Viabilidad de la gasificación de residuos plásticos mixtos para la producción de hidrógeno y la captura y almacenamiento de carbono

Communications Earth & Environment volumen 3, Número de artículo: 300 (2022) Citar este artículo

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La gasificación de residuos plásticos para la producción de hidrógeno combinada con la captura y el almacenamiento de carbono es una opción tecnológica para abordar el desafío de los residuos plásticos. Aquí, llevamos a cabo un análisis tecnoeconómico y una evaluación del ciclo de vida para evaluar esta opción. El precio mínimo de venta de hidrógeno de una planta de residuos plásticos mixtos de 2000 toneladas métricas/día secadas al horno con captura y almacenamiento de carbono es de US$2,26–2,94 kg−1 de hidrógeno, que puede competir con el hidrógeno de combustible fósil con captura y almacenamiento de carbono (US$1,21– 2,62 kg−1 de hidrógeno) e hidrógeno de electrólisis actual (US$3,20–7,70 kg−1 de hidrógeno). Un análisis de mejora describe la hoja de ruta para reducir el precio mínimo promedio de venta de hidrógeno de USD 2,60 a USD 1,46 kg−1 de hidrógeno, que puede reducirse aún más a USD 1,06 kg−1 de hidrógeno si los créditos de carbono están cerca de los costos de captura y almacenamiento de carbono junto con con bajo costo de materia prima. Los resultados de la evaluación del ciclo de vida muestran que el hidrógeno derivado de residuos plásticos mixtos tiene un menor impacto ambiental que los plásticos de flujo único.

El plástico es un material crucial en muchos sectores, incluidos la construcción, el embalaje, el transporte, la electrónica, los textiles y otros1,2. El último medio siglo ha sido testigo del rápido aumento de la demanda y la producción de plásticos1, lo que ha dado lugar a un considerable desperdicio de plástico debido a la baja tasa de reciclaje de plástico. Desde 1950 hasta 2015, solo el 9 % de la generación acumulada de residuos plásticos (6300 millones de toneladas métricas (Mt)) se recicló, en comparación con más del 60 % desechado (acumulándose en vertederos o en el entorno natural)1. Los desechos plásticos depositados en vertederos o eliminados y sus fragmentos, es decir, microplásticos y nanoplásticos, han causado crecientes preocupaciones ambientales3,4,5,6. Aumentar el reciclaje de plástico es una estrategia esencial para reducir la eliminación de desechos plásticos7. Hay dos tipos comunes de reciclado de plástico, mecánico (p. ej., separación por densidad magnética) y reciclado químico (p. ej., gasificación)7. Recientemente, otro tipo de método de reciclaje, el reciclaje basado en solventes (o referido como reciclaje físico), también está atrayendo la atención8. Los desafíos del reciclaje mecánico de plástico incluyen la degradación termomecánica (p. ej., provocada por el calentamiento y el corte mecánico del polímero)7, la degradación del plástico (p. ej., provocada por el proceso de fotooxidación durante su vida útil), la incompatibilidad entre diferentes polímeros al reciclar plásticos mezclados9, y contaminaciones (por ejemplo, recubrimiento, tinta, aditivos, residuos metálicos o contaminaciones cruzadas entre diferentes flujos de plástico)9,10. Algunos plásticos de desecho son difíciles de reciclar mecánicamente debido a su baja densidad aparente (p. ej., películas), peso ligero (p. ej., poliestireno (PS)), bajo valor económico (p. ej., PS) y pigmentos de negro de humo que absorben la luz infrarroja y confunden la clasificadora9,11. Por lo tanto, confiar solo en el método de reciclaje mecánico tradicional es insuficiente para abordar el creciente volumen y variedad de desechos plásticos. En comparación con el reciclaje mecánico, los métodos termoquímicos, como un tipo de reciclaje químico, tienen ventajas en el procesamiento de desechos plásticos que son difíciles de despolimerizar o reciclar mecánicamente debido a barreras económicas o técnicas7,12. Los procesos termoquímicos incluyen la pirólisis y la gasificación, que tienen potencial para tratar residuos plásticos con alto contenido de energía, carbono e hidrógeno y bajo contenido de humedad13. Los procesos termoquímicos pueden producir una variedad de productos, y el hidrógeno es un producto con un mercado maduro y en crecimiento14. El hidrógeno es un importante gas industrial ampliamente utilizado en las industrias química y de refinación de petróleo, también se puede utilizar como fuente de energía limpia para el transporte15. El Departamento de Energía de EE. UU. (DOE) estimó que la demanda de hidrógeno de EE. UU. ascendería a 22–41 Mt por año para 2050, dada la enorme necesidad de energía limpia16. Actualmente, el 96 % de la producción de hidrógeno utiliza reformado de combustibles fósiles (p. ej., petróleo, gas natural y carbón)15. La conversión de MPW a hidrógeno tiene el potencial de reducir la demanda de combustibles fósiles para la producción de hidrógeno y abordar los desafíos mundiales del rápido crecimiento de los desechos plásticos17. Por ejemplo, el Plan del Programa de Hidrógeno del DOE de EE. UU. destacó "diversos recursos domésticos", incluidos los desechos plásticos, como una fuente importante de producción de hidrógeno16.

Dado que la mayoría de los plásticos se fabrican a partir de combustibles fósiles, es necesario mitigar las emisiones de carbono de origen fósil durante la conversión termoquímica de MPW a hidrógeno1,15. La captura y almacenamiento de carbono (CCS) es una tecnología importante para mitigar el cambio climático al capturar y almacenar geológicamente CO2 (ref. 18). Combinar la producción de hidrógeno con CCS ofrece un medio para producir hidrógeno bajo en carbono1,15. Para el desarrollo y la implementación a gran escala de tecnologías de reciclaje de plástico, es fundamental comprender la viabilidad económica y el desempeño ambiental de la ruta de residuos plásticos a hidrógeno con/sin CCS e incentivos políticos, así como identificar los impulsores clave y futuras oportunidades de mejora. .

El análisis tecnoeconómico (TEA) es una de las herramientas más utilizadas para evaluar la viabilidad económica y técnica de las tecnologías emergentes19,20,21,22,23,24; La evaluación del ciclo de vida (LCA) es una herramienta estandarizada para cuantificar los impactos ambientales del ciclo de vida25,26,27,28,29,30,31. Varios estudios han utilizado TEA para evaluar la viabilidad económica o LCA para evaluar las implicaciones ambientales de los desechos plásticos en productos energéticos (consulte la Nota complementaria 1 para una revisión de la literatura). Sin embargo, pocos estudios han explorado las implicaciones económicas y ambientales de los MPW para el hidrógeno a gran escala con CCS, o han investigado los impulsores del desempeño económico y ambiental de los MPW en comparación con el plástico reciclado de flujo único.

