有機家庭の残り物を泥炭代替品に変える
Summary
オートクレーブ内の植物性食品廃棄物の熱水炭化のためのプロトコルが提示され、揮発性有機物質を脱塩する連続フロー反応器で275°Cでのその後の乾燥熱処理が提示される。土壌修正品や基板成分に適した炭素材料を生産することを目的としています。
Abstract
泥炭と同様の組成および特性を有する炭素材料の合成について、2段階の手順について説明する。生成されたヒドロチャーは、植物の成長抑制物質を除去することにより、農業用途に適しています。果実皮、コーヒー場、食用野菜部品、または湿ったリグノセルロース材料全般などの湿った家庭廃棄物は、オートクレーブ中の215°Cおよび21バールの水の存在下で処理され、すなわち、熱水炭化によって処理される。これらすべての残り物は、最大90重量%(wt%)のかなりの水分含有量を有する。水を加えると、ナッツシェルや庭の剪定や合成ポリマーなどの乾燥物材料、すなわち残り物の回収用のビニール袋に手順が広がります。
通常、得られた炭素材料は、ハイドロチャーと呼ばれ、土壌に添加すると植物の成長に悪影響を及ぼします。この効果は、植物毒性化合物を吸着することによって引き起こされると考えられています。.275 °Cの不活性雰囲気下での簡単な後処理(酸素の不在)は、これらの物質を除去します。従って、生のヒドロチャーは、垂直管状石英反応器のガラスフリット上に置かれる。窒素ガスの流れを下流方向に適用します。チューブは、最大1時間加熱マントルによって所望の温度に加熱されます。
熱処理の成功は、空気中で行われる熱重力検査(TG)によって容易に定量される。揮発性含有量が脱毛されるので、275°Cの温度に達すると減量が決定されます。その量は、未処理のヒドロチャーと比較して、最終材料で減少する。
2段階の治療は、コレクションに使用されるコンポスト可能な袋を含む家庭の残り物を、植物の成長促進剤として機能し、同時に気候変動緩和のためのカーボンシンクとして機能する炭素材料に変換します。
Introduction
熱水炭化(HTC)は、湿ったリグノセルロース資源の廃棄物管理のための新しい技術です。この技術は、アントニエッティとティティリチによって再発見され、松の針、松のコーン、オークの葉とオレンジの皮1に適用されました。それにより、バイオマスはハイドロチャーに変換され、リグナイト2、3または泥炭4、5に類似した炭素質固体である。それ以来、多くの残留原料は、農業産業廃棄物6、7、8、市立固形廃棄物(OFMSW)9、または製紙ミルスラッジ10の有機部分などの処理を行っている。この技術は、熱分解およびガス化11のバイオマス前処理としても使用されている。さらに、この手順は、砂糖やセルロースなどの均質な再生可能資源から現代のナノテクノロジー材料を提供します。これらの高度な材料は、二次電池、燃料電池またはスーパーキャパシタ、ガス貯蔵、センサーまたは薬物配達12、13のための電極として将来の適用のための可能性を持っている。
ハイドロチャールは炭素材料であり、特に可変(季節的または地域的)組成を持つ低価値の異種資源から生産される場合には、再生可能な固体燃料として使用することができます。しかし、水炭の生産と土壌への応用は、その即時燃焼の代わりに、気候変動緩和に3倍の貢献をするだろう。まず、廃棄物管理技術としてHTCを選択すると、堆肥化または制御されていない分解14、15の間に強力な温室効果ガスメタンの排出を回避します。第2に、短時間後にヒドロチャルの燃焼を回避し、それを土壌に適用し、より長い期間大気中から二酸化炭素を除去し、すなわち、実際の炭素捕捉および貯蔵(CCS)16、17で構成される。第三に、一般的に、チャート改正土壌は、より肥沃な土壌(黒土)であり、植物の成長が増加します。18歳,19これは、資源の保全に加えて、肥料の使用と生産に関連する二酸化炭素の排出量を削減します。さらに、追加の植物の成長は、大気からより多くの二酸化炭素を除去します。
土壌へのハイドロチャーの適用のための多くの明白な議論があることは非常に明らかであるが、材料は不便を伴う:生のヒドロチャーは、熱分解によって生成されるバイオチャールとして正確に動作しません。ハイドロチャールは、植物の成長を明らかに増加させるか、さらに悪く、しばしばそれはかなり負の効果を引き起こす20、21、22.したがって、農家はそれを適用することが奨励されず、さらに少ないそれのためにお金を支払う。さいわい、この欠点を軽減または排除できます。最も簡単なアプローチは、単に第2の栽培サイクル22を待つことです。また、洗浄20、21、22、23または共堆肥化24は、この目的のための成功した治療である。しかし、これらの手順はすべて、時間を必要とするか、さらに注意を必要とする水性ストリームを生成します。
