Faisabilité de la gazéification des déchets plastiques mixtes pour la production d'hydrogène et la capture et le stockage du carbone

Communications Terre & Environnement volume 3, Numéro d'article : 300 (2022) Citer cet article

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La gazéification des déchets plastiques pour la production d'hydrogène combinée à la capture et au stockage du carbone est une option technologique pour relever le défi des déchets plastiques. Ici, nous avons mené une analyse technico-économique et une analyse du cycle de vie pour évaluer cette option. Le prix de vente minimum d'hydrogène d'une usine de déchets plastiques mixtes de 2 000 tonnes métriques/jour avec capture et stockage du carbone est de 2,26 à 2,94 USD kg-1 d'hydrogène, ce qui peut concurrencer l'hydrogène fossile avec capture et stockage du carbone (1,21 USD à 2,62 kg-1 d'hydrogène) et l'hydrogène d'électrolyse actuel (3,20 à 7,70 USD d'hydrogène par kg-1). Une analyse d'amélioration décrit la feuille de route pour réduire le prix de vente minimum moyen de l'hydrogène de 2,60 USD à 1,46 USD kg−1 d'hydrogène, qui peut être encore abaissé à 1,06 USD kg−1 d'hydrogène si les crédits carbone sont proches des coûts de captage et de stockage du carbone le long avec un faible coût de matière première. Les résultats de l'analyse du cycle de vie montrent que l'hydrogène dérivé de déchets plastiques mélangés a des impacts environnementaux inférieurs à ceux des plastiques à flux unique.

Le plastique est un matériau crucial dans de nombreux secteurs, notamment la construction, l'emballage, le transport, l'électronique, le textile et autres1,2. Le dernier demi-siècle a été témoin de l'augmentation rapide de la demande et de la production de plastiques1, entraînant des déchets plastiques considérables en raison du faible taux de recyclage du plastique. De 1950 à 2015, seulement 9 % de la production cumulée de déchets plastiques (6300 millions de tonnes métriques (Mt)) ont été recyclés, contre plus de 60 % rejetés (accumulés dans les décharges ou dans le milieu naturel)1. Les déchets plastiques enfouis ou éliminés et leurs fragments, c'est-à-dire les microplastiques et les nanoplastiques, ont suscité des préoccupations environnementales croissantes3,4,5,6. L'augmentation du recyclage du plastique est une stratégie essentielle pour réduire l'élimination des déchets plastiques7. Il existe deux types courants de recyclage du plastique, le recyclage mécanique (par exemple, la séparation par densité magnétique) et le recyclage chimique (par exemple, la gazéification)7. Récemment, un autre type de méthode de recyclage, le recyclage à base de solvants (ou dit recyclage physique), attire également l'attention8. Les défis du recyclage mécanique du plastique comprennent la dégradation thermomécanique (par exemple, causée par le chauffage et le cisaillement mécanique du polymère)7, la dégradation du plastique (par exemple, causée par le processus de photo-oxydation au cours de la durée de vie), l'incompatibilité entre différents polymères lors du recyclage de plastiques mélangés9, et contaminations (par exemple, revêtement, encre, additifs, résidus métalliques ou contaminations croisées entre différents flux de plastique)9,10. Certains déchets plastiques sont difficiles à recycler mécaniquement en raison de leur faible densité apparente (par exemple, les films), de leur poids léger (par exemple, le polystyrène (PS)), de leur faible valeur économique (par exemple, le PS) et des pigments de noir de carbone qui absorbent la lumière infrarouge et confondent la trieuse9,11. Par conséquent, s'appuyer uniquement sur la méthode de recyclage mécanique traditionnelle ne suffit pas pour faire face au volume et à la variété croissants des déchets plastiques. Par rapport au recyclage mécanique, les méthodes thermochimiques, en tant que type de recyclage chimique, présentent des avantages dans le traitement des déchets plastiques difficiles à dépolymériser ou à recycler mécaniquement en raison de barrières économiques ou techniques7,12. Les processus thermochimiques comprennent la pyrolyse et la gazéification, qui ont le potentiel de traiter les déchets plastiques à haute teneur en énergie, en carbone et en hydrogène, et à faible teneur en humidité13. Les procédés thermochimiques peuvent produire une variété de produits, et l'hydrogène est un produit avec un marché mature et en croissance14. L'hydrogène est un gaz industriel important largement utilisé dans le raffinage du pétrole et les industries chimiques, il peut également être utilisé comme source d'énergie propre pour le transport15. Le Département américain de l'énergie (DOE) a estimé que la demande d'hydrogène aux États-Unis pourrait atteindre 22 à 41 Mt par an d'ici 2050, compte tenu de l'énorme besoin d'énergie propre16. Actuellement, 96 % de la production d'hydrogène utilise le reformage de combustibles fossiles (par exemple, le pétrole, le gaz naturel et le charbon)15. La conversion du MPW en hydrogène a le potentiel de réduire la demande de combustibles fossiles pour la production d'hydrogène et de relever les défis mondiaux de la croissance rapide des déchets plastiques17. Par exemple, le plan du programme sur l'hydrogène du DOE des États-Unis a mis en évidence des « ressources nationales diverses », y compris les déchets plastiques, comme une source importante de production d'hydrogène16.