Para llenar el vacío de conocimiento, llevamos a cabo un TEA y LCA para evaluar el desempeño económico y ambiental de la producción de hidrógeno a partir de MPW y plástico reciclado de flujo único en los EE. UU. e identificar oportunidades de reducción de costos. Se desarrolló un modelo de simulación de procesos mecánicos (consulte la Fig. 1 para conocer el límite del sistema y el diagrama de flujo del proceso de la planta, y consulte Métodos para obtener detalles) en Aspen Plus32 para proporcionar una estimación de ingeniería rigurosa de los datos de balance de masa y energía utilizados en TEA y LCA. Se seleccionó el precio mínimo de venta de hidrógeno (MHSP) para evaluar la viabilidad económica de la planta de hidrógeno33. Para la evaluación del impacto ambiental del ciclo de vida (LCIA), TRACI 2.1 de la Agencia de Protección Ambiental de EE. UU. (EPA) y factores de potencial de calentamiento global (GWP) (horizonte de 100 años) del Panel Intergubernamental sobre el Cambio Climático (IPCC) 2021 (en el sexta valoración)34,35. Se diseñaron diferentes escenarios para examinar los impactos de las variadas composiciones de materia prima, las capacidades de la planta, la adopción de CCS y los incentivos de políticas. Se realizó un análisis de sensibilidad para identificar los impulsores clave de los costos de producción. Finalmente, un análisis de mejora describió la hoja de ruta para reducir los costos de producción mediante la mejora de los parámetros técnicos y económicos clave. Este estudio contribuye a la comprensión fundamental del desempeño económico y ambiental de MPW a la ruta del hidrógeno, lo que informará a la industria de gestión de desechos con un diseño de sistema preferible desde el punto de vista económico y ambiental y arrojará luz sobre las oportunidades para reducir los costos y la carga ambiental.

El diagrama de flujo dentro de los límites de la planta incluye cinco áreas principales, que incluyen manejo y pretratamiento de materia prima, gasificación, purificación de hidrógeno, planta de cogeneración de calor y electricidad (CHP) y servicios públicos, junto con captura y almacenamiento de carbono (CCS) para el análisis de escenarios.

En este estudio, se utilizó el análisis de escenarios para evaluar los impactos de los tipos de materia prima, las capacidades de las plantas, la adopción de CCS y los créditos de carbono, como se muestra en la Tabla complementaria 1. El escenario 1 describe los casos de referencia sin CCS; El escenario 2 describe los casos con CCS pero sin crédito de carbono disponible; El Escenario 3 considera CCS y bonos de carbono para la captura y almacenamiento de CO2. En cada escenario, se incluyen cinco casos de materia prima diferentes, a saber, un caso de MPW y cuatro casos de materia prima de flujo único (polietileno (PE), tereftalato de polietileno (PET), polipropileno (PP) y PS) (ver Métodos). Muchos estudios han explorado la conversión termoquímica de plásticos de flujo único o mixtos, pero pocos estudios han comparado el desempeño económico y ambiental del hidrógeno derivado de la gasificación de plásticos de flujo único y MPW13,17,36,37,38,39,40, 41,42,43. Para cada caso de materia prima, se estudiaron las distintas relaciones vapor/materia prima para alcanzar el MHSP óptimo. Se comparan las capacidades de cinco plantas (100–2000 toneladas métricas secas al horno (ODMT) por día de plástico alimentado) para explorar los impactos de las capacidades en el MHSP. Las capacidades se seleccionaron en función de la estimación actual de residuos plásticos vertidos en los EE. UU. La cantidad de residuos plásticos vertidos a nivel estatal en 2019 supera las 250 000 t año−1 (762 t día−1) en 35 estados y supera las 1000 000 t año −1 (3049 t día−1) en 12 estados44.

Como la gasificación utiliza vapor como agente gasificante, la relación vapor/materia prima (relación S/F en kg de vapor a kg de materia prima seca al horno) influye directamente en el rendimiento de hidrógeno y tiene un mayor impacto en el MHSP (ver Métodos). Para ubicar la relación S/F óptima para cada caso, este estudio varía la S/F de 1,0 a 4,0 para derivar un rendimiento variado de H2 (Fig. 2a) y un MHSP de referencia (Escenario 1 sin CCS) (Fig. 2b) (ver Métodos Sección Modelo de simulación de procesos de la planta de hidrógeno para obtener más información sobre la composición de la materia prima y los detalles de TEA). Para cinco casos de materia prima, nuestros hallazgos sugieren que el MHSP óptimo (más bajo) es de US$3,08 kg−1 a S/F 3,5 para PE, US$5,01 kg−1 a S/F 3,0 para PET, US$2,64 kg−1 a S/F 3.0 para PP, US$2.89 kg−1 a S/F 3.5 para PS, y US$1.67 kg−1 a S/F 2.0 para MPW (Fig. 2). Entre los diferentes plásticos de la Fig. 2a, el PP y el PE tienen los rendimientos más altos de H2 (0,15–0,29 kg H2 por kg de materia prima), y los resultados de los dos casos casi se superponen. El PET muestra el rendimiento de H2 más bajo (0,10–0,14 kg H2 por kg de materia prima) debido al bajo contenido de carbono (62,5 %), el contenido de hidrógeno (4,2 %) y el poder calorífico inferior (LHV, 22,1 MJ kg−1)45 (ver Tabla complementaria 2). En la Fig. 2a, el aumento de la relación S/F aumenta el rendimiento de H2, lo cual está alineado con la literatura previa40. Sin embargo, el mayor rendimiento de H2 no necesariamente conduce a un MHSP más bajo en la Fig. 2b.

un rendimiento de hidrógeno. b precio mínimo de venta del hidrógeno.

En la Fig. 2b, el MHSP sin CCS (Escenario 1) de todos los casos de materia prima disminuye primero y luego aumenta. Este fenómeno no lineal es causado por los diferentes impactos de la relación S/F en los rendimientos de H2 y los costos de energía. La relación S/F más alta aumenta la demanda de energía para la producción de vapor y reduce la generación de electricidad en la planta CHP, lo que genera costos de energía más altos. La mayor relación S/F también conduce a un mayor volumen de flujo en el equipo y aumenta aún más el costo de capital. Por el contrario, el mayor rendimiento de H2 habilitado por la relación S/F más alta reduce los costos de producción, lo que resulta en la reducción inicial de MHSP (ver la Fig. 1 complementaria). A medida que aumenta aún más la relación S/F, los costos de energía aumentan sustancialmente y superan la reducción permitida por el mayor rendimiento de H2, lo que da como resultado el crecimiento general de MHSP. Por ejemplo, en el caso de MPW en la Fig. 2b, desde la relación S/F de 1,0 a 1,5, el MHSP disminuye de USD 1,86 kg−1 H2 a USD 1,68 kg−1 H2, y luego disminuye a USD 1,67 kg−1 H2 con Relación S/F de 2,0, que es el punto más bajo de MHSP. Cruzando la relación S/F 2.0, el MHSP aumenta a US$1,79 kg−1 con una relación S/F de 4,0. Este resultado muestra los impactos mixtos de la relación S/F y el tipo de desecho plástico en MHSP; también destaca la importancia de elegir la relación S/F óptima mediante la realización de una simulación de proceso integrada y TEA para la consideración simultánea del rendimiento técnico y económico.