近年、生ヒドロチャーは軟熱後処理25を施すことができることが示されている。この手順の目的は、単に望ましくない揮発性および有害物質を脱退することです。主に有機物の濃縮流量をその中で熱的に評価することができる。そのため、HTCプラントのエネルギーバランスが改善され、サイドストリームの環境リスクが防止されます。発芽試験は、275°C以上の温度で行われた場合に治療が成功することを示す。
本プロトコル(図1参照)は、反応転帰の評価のための2つの反応ステップと1つの簡単な分析方法を含む。最初のステップでは、バイオマスは215°Cと21バー圧でオートクレーブで生のハイドロチャーに変換されます。ここでは、家庭の残り物を出発点として用いられる。これには、フルーツピール、フルーツストーン、食用野菜部品、コーヒーグラウンド、キッチンペーパー、合成ビニール袋など、あらゆる種類の野菜材料が含まれます。炭素質材料はろ過によって集められ、乾燥される。第2のステップのために、それは下流方向にガスの流れを適用する垂直管状反応器のガラスフリットに置かれる。チューブは1時間275°Cに加熱されます。得られた固体は、空気中の熱重力計(TG)によって分析される。275°Cまでの材料損失を定量し、未処理のヒドロチャーで観察された損失と比較します。炭素材料は、元素分析(C、H、N、およびS)、灰含有量および灰組成(主にCa、Al、Si、およびP)によってさらに特徴付けることができる。
Protocol
1. 家庭の残り物の熱水炭化 反応混合物に適した量の水とバイオマスの計算。 反応混合物は、オートクレーブの体積の半分を充填する必要があります。混合物の密度が約1g/mLであると仮定し、重量で量を計算します。約80重量%は水と残りの固体物質でなければなりません。全体的な水分含有量は重要ではなく、70から85重量%の範囲である場合があります。 フルーツピールや食用野菜の皮などの台所の残り物からバイオマスを選択します。セクション1の正確な質量バランスを計算するために、2時間または一晩オーブンで100-105 °Cでバイオマスのサンプルを乾燥させます。得られた質量はバイオマスの固体質である。あるいは、文献データを使用します(精度が低下します)。 オートクレーブを固体の20重量%で充電するために必要な湿式バイオマスの量と、それに伴ってどの程度の水を導入するかを計算します。原子炉内の所望の水量に到達するために必要な水の量を計算します。 オートクレーブを充電します。注意:オートクレーブは、50バールのバースト圧力を持つ破裂ディスクを備える必要があります。 ステップ1.1.3で計算されたバイオマスと水の重量を量り、両方をオートクレーブに導入します。 オートクレーブを閉じ、最大20バールの窒素で加圧します。30分以上の圧力損失がないことを確認します。これにより、漏れることなく容器が適切に閉じられます。圧力を離し、容器をもう一度閉じます。 炭化反応。 攪拌のスイッチを入れなさい。オートクレーブを30分以内に215°Cに加熱し、少なくとも4時間または一晩の温度を維持します。 最初の2時間の圧力を監視します。一般に、それは21棒までの水の蒸気圧力曲線に続く。圧力が上がらない場合は、加熱が正しく機能していないか、容器が正しく閉じられていない。この場合は、反応を停止し、加熱とシールを確認してください。 まれに、例えば、バイオマスが脱カルボキシル化を起こしやすい場合、最大圧力は215°Cの蒸気圧によって引き起こされる21バールよりも5〜10bar高くなる可能性があります。圧力が35バールを超える場合は、加熱をオフにし、反応を中断します。室温まで冷却した後、残りの圧力を慎重に放出し、ステップ1.3.1から再び開始します。 生のヒドロチャーの回収。 オートクレーブが自然冷却によって室温まで冷却された場合は、残留圧力を慎重に放出し、オートクレーブを開きます。 ブフナー漏斗で真空濾過によって固体および液体を分離する。有害な実験室廃棄物の中で水溶液として液体相を処分する。 100~105°Cの固体をオーブンで2時間または一晩乾燥させます。