Étant donné que la plupart des plastiques sont fabriqués à partir de combustibles fossiles, il est nécessaire d'atténuer les émissions de carbone d'origine fossile lors de la conversion thermochimique du MPW en hydrogène1,15. Le captage et le stockage du carbone (CSC) est une technologie importante pour atténuer le changement climatique en capturant et en stockant géologiquement le CO2 (réf. 18). Le couplage de la production d'hydrogène avec le CSC offre un moyen de produire de l'hydrogène bas carbone1,15. Pour le développement et la mise en œuvre à grande échelle des technologies de recyclage du plastique, il est essentiel de comprendre la faisabilité économique et les performances environnementales de la voie des déchets plastiques vers l'hydrogène avec/sans CSC et des incitations politiques, ainsi que d'identifier les principaux moteurs et les opportunités d'amélioration futures. .

L'analyse technico-économique (TEA) est l'un des outils les plus largement utilisés pour évaluer la faisabilité économique et technique des technologies émergentes19,20,21,22,23,24 ; L'analyse du cycle de vie (ACV) est un outil standardisé pour quantifier les impacts environnementaux du cycle de vie25,26,27,28,29,30,31. Plusieurs études ont utilisé la TEA pour évaluer la faisabilité économique ou l'ACV pour évaluer les implications environnementales des déchets plastiques sur les produits énergétiques (voir la note complémentaire 1 pour une revue de la littérature). Cependant, peu d'études ont exploré les implications économiques et environnementales du MPW sur l'hydrogène à grande échelle avec le CSC, ou ont étudié les moteurs de la performance économique et environnementale du MPW par rapport au plastique recyclé à flux unique.

Pour combler le manque de connaissances, nous avons mené une TEA et une ACV pour évaluer les performances économiques et environnementales de la production d'hydrogène à partir de MPW et de plastique recyclé à flux unique aux États-Unis et identifier les opportunités de réduction des coûts. Un modèle de simulation de processus mécaniste (voir Fig. 1 pour les limites du système et le diagramme de flux de processus de l'usine, et voir Méthodes pour plus de détails) a été développé dans Aspen Plus32 pour fournir une estimation technique rigoureuse des données de bilan de masse et d'énergie utilisées dans TEA et LCA. Le prix minimum de vente de l'hydrogène (MHSP) a été retenu pour évaluer la faisabilité économique de l'usine d'hydrogène33. Pour l'évaluation de l'impact environnemental du cycle de vie (LCIA), TRACI 2.1 par l'Agence américaine de protection de l'environnement (EPA) et les facteurs de potentiel de réchauffement global (GWP) (horizon temporel de 100 ans) par le Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat (GIEC) 2021 (dans le sixième évaluation) sont utilisés34,35. Différents scénarios ont été conçus pour examiner les impacts des diverses compositions de matières premières, des capacités des usines, de l'adoption du CSC et des incitations politiques. Une analyse de sensibilité a été menée pour identifier les principaux facteurs de coûts de production. Enfin, une analyse d'amélioration a défini la feuille de route pour réduire les coûts de production en améliorant les paramètres techniques et économiques clés. Cette étude contribue à la compréhension fondamentale de la performance économique et environnementale de la voie MPW vers l'hydrogène, qui informera l'industrie de la gestion des déchets avec une conception de système économiquement et écologiquement préférable et mettra en lumière les opportunités de réduction des coûts et de la charge environnementale.

Le diagramme de flux à l'intérieur des limites de l'usine comprend cinq domaines principaux, y compris la manipulation et le prétraitement des matières premières, la gazéification, la purification de l'hydrogène, la centrale de production combinée de chaleur et d'électricité (CHP) et les services publics, ainsi que le captage et le stockage du carbone (CSC) pour l'analyse de scénarios.