Otro factor que afecta la viabilidad económica es el costo de la materia prima. La Fig. 2 complementaria muestra un ejemplo de cómo cambia el MHSP en el Escenario 1-MPW (2000 ODMT por día) cuando varía el costo de la materia prima de MPW (se usaron US$75,5 ODMT−1 para los resultados que se muestran en la Fig. 2). Las variaciones sustanciales del costo de la materia prima MPW son causadas por las diferencias en la disponibilidad, las distancias de transporte o los precios de venta establecidos por las instalaciones de recuperación de materiales (MRF)46. Según la figura complementaria 2, cuando el costo de la materia prima de MPW varía, la relación S/F deberá ajustarse en consecuencia para alcanzar el MHSP óptimo. Por ejemplo, la relación S/F óptima es 2,0 a US$75,5 ODMT−1 y aumenta a 3,0 a US$300 ODMT−1. Este fenómeno es causado por el papel cada vez más dominado del costo de la materia prima a medida que aumenta. Cuanto más alto es el costo de la materia prima, mayor es la contribución que hace al MHSP total, lo que da como resultado una relación S/F óptima más alta (ya que la relación S/F más alta conduce a un menor costo de la materia prima por kg de H2, consulte la Fig. 3 complementaria) . Se observa una tendencia similar para los plásticos de flujo único (consulte las figuras complementarias 4–7). Este resultado destaca la necesidad a nivel operativo de ajustar la relación S/F de acuerdo con el variado costo de la materia prima de los desechos plásticos.

La Figura 3 muestra el MHSP de las plantas de hidrógeno a 2000 ODMT por día de desechos plásticos en tres escenarios (consulte la Fig. 8 complementaria para el MHSP de capacidades variadas). Los resultados detallados de la inversión de capital y el costo operativo están disponibles en las Notas complementarias 2 y 3, Figs. 9–11. En la Fig. 3, el rango de costos de la materia prima se recopiló de la literatura (consulte la Nota complementaria 4). El hidrógeno derivado de residuos plásticos es económicamente competitivo cuando el MHSP está dentro del rango del precio de mercado actual del hidrógeno.

una línea de base del Escenario 1; b Escenario 2 CCS; c Escenario 3 CCS y Crédito de Carbono. Las áreas sombreadas del Escenario 2 (Fig. 3b) y el Escenario 3 (Fig. 3c) cubren la incertidumbre de los resultados del MHSP con costos variados de CCS. Los recuadros triangulares de líneas punteadas en la Fig. 3b y c marcan las áreas en las que el MHSP es económicamente competitivo en comparación con el precio de mercado actual del H2. El precio de mercado actual del hidrógeno de origen fósil oscila entre 0,91 USD y 2,21 USD kg−1 H2 (sin CCS) (consulte la Tabla complementaria 3), que se destacan como puntos de referencia económicos.

Sin CCS, solo el caso de MPW muestra un MHSP competitivo (US$1,33–$2,00 kg−1 H2 para el costo de materia prima de US$0–$151 ODMT−1), en comparación con el actual hidrógeno de origen fósil, como se muestra en la Fig. 3a. La competitividad económica de otros casos depende de los costos de la materia prima (excepto para PET y PS cuyo MHSP es siempre más alto que el H2 de origen fósil). Por ejemplo, el PE necesita un costo de materia prima inferior a US$236 ODMT−1 para ser económicamente competitivo; PP necesita un costo de materia prima por debajo de US$238 ODMT−1. Estos umbrales están cerca de los límites inferiores de los costos de materia prima de PE y PP, lo que indica la posibilidad limitada de utilizar flujos de plástico individuales reciclados para la producción de hidrógeno en la mayoría de los casos, dados los altos costos de materia prima causados ​​por la costosa clasificación y procesamiento en MRF. Se han propuesto algunas estrategias en la literatura para superar las barreras de costos, por ejemplo, abogar por el "diseño para el reciclaje" para reducir el costo de reciclaje47, mejorar las infraestructuras de recolección y separación de desechos11, optimizar los sistemas municipales de recolección de desechos antes de MRF48 y adoptar estrategias rentables. tecnologías (por ejemplo, separación triboelectrostática) en MRF49.

Cuando se agrega el costo de CCS (consulte las Notas complementarias 4 y 5) en la Fig. 3b, solo el Escenario 2-MWP logra un MHSP comparable al H2 de origen fósil (como se marca con el cuadro de línea discontinua triangular) cuando el costo de CCS y el costo de materia prima de MPW es bajo. Por ejemplo, en el Escenario 2-MPW, reducir el MHSP a US$2,21 kg−1 H2 (el precio más alto de H2 de combustibles fósiles sin CCS) requiere que el costo de CCS sea inferior a US$53 t−1 CO2 a US$46 ODMT− 1 MPW, o menos de US$69 t−1 CO2 a US$0 ODMT−1 MPW. Estos costos bajos esperados de CCS se encuentran en los límites inferiores de los costos actuales de CCS que oscilan entre USD 53 y USD 157 t−1 de CO2. Con políticas de apoyo como los créditos de carbono en la Fig. 3c (discusión en el siguiente párrafo), el caso de MPW puede ser económicamente más favorable (recuadro de línea punteada triangular en la Fig. 3c). Además, los aumentos de costos causados ​​por la adopción de CCS son diferentes en cinco casos. Específicamente, del Escenario 1 al Escenario 2, el MHSP aumentó en US$0,58–$1,71 kg−1 H2 para PE, US$0,76–$2,26 kg−1 H2 para PET, US$0,53–$1,76 kg−1 H2 para PP, US$0,74–$2,18 kg −1 H2 para PS y US$0,68–$2,00 kg−1 H2 para MPW. Estas diferencias se deben principalmente a las propiedades de la materia prima (es decir, composiciones y LHV), el rendimiento de H2 y el consumo de gas natural de diferentes plásticos. Estos resultados resaltan la necesidad de considerar las diferencias entre las materias primas plásticas y las implicaciones económicas al incorporar CCS en el reciclaje de plástico.