第1工程、すなわち熱水炭化(セクション1)の質量バランスを計算する。このために、製品のバイオマスの乾燥重量と乾燥重量を考慮に入れます。 2. バッチモードでの生ハイドロチャーの熱処理 乾燥した生のヒドロチャーの1gの重量を量り、管状の石英反応器(バッチ反応器)のガラスフリットの上に置きます。 10~20gなどの大きな量の場合は、0.2~6mmの粒径のペレット化材料を使用してください。 原子炉の加熱マントルを配置し、20 mL/minの下流の窒素流れを接続し、凝縮液を収集するために、原子炉の出口の下に小さなビーカーを置きます。冷却は必要ありません。 出口にガスを吸引し、排気にそれらを行うか、排気フードに全体の原子炉を配置します。10度/分のランプで原子炉を275°Cに加熱し、温度を1時間維持します。 再び室温まで冷却したら、ガスの流れを取り外します。ビーカーに集めた液体を非ハロゲン化有機残渣に廃棄する。炭素材料を回収し、重量を量る。セクション2の質量バランス、すなわち熱処理を算出し、採用および得られた質量から、そして炭化工程で採用される熱処理および乾燥バイオマスで得られた質量からの全体的な反応について計算する。 3. 熱重力計(TG)による最終製品の分析 モルタルで製品を粉砕し、装置のるつぼで10mgのサンプルを重量を量る。 TG装置のオートサンプラーにるつぼを置き、分析条件を選択する:600°Cに最高温度を調整し、スイープガスと10度/分の温度ランプとして使用空気を使用します。 解析を開始します。 TG曲線の275°Cでの質量損失を定量化するには、初期重量とこの温度で観測された質量の差を計算します(図2参照)。質量損失を初期重量のパーセンテージで表します。処理されたサンプルと生のサンプルの値を比較します。明確な減少が観察される。
Representative Results
本プロトコルは、農業用途に適したヒドロチャーを2つのステップ(図1)で提供する:熱熱炭化、その後に熱後処理が続く。炭化反応では、湿ったリグノセルロース系バイオマスが炭素質材料に変換される。反応の成功は、簡単な目視検査によって決定することができます:固体サンプルは茶色に変わっておらず、茶色が濃いほど、炭化反応はより進んでいます。炭化度は反応の重症度に依存し、反応時間の影響を受ける可能性があります。より長い反応時間、例えば一晩で、最適な反応結果を保証する。炭化度が高いほど、常に質量収量の低下に関連します。 反応中の圧力は、215°Cでの自家蒸気圧である少なくとも21棒に増加する必要があります。ただし、一般に、表 1に示すように、圧力はこの値を超えて増加します。反応圧力は何とか予測不能であり、バイオマスの種類とその劣化状態に依存します。二酸化炭素などの永久的なガスの形成は、オートクレーブを冷却した後に、反応中の圧力上昇と圧力増分(21棒の蒸気圧に関して)の原因となる可能性が高い(表1)。;低温への調整によって減少する)。圧力の上昇は固体の質量収量に悪影響を及ぼす可能性があります(原料は気体二酸化炭素に変換されます)が、これとは別に、全体的な目的に有害ではありません。圧力上昇の明らかな制限は、反応装置の安全限界、例えば、破裂ディスクの破裂圧力である。小さな漏れは、21バールの圧力に達していない理由である可能性があります。ただし、圧力は少なくとも 15 バールに達する必要があります。 炭化の質量収量は、30~90重量%の広い範囲を含み、典型的には50~65重量%(表1)である。質量収量は通常、リグニン含有量が高い木質材料では高く、デンプンなどの純粋な糖ポリマー(ポリアセタール)では低くなります。例えば、葉や合成可能な袋の収率が低い場合があります。また、反応重症度は質量収率に影響を与える。既に述べたように、長時間の反応時間は、短い反応によって得られる収率と比較して質量収量を減少させる。 必要に応じて、生のヒドロチャーは、元素分析26、27によって化学的に特徴付けることができる。それにより、炭素含有量は炭化度を示す。リグノセルロース系バイオマスは、45重量%の炭素含有量(乾燥および灰フリーベース[daf])を有する。この値は、HTC によって 60 または 65 wt% に増加できます。65重量%を超える値は、HTCの観点からすでに高度な炭化を示しています。たとえば、データは表 2を参照してください。 リグノセルロース系バイオマスは、本プロトコルに記載されているように、熱水炭化のための「純粋な試料」として用いることができる。