Dans cette étude, l'analyse de scénarios a été utilisée pour évaluer les impacts des types de matières premières, des capacités des usines, de l'adoption du CSC et des crédits carbone, comme indiqué dans le tableau supplémentaire 1. Le scénario 1 décrit les cas de référence sans CSC ; Le scénario 2 décrit les cas avec CSC mais aucun crédit carbone disponible ; Le scénario 3 prend en compte le CSC et les crédits carbone pour capturer et stocker le CO2. Dans chaque scénario, cinq cas de matières premières différents sont inclus, à savoir un cas MPW et quatre cas de matières premières à flux unique (polyéthylène (PE), polyéthylène téréphtalate (PET), polypropylène (PP) et PS) (voir Méthodes). De nombreuses études ont exploré la conversion thermochimique des plastiques à flux unique ou mixtes, mais peu d'études ont comparé les performances économiques et environnementales de l'hydrogène issu de la gazéification des plastiques à flux unique et MPW13,17,36,37,38,39,40, 41,42,43. Pour chaque cas de matière première, les différents ratios vapeur/matière première ont été étudiés pour atteindre le MHSP optimal. Cinq capacités d'usine (100 à 2 000 tonnes métriques anhydres (ODMT) par jour de plastique introduit) sont comparées pour explorer les impacts des capacités sur le MHSP. Les capacités ont été sélectionnées sur la base de l'estimation actuelle des déchets plastiques mis en décharge aux États-Unis La quantité de déchets plastiques mis en décharge au niveau des États en 2019 dépasse 250 000 t an-1 (762 t jour-1) dans 35 États et dépasse 1 000 000 t an −1 (3049 t jour−1) dans 12 états44.

Comme la gazéification utilise de la vapeur comme agent de gazéification, le rapport vapeur/matière première (rapport S/F en kg de vapeur par rapport à la matière première sèche au four) influence directement le rendement en hydrogène et a un impact supplémentaire sur le MHSP (voir Méthodes). Pour localiser le rapport S/F optimal pour chaque cas, cette étude fait varier le S/F de 1,0 à 4,0 pour obtenir un rendement H2 varié (Fig. 2a) et un MHSP de base (Scénario 1 sans CCS) (Fig. 2b) (voir Méthodes Section Modèle de simulation de processus de l'usine d'hydrogène pour plus d'informations sur la composition des matières premières et les détails du TEA). Pour cinq cas de matières premières, nos résultats suggèrent que le MHSP optimal (le plus bas) est de 3,08 USD kg−1 à S/F 3,5 pour le PE, de 5,01 USD kg−1 à S/F 3,0 pour le PET, de 2,64 USD kg−1 à S/F 3,0 pour PP, 2,89 USD kg−1 à S/F 3,5 pour PS et 1,67 USD kg−1 à S/F 2,0 pour MPW (Fig. 2). Parmi les différents plastiques de la Fig. 2a, le PP et le PE ont les rendements en H2 les plus élevés (0,15 à 0,29 kg H2 par kg de matière première), et les résultats des deux cas se chevauchent presque. Le PET présente le rendement en H2 le plus faible (0,10 à 0,14 kg H2 par kg de matière première) en raison de sa faible teneur en carbone (62,5 %), de sa teneur en hydrogène (4,2 %) et de son pouvoir calorifique inférieur (PCI, 22,1 MJ kg−1)45 (voir Tableau supplémentaire 2). Sur la figure 2a, l'augmentation du rapport S/F augmente le rendement en H2, ce qui est aligné sur la littérature précédente40. Cependant, le rendement plus élevé en H2 ne conduit pas nécessairement à un MHSP plus faible sur la figure 2b.

a Rendement en hydrogène. b prix minimum de vente de l'hydrogène.

Dans la figure 2b, le MHSP sans CCS (scénario 1) de tous les cas de matières premières diminue d'abord, puis augmente. Ce phénomène non linéaire est causé par les différents impacts du rapport S/F sur les rendements en H2 et les coûts énergétiques. Le rapport S/F plus élevé augmente la demande d'énergie pour la production de vapeur et réduit la production d'électricité dans la centrale de cogénération, ce qui entraîne des coûts énergétiques plus élevés. Le rapport S/F plus élevé conduit également à un volume de flux plus important dans l'équipement et augmente encore le coût en capital. Au contraire, l'augmentation du rendement en H2 permise par le rapport S/F plus élevé diminue les coûts de production, entraînant la réduction initiale du MHSP (voir Fig. 1 supplémentaire). À mesure que le rapport S/F augmente encore, les coûts énergétiques augmentent considérablement et dépassent la réduction permise par l'augmentation du rendement en H2, ce qui entraîne la croissance globale de MHSP. Par exemple, dans le cas MPW de la Fig. 2b, à partir du rapport S/F de 1,0 à 1,5, le MHSP diminue de 1,86 USD kg−1 H2 à 1,68 USD kg−1 H2, et diminue encore à 1,67 USD kg−1 H2 avec Rapport S/F de 2,0, qui est le point MHSP le plus bas. En franchissant le rapport S/F de 2,0, le MHSP augmente à 1,79 USD kg−1 à un rapport S/F de 4,0. Ce résultat montre les impacts mitigés du ratio S/F et du type de déchets plastiques sur le MHSP ; il souligne également l'importance de choisir le rapport S/F optimal en réalisant une simulation de procédé intégrée et une TEA pour une prise en compte simultanée des performances techniques et économiques.