Con el crédito de incentivo en la Fig. 3c, el MHSP de MPW puede reducirse en US$0,41 kg−1 H2. Por lo tanto, en el Escenario 3, MPW tiene una mayor posibilidad de ser económicamente competitivo con el hidrógeno de origen fósil. A medida que los costos de la materia prima aumentan de US$0 ODMT−1 a US$136 ODMT−1, el costo más alto de CCS que el hidrógeno derivado de MPW puede tolerar disminuye de US$101 t−1 CO2 a US$53 t−1 CO2 para mantener la competitividad con el precio de mercado más alto actual es de US$2,21 kg−1 de H2 de origen fósil sin CCS. El MHSP del Escenario 3-MPW oscila entre US$2,26 y 2,94 kg−1 H2 (con $0–$151 ODMT−1 de materia prima y $105 t−1 CO2 CCS). Esta gama MHSP puede competir con el precio del hidrógeno de combustible fósil con CCS (US$1,21–2,62 kg−1 H2 (refs. 15,31,50,51,52,53,54)) o hidrógeno derivado de biomasa (US$0,73– 3,17 kg−1 H2 (refs. 31, 55, 56)), y es más bajo que el costo actual de electrólisis de hidrógeno (US$ 3,20–7,70 kg−1 H2 (refs. 31, 50, 57)). Con costos más bajos de materia prima y CCS, el MHSP más bajo que MPW puede lograr es de USD 1,59 kg−1 H2 (con USD 0 de materia prima ODMT y USD 53 t−1 de CO2), que está cerca del valor medio del precio actual del hidrógeno. Este resultado destaca la importancia del apoyo político para garantizar la viabilidad económica de utilizar MPW para la producción de hidrógeno junto con CCS. Según el estudio de Milbrandt et al.44, hay alrededor de 37,7 Mt de desechos plásticos en los desechos sólidos municipales (incluidos bienes duraderos, bienes no duraderos, contenedores y embalajes) que terminan en los vertederos de EE. UU. en 2019 (ref. 44). Según el resultado de este estudio, si el 50 % (un porcentaje de estimación conservador7) de estos MPW vertidos se puede utilizar para la producción de hidrógeno, se pueden producir alrededor de 4,1 Mt de hidrógeno. Esto equivale al 41 % del consumo anual actual de hidrógeno (10 Mt por año en 2020) y aproximadamente entre el 10 y el 19 % de la demanda estimada de hidrógeno para 2050 en los EE. UU. (22–41 Mt por año−1)44.

La Figura 4 muestra los resultados del análisis de sensibilidad de MHSP para el Escenario 3-MPW a 2000 ODMT por día. El MHSP de referencia en la Fig. 4 es de US$2,60 kg−1 H2. No se incluyen los parámetros con menos del 2% de impacto al variar ±50%. El resto de parámetros se variaron en función de los datos recopilados de la literatura (ver Tabla complementaria 4). Los límites inferior y superior de las variaciones se muestran entre paréntesis como valores optimistas y pesimistas. El costo de CCS es el parámetro más impactante, seguido por la Tasa Interna de Retorno (IRR), el costo del gas natural, el costo de la materia prima, la adsorción por oscilación de presión (PSA), la eficiencia de recuperación de hidrógeno, la capacidad de la planta y los créditos de carbono (impactos superiores al 5%). Esto enfatiza la necesidad de reducir el costo de CCS para producir hidrógeno bajo en carbono y competitivo en costos a partir de MPW. El costo del gas natural en los EE. UU. varía según el tiempo y los estados. Por ejemplo, en Connecticut, el precio industrial del gas natural fue de US$5,88 por mil pies cúbicos (MCF) en noviembre de 2019 y US$7,54 MCF−1 en marzo de 2019, mientras que en California el precio fue de US$7,16 MCF−1 en noviembre de 2019 y US$9,01 MCF−1 en marzo de 201958. El rango de precios del gas natural en la Fig. 4 es el precio mensual más bajo y más alto para el gas natural industrial en los estados continentales de EE. UU. en 201958. La variación del costo de la materia prima conduce a un cambio de ±13% en resultados del MHSP. El aumento de la eficiencia de recuperación de PSA del 84 % al 90 % reduce el MHSP de USD 2,60 a USD 2,42 kg−1 H2 al aumentar el rendimiento de H215,59,60,61,62. Reducir el crédito de carbono de $32 a $20 t-1 CO2 aumenta $0,15 kg-1 H2, mientras que aumentar los créditos de carbono de $32 a $50 t-1 CO2 (refs. 63, 64, 65) disminuye 0,23 kg-1 H2. Este rango se desarrolló sobre la base del crédito de carbono 45Q que tuvo los $20 t-1 de CO2 más bajos en 2020 y se espera que alcance los $50 t-1 de CO2 para 2026 (ref. 65). Este estudio solo considera los créditos de carbono 45Q; sin embargo, podrían estar disponibles más créditos de carbono en el futuro mediante diversos mecanismos de política y mercado. Además de estos parámetros, otros parámetros relacionados con el costo de los materiales y la energía (es decir, la tarifa de vertedero y el costo de la electricidad) y el costo del equipo tienen un impacto menor en el MHSP.

Las barras azules indican los resultados optimistas de MHSP debido a la incertidumbre de los parámetros, mientras que las barras naranjas muestran resultados pesimistas.

El análisis de sensibilidad identifica los factores impulsores de MHSP, como el costo de CCS, la eficiencia de recuperación de hidrógeno de PSA, la TIR y el crédito de carbono. Con base en los resultados del análisis de sensibilidad, este estudio realizó un análisis de mejora para exhibir una hoja de ruta potencial para el desarrollo futuro de las rutas de conversión de residuos en hidrógeno19,22. La TIR no se incluye porque refleja la expectativa de desempeño económico. En la Fig. 5, se enumeran once parámetros en orden descendente de efectos (de mayor a menor) sobre MHSP en el análisis de sensibilidad. La figura 5 muestra dos vías. El primero (azul claro) muestra la mejora basada en las mejores prácticas actuales. En esta vía, el MHSP del Escenario 3-MPW se puede reducir de US$2,60 a US$1,46 kg−1 H2. El segundo camino (naranja claro) es una exploración más ambiciosa para alcanzar el objetivo de US$1,0 por kg de hidrógeno limpio en una década establecido por el DOE de EE. UU.66. En la segunda vía, se asumieron el costo de CCS (reduciendo a US$53 t−1 CO2), los créditos de carbono (aumentando a US$50 t−1 CO2) y el costo de la materia prima (reduciendo a US$38 ODMT−1 por una reducción del 50%). para alcanzar el límite de datos recopilados. En comparación con la primera vía, el costo de CCS en la segunda vía es mucho más bajo debido a la gran mejora y optimización tecnológica esperada (por ejemplo, mejora de la tecnología CCS, expansión de la capacidad y reducción del costo del almacenamiento geográfico, optimización de la configuración de la red de transporte y almacenamiento de CCS), y créditos de alto carbono (por ejemplo, lograr el límite superior de 45Q para 202663,64,65). La segunda vía también tiene una gran reducción del costo de la materia prima cuando la tarifa de vertido evitada es alta. Bajo esta situación, el MHSP final puede ser tan bajo como US$1,06 kg−1 H2, lo que indica la necesidad de una política sólida para fomentar el reciclaje y desalentar el vertido. Las oportunidades específicas para cada parámetro se identificaron a través de una revisión exhaustiva de la literatura y se enumeran en la Tabla complementaria 5. Estas oportunidades arrojan luz sobre las direcciones futuras para una conversión más rentable de los desechos plásticos en hidrógeno con bajas emisiones de carbono.