これは、ある種のバイオマスの挙動を研究する上で特に興味深いかもしれません。しかし、実際には、バイオマスタイプの混合物が処理されます。そこで、本議定書では工業用パイロットプラントからのハイドロチャーのサンプルが採用された。このハイドロチャーの特徴を表3にまとめた。 熱後処理は、このプロトコルの第2工程を、異なる温度で行い、200〜300°Cの範囲で、275°Cが必要かつ十分な温度25である。表4から、温度が200~250°C、275°C、300°C、ほぼ90重量%から73重量%、74重量%、60重量%に上昇すると質量収量が連続して減少することが分かるように分かる。しかし、バイオマスの不均一性、および台所の残りのミックスからの他の可能な寄与のために、この値は完全に再現可能ではなく、275°Cでの処置のための70重量%から80重量%の範囲で変化しうる。 原子炉の出口の下に置かれたビーカーでは、茶色の液体が収集され、立っている時に2つの相に分かれる:黄色の下部水相と上部暗褐色の有機相。液体の収率は、200~300°Cの温度範囲では8重量%~30重量%、275°Cでの治療では平均20wt%(表4)です。 熱処理の質量バランスは100重量%に達しないが、90~95重量%まで合計が見られる。おそらく、脱カルボキシル化によって生成される二酸化炭素の5~10重量%の形成が、ギャップの理由である。また、水などの揮発性化合物は反応設定で完全に凝縮されません。 最終的な製品は、ズッコーニの発芽試験28によってその植物毒性について分析することができる。簡単に言えば、種子は水性抽出物にさらされ、根の成長に及ぼす影響は(数日後または数週間後)定量化されます。ここで、簡単な標準的な分析は、反応結果の迅速な評価、すなわち熱グラビメトリー(TG)による分析のために採用される。本明細書により、小さなサンプルが上昇温度(例えば、600°Cまで)で気流にさらされ、軽量化が監視される。 異なるハイドロチャサンプルの典型的なTGグラフを図2に示します。生ヒドロチャーの質量損失は約200°Cから始まり、300°Cで約50%に達する。ステップ2の間に200°Cで処理された試料の場合、質量損失は200°Cで再び始まるが、300°Cで70%が残る。ステップ2の間により高い温度で処理されたサンプルは、より高い温度でTG分析中に質量を失い始め、約90%が300°Cに残ります。従って、処理されたサンプルを生のヒドロチャーと比較すると、200~300°Cの揮発性物質の損失が減少することがわかります。この揮発性物質の除去は、熱処理の目的であり、分析方法は、それが明らかに成功を確認します 28. 定量化に関しては、275°Cでの質量損失をTGグラフを用いて求めてもよい(図2)。図3では、バー全体が未処理のヒドロチャーサンプル(34.6重量%)の質量損失を示しています。200°Cでの処理後、質量損失は、指定された分析条件下で総質量の17.1重量%であった。これは、生ハイドロチャーに対して17.5%ポイントの揮発性含有量の減少に相当する。250、275および300°Cでの処置の後、対応する質量損失は、それぞれ総質量の6.01、5.17、および4.22重量%であった。200°Cでの治療は、これらの揮発性物質の50重量%を除去し、250°Cで1つは80重量%以上を除去したと結論付けることができる。さらなる温度上昇はわずかな変化を誘発した。 図 1: プロトコルの概略図。家庭で生産されるリグノセルロース系バイオマス残渣は、水がなければ275°Cの熱後処理で構成される仕上げプロセスに提出される生ハイドロチャーに熱炭化(HTC)によって変換されます。この図のより大きなバージョンを表示するには、ここをクリックしてください。 図2:ハイドロチャーサンプルの熱グラビメトリック分析曲線は、生のヒドロチャーと異なる温度で処理されたサンプルが上昇温度で空気にさらされた場合の体重減少を示します。275°Cで観察された値は、図3の治療の効率の比較に用いた。この図のより大きなバージョンを表示するには、ここをクリックしてください。 図3:熱グラビメトリーによるヒドロチャーの分析中に最大275°Cの体重減少。異なる温度で処理された生のヒドロチャーおよびサンプルを、熱グラビメトリー(TG)により分析した。バー全体は、TGによる分析中に275°Cまで未処理のハイドロチャーで除去される量に対応しています(図2参照)。