei verschiedenen Temperaturen und Fließgeschwindigkeiten mit Hilfe von Kalibrierversuchen untersucht. Die gewonnenen experimentellen Daten wurden für die Entwicklung von Rechenmodellen herangezogen, mit denen das Aufnahmeverhalten vorgesagt werden soll. Es wurden Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten für den Silikonstab u. a. mit der Kosolvenzmethode bestimmt und als Parameter für die Berechnung von zeitgemittelten Analytkonzentrationen des Gewässers verwendet. Für die Validierung wurde der Silikonstab in zwei Gewässergütemessstationen der Fließgewässer Mulde (Dessau) und Elbe (Magdeburg) in Durchflussbehältern exponiert und die zeitgemittelten Analytkonzentrationen mit verschiedenen Rechenmodellen bestimmt. Die erhaltenen Werte werden mit gleichzeitig entnommenen Wochenmischproben der Wasserphase sowie monatlichen Schwebstoffproben verglichen und die Eignung des Silikonstabs als alternative Probenahmemethode für das Umweltmonitoring von Oberflächengewässern diskutiert.

Diese Dissertation beschäftigt sich mit der passiven Probenahme von hydrophoben organischen Schadstoffen in Oberflächengewässern: Polyaromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), polychlorierte Biphenyle (PCB), polybromierte Biphenylether (PBDE), Organochlorpestizide (u. a. HCH, DDX) und weitere hydrophobe Pestizide. Die Zielstellung dieser Arbeit lag bei der Validierung des Silikonstabs als Alternativmethode im Gewässermonitoring zu konventionellen Probenahmetechniken wie Schöpf- und Wochenmischproben der Wasserphase sowie Schwebstoffanalysen. Die Probenahme mit dem Silikonstab erfolgte durch dessen Exposition im Gewässer für einen Zeitraum zwischen einer Woche und mehreren Monaten. Nach Einholung wurden die im Silikonstab akkumulierten Schadstoffe (Analyten) mittels instrumenteller Analytik quantifiziert. Die Probenaufgabe erfolgte ohne vorherige Lösungsmittelextraktion durch direktes Erhitzen des Silikonstabs, wodurch die Analyten vom Polymer desorbieren (Thermodesorption). Die durch Hitze freigesetzten Analyten wurden direkt auf eine chromatographische Trennsäule gegeben und massenspektroskopisch quantifiziert. Nach Erhalt der Ergebnisse der Silikonstab-Analytik gibt es verschiedene Herangehensweisen für die Berechnung der zeitgemittelten Analytkonzentrationen im Gewässer, die in dieser Arbeit vorgestellt und diskutiert werden. Dazu gehören die Verwendung von experimentellen Daten aus Kalibrierversuchen und Berechnungen auf Grundlage von physikochemischen Eigenschaften der Analyten wie dem Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten. Im Zuge dieser Arbeit wurde die Aufnahmekinetik des Silikonstabs bei verschiedenen Temperaturen und Fließgeschwindigkeiten mit Hilfe von Kalibrierversuchen untersucht. Die gewonnenen experimentellen Daten wurden für die Entwicklung von Rechenmodellen herangezogen, mit denen das Aufnahmeverhalten vorgesagt werden soll. Es wurden Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten für den Silikonstab u. a. mit der Kosolvenzmethode bestimmt und als Parameter für die Berechnung von zeitgemittelten Analytkonzentrationen des Gewässers verwendet. Für die Validierung wurde der Silikonstab in zwei Gewässergütemessstationen der Fließgewässer Mulde (Dessau) und Elbe (Magdeburg) in Durchflussbehältern exponiert und die zeitgemittelten Analytkonzentrationen mit verschiedenen Rechenmodellen bestimmt. Die erhaltenen Werte werden mit gleichzeitig entnommenen Wochenmischproben der Wasserphase sowie monatlichen Schwebstoffproben verglichen und die Eignung des Silikonstabs als alternative Probenahmemethode für das Umweltmonitoring von Oberflächengewässern diskutiert.:I ZUSAMMENFASSUNG ...................................................................................................... 2 II INHALTSVERZEICHNIS .................................................................................................. 3 III ABBILDUNGSVERZEICHNIS .......................................................................................... 5 IV TABELLENVERZEICHNIS ................................................................................................ 6 V GLEICHUNGSVERZEICHNIS ............................................................................................ 7 VI ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS........................................................................................... 9 0 VIELEN DANK AN … ...................................................................................................... 11 1. EINLEITUNG ................................................................................................................ 12 1.1 Wasser, seine Nutzung und Verschmutzung ............................................................ 12 1.2 Das Wasser und seine Schadstoffe .......................................................................... 15 1.3 Monitoring von Oberflächengewässern .................................................................... 17 1.3.1 Entnahme konventioneller Schöpfproben .............................................................. 17 1.3.2 Entnahme von Mischproben (integrative oder Kompositproben) ........................... 18 1.3.3 Probenahme des Schwebstoffanteils in der Wasserphase .................................... 19 2. PASSIVSAMMLER IN DER WASSERANALYTIK ................................................................ 21 2.1 Theoretische Grundlagen ......................................................................................... 21 2.1.1 Allgemeiner Aufbau von Passivsammlern ............................................................... 23 2.1.2 Die einzelnen Schritte von der Wasser- in die Sammelphase ................................ 25 2.1.3 Adsorptive und absorptive Akkumulation des Analyten in der Sammelphase ........ 26 2.2 Passivsammlersysteme in der Wasseranalytik ......................................................... 28 2.2.1 Absorbierende Passivsammler für hydrophobe Analyten ....................................... 28 2.2.1.1 Semipermeable membrane device (SPMD) .......................................................... 