Las áreas del cuadro sombreado en cada ruta muestran el potencial de reducción de costos de mejorar cada parámetro. El área gris de la primera barra representa las superposiciones entre la primera y la segunda ruta. Once parámetros identificados por el análisis de sensibilidad como los principales impulsores de la viabilidad económica fueron evaluados por su potencial para ser mejorados por las prácticas de vanguardia actuales (azul) o el avance futuro (naranja). Las medidas de mejora detalladas para cada parámetro se proporcionan en la Tabla complementaria 5. Los datos detallados del MHSP para cada medida se encuentran en la Tabla complementaria 6.

Este estudio llevó a cabo el LCA para examinar los impactos ambientales del hidrógeno derivado del plástico residual. La Figura 6 muestra los resultados LCA normalizados de diez categorías de impacto en diversos escenarios y casos de materia prima bajo las relaciones S/F óptimas identificadas en la Fig. 2. Los resultados LCA de cada categoría de impacto se normalizan en función del valor más alto (sobre la base de 1 kg H2 ) de ese impacto en el Escenario 1–3 (incluidos 5 casos de materia prima en el Escenario 1 sin CCS y 5 casos de materia prima en el Escenario 2 y 3 con CCS). Los valores absolutos de los resultados de LCA se encuentran en las Tablas complementarias 7 y 8 en Datos complementarios 1 (ref. 67).

una acidificación; b Potencial de calentamiento global c cancerígenos (salud humana); d no cancerígenos (salud humana); e ecotoxicidad; f agotamiento del ozono; g eutrofización; h efectos respiratorios; agotamiento de los combustibles fósiles; j formación de smog. El escenario 1 no tiene CCS; Los escenarios 2 y 3 tienen CCS y los mismos resultados de LCA (ya que la diferencia es la inclusión/exclusión de créditos de carbono que afectan a TEA pero no a LCA). Los resultados se descomponen en cinco contribuyentes. Los resultados de LCA de 1 kg H2 en cada categoría de impacto se normalizan en función del mayor resultado en los Escenarios 1 a 3.

En la Fig. 6, MPW muestra los impactos ambientales más bajos en todos los escenarios y categorías de impacto (1–93 % menos que las otras cuatro materias primas de flujo único), principalmente debido a las menores cargas ambientales de la recolección y clasificación de materias primas (para casos de flujo único). ), y transporte. Tenga en cuenta que se supone que las cargas de producción de plástico están separadas del límite del sistema. En la mayoría de las categorías de impacto, la recolección, la clasificación y el transporte de materias primas dominan los impactos ambientales del hidrógeno derivado del plástico de flujo único (27-94 %), pero solo contribuyen del 1 al 10 % para MWP. Las únicas excepciones son el GWP y el agotamiento de los combustibles fósiles que están dominados por la energía, lo que contribuye a porcentajes similares de resultados para plásticos de flujo único y MPW (25–90 %). MPW tiene cargas ambientales de 1 a 59 % más altas de productos químicos y materiales que PE, PP y PS, debido a los pasos adicionales de pretratamiento y decloración. Sin embargo, los productos químicos y los materiales en general solo contribuyen del 1 al 32 % de los impactos ambientales del ciclo de vida en todas las materias primas plásticas de flujo único. El tratamiento de desechos tiene contribuciones menores a la mayoría de las categorías de impacto, excepto la acidificación y la salud humana: cancerígenos, aunque MPW tiene cargas ambientales relacionadas con el tratamiento de desechos entre un 19% y un 94% más altas que los plásticos de flujo único. Esto se debe a la mayor generación de aguas residuales en el pretratamiento y decloración. Entre los plásticos de flujo único, el PET muestra el peor desempeño ambiental, similar a los resultados de TEA por razones similares: bajos rendimientos de hidrógeno y alto costo (cargas ambientales) de clasificación y procesamiento de materias primas plásticas.

Agregar CCS a la planta de hidrógeno aumenta todos los impactos ambientales entre un 9 y un 117 %, excepto la reducción del GWP entre un 42 y un 67 %, independientemente de las materias primas plásticas. Los mayores impactos ambientales se atribuyen a los productos químicos y al consumo de energía68,69, mientras que la disminución del GWP se debe a la CAC que elimina el carbono.

Desde la perspectiva del cambio climático, el hidrógeno derivado de MPW sin CCS tiene un GWP de ciclo de vida más alto (16,0–21,0 kg CO2e kg−1 H2, dependiendo de las relaciones S/F, consulte la Tabla complementaria 9 para obtener valores detallados) que el gas natural (9,0– 12,3 kg CO2e kg−1 H2 (refs. 15, 51, 52, 54, 70)), pero en su mayoría menor que el carbón (20,0–26,0 kg CO2e kg−1 H2 (refs. 51, 52, 53, 54)). CCS reduce el GWP del hidrógeno derivado de MPW a 5,1–6,2 kg CO2e kg−1 H2, que es mucho más bajo que el hidrógeno de origen fósil sin CCS. Sin embargo, si se implementa CCS para el hidrógeno de origen fósil en el futuro, el hidrógeno derivado de MPW tendrá un GWP de ciclo de vida más alto que el hidrógeno a base de gas natural con CCS (1,0–4,1 kg CO2e kg−1 H2 (refs. 15,31 ,51)), y comparable con hidrógeno a base de carbón con CCS (2,0–6,9 kg CO2e kg−1 H2 (refs. 51,52,53,54)) o hidrógeno de gasificación de biomasa sin CCS (0,3–19,2 kg CO2e kg− 1 H2 (ref. 31,71,72,73)). El hidrógeno derivado de MPW con CCS tiene un GWP de ciclo de vida más bajo que el hidrógeno electrolítico de la red eléctrica promedio mundial (25,5 kg CO2e kg−1 H2 (ref. 51)), aunque el GWP del hidrógeno derivado de MPW con CCS es más alto que el hidrógeno electrolítico con electricidad limpia (0,9–6,9 kg CO2e kg−1 H2 (refs. 70,71)), o gasificación de biomasa con CCS (−18,8 a −9,6 kg CO2e kg−1 H2 (refs. 31,71)). Como la mayoría de las emisiones de GEI se atribuyen al consumo de energía (Fig. 6b), la investigación futura debe centrarse en mejorar la eficiencia energética y explorar fuentes de energía alternativas para reducir el GWP del ciclo de vida del hidrógeno derivado de MPW.

