Adsorpcja wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych ze ścieków komunalnych na naturalnym zeolicie

Transkrypt

1 Paulina Chaber *, Barbara Gworek Instytut Ochrony Środowiska Państwowy Instytut Badawczy, Warszawa Adsorption of polycyclic aromatic hydrocarbons from municipal wastewaters on a natural zeolite Adsorpcja wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych ze ścieków komunalnych na naturalnym zeolicie DOI: / A heulandine and clinoptilolite-contg. zeolite (granulation mm) was used as a sorbent in the tests performed under static condition (i) (10 ng, contact time 1 or 24 h) and dynamic condition (ii) (100 g in a column with diam. 70 mm, rate of wastewater flow 20 ml/min, analyses every 5 min). The concn. of 5 and 6 ring polycyclic arom. hydrocarbons in the wastewater, purified under (i) conditions, was reduced after 1 h treatment by 58% and 35% resp., and after 24 h by 52% and 68% resp. Under (ii) conditions, the pollutant concn. after 1 h treatment decreased by 89% and 90%, resp. Aglomeracje miejskie są źródłem wzrastającej ilości ścieków komunalnych zawierających zanieczyszczenia. Dokonano oceny przydatności zeolitu naturalnego zawierającego w swoim składzie heulandyt i klinoptilolit jako sorbentu usuwającego wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) ze ścieków komunalnych. Przeprowadzone doświadczenia w układzie statycznym i dynamicznym wykazały, że zeolit naturalny jest efektywnym sorbentem WWA w środowisku ścieków komunalnych i może być używany do oczyszczania tych ścieków z WWA, zwłaszcza 5- i 6-pierścieniowych. Rozwój przemysłu, usług i wzrost liczby mieszkańców, szczególnie w dużych aglomeracjach miejskich, generuje coraz to większą ilość ścieków komunalno-przemysłowych i komunalnych. Ścieki te niosą ze sobą ładunki zanieczyszczeń różnego typu, w tym zanieczyszczeń organicznych, takich jak WWA. W konsekwencji prowadzi to do zwiększenia kumulacji tych związków w środowisku i negatywnego oddziaływania na zdrowie człowieka 1). WWA pomimo słabej rozpuszczalności w wodzie są powszechnie znajdowane w wodach powierzchniowych i podziemnych. Hydrofobowe związki organiczne, takie jak WWA, są obecne w wodach w formie rozpuszczonej i koloidalnej. Formy rozpuszczone mogą zawierać molekuły, które są rozpuszczone w wodzie lub w mieszaninie wody i niewodnych rozpuszczalników. Formy koloidalne mogą występować na makromolekułach np. substancji humusowych, cząstkach zawiesin czy na mikroorganizmach 2, 3). Szesnaście z tych niejonowych związków organicznych Amerykańska Agencja Środowiska (US EPA) zaliczyła do zanieczyszczeń priorytetowych. Prowadzone są badania mające na celu usuwanie tych związków ze ścieków i zapobieganie ich kumulacji w środowisku. Wiadomo, że WWA łatwo sorbują się ze środowiska wodnego do fazy stałej poprzez interakcje z materią organiczną. Dodatkowo badania wykazują, że sorbenty zawierające małe ilości węgla organicznego w fazie mineralnej znacznie przyczyniają się do zwiększenia sorpcji WWA z fazy wodnej 4, 5). Główne sposoby oczyszczania ścieków to oczyszczanie aktywne (oczyszczanie chemiczne lub przy użyciu energii) i oczyszczanie pasywne (stosowanie barier w postaci np. sorbentów). Adsorpcja i wymiana jonowa są technikami oczysz- Mgr Paulina CHABER w roku 2003 ukończyła studia na Wydziale Biologii, Geografii i Oceanologii Uniwersytetu Gdańskiego. Od 2004 r. pracuje na stanowisku starszego specjalisty w Centralnym Laboratorium Analiz Środowiskowych CentLab w Instytucie Ochrony Środowiska Państwowym Instytucie Badawczym w Warszawie. Specjalność techniki chromatograficzne. * Autor do korespondencji: Centralne Laboratorium Analiz Środowiska, Instytut Ochrony Środowiska Państwowy Instytut Badawczy, ul. Krucza 5/11D, tel.: (22) , fax: (22) , paulina.chaber@ios.edu.pl Prof. dr hab. Barbara GWOREK notkę biograficzną i fotografię Autorki drukujemy w bieżącym numerze na str /3(2016)