この量は、ハイドロチャーサンプルの熱処理によって低減することができます:約50重量%、すなわち17.5パーセントポイント、200°Cでの処理(青色)での処理によって。250 °C(赤色)での治療によって別の11.1パーセントポイント。治療温度のさらなる温度上昇は、それぞれ275°C(灰色)および300°C(オレンジ)での治療のための0.84および0.95パーセントポイント、すなわち最小限の効果を示すだけです。この図のより大きなバージョンを表示するには、ここをクリックしてください。 サンプル 水分 水を追加 総水 圧力(ホット/コールド) 収量固体(乾燥) 収量固体(乾燥) 原料 [g] [wt%] [g] [wt%] [バー] [g] [wt%] フルーツの残り物 ピスタチオの殻 5.00 8.0年 10.1年 69.5歳 0年22月0日 2.28件 49歳 オリーブの石 5.10 9.0年 10.1年 69.5歳 31/9 2.55 55歳 アプリコットカーネル 8.74件 11.5年 3.33 35.9歳 13/26 2.56分 33歳 梅石 4.95件 33.6歳 10.2年 78.3年 28/9年 2.11 64歳 チェリーストーン 7.61年 45.8歳 4.03 64.6歳 10/10 2.62から 64歳 ニスペロ石 10.7年 53.0年 2.41分 61.6歳 40/14 2.57 51名 ネクタリン石 9.65件 48.6歳 5.44分 67.1歳 27/10 3.30 67歳 バナナスキン 15.2年 89.0年 2.27 90.4年 25/9 0.93件 56歳 メロンスキン 16.1年 87.4歳 2.32分 89.0年 24/8 0.64年 32歳 パイナップルコア 15.5年 86.1歳 2.15 87.8歳 26/9年 1.30 60歳 野菜の残り物、植物、草本素材 ヤシの葉 12.6年 55.1年 2.17 61.7歳 17/42 4.95件 87歳 ヤシの木 15.0年 78.5年 2.11 81.2歳 23/4 1.47 45歳 パイナップルの葉 15.4年 78.4歳 1.74 80.6年 21/8 1.00 30歳 コーヒーグラウンド 10.8年 60.9歳 5.08件 73.4歳 20/9年 2.73 65歳 アーティショクの葉 15.1年 80.2歳 2.18件 82.7歳 31/9 1.53 51名 レタスの葉 15.3年 91.3年 1.77 92.2年 20/5年 0.39件 29歳 カルソットの葉 15.0年 72.7歳 2.80件 77.0年 11/29 1.54の 38歳 豆ポッド 15.1年 82.6歳 2.30 84.9歳 31/4 1.43 55歳 コンポストバッグ 日常用コンポストバッグ 5.01 0 10.0年 66.7歳 20/4年 2.08件 42歳 堆肥化用バッグ 2.50 0 5.00 66.7歳 16/3年 0.92件 37歳 コンポストコーヒーカプセル(コーヒー付き) 5.56分の1 31.4歳 8.05件 72.0年 7年26月7日 1.19件 31歳 表1:熱水炭化の実験データ得られたヒドロ炭の反応及び収率に用いられる固体物質及び水の量。圧力値は、215°C(高温)に加熱し、オートクレーブを室温(コールド)まで冷却した後に観察される最大圧力を示す。 C (ダフ) H (ダフ) N (ダフ) S (ダフ) 原料 [wt%] [wt%] [wt%] [wt%] フルーツの残り物 ピスタチオの殻 68.0年 4.66分 0.34 0.00 オリーブの石 70.0年 5.97件 0.81円 0.00 アプリコットカーネル 68.6歳 6.16 2.21 0.00 梅石 69.8歳 6.44 1.48件 0.01 チェリーストーン 67.4歳 5.52分 1.13 0.00 ニスペロ石 67.1歳 5.47 1.90件 0.03 ネクタリン石 68.8歳 5.39件 0.88円 0.04 バナナスキン 71.7歳 6.41 2.91件 0.06 メロンスキン 69.1歳 6.24 2.56分 0.08円 パイナップルコア 68.3年 5.33分 1.54の 0.02 野菜の残り物、植物、草本素材 ヤシの葉 63.7歳 6.47 2.65から 0.20分 ヤシの木 63.2歳 6.09件 2.02から 0.03 パイナップルの葉 60.0年 6.52 