Para otras categorías de impacto, este estudio comparó el Escenario 3-MPW con CCS con hidrógeno hecho a partir de gas natural mediante reformado con vapor y CCS (consulte la Fig. 12 complementaria). El MPW con CCS es 2.4–80.3% más bajo que el gas natural con CCS en acidificación, agotamiento de combustibles fósiles, agotamiento de ozono y formación de smog. Al mismo tiempo, el hidrógeno del gas natural con CCS es entre un 26,8 y un 53,6 % más bajo que el Escenario 3-MPW con CCS en carcinógenos, no carcinógenos, ecotoxicidad, eutrofización y efectos respiratorios.

Este estudio realizó un TEA y LCA para explorar la viabilidad económica y el desempeño ambiental de la producción de hidrógeno a partir de la gasificación de MPW que comúnmente termina en un vertedero. El TEA y el LCA se combinaron con el modelo de simulación de procesos desarrollado en Aspen Plus para determinar los impactos de las capacidades de la planta, las composiciones de las materias primas, los incentivos de políticas y los parámetros del proceso en el MHSP y los impactos ambientales del ciclo de vida. Es económicamente factible producir US$1,67 kg−1 H2 a partir de una planta de hidrógeno de 2000 ODMT por día utilizando MPW sin CCS, en comparación con el precio actual del hidrógeno basado en combustibles fósiles sin CCS (US$0,91–$2,21 kg−1 H2). La incorporación de CCS en la planta de gasificación aumenta la mayoría de los impactos ambientales debido al consumo adicional de químicos y energía de los sistemas CCS. La única excepción es GWP dados los beneficios de eliminación de carbono de CCS. Agregar CCS también aumenta el MHSP a US$ 2,60 kg−1 H2 (US$ 2,26–$ 2,94 kg−1 según el costo variado de la materia prima) para la misma planta, y la viabilidad económica de una planta de hidrógeno acoplada a CCS depende del costo de CCS y de los incentivos políticos. CCS es esencial para garantizar que el hidrógeno derivado de MPW tenga menos emisiones de GEI durante el ciclo de vida que el actual hidrógeno de origen fósil, y es posible que esta ventaja no se mantenga si se implementa CCS para el hidrógeno a base de gas natural en el futuro. Se necesita investigación futura para reducir las emisiones de carbono relacionadas con la energía para reducir el GWP del ciclo de vida del hidrógeno derivado de MPW. Los resultados muestran las ventajas económicas y ambientales de usar MPW sobre los plásticos de flujo único (es decir, PE, PET, PP y PS) en la producción de hidrógeno a través de la gasificación, dado el alto costo de la materia prima y las cargas ambientales de clasificar y procesar los plásticos de flujo único. en MRF en la etapa actual y bajo rendimiento de hidrógeno de algunos plásticos (por ejemplo, PET). Dada la alta proporción actual de MPW que se desechan o se depositan en vertederos, se necesitan más esfuerzos para priorizar la valorización de MPW de una manera ambientalmente benigna y rentable. Entre los plásticos de flujo único, el PET es el menos favorable en términos de desempeño ambiental y económico. Esto implica la necesidad de explorar otros métodos de reciclaje viables y de alto valor para plásticos de flujo único clasificados (p. ej., reemplazando materiales vírgenes)7. El aumento de la capacidad de la planta puede reducir el MHSP en todos los casos de materia prima. Desde un aspecto operativo, la relación vapor/alimentación afecta directamente a MHSP, y la relación óptima vapor/materia prima varía según la materia prima (por ejemplo, 2,0 para MPW y 3,5 para PS) y generalmente aumenta a medida que aumenta el costo de la materia prima. El análisis de mejora muestra posibles vías para disminuir el MHSP del hidrógeno derivado de MWP con CCS de 2,60 USD a 1,46 USD kg−1 H2. Si los créditos de carbono están cerca de los costos de CCS y el costo de la materia prima MPW es bajo, el MHSP de utilizar MPW puede llegar a US$1,06 kg−1 H2. Para lograr el ambicioso objetivo de US$1,0 por kg de hidrógeno limpio en una década, la hoja de ruta destaca la necesidad de mejorar simultáneamente la economía del proceso y los apoyos políticos.

Los desechos plásticos comunes incluyen PET, polietileno de alta densidad (HDPE), PVC, polietileno de baja densidad (LDPE), PP, PS y otros desechos plásticos39,74. La Tabla complementaria 2 resume los datos de composición del análisis próximo y final de los plásticos utilizados en este estudio. Se desarrollaron cinco casos de materia prima para investigar los impactos de diferentes alimentaciones de desechos plásticos, en particular para comparar el desempeño económico y ambiental de la alimentación de plástico de flujo único y MPW. Cuatro casos utilizan desechos plásticos de flujo único, incluido el PE (suponiendo un 50 % de LDPE y un 50 % de HDPE), PET, PP y PS proporcionados por instalaciones de clasificación o reciclaje. No se seleccionó la alimentación de PVC puro debido al contenido de cloro extremadamente alto que causa problemas de seguridad y corrosión75. Se diseñó una caja para MPW que normalmente se rechazaba del reciclaje mecánico en MRF7. Estos MPW comúnmente se depositan en vertederos que necesitan una "tarifa de vertido" o se incineran para generar energía7,76. En este estudio, MPW contiene 19,5 % de HDPE, 27,9 % de LDPE, 27,5 % de PP, 7,6 % de PS, 14,6 % de PET y 2,9 % de PVC según los datos de residuos plásticos en vertederos que no se reciclan ni se queman en los EE. UU. en el año 2018 por la EPA de EE. UU.76.

Se estableció un modelo de simulación de procesos en Aspen Plus para proporcionar datos de masa y energía para TEA y LCA32. Como se muestra en la Fig. 1, la planta de hidrógeno comprende cinco áreas principales: manejo y pretratamiento de materias primas, gasificación, purificación de hidrógeno, planta CHP y servicios públicos. Los diagramas de proceso detallados de Aspen Plus en cada área se muestran en las figuras complementarias. 13–17. Un ejemplo de información de flujo resumida está disponible en la Fig. 18 complementaria y la Tabla 10 complementaria en Datos complementarios 1 (ref. 67).