2 czania ścieków m.in. z metali i amoniaku. Dlatego też postawiono hipotezę, że zeolit naturalny, ze względu na specyficzne właściwości (wymiana jonowa, duża pojemność sorpcyjna), może być sorbentem, który mógłby mieć zastosowanie w oczyszczaniu ścieków z WWA. Na szczególną uwagę zasługuje klinoptilolit 4). Zeolity naturalne są minerałami pochodzenia wulkanicznego wykształconymi w warunkach hydrotermalnych. Są to uwodnione glinokrzemiany zawierające pierwiastki alkaliczne (Na, K, Ca, Mg) wbudowane w trójwymiarową strukturę. Podstawową jednostką struktury jest tetraedr [SiO 4 ] 4-, składający się z czterech anionów tlenowych umieszczonych w jego narożach i niedużego kationu Si 4+ lub Al 3+. Znanych jest ponad 40 minerałów naturalnych. Najbardziej znane i rozpowszechnione to klinoptilolit, chabazyt, filipsyt i analcym. W literaturze opisano wiele modeli sorpcji WWA na powierzchni minerałów 5 8). Modelami mogącymi znaleźć zastosowanie do opisu sorpcji WWA na zeolicie naturalnym są np. hydrofobowe interakcje napędzane znacznym termodynamicznym gradientem powstającym na skutek kombinacji relatywnie małych sił Van der Waalsa z dużą różnicą entropii lub interakcje pomiędzy kationem wapnia lub potasu znajdującym się w zeolicie a aromatycznym pierścieniem związku z grupy WWA. Analizę instrumentalną WWA w próbkach środowiskowych przeprowadza się z wykorzystaniem takich technik analitycznych, jak wysokosprawna chromatografia cieczowa z detekcją fluorescencyjną (HPLC-FLD) lub chromatografia gazowa połączona ze spektrometrią mas (GC/MS). Do najbardziej popularnych ekstrakcji pozwalających na wyodrębnienie frakcji WWA z matrycy wodnej jest nadal ekstrakcja ciecz-ciecz, chociaż coraz częściej stosuje się ekstrakcję do fazy stałej (SPE), zwłaszcza przy niskich stężeniach WWA. Rozpuszczalność WWA uwzględnia się za pomocą współczynnika podziału oktanol/woda (partition coefficient), wyrażanego wzorem (1): C K n-oktanol ow = (1) C woda w którym C n-oktanol i C woda oznaczają stężenia równowagowe substancji rozpuszczonej w układzie dwufazowym, składającym się z dwóch niemieszających się rozpuszczalników. Współczynnik podziału jest często przedstawiany w postaci logarytmu dziesiętnego (logk ow ). W ostatnich latach współczynnik podziału oktanol/woda stał się kluczowym parametrem w ocenach wpływu związków organicznych na środowisko. Jest on związany z rozpuszczalnością związków w wodzie, ich adsorpcją w glebie oraz czynnikami biokoncentracji tych związków w organizmach wodnych 8). Celem badań była ocena efektywności sorpcji WWA ze ścieków komunalno-przemysłowych na naturalnej skale zeolitonośnej zawierającej w swoim składzie heulandyt i klinoptilolit. Budowę strukturalną zeolitu zawierającego klinoptilolit i/lub heulandyt przedstawiono na rys. 1. Część doświadczalna Materiały Przeprowadzane badania osadów ściekowych z różnych oczyszczalni komunalnych w Polsce wykazały, że największa ilość WWA występowała w osadach ściekowych pobranych z Oczyszczalni Ścieków Komunalnych we Włocławku, dlatego do badań wybrano ścieki surowe pochodzące z tego samego źródła co wcześniej badany osad ściekowy. Próba badawcza stanowiła średnią dobową pobieraną co 2 h, proporcjonalnie