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: 10.15199/62.2016.3.6 A heulandine and clinoptilolite-contg. zeolite (granulation 0.5 1.0 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) 375-05-32, fax: (22) 375-05-01, e-mail: paulina.chaber@ios.edu.pl Prof. dr hab. Barbara GWOREK notkę biograficzną i fotografię Autorki drukujemy w bieżącym numerze na str. 352. 364 95/3(2016)
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 0,001 100 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
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 13 166,2 1980 nie rakotwórczy 2(3) 4,21 Fenantren C 14 178,2 994 nie rakotwórczy 3 4,35 Antracen C 14 178,2 43,4 nie rakotwórczy 3 4,55 Fluoranten C 16 202,3 260 nie rakotwórczy 3(4) 5,12 Piren C 16 202,3 135 nie rakotwórczy 4 5,11 Benzo(a)antracen C 18 228,3 9,4 rakotwórczy 4 5,7 Chryzen C 18 228,3 1,89 słabo rakotwórczy 4 5,7 Benzo(b)fluoranten C 20 252,3 2,4 rakotwórczy 4(5) 6,2 Benzo(k)fluoranten C 20 252,3 0,76 rakotwórczy 4(5) 6,2 Benzo(a)piren C 20 252,3 1,62 silnie rakotwórczy 5 6,11 Dibenzo(ah) antracen C 22 H 14 278,3 0,5 rakotwórczy 5 6,69 Benzo(ghi)perylen C 22 276,4 0,26 nie rakotwórczy 6 6,7 Indeno(1,2,3-cd)piren C 22 276,3 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) 366 95/3(2016)
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
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: 09-10-2015 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, 1320. [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, 3456. [6] C. Tanford, The hydrophobic effect. Formation of micelles and biological membranes, John Wiley & Sons, New York 1980. [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, 1673. [9] IZA: www.iza-structure.org/databases/, 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, 1322. 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 31.03.2016 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 30.04.2016 (po tym terminie Hotel nie gwarantuje wolnych miejsc noclegowych dla uczestników konferencji po wynegocjowanej cenie). Wpłaty na konto: ZUT, Szczecin, Al. Piastów 17, 70-310 Szczecin, Bank Zachodni WBK S.A. 3 Oddział w Szczecinie, nr rachunku: 02 1090 1492 0000 0000 4903 0242, z dopiskiem: Pomerania-Plast 2016 + Imię i Nazwisko. Biuro konferencji: Instytut Polimerów, ul. Pułaskiego 10, 70-322 Szczecin, tel./fax: (91) 449-42-47, tel.: (91) 449 48 35, e-mail: pomeraniaplast@zut.edu.pl, www.ip.zut.edu.pl. Miejsce konferencji: Hotel AMBER-BALTIC, ul. Promenada Gwiazd 1, 72-500 Międzyzdroje tel.: (91) 322-87-60, www.hotel-amber-baltic.pl