2.24分 0.11 コーヒーグラウンド 66.8歳 6.63 3.54 0.17 アーティショクの葉 63.2歳 5.77 3.28件 0.13 レタスの葉 57.8歳 6.09件 3.48件 0.18円 カルソットの葉 63.9歳 5.82件 3.79件 0.55年 豆ポッド 68.0年 6.17 4.18件 0.14 コンポストバッグ 日常用コンポストバッグ 56.8歳 5.15 0.09年 0 堆肥化用バッグ 61.1年 5.38件 0.09年 0 コンポストコーヒーカプセル(コーヒー付き) 60.5年 5.57 2.56分 0 表2:ハイドロチャーサンプルの元素分析 プロパティ ユニット 値 灰分(乾燥ベース、815°C) [wt%] 12.9年 揮発性物質(乾燥ベース、900 °C) [wt%] 66.4歳 固定炭素(乾燥基準) [wt%] 20.8年 C (ダフ) [wt%] 66.1年 H (ダフ) [wt%] 7.4年 N (ダフ) [wt%] 3.0年 S (ダフ) [wt%] 0.2年 表3:熱処理28に用いられるヒドロチャーサンプルの近接分析および元素分析。 収量 収量 初期質量(ハイドロチャール) 温度 最終質量(ハイドロチャー) 質量液体 Af の 質量残高 固体を得る 収量液体 Af の エントリ [g] [°C] [g] [g] [g] [g] [%] [wt%] [wt%] [wt%] [wt%] 1 15.3年 275名 11.0年 3.14 0.125 3.02 92.2年 71.7歳 20.5年 0.82円 19.7年 2 20.5年 275名 15.6年 3.82件 0.74年 3.05 94.4歳 75.8歳 18.6年 3.61から 14.9年 3 30.7歳 275名 22.5年 6.79件 1.01から 5.78件 95.6歳 73.5年 22.1年 3.29件 18.8年 4 15.7年 200年 13.7年 1.27 0.26分 1.01から 95.8歳 87.7歳 8.10件 1.66から 6.44 5 15.3年 250名 11.2年 3.27 0.25分 3.02 94.5歳 73.2歳 21.3年 1.63から 19.7年 6 15.0年 300人 9.07件 4.46 0.593年 3.87件 90.1年 60.4歳 29.7年 3.95件 25.8歳 A-7a 15.3年 275名 11.8年 1.79件 1.02から 0.77 88.9歳 77.2歳 11.7年 6.68件 5.05 OFMSWの代わりに庭の剪定から作られたハイドロチャーで行われます。 表4:熱処理からの実験データ反応後、固体と液体が回収される。水性(AF)と有機画分(OF)に立ち上がると分離した液体。欠損量は、永久的なガス形成、例えば、二酸化炭素および水などの揮発性物質の不完全な凝縮に起因する。
Discussion
熱水炭化は非常に弾力性のある方法であり、常に炭酸塩製品、すなわちヒドロチャーを提供します。しかし、ヒドロチャーの収量と性質は、反応条件や反応制御だけでなく、バイオマスの不均一性や変動によって異なる場合があります。例えば、大量収量とC含有量は、リグニン含有量が高いリグニン含有量または木質材料を有するリグノセルロース系バイオマスの方が高い場合があります。
より高い炭化度(元素分析により定量)が望まれる場合には、ヒドロチャーを炭化反応に再送することができる。あるいは、将来の反応反応では反応時間を長くしたり、反応温度を上げたりすることができる(注意、自己生水圧は温度とともに指数関数的に増加する)。
熱処理の結果はまた、原料の組成に依存する。例えば、バイオマスが植物油などの他の有機成分を含む場合、熱処理はこれらの揮発性化合物を固体から分離し、質量損失が大きくなります。
本プロトコルでは、両方のステップがバッチモードで行われる。産業用アプリケーションでは、生産プロセス全体を連続モードで実行する必要があります。熱水炭化は、連続的なプロセスとして既に行われているが、熱処理はまださらに開発されなければならない。最終的な目的は、OFMSWを泥炭特性を有する炭素質材料に変換し、泥炭(化石材料と考えられる)を雇用し、環境に対する明確な利益と気候への貢献者として農業や園芸において増加することです。軽減策を変更します。
Divulgaciones
The authors have nothing to disclose.