do przepływu z drugiego kanału zbiorczego. W ściekach badano zawartość 13 WWA z listy US EPA, których wzory i charakterystykę przedstawiono w tabeli. Do oczyszczania ścieków użyto naturalnej skały zeolitonośnej zawierającej w swoim składzie heulandyt i klinoptilolit. Skład granulometryczny tej skały był podobny do frakcji piasku o średnicy ziaren 0,5 1,0 mm. Kationami dominującymi zeolitu były wapń i potas, a w mniejszej ilości występowały magnez i sód. Średnica kanałów mieściła się w granicach 4,1 6,2Å. Zeolit przed badaniem aktywowano w 550 C. Strukturę zeolitu badano przed i po doświadczeniu za pomocą elektronowego mikroskopu skaningowego (SEM). Metodyka badań Przeprowadzono dwa eksperymenty laboratoryjne w trzech powtórzeniach w układzie statycznym i dynamicznym. Eksperyment w układzie statycznym polegał na dodaniu do 100 ml ścieków 10 g zeolitu, następnie po 1 h i po 24 h zeolit oddzielano i ścieki badano na zawartość WWA. Dodatkowo badano też zawartość WWA w zeolicie przed i po przeprowadzeniu doświadczenia. Eksperyment w układzie dynamicznym polegał na przefiltrowaniu ścieków przez kolumnę zawierającą 100 g zeolitu; średnica kolumny ok. 7 cm, przepływ przez kolumnę ok. 100 ml/5 min. Każde pobrane 100 ml eluatu analizowano na zawartość WWA. WWA ze ścieków ekstrahowano dichlorometanem w rozdzielaczach o pojemności 250 ml. Następnie dichlorometan oddzielano od fazy wodnej i osuszano na lejkach wypełnionych bezwodnym siarczanem sodu. Ekstrakt odparowywano w wyparce próżniowej z łaźnią wodną o temp. 45 C, a suchą pozostałość rozpuszczano w 1 ml acetonitrylu i analizowano na zawartość WWA. WWA z zeolitu ekstrahowano w aparacie Soxtec w 50 ml dichlorometanu w temp. 100 C przez 8 h. Następnie ekstrakt odparowywano w wyparce próżniowej z łaźnią wodną o temp. 45 C. Suchą pozostałość rozpuszczano w 1 ml acetonitrylu i poddawano analizie. Analizę WWA prowadzono metodą HPLC-FLD w aparacie firmy Waters. Rozdział WWA przeprowadzano w kolumnie firmy Waters C18 o długości 250 3,0 mm i wypełnieniu S-5 μm. Jako fazę ruchomą zastosowano układ acetonitryl:woda. Przepływ wynosił 0,5 ml i był gradientowy: 50% acetonitrylu i 50% wody przez 22 min do 100%, następnie warunki izokratyczne do 36 min. Limit detekcji dla detektora FLSC wynosił 0,001 ng. Zakres pomiarowy metody wynosił 0, ng/ml próbki. Analizę statystyczną wyników badań przeprowadzono za pomocą programu Statistica. Wykreślano rozrzut zawartości WWA w roztworze i w zeolicie w zależności od rozpuszczalności WWA w roztworze wodnym, z uwzględnieniem czasu trwania reakcji i liczby pierścieni w cząsteczce. Omówienie wyników Fig. 1. Structural features of the natural zeolite (clinoptilolite and heulandit 9) Rys. 1. Budowa strukturalna zeolitu naturalnego (klinoptilolit i heulandyt) 9) 95/3(2016) Uzyskane wyniki badań potwierdziły hipotezę badawczą dotyczącą skuteczności wybranej skały zeolitonośnej do usuwania WWA ze ścieków komunalnych. Mikrofotografie wykonane za pomocą elektronowego 365

3 Table. Physicochemical characterization of the polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH), according to the US Environmental Protection Agency list 10) Tabela. Charakterystyka fizyczno-chemiczna badanych wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (WWA) wg listy US EPA 10) Nazwa związku Wzór sumaryczny Wzór strukturalny Masa cząsteczkowa, g Rozpuszczalność w wodzie (25 C), µg/l Działanie rakotwórcze Liczba pierścieni benzenowych logkow Fluoren C , nie rakotwórczy 2(3) 4,21 Fenantren C ,2 994 nie rakotwórczy 3 4,35 Antracen C ,2 43,4 