En este estudio, se alimentaron cinco materias primas diferentes (es decir, PE, PET, PP, PS y MPW, como se muestra en la Tabla complementaria 1) en el modelo de simulación para estudiar los impactos de las diversas composiciones de materias primas. Se supone que los residuos plásticos llegan a la planta de hidrógeno en forma de pacas7,77. Luego, los fardos se descargan y se transfieren al almacén para su almacenamiento. La primera operación unitaria es la reducción del tamaño de los residuos plásticos en la trituradora a alrededor de 152 mm (6 pulgadas)78. Después de la molienda inicial, las materias primas se lavan en el lavador de tambor rotatorio para eliminar la ceniza arrastrada y otros contaminantes7,79,80. A diferencia de las materias primas puras (es decir, PE, PET, PP, PS) que han sido clasificadas y procesadas, MPW necesitará otros dos pasos de lavado en lavadoras de fricción como práctica común7. Luego, las materias primas se secan en el secador de tambor rotatorio a 105 °C para alcanzar un contenido de humedad inferior al 10 % (base seca)81,82. Seguido del secado, las materias primas se muelen aún más en la molienda secundaria hasta alrededor de 1–2 mm7,81 y están listas para la gasificación.

Antes de la gasificación, la decloración es esencial para eliminar el cloro tóxico del PVC por cuestiones de seguridad y corrosión. Con base en el estudio de López et al., el tratamiento de las mezclas plásticas que contienen PVC a 300 °C en atmósfera de nitrógeno durante 30 min puede eliminar de manera eficiente el 99,2% del cloro del PVC75. En este estudio, el proceso de decloración se realiza en las mismas condiciones antes de la gasificación75,83. La pérdida de peso de PE, PP, PS y PET en el proceso de decloración es solo del 0,7 %, 0,3 %, 3,3 % y 0,8 %, respectivamente75. En este estudio se modeló la gasificación en dos etapas, incluida la gasificación seguida del craqueo de alquitrán, que es esencial para el funcionamiento de una planta de hidrógeno a gran escala84. Este estudio utiliza un reactor de lecho fluidizado burbujeante para la gasificación y un reactor de lecho fijo para el craqueo de alquitrán basado en la literatura84,85. Para la gasificación, se seleccionó la condición de operación a 850 °C y 3,5 MPa con vapor como agente gasificante para la producción rica en H213,86,87. En Aspen Plus, la gasificación se modeló con dos reactores en secuencia usando RStoic y RGibbs, lo cual es consistente con simulaciones de procesos anteriores para gasificación40,88,89,90,91,92,93. El reactor RStoic descompone la corriente de entrada en función de las composiciones de la materia prima. Luego, la corriente descompuesta junto con el vapor se envía al reactor RGibbs que calcula la composición del gas de síntesis utilizando el método de minimización de energía libre de Gibbs88,89. En el reactor RGibbs, se consideran 12 reacciones según la literatura (consulte la Tabla complementaria 11 para conocer las reacciones detalladas) 94,95,96.

Este estudio utiliza la gasificación con vapor, que se usa comúnmente para generar gas de síntesis rico en H2, ya que la presencia de vapor puede aumentar la producción de hidrógeno, reducir la concentración de alquitrán y promover reacciones de cambio de gas de agua85,97,98,99,100. Estudios previos muestran la importancia de la relación S/F en el diseño y la optimización de la gasificación40. La relación S/F comúnmente varía de 1.0 a 4.040,85. La mayor relación S/F puede conducir a un mayor rendimiento de hidrógeno, pero al mismo tiempo puede causar mayores costos de energía. Para elegir una relación S/F adecuada, este estudio investigó las relaciones S/F de 1,0 a 4,0 en cada caso de materia prima y seleccionó la relación S/F con el MHSP más bajo. El material del lecho es olivino natural con un diámetro de 100-300 μm37,84. El olivino natural es un catalizador altamente resistente al desgaste para reducir la formación de alquitrán37,84. Para el craqueo de alquitrán, el reactor de lecho fijo opera a 800 °C y 3,5 MPa con aditivos que son mezclas 1:1,5 de dolomita calcinada y carbón activado84. Estos aditivos pueden descomponer eficientemente el NH3 formado en la gasificación y reducir la concentración de HCl y H2S en el gas de síntesis84. Después del fraccionamiento del alquitrán, se despliega un ciclón para separar la fase sólida (p. ej., cenizas volantes)101.

Después de generar el gas de síntesis caliente, el primer paso es eliminar las impurezas. El filtro granular de lecho móvil con CaO se despliega para desulfurar y declorar el gas de síntesis caliente102,103. Luego, el alquitrán restante se elimina con un depurador Venturi a unos 35 °C y una columna de relleno húmedo para eliminar el alquitrán fino101,104. Para integrar la eliminación de alquitrán con la eliminación de otras impurezas, el depurador Venturi lava con una solución de NaOH al 10 % para eliminar el HCN, el HCl y el H2S105,106 restantes. Para eliminar aún más el NH3, se adopta una columna de lavado ácido con solución de H2SO4 a pH 5107. El gas purificado contiene principalmente H2, H2O, CO, CO2 y CH4. Para separar el hidrógeno, el gas de síntesis se comprime a 13,7 atm y se alimenta a un PSA que asume una recuperación de hidrógeno del 84 % con una pureza del 99 %106. Todos los gases de escape se envían a la planta de cogeneración para la recuperación de energía106. Para almacenar el hidrógeno, se supone que el hidrógeno purificado se comprime a 700 bares mediante compresión en dos etapas108. 700 bar es un nivel de presión común para almacenamiento o para estaciones de hidrógeno para repostar la pila de combustible108,109.

Como este estudio utiliza gasificación con vapor, la carga de vapor en el área de gasificación es alta. Al mismo tiempo, la planta de hidrógeno consume electricidad en cada área. Dada la demanda de electricidad y calor, este estudio incluye una planta de cogeneración que recupera la energía en los gases de escape y carbón PSA para producir la electricidad y el calor que necesita toda la planta. Si el suministro de calor no es suficiente al quemar los flujos intermedios, se quemará gas natural como combustible suplementario. La caldera genera vapor sobrecalentado a 62 atm y 454 °C con un 80% de eficiencia energética de la caldera110. El vapor sobrecalentado luego pasa por turbinas de etapas múltiples para generar energía. En este estudio, el vapor de baja presión a 13 atm y 268 °C de la turbina de primera etapa se extrae para alimentar el gasificador y proporcionar calor al reactor de decloración y al reactor de craqueo de alquitrán.

Los servicios de la planta incluyen electricidad, agua de enfriamiento, agua de proceso, agua enfriada, sistema de aire de la planta y almacenamiento de materiales y productos110,111. Todas estas utilidades están incluidas en la simulación de procesos, TEA y LCA.

Este estudio incluye escenarios con y sin CCS. CCS captura y almacena el CO2 de los gases de combustión de la planta CHP. La concentración de CO2 en los gases de combustión enfriados es de alrededor del 23% en volumen. Se eligió CCS de poscombustión debido a su idoneidad para capturar carbono del gas de combustión de aire con una concentración de CO2 mucho más baja (comúnmente inferior al 25 % en volumen del gas de combustión112,113) que la CCS de combustión de oxicombustible que usa O2 puro (ref. 114 ). Se supone que la eficiencia de captura es del 90 % para CCS115 de poscombustión. Consulte la Nota complementaria 5 para obtener información técnica detallada y la Nota complementaria 4 para obtener información sobre costos.

Este estudio se centra en la planta de hidrógeno con una capacidad de 100 a 2000 ODMT de residuos plásticos por día. Los datos de balance de masa y energía de la simulación Aspen Plus se ingresaron para determinar los costos operativos variables y los costos de capital. En TEA, los costos de compra originales, los factores de instalación, los factores de escala del equipo y los precios de los materiales y la energía, y los costos de las materias primas se recopilaron de la literatura y se analizaron en la Nota complementaria 6 para gastos de capital y la Nota complementaria 4 para gastos operativos. El MHSP, un indicador ampliamente adoptado que describe el costo de producción bajo una TIR preestablecida, fue seleccionado para evaluar la viabilidad económica de la planta de hidrógeno33. El MHSP se derivó a través del análisis de tasa de retorno de flujo de efectivo descontado (DCFROR) como un método de análisis económico ampliamente utilizado en TEA23. En el análisis DCFROR establecido en EXCEL, el MHSP se derivó fijando la TIR en 10% y el Valor Actual Neto (VPN) en cero23. El año de análisis es 2019 según la última disponibilidad de datos. Las tablas complementarias 12 y 13 enumeran los supuestos y parámetros clave de TEA según los datos de la literatura. Se supone que la planta tiene un 40% de capital propio y toma el 60% restante en préstamo. Se supuso que el costo de capital se depreciaría en 7 años siguiendo el Sistema de Recuperación de Costos Acelerado Modificado por el IRS116 de EE. UU.

La inversión de capital total incluye el costo total del equipo instalado, otros costos directos, costos indirectos y tierra y capital de trabajo. El costo total del equipo instalado es la suma de los costos del equipo instalado que se estimaron multiplicando los costos adquiridos por los factores de instalación (consulte las tablas complementarias 14 a 18). Los costos de compra y los factores de instalación utilizados en este estudio se recopilaron de la literatura, como se muestra en la Nota complementaria 6. La economía de escala se consideró utilizando los factores de escala (consulte la Nota complementaria 6) para escalar los costos de compra que se encuentran en la literatura a las capacidades. explorado en este estudio. Se utilizaron índices de costos de planta de la revista Chemical Engineering Magazine117 para ajustar los costos de compra de equipos recopilados de la literatura al año de análisis 2019 en este estudio. El método detallado para determinar el costo del equipo se documenta en la Nota complementaria 6.

Los gastos operativos incluyen los costos variables de las materias primas, las materias primas, los cargos por flujo de desechos, los créditos por subproductos y los costos operativos fijos (incluido el costo de la mano de obra) y otros costos operativos. Los precios de las materias primas, las materias primas, los cargos por flujo de desechos y la energía se recopilaron de la literatura y se documentaron en la Tabla complementaria 3. Si el precio no está en el año de análisis (2019), se usó el índice de precios al productor para la fabricación de productos químicos para ajustar los precios originales a 2019 (ref. 118). Los detalles están disponibles en la Nota complementaria 4 y la Tabla complementaria 19.

En este estudio, se realizó un LCA de la cuna a la puerta para mostrar los impactos ambientales del hidrógeno convertido a partir de MPW. Los datos del inventario del ciclo de vida (LCI) para la planta de hidrógeno se derivaron de la simulación Aspen Plus para diferentes escenarios, incluido el consumo de energía y materiales (por ejemplo, combustibles, productos químicos, agua) y las emisiones de la planta CHP. Los factores de emisión AP-42 de la EPA de EE. UU. se utilizaron para estimar las emisiones de la combustión de gas natural (consulte la Tabla complementaria 20 para conocer los factores de emisión)119. Los datos de LCI de producción upstream de electricidad y materiales y tratamiento de aguas residuales y desechos sólidos (p. ej., cenizas) se recopilaron de la base de datos ecoinvent (consulte la Tabla complementaria 21 para conocer los procesos unitarios utilizados en este estudio)120. La unidad funcional es 1 kg H2 producido de acuerdo con la TEA. LCIA utiliza el método TRACI 2.1 de la EPA de EE. UU. y los factores de caracterización de GWP de 100 años del IPCC AR6 202134,35.

Los autores declaran que todos los datos que respaldan los resultados de este estudio están disponibles en el artículo, la información complementaria correspondiente (notas complementarias 1–6, tablas complementarias 1–6, 9 y 11–21) y datos complementarios (tablas complementarias 1– 21 en Datos complementarios 1) que se han depositado y están disponibles públicamente en Zenodo (https://doi.org/10.5281/zenodo.7275343).

No se programó ningún código de computadora que fuera fundamental para los resultados en la preparación del documento. La simulación del proceso se realizó en Aspen Plus V11 (37.0.0.395). El TEA se realizó íntegramente en Microsoft Excel (versión 2201). El LCA se realizó en OpenLCA 1.10.3 (Windows 64 bit) y Microsoft Excel (versión 2201).

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Kai Lan y Yuan Yao

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KL y YY diseñaron el estudio. KL recopiló los datos y realizó la simulación. KL analizó los resultados. YY supervisó el estudio. KL y YY escribieron el manuscrito.

Correspondencia a Yuan Yao.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Communications Earth & Environment agradece a Valerie Thomas y a los otros revisores anónimos por su contribución a la revisión por pares de este trabajo. Editores principales de manejo: Alessandro Rubino, Joe Aslin y Clare Davis.

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Lan, K., Yao, Y. Viabilidad de la gasificación de residuos plásticos mixtos para la producción de hidrógeno y la captura y almacenamiento de carbono. Entorno terrestre común 3, 300 (2022). https://doi.org/10.1038/s43247-022-00632-1

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Recibido: 22 de marzo de 2022

Aceptado: 17 de noviembre de 2022

Publicado: 29 noviembre 2022

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