Acknowledgements
著者は、気候-KICプログラムのCharMとAdvCharMの下で欧州委員会から受け取った財政的支援と、RTC-2017-6087-5の下でスペインの科学イノベーションと大学から受け取った財政的支援に感謝しています。デサロロ・エ・イノバシオン・オリエンタダ・ロス・レトス・デ・ラ・ソシエダ」プログラムとセベロ・オチョア・プログラム(SEV-2016-0683)。
Materials
| Autoclave with a vessel volume of 100 to 500 mL | |||
| Continuous flow tubular calcination reactor with glass frit | Cuartz tube: 37 cm long, 20 mm outer diameter, glass frit (3 mm thickness) at 22 cm from the top of the tube | ||
| Vacuum filtration system | Buchner funnel, filter paper, filter flask | ||
| Oven for drying samples at 100 °C | |||
| Thermogravimetric analyzer | E.g. Netzsch STA 449F3 Jupiter with Netzsch STA 449F3 software and Netzsch ASC Manager software for autosampler control | ||
| Any king of vegetable biomass (for examples see tables 1 and 2) including: | |||
| Compostable plastic bags from BASF | |||
| Plastic bags for collection of the organic fraction in households, provided by local waste managers | |||
| Compostable coffee capsules ecovio (BASF) |
Referencias
- Titirici, M. M., Thomas, A., Yu, S. H., Mueller, J. O., Antonietti, M. A. Direct Synthesis of Mesoporous Carbons with Bicontinuous Pore Morphology from Crude Plant Material by Hydrothermal Carbonization. Chemistry of Materials. 19 (17), 4205-4212 (2007).
- Düdder, H., Wütscher, A., Stoll, R., Muhler, M. Synthesis and characterization of lignite-like fuels obtained by hydrothermal carbonization of cellulose. Fuel. 171, 54-58 (2016).
- Funke, A., Ziegler, F. Hydrothermal carbonization of biomass: a summary and discussion of chemical mechanisms for process engineering. Biofuels, Bioproducts and Biorefining. 4 (2), 160-177 (2010).
- Titirici, M. M., Thomas, A., Antonietti, M. Back in the black: Hydrothermal carbonization of plant material as an efficient chemical process to treat the CO2 problem?. New Journal of Chemistry. 31 (6), 787-789 (2007).
- Gruda, N. Current and future perspective of growing media in Europe. Acta Horticulturae. 960, 37-43 (2012).
- Benavente, V., Calabuig, E., Fullana, A. Upgrading of moist agro-industrial wastes by hydrothermal carbonization. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis. 113, 89-98 (2015).
- Volpe, M., et al. One stage olive mill waste streams valorisation via hydrothermal carbonisation. Waste Management. 80, 224-234 (2018).
- Sabio, E., Álvarez-Murillo, A., Román, S., Ledesma, B. Conversion of tomato-peel waste into solid fuel by hydrothermal carbonization: Influence of the processing variables. Waste Management. 47, 122-132 (2016).
- Lucian, M., et al. Impact of hydrothermal carbonization conditions on the formation of hydrochars and secondary chars from the organic fraction of municipal solid waste. Fuel. 233, 257-268 (2018).
- Mäkelä, M., Forsberg, J., Söderberg, C., Larsson, S. H., Dahl, O. Process water properties from hydrothermal carbonization of chemical sludge from a pulp and board mill. Bioresource Technology. 263, 654-659 (2018).