nie rakotwórczy 3 4,55 Fluoranten C ,3 260 nie rakotwórczy 3(4) 5,12 Piren C ,3 135 nie rakotwórczy 4 5,11 Benzo(a)antracen C ,3 9,4 rakotwórczy 4 5,7 Chryzen C ,3 1,89 słabo rakotwórczy 4 5,7 Benzo(b)fluoranten C ,3 2,4 rakotwórczy 4(5) 6,2 Benzo(k)fluoranten C ,3 0,76 rakotwórczy 4(5) 6,2 Benzo(a)piren C ,3 1,62 silnie rakotwórczy 5 6,11 Dibenzo(ah) antracen C 22 H ,3 0,5 rakotwórczy 5 6,69 Benzo(ghi)perylen C ,4 0,26 nie rakotwórczy 6 6,7 Indeno(1,2,3-cd)piren C ,3 0,4 rakotwórczy 5(6) 6,65 Fig. 2. SEM images of natural zeolite before the experiment (magnification 50 and 5000 ) Rys. 2. Mikrofotografie SEM zeolitu naturalnego wykonane przed doświadczeniem (powiększenie 50 i 5000 ) mikroskopu skaningowego pokazały, że przeprowadzone badania nie miały wpływu na strukturę zeolitu (rys. 2 i 3). Brak zmian w strukturze świadczył o tym, że WWA były raczej sorbowane na powierzchni zeolitu. Z doświadczeń przeprowadzonych w układzie statycznym najlepiej sorbowane przez zeolit były WWA o wartościach logk ow w granicach 6,1 6,7, zawierające 5 lub 6 pierścieni w cząsteczce (tabela, rys. 4 i 5). Związki 5-pierścieniowe (logk ow 6,1) zostały zaadsorbowane w ilości średnio 58% po 1 h i 52% po 24 h, a związki 6-pierścieniowe (logk ow 6,7) w ilości średnio 35% po 1 h i 68% po 24 h. Ilość 4-pierścieniowych WWA (logk ow 5,1 5,7) zwiększyła się o 11% po 1 h i zmniejszyła się o 14% po 24 h. W przypadku związków 3-pierścieniowych (logk ow 4,2 4,5) /3(2016)

4 Fig. 3. SEM images of natural zeolite after the experiment (magnification 80 and 5000 ) Rys. 3. Mikrofotografie SEM zeolitu naturalnego wykonane po doświadczeniu (powiększenie 80 i 5000 ) Fig. 4. The changes in levels of PAHs in wastewaters comparative to control (100%) after using natural zeolite during 1 h and 24 h versus partition coefficient log K ow (octanol/water); static experiment Rys. 4. Zmiany stężenia WWA w ścieku w stosunku do kontroli (100%) po zastosowaniu zeolitu względem współczynnika podziału oktanol/ /woda (logk ow ) po 1 h i po 24 h; doświadczenie statyczne ich ilość w ściekach zwiększyła się o 64% po 1 h i o 38% po 24 h (rys. 4). Analiza zeolitu naturalnego po przeprowadzeniu eksperymentu w układzie statycznym wykazała, że zawartość w zeolicie WWA o wartościach logk ow w granicach 4,2 4,5, czyli związków 3-pierścieniowych (tabela) wynosiła 1,17 ng/g po 1 h i 1,80 ng/g po 24 h, 4-pierścieniowych WWA (logk ow 5,1 i 5,7) 1,27 ng/g po 1 h i 3,01 ng/g po 24 h, związków 5-pierścieniowych (logk ow 6,2) 0,44 ng/g po 1 h i 1,11 ng/g po 24 h, a zawartość 6-pierścieniowych WWA (logk ow 6,7) 0,18 ng/g po 1 h i 0,46 ng/g po 24 h (rys. 5). Zeolit sorbował związki WWA bardziej efektywnie w czasie 24 h niż w ciągu 1 h. Wzrost ilości 3- i 4-pierścieniowych WWA w roztworze po zastosowaniu zeolitu, a także ich większa zawartość w zeolicie mogły świadczyć o zachodzeniu w ściekach dodatkowych reakcji mogących przyczyniać się do rozkładu WWA o długich łańcuchach. Wiadomo, że katalityczne właściwości zeolitów zależą od wielkości molekuł zatrzymywanych lub/i poddawanych reakcji. Tylko molekuły o odpowiedniej wielkości mogą przejść przez kanały zeolitów i ulec sorpcji lub katalizie i tylko produkty reakcji o wystarczająco małych rozmiarach cząsteczek mogą ulec desorpcji. Dodatkowo mogą istnieć różne konfiguracje kanałów i okien. Z tego powodu geometryczna struktura zeolitu może wpływać na mechanizm reakcji lub zmieniać produkt reakcji, co oznacza, że zachodzi kształtowo-selektywna lub rozmiarowo-selektywna kataliza 11). Po przeprowadzeniu doświadczenia