Un autre facteur affectant la faisabilité économique est le coût des matières premières. La Fig. 2 supplémentaire montre un exemple de la façon dont le MHSP dans le scénario 1-MPW (2000 ODMT par jour) change lorsque le coût de la matière première du MPW varie (75,5 USD ODMT-1 ont été utilisés pour les résultats illustrés à la Fig. 2). Les variations substantielles du coût des matières premières MPW sont causées par les différences de disponibilité, les distances de transport ou les prix de vente fixés par les installations de récupération des matériaux (MRF)46. Sur la base de la Fig. 2 supplémentaire, lorsque le coût de la charge d'alimentation de MPW varie, le rapport S/F devra être ajusté en conséquence pour atteindre le MHSP optimal. Par exemple, le rapport S/F optimal est de 2,0 à 75,5 USD ODMT−1 et monte à 3,0 à 300 USD ODMT−1. Ce phénomène est causé par le rôle de plus en plus prédominant du coût des matières premières à mesure qu'il augmente. Plus le coût de la matière première est élevé, plus sa contribution au MHSP total est élevée, ce qui se traduit par un rapport S/F optimal plus élevé (car le rapport S/F plus élevé entraîne une baisse du coût de la matière première par kg de H2, voir Fig. 3 supplémentaire) . Une tendance similaire est observée pour les plastiques à flux unique (voir les figures supplémentaires 4 à 7). Ce résultat met en évidence la nécessité au niveau opérationnel d'ajuster le rapport S/F en fonction du coût varié des matières premières des déchets plastiques.

La figure 3 montre le MHSP des usines d'hydrogène à 2000 ODMT par jour de déchets plastiques dans trois scénarios (voir la Fig. 8 supplémentaire pour le MHSP de capacités variées). Les résultats détaillés de l'investissement en capital et des coûts d'exploitation sont disponibles dans les notes supplémentaires 2 et 3, figures supplémentaires. 9–11. Dans la Fig. 3, la fourchette des coûts des matières premières a été recueillie dans la littérature (voir la note complémentaire 4). L'hydrogène dérivé des déchets plastiques est économiquement compétitif lorsque le MHSP se situe dans la fourchette du prix actuel de l'hydrogène sur le marché.

une ligne de base du scénario 1 ; b Scénario 2 CCS ; c Scénario 3 CSC et crédit carbone. Les zones ombrées du scénario 2 (Fig. 3b) et du scénario 3 (Fig. 3c) couvrent l'incertitude des résultats MHSP avec des coûts CCS variés. Les cases en pointillés triangulaires des Fig. 3b et c marquent les domaines dans lesquels MHSP est économiquement compétitif par rapport au prix actuel du marché de H2. Le prix actuel du marché de l'hydrogène d'origine fossile varie de 0,91 USD à 2,21 USD le kg−1 H2 (sans CSC) (voir le tableau supplémentaire 3), qui sont mis en évidence comme références économiques.

Sans CSC, seul le cas du MPW montre un MHSP compétitif (1,33 $ US à 2,00 $ kg-1 H2 pour un coût de la matière première de 0 $ à 151 $ ODMT-1), par rapport à l'hydrogène fossile actuel, comme le montre la Fig. 3a. La compétitivité économique des autres cas dépend des coûts de la matière première (sauf pour le PET et le PS dont le MHSP est toujours supérieur au H2 d'origine fossile). Par exemple, le PE a besoin d'un coût de charge d'alimentation inférieur à 236 USD ODMT-1 pour être économiquement compétitif ; Le PP a besoin d'un coût de matière première inférieur à 238 USD ODMT−1. Ces seuils se situent vers les limites inférieures des coûts des matières premières du PE et du PP, ce qui indique la possibilité limitée d'utiliser des flux de plastique uniques recyclés pour la production d'hydrogène dans la plupart des cas, étant donné les coûts élevés des matières premières causés par le tri et le traitement coûteux en MRF. Certaines stratégies ont été proposées dans la littérature pour surmonter les barrières de coût, par exemple, préconiser la "conception pour le recyclage" pour réduire le coût du recyclage47, améliorer les infrastructures de collecte et de séparation des déchets11, optimiser les systèmes de collecte des déchets municipaux avant le MRF48 et adopter des technologies (par exemple, séparation triboélectrostatique) dans MRF49.