28 2.2.1.2 LDPE-Streifen (LDPE strips) ................................................................................ 29 2.2.1.3 Silikonplatten (silicone sheets) ........................................................................... 30 2.2.1.4 Chemcatcher ...................................................................................................... 31 2.2.1.5 Lösungsmittelfreie Passivsammler (MESCO / Silikonstab) .................................. 32 2.2.2 Absorbierende Passivsammler für polare Analyten ............................................... 35 2.2.2.1 Polar organic integrative Sampler (POCIS) ......................................................... 35 2.2.2.2 Chemcatcher ...................................................................................................... 35 2.3 Auswertung von Passivsammlerdaten ..................................................................... 35 2.3.1 Gleichgewichtssammler ......................................................................................... 36 2.3.2 Laborkalibrierung .................................................................................................. 37 2.3.3 In-situ-Kalibrierung mit Performance Reference Compounds (PRC) ...................... 38 2.3.4 Validierung von Passivsammlern............................................................................ 39 3. LÖSLICHKEIT UND THERMODYNAMISCHES GLEICHGEWICHT ...................................... 41 3.1 Freie Enthalpie und chemisches Potential ................................................................ 41 3.2 Lineare freie Energie-Beziehungen (LFER) für die Abschätzung von KSW ................ 41 3.3 Kosolvenzmodelle für die Modellierung von KSW ...................................................... 43 3.3.1 Log-Linear-Modell von Yalkowsky .......................................................................... 43 3.3.2 Freie Enthalpie-Ansatz (Khossravi-Connors-Modell) .............................................. 44 3.3.3 Jouyban-Acree-Modell ............................................................................................ 44 4. MATERIAL UND METHODEN ......................................................................................... 45 4.1 Präparation der verwendeten Passivsammler .......................................................... 45 4.2 Laborkalibrierung zur Bestimmung von Sammelraten ............................................... 45 4.2.1 Beschreibung der Versuche für die Silikonstab-Kalibrierung .................................. 45 4.3 Experimentelle Bestimmung von Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten KSW ... 48 4.3.1 Zeitabhängige KSW-Bestimmung in der Wasserphase .......................................... 48 4.3.2 KSW-Bestimmung mit der Kosolvenzmethode ....................................................... 50 4.4 Validierung des Silikonstabs an limnischen Gewässergütemessstationen ............... 52 5. ERGEBNISSE UND DISKUSSION ................................................................................... 55 5.1 Sammelraten RS für den Silikonstab aus Kalibrierversuchen .................................... 55 5.1.1 Temperaturabhängigkeit ....................................................................................... 58 5.1.2 Einfluss der Hydrodynamik auf die Aufnahmekinetik von PAK ................................ 59 5.1.3 Modellierung von Sammelraten .............................................................................. 62 5.1.3.1 Polynomisches Modell nach Vrana [137] ............................................................. 62 5.1.3.2 Diffusionsmodell nach Booij [71] ......................................................................... 64 5.1.3.3 Diffusionsmodell nach Rusina [85] ...................................................................... 66 5.1.4 Wahl der geeigneten In-situ-Kalibrierung am Beispiel eines Kalibrierversuchs ..... 67 5.1.4.1 Berechnung von In-situ-Sammelraten mit RS-Modellen ...................................... 68 5.1.4.2 Berechnung von In-situ-Sammelraten über Eliminierung von PRCs .................... 69 5.1.4.3 Vergleich Modelle und PRCs mit experimentellen Sammelraten .......................... 70 5.2 Experimentelle Bestimmung des Sammler-Wasser-Verteilungskoeffizienten KSW ... 73 5.2.1 Zeitabhängige KSW-Bestimmung in der Wasserphase .......................................... 73 5.2.2 Zusammenfassung KSW(t)-Versuche in der Wasserphase .................................... 81 5.2.3 KSW-Bestimmung mit der Kosolvenzmethode ....................................................... 81 5.2.3.1 Kosolvenzmodelle ............................................................................................... 83 5.2.4 Zusammenfassung ................................................................................................ 90 5.3 Empirische Modelle zur Abschätzung von KSW-Werten ............................................ 92 5.3.1 Lineare Korrelation des KSW mit physikochemischen und Molekülparametern ...... 92 5.3.2 Berechnung mit Mehrparameter-Regression (LSER) .............................................. 95 5.3.3 Zusammenfassung Abschätzung von KSW-Werten für den Silikonstab ................. 97 5.4 Freilandvalidierung des Silikonstab-Passivsammlers ................................................ 97 5.4.1 Ausbringung an Gewässergütemessstationen....................................................... 97 5.4.1.1 Validierung des Silikonstabs mit Wasserproben ............................................... 100 5.4.1.2 Validierung des Silikonstabs mit Sedimentproben ............................................ 102 5.4.2 Validierung des Silikonstabs bei Laborvergleichsstudien ..................................... 105 6. ERGEBNISSE UND AUSBLICK ..................................................................................... 105 VII LITERATURVERZEICHNIS ......................................................................................... 107 VIII ANHANG ................................................................................................................. 116