w układzie dynamicznym z zastosowaniem zeolitu (rys. 6 i 7) sumaryczna zawartość WWA w ściekach zmniejszyła się średnio o 40% (rys. 7). W przypadku tego doświadczenia też najlepiej były sorbowane związki 5- i 6-pierścieniowe (logk ow 6,1 6,7). Dodatkowo po zastosowaniu zeolitu zwiększyła się w roztworze ilość związków o wartościach logk ow w granicach 4,2 4,5, czyli 3-pierścieniowych WWA (rys. 6). Ilość związków 6- i 5-pierścieniowych zmniejszyła się nawet o 90%, podczas gdy ilość związków 4-pierścieniowych zmniejszyła się maksymalnie o 40%. Po zastosowaniu zeolitu ilość 3-pierścieniowych WWA wzrosła nawet o 100% (rys. 7). Analizując sorpcję zeolitów w czasie, można było zauważyć, że zeolit najlepiej sorbował przez pierwsze 30 min (oprócz związków 3-pierścieniowych). Potem następowała desorpcja i ponownie adsorpcja WWA. Im dłużej zeolit przebywał w ścieku, tym sorbował gorzej. Prawdopodobnie po zapełnieniu wszystkich miejsc aktywnych wspoma- Fig. 5. PAHs adsorption on natural zeolite after 1h and 24h versus partition coefficient (octanol/water) log K ow ; static experiment Rys. 5. Adsorpcja WWA przez zeolit naturalny względem współczynnika podziału (oktanol/woda) logk ow po 1 h i po 24 h; doświadczenie statyczne 95/3(2016) Fig. 6. The changes in levels of PAHs in wastewaters comparative to control (100%) after using natural zeolite versus partition coefficient (octanol/water) log K ow ; dynamic experiment Rys. 6. Zmiany stężenia WWA w ścieku w stosunku do kontroli (100%) po zastosowaniu zeolitu naturalnego względem współczynnika podziału octanol/woda (logk ow ); doświadczenie dynamiczne 367

5 dopóty, dopóki miejsca aktywne wpływające na przebieg reakcji nie zostały zapełnione zaadsorbowanymi WWA. Podsumowanie Fig. 7. The changes in levels of sums of PAHs comparative to control (100%) in wastewaters after using natural zeolite during time; dynamic experiment Rys. 7. Zmiany w czasie stężeń sumy WWA w ściekach w stosunku do kontroli (100%); doświadczenie dynamiczne gających adsorpcję następowała desorpcja związków WWA. Dopiero po zwolnieniu miejsc aktywnych zeolitu następowała ponowna adsorpcja WWA na jego powierzchni. Podobnie jak w przypadku doświadczenia statycznego, najlepiej były sorbowane związki o 5 i 6 pierścieniach. Najprawdopodobniej miała na to wpływ ich zwiększona polarność i długość łańcuchów, co wpływało na zwiększenie liczby miejsc, w których mogła zachodzić interakcja pomiędzy łańcuchem związku a powierzchnią zeolitu 12). W przypadku związków 3-pierścieniowych w pierwszych minutach doświadczenia następował znaczny wzrost ich ilości w ściekach, a potem stopniowa sorpcja przez zeolit. Prawdopodobnie reakcje wpływające na powstawanie związków 3-pierścieniowych zachodziły Z przeprowadzonych badań wynika, że naturalna skała zeolitonośna zawierająca heulandyt i klinoptilolit efektywnie sorbowała WWA ze ścieków komunalnych. Po wprowadzeniu zeolitu do ścieków najlepiej sorbowane były związki 5- i 6-pierścieniowe. Dodatkowo zwiększone ilości związków 3- i 4-pierścieniowych w ściekach, do których wprowadzono zeolit może dowodzić, że oprócz sorpcji mogły zachodzić reakcje katalityczne wpływające na powstawanie WWA o krótkich łańcuchach lub rozkład długich łańcuchów WWA. Fakt, że struktura zeolitu nie zmieniała się podczas sorpcji WWA świadczy o tym, że związki te adsorbowały się raczej na powierzchni zeolitu poprzez interakcje pomiędzy kationami w zeolicie a łańcuchem związku. Im dłuższy był łańcuch, tym więcej możliwych miejsc, w których działały siły wpływające na sorpcję, stąd efektywniejsza sorpcja związków 5- i 6-pierścieniowych. Otrzymano: LITERATURA [1] M. Delkash, B.E. Bakhshayesh, H. Kazemian, Microporous Mesoporous Mater. 2015, 214, 224. [2] M. Cobas, L. Ferreira, M.A. Sanromán, M. Pazos, Ecol. Eng. 2014, 70, 287. [3] A.A. Mackay, P.M. Gschwend, Environ. Sci. Technol. 2001, 35, [4] H.M. Otker, I. Akmehmet-Balcıoglu, J. Hazard. Materials 2005, 122, 251. [5] L.S. Hundal, M.L. Thompson, D.A. Laird, A.M. Carmo, Environ. Sci. Technol. 2001, 35, [6] C. Tanford, The hydrophobic effect. Formation of micelles and biological membranes, John Wiley & Sons, New York [7] K.U. Goss, S.J. Eisenreich, Division Environ. Chem. Am. Chem. Soc. 1995, 35, 540. [8] Ch. Helweg, T. Nielsen, P.E. Hansen, Chemosphere 1997, 34, nr 8, [9] IZA: dostęp 25 sierpnia 2015 r. [10] NIST: webbook.nist.gov, dostęp 25 sierpnia 2015 r. [11] J. Caro, M. Noack, P. Kölsch, Adsorption 2005, 11, 215. [12] D.Q. Zhu, B.E. Herbert, M.A. Schlautman, E.R. Carraway, J. Hur, J. Environ. Qual. 2004, 33, Międzyzdroje, 7-10 czerwca 2016 r. Konferencja jest kontynuacją konferencji Pomerania-Plast 2001, 2004, 2007, 2010 oraz 2013, a także wcześniejszych cykli konferencyjnych organizowanych przez zespoły polimerowe Politechniki Szczecińskiej (obecnie Zachodniopomorskiego Uniwersytetu Technologicznego w Szczecinie). Tematyka konferencji obejmuje zagadnienia: Kompozyty i kompozycje polimerowe (kompozyty i nanokompozyty; nowe materiały termoplastyczne, elastomerowe, chemo- i termoutwardzalne, materiały powłokowe i klejowe, modyfikatory i środki pomocnicze). Polimery a środowisko (polimery biodegradowalne, biomateriały polimerowe, polimery i żywice w układach wodnych, recykling materiałów polimerowych). Organizator: Instytut Polimerów Zachodniopomorskiego Uniwersytetu Technologicznego w Szczecinie, prof, dr hab. inż. Tadeusz Spychaj przewodniczący Komitetu Organizacyjnego, Program naukowy konferencji obejmuje: wykłady na zaproszenie Komitetu Naukowego (30 min), komunikaty sekcyjne (15 min), komunikaty młodych pracowników i doktorantów/studentów (10 min), oraz sesję plakatową. Materiały konferencyjne: dwustronicowe skróty wystąpień zostaną wydane w formie materiałów konferencyjnych. Prezentowane prace (po uzyskaniu pozytywnych recenzji) będą publikowane w czasopismach: Polimery, International Journal of Polymer Analysis and Characterization, Polish Journal of Chemical Technology, Przemysł Chemiczny. Terminy: udział w konferencji należy zgłosić do 31 stycznia 2016 r., skrót wystąpienia należy nadesłać do 15 lutego 2016 r. Koszty: opłata do 31 marca 2016 r.: normalna 1200 zł, ulgowa* 950 zł, osoba towarzysząca 700 zł; opłaty po r.: normalna 1300 zł, ulgowa* 1000 zł, osoba towarzysząca 700 zł (*zniżka dla doktorantów i studentów zostanie udzielona po przedstawieniu zaświadczenia z jednostki naukowej). Opłata obejmuje: koszty konferencyjne, wyżywienie (obiady i kolacje) oraz cały program towarzyszący. Opłata nie obejmuje kosztów noclegów. Rezerwacja noclegów dla uczestników Konferencji bezpośrednio w Hotelu Amber-Baltic do dnia (po tym terminie Hotel nie gwarantuje wolnych miejsc noclegowych dla uczestników konferencji po wynegocjowanej cenie). Wpłaty na konto: ZUT, Szczecin, Al. Piastów 17, Szczecin, Bank Zachodni WBK S.A. 3 Oddział w Szczecinie, nr rachunku: , z dopiskiem: Pomerania-Plast Imię i Nazwisko. Biuro konferencji: Instytut Polimerów, ul. Pułaskiego 10, Szczecin, tel./fax: (91) , tel.: (91) , pomeraniaplast@zut.edu.pl, Miejsce konferencji: Hotel AMBER-BALTIC, ul. Promenada Gwiazd 1, Międzyzdroje tel.: (91) ,