Lorsque le coût du CCS (voir les notes supplémentaires 4 et 5) est ajouté à la Fig. 3b, seul le scénario 2-MWP atteint un MHSP comparable au H2 d'origine fossile (comme indiqué par la case en pointillé triangulaire) lorsque le coût du CCS et le coût de la matière première MPW est faible. Par exemple, dans le scénario 2-MPW, abaisser le MHSP à 2,21 USD kg−1 H2 (le prix le plus élevé de H2 provenant de combustibles fossiles sans CSC) nécessite que le coût du CSC soit inférieur à 53 USD t−1 CO2 à 46 USD ODMT− 1 MPW, ou moins de 69 USD t−1 CO2 à 0 USD ODMT−1 MPW. Ces faibles coûts attendus du CSC se situent dans les limites inférieures des coûts actuels du CSC, allant de 53 à 157 USD t−1 CO2. Avec des soutiens politiques tels que les crédits carbone dans la Fig. 3c (discussion dans le paragraphe suivant), le cas MPW peut être plus favorable sur le plan économique (encadré triangulaire en pointillés dans la Fig. 3c). De plus, les augmentations de coûts causées par l'adoption du CSC sont différentes selon les cinq cas. Plus précisément, du scénario 1 au scénario 2, le MHSP a augmenté de 0,58 à 1,71 USD kg−1 H2 pour le PE, de 0,76 à 2,26 USD kg−1 H2 pour le PET, de 0,53 à 1,76 USD kg−1 H2 pour le PP, de 0,74 à 2,18 USD kg −1 H2 pour PS, et 0,68 à 2,00 $US kg−1 H2 pour MPW. Ces différences sont principalement causées par les propriétés des matières premières (c'est-à-dire les compositions et le PCI), le rendement en H2 et la consommation de gaz naturel des différents plastiques. Ces résultats soulignent la nécessité de prendre en compte les différences entre les matières premières plastiques et les implications économiques lors de l'incorporation du CSC dans le recyclage du plastique.

Avec le crédit incitatif de la Fig. 3c, le MHSP de MPW peut être réduit de 0,41 USD kg−1 H2. Par conséquent, dans le scénario 3, MPW a une plus grande possibilité d'être économiquement compétitif avec l'hydrogène d'origine fossile. À mesure que les coûts des matières premières augmentent de 0 USD ODMT−1 à 136 USD ODMT−1, le coût le plus élevé du CSC que l'hydrogène dérivé du MPW peut tolérer diminue de 101 USD t−1 CO2 à 53 USD t−1 CO2 pour maintenir la compétitivité avec le prix actuel le plus élevé du marché étant de 2,21 USD kg−1 de H2 d'origine fossile sans CSC. Le MHSP du scénario 3-MPW varie de 2,26 USD à 2,94 kg−1 H2 (avec une charge d'alimentation ODMT−1 de 0 $ à 151 $ et un coût de CSC de 105 $ t−1 CO2). Cette gamme MHSP peut concurrencer le prix de l'hydrogène fossile avec CSC (1,21 à 2,62 USD kg−1 H2 (réf. 15,31,50,51,52,53,54)) ou l'hydrogène dérivé de la biomasse (0,73 USD à 3,17 kg−1 H2 (réfs. 31, 55, 56)), et est inférieur au coût de l'hydrogène d'électrolyse actuel (3,20 à 7,70 $ US kg−1 H2 (réfs. 31, 50, 57)). Avec des coûts de charge d'alimentation et de CSC inférieurs, le MHSP le plus bas que MPW peut atteindre est de 1,59 USD kg−1 H2 (avec 0 USD de charge d'alimentation ODMT et 53 USD t−1 CO2), ce qui est proche de la valeur moyenne du prix actuel de l'hydrogène. Ce résultat souligne l'importance du soutien politique pour assurer la viabilité économique de l'utilisation du MPW pour la production d'hydrogène couplée au CSC. Selon l'étude de Milbrandt et al.44, il y a environ 37,7 Mt de déchets plastiques dans les déchets solides municipaux (y compris les biens durables, les biens non durables, les conteneurs et les emballages) se terminant dans les décharges américaines en 2019 (réf. 44). Sur la base des résultats de cette étude, si 50 % (un pourcentage d'estimation prudent7) de ces MPW mis en décharge peuvent être utilisés pour la production d'hydrogène, environ 4,1 Mt d'hydrogène peuvent être produites. Cela équivaut à 41 % de la consommation annuelle actuelle d'hydrogène (10 Mt par an en 2020) et à environ 10 à 19 % de la demande d'hydrogène estimée d'ici 2050 aux États-Unis (22 à 41 Mt an−1)44.

La figure 4 montre les résultats de l'analyse de sensibilité de MHSP pour le scénario 3-MPW à 2000 ODMT par jour. Le MHSP de référence sur la Fig. 4 est de 2,60 USD kg−1 H2. Les paramètres ayant un impact inférieur à 2 % lorsqu'ils varient de ± 50 % ne sont pas inclus. Les autres paramètres ont été modifiés en fonction des données recueillies dans la littérature (voir le tableau supplémentaire 4). Les limites inférieure et supérieure des variations sont indiquées entre parenthèses sous forme de valeurs optimistes et pessimistes. Le coût du CCS est le paramètre le plus impactant, suivi du taux de rendement interne (IRR), du coût du gaz naturel, du coût des matières premières, de l'adsorption modulée en pression (PSA), de l'efficacité de récupération de l'hydrogène, de la capacité de l'usine et des crédits carbone (impacts supérieurs à 5 %). Cela souligne la nécessité de réduire le coût du CSC pour produire de l'hydrogène à faible coût et à faible émission de carbone à partir de MPW. Le coût du gaz naturel aux États-Unis varie selon le temps et les États. Par exemple, dans le Connecticut, le prix industriel du gaz naturel était de 5,88 $ US par millier de pieds cubes (MCF) en novembre 2019 et de 7,54 $ US MCF−1 en mars 2019, tandis qu'en Californie, le prix était de 7,16 $ US MCF−1 en novembre 2019. et 9,01 $ US MCF−1 en mars 201958. La fourchette des prix du gaz naturel à la Fig. 4 est le prix mensuel le plus bas et le plus élevé du gaz naturel industriel dans les États continentaux des États-Unis en 201958. La variation du coût des matières premières entraîne une variation de ± 13 % du Résultats PSSM. L'augmentation de l'efficacité de récupération du PSA de 84 % à 90 % réduit le MHSP de 2,60 USD à 2,42 USD kg−1 H2 en augmentant le rendement en H215,59,60,61,62. La diminution du crédit carbone de 32 $ à 20 $ t−1 CO2 augmente de 0,15 $ kg−1 H2, tandis que l'augmentation des crédits carbone de 32 $ à 50 $ t−1 CO2 (réfs. 63,64,65) diminue de 0,23 kg−1 H2. Cette gamme a été développée sur la base du crédit carbone 45Q qui avait le plus bas 20 $ t-1 CO2 en 2020 et devrait atteindre 50 $ US t-1 CO2 d'ici 2026 (réf. 65). Cette étude ne considère que les crédits carbone 45Q, cependant, davantage de crédits carbone pourraient être disponibles à l'avenir par divers mécanismes politiques et de marché. Outre ces paramètres, d'autres paramètres liés au coût des matériaux et de l'énergie (c.-à-d. les frais de décharge et le coût de l'électricité) et le coût de l'équipement ont des impacts moindres sur le PSSM.

Les barres bleues indiquent les résultats optimistes de MHSP en raison de l'incertitude des paramètres, tandis que les barres oranges montrent des résultats pessimistes.