- Ulbrich, M., Preßl, D., Fendt, S., Gaderer, M., Spliethoff, H. Impact of HTC reaction conditions on the hydrochar properties and CO2 gasification properties of spent grains. Fuel Processing Technology. 167, 663-669 (2017).
- Hu, B., et al. Engineering carbon materials from the hydrothermal carbonization process of biomass. Advanced Materials. 22 (7), 813-828 (2010).
- Sevilla, M., Fuertes, A. B., Rezan, D. C., Titirici, M. M. Applications of Hydrothermal Carbon in Modern Nanotechnology. Sustainable Carbon Materials from Hydrothermal Processes. , 213-294 (2013).
- Sánchez, A., et al. Greenhouse gas emissions from organic waste composting. Environmental Chemistry Letters. 13 (3), 223-238 (2015).
- Andersen, J. K., Boldrin, A., Christensen, T. H., Scheutz, C. Greenhouse gas emissions from home composting of organic household waste. Waste Management. 30 (12), 2475-2482 (2010).
- Owsianiak, M., Brooks, J., Renz, M., Laurent, A. Evaluating climate change mitigation potential of hydrochars: compounding insights from three different indicators. GCB Bioenergy. 10, 230-245 (2018).
- Lorenz, K., Lal, R. Biochar application to soil for climate change mitigation by soil organic carbon sequestration. Journal of Plant Nutrition and Soil Science. 177 (5), 651-670 (2014).
- Solomon, D., et al. Indigenous African soil enrichment as a climate-smart sustainable agriculture alternative. Frontiers in Ecology and the Environment. 14 (2), 71-76 (2016).
- Glaser, B., Haumaier, L., Guggenberger, G., Zech, W. The “Terra Preta” phenomenon: a model for sustainable agriculture in the humid tropics. Naturwissenschaften. 88 (1), 37-41 (2001).
- Fornes, F., Belda, R. M. Acidification with nitric acid improves chemical characteristics and reduces phytotoxicity of alkaline chars. Journal of Environmental Management. 191, 237-243 (2017).
- Fornes, F., Belda, R. M., Fernández de Córdova, P., Cebolla-Cornejo, J. Assessment of biochar and hydrochar as minor to major constituents of growing media for containerized tomato production. Journal of the Science of Food and Agriculture. 97 (11), 3675-3684 (2017).
- Busch, D., Kammann, C., Grünhage, L., Müller, C. Simple biotoxicity tests for evaluation of carbonaceous soil additives: Establishment and reproducibility of four test procedures. Journal of Environmental Quality. 41 (4), 1023-1032 (2012).
- Dalias, P., Prasad, M., Mumme, J., Kern, J., Stylianou, M., Christou, A. Low-cost post-treatments improve the efficacy of hydrochar as peat replacement in growing media. Journal of Environmental Chemical Engineering. 6 (5), 6647 (2018).
- Busch, D., Stark, A., Kammann, C. I., Glaser, B. Genotoxic and phytotoxic risk assessment of fresh and treated hydrochar from hydrothermal carbonization compared to biochar from pyrolysis. Ecotoxicology and Environmental Safety. 97, 59 (2013).
- Hitzl, M., Mendez, A., Owsianiak, M., Renz, M. Making hydrochar suitable for agricultural soil: A thermal treatment to remove organic phytotoxic compounds. Journal of Environmental Chemical Engineering. 6 (6), 7029-7034 (2018).
- Hitzl, M., Corma, A., Pomares, F., Renz, M. The hydrothermal carbonization (HTC) plant as a decentral biorefinery for wet biomass. Catalysis Today. 257 (P2), 154-159 (2015).
- Burguete, P., et al. Fuel and chemicals from wet lignocellulosic biomass waste streams by hydrothermal carbonization. Green Chemistry. 18 (4), 1051-1060 (2016).
- Zucconi, F., Monaco, A., Forte, M., De Bertoldi, M. Phytotoxins during the stabilization of organic matter. Composting of Agricultural and Other Wastes. , (1985).
Citar este artículo
Hernández-Soto, M. C., Hernández-Latorre, M., Oliver-Tomas, B., Ponce, E., Renz, M. Transformation of Organic Household Leftovers into a Peat Substitute. J. Vis. Exp. (149), e59569, doi:10.3791/59569 (2019).