L'analyse de sensibilité identifie les facteurs déterminants du MHSP, tels que le coût du CCS, l'efficacité de récupération de l'hydrogène PSA, le TRI et le crédit carbone. Sur la base des résultats de l'analyse de sensibilité, cette étude a mené une analyse d'amélioration afin de présenter une feuille de route potentielle pour le développement futur des filières déchets-hydrogène19,22. Le TRI n'est pas inclus car il reflète les attentes de performance économique. Dans la Fig. 5, onze paramètres sont répertoriés dans l'ordre décroissant des effets (du plus grand au plus petit) sur le MHSP dans l'analyse de sensibilité. La figure 5 montre deux voies. Le premier (bleu clair) montre l'amélioration basée sur les meilleures pratiques actuelles. Dans cette voie, le MHSP du scénario 3-MPW peut être réduit de 2,60 USD à 1,46 USD kg−1 H2. La deuxième voie (orange clair) est une exploration plus ambitieuse pour atteindre l'objectif de 1,0 USD par kg d'hydrogène propre en une décennie fixé par le DOE américain66. Dans la deuxième voie, le coût du CCS (diminuant à 53 USD t−1 CO2), les crédits carbone (augmentant jusqu'à 50 USD t−1 CO2) et le coût des matières premières (diminuant à 38 USD ODMT−1 par réduction de 50 %) ont été supposés pour atteindre la limite des données collectées. Par rapport à la première voie, le coût du CCS dans la seconde voie est beaucoup plus faible en raison de l'amélioration et de l'optimisation attendues de la technologie (par exemple, l'amélioration de la technologie CCS, l'expansion de la capacité et la réduction du coût du géo-stockage, l'optimisation de la configuration du réseau de transport et de stockage CCS), et crédits de carbone élevés (par exemple, atteindre la limite supérieure de 45Q d'ici 202663,64,65). La deuxième voie permet également une réduction considérable du coût des matières premières lorsque les frais de décharge évités sont élevés. Dans cette situation, le MHSP final peut être aussi bas que 1,06 USD kg−1 H2, indiquant la nécessité d'une politique forte pour encourager le recyclage et décourager la mise en décharge. Les opportunités spécifiques pour chaque paramètre ont été identifiées grâce à une analyse documentaire complète et répertoriées dans le tableau supplémentaire 5. Ces opportunités éclairent les orientations futures pour une conversion plus rentable des déchets plastiques en hydrogène à faible émission de carbone.

Les zones ombrées de chaque voie affichent le potentiel de réduction des coûts de l'amélioration de chaque paramètre. La zone grise de la première barre représente les chevauchements entre les premier et deuxième chemins. Onze paramètres identifiés par l'analyse de sensibilité comme les principaux moteurs de la faisabilité économique ont été évalués en fonction de leur potentiel d'amélioration par les pratiques de pointe actuelles (bleu) ou les progrès futurs (orange). Des mesures d'amélioration détaillées pour chaque paramètre sont fournies dans le tableau supplémentaire 5. Les données détaillées de MHSP pour chaque mesure se trouvent dans le tableau supplémentaire 6.

Cette étude a mené l'ACV pour examiner les impacts environnementaux de l'hydrogène dérivé des déchets plastiques. La figure 6 montre les résultats d'ACV normalisés de dix catégories d'impact dans divers scénarios et cas de matières premières sous les rapports S/F optimaux identifiés à la Fig. 2. Les résultats d'ACV de chaque catégorie d'impact sont normalisés en fonction de la valeur la plus élevée (sur une base de 1 kg H2 ) de cet impact dans les scénarios 1 à 3 (dont 5 cas de matières premières dans le scénario 1 sans CSC et 5 cas de matières premières dans les scénarios 2 et 3 avec CSC). Les valeurs absolues des résultats de l'ACV figurent dans les tableaux supplémentaires 7 et 8 dans les données supplémentaires 1 (réf. 67).

une acidification ; b Potentiel de réchauffement planétaire c cancérigène (santé humaine); d non cancérigènes (santé humaine); e écotoxicité; f l'appauvrissement de la couche d'ozone ; g eutrophisation; h effets respiratoires; i épuisement des combustibles fossiles ; formation de smog. Le scénario 1 n'a pas de CCS ; Les scénarios 2 et 3 ont un CCS et les mêmes résultats d'ACV (car la différence est l'inclusion/exclusion des crédits carbone qui affectent le TEA mais pas l'ACV). Les résultats sont décomposés en cinq contributeurs. Les résultats de l'ACV de 1 kg H2 dans chaque catégorie d'impact sont normalisés en fonction du résultat le plus élevé dans les scénarios 1 à 3.

Dans la Fig. 6, MPW montre les impacts environnementaux les plus faibles dans tous les scénarios et catégories d'impact (1 à 93 % de moins que les quatre autres matières premières à flux unique) principalement en raison des charges environnementales plus faibles de la collecte des matières premières, du tri (pour les cas à flux unique). ), et le transport. Notez que les charges de production de plastique sont supposées être coupées de la limite du système. Dans la plupart des catégories d'impact, la collecte, le tri et le transport des matières premières dominent les impacts environnementaux de l'hydrogène dérivé du plastique à flux unique (27 à 94 %), mais ils ne contribuent qu'à hauteur de 1 à 10 % pour le MWP. Les seules exceptions sont le GWP et l'épuisement des combustibles fossiles qui sont dominés par l'énergie, contribuant à des pourcentages similaires de résultats pour les plastiques à flux unique et le MPW (25 à 90 %). Le MPW a des charges environnementales de produits chimiques et de matériaux de 1 à 59% plus élevées que celles du PE, du PP et du PS, compte tenu des étapes supplémentaires de prétraitement et de déchloration. Cependant, les produits chimiques et les matériaux ne contribuent globalement qu'à 1 à 32 % des impacts environnementaux du cycle de vie pour toutes les matières premières en plastique à flux unique. Le traitement des déchets a des contributions mineures à la plupart des catégories d'impact, à l'exception de l'acidification et de la santé humaine - cancérigènes, bien que le MPW ait des charges environnementales de 19 à 94 % plus élevées liées au traitement des déchets que les plastiques à flux unique. Cela est dû à la production plus élevée d'eaux usées lors du prétraitement et de la déchloration. Parmi les plastiques à flux unique, le PET affiche les pires performances environnementales, similaires aux résultats de la TEA pour des raisons similaires - faibles rendements en hydrogène et coût élevé (charges environnementales) du tri et du traitement des matières premières plastiques.

L'ajout de CSC à l'usine d'hydrogène augmente tous les impacts environnementaux de 9 à 117 %, à l'exception de la réduction du GWP de 42 à 67 %, quelles que soient les matières premières en plastique. L'augmentation des impacts environnementaux est attribuée aux produits chimiques et à la consommation d'énergie68,69, tandis que la diminution du PRP est due au CSC qui élimine le carbone.

Du point de vue du changement climatique, l'hydrogène dérivé du MPW sans CSC a un GWP de cycle de vie plus élevé (16,0–21,0 kg CO2e kg−1 H2, selon les rapports S/F, voir le tableau supplémentaire 9 pour les valeurs détaillées) que le gaz naturel (9,0– 12,3 kg CO2e kg−1 H2 (réfs. 15,51,52,54,70)) mais surtout inférieur au charbon (20,0–26,0 kg CO2e kg−1 H2 (réfs. 51,52,53,54)). Le CCS réduit le GWP de l'hydrogène dérivé du MPW à 5,1–6,2 kg CO2e kg−1 H2, ce qui est bien inférieur à l'hydrogène d'origine fossile sans CCS. Cependant, si le CCS est mis en œuvre pour l'hydrogène d'origine fossile à l'avenir, l'hydrogène dérivé du MPW aura un GWP de cycle de vie plus élevé que l'hydrogène à base de gaz naturel avec CCS (1,0–4,1 kg CO2e kg−1 H2 (réfs. 15,31 ,51)), et comparable à l'hydrogène à base de charbon avec CSC (2,0–6,9 kg CO2e kg−1 H2 (réfs. 51,52,53,54)) ou à l'hydrogène de gazéification de la biomasse sans CSC (0,3–19,2 kg CO2e kg− 1 H2 (réfs. 31,71,72,73)). L'hydrogène dérivé de MPW avec CCS a un GWP de cycle de vie inférieur à celui de l'hydrogène d'électrolyse provenant de l'électricité moyenne mondiale du réseau (25,5 kg CO2e kg−1 H2 (réf. 51)), bien que le GWP de l'hydrogène dérivé de MPW avec CCS soit supérieur à l'hydrogène d'électrolyse avec de l'électricité propre (0,9–6,9 kg CO2e kg−1 H2 (réfs. 70,71)), ou gazéification de la biomasse avec CSC (−18,8 à −9,6 kg CO2e kg−1 H2 (réfs. 31,71)). Comme la plupart des émissions de GES sont attribuées à la consommation d'énergie (Fig. 6b), les recherches futures devraient se concentrer sur l'amélioration de l'efficacité énergétique et l'exploration de sources d'énergie alternatives pour réduire le GWP du cycle de vie de l'hydrogène dérivé du MPW.

Pour les autres catégories d'impact, cette étude a comparé le scénario 3-MPW avec CSC avec de l'hydrogène fabriqué à partir de gaz naturel en utilisant le reformage à la vapeur et le CSC (voir Fig. 12 supplémentaire). Le MPW avec CCS est de 2,4 à 80,3 % inférieur à celui du gaz naturel avec CCS en termes d'acidification, d'épuisement des combustibles fossiles, d'appauvrissement de la couche d'ozone et de formation de smog. Dans le même temps, l'hydrogène du gaz naturel avec CSC est de 26,8 à 53,6 % inférieur à celui du scénario 3-MPW avec CSC pour les substances cancérigènes, non cancérigènes, écotoxicité, eutrophisation et effets respiratoires.

Cette étude a mené une TEA et une ACV pour explorer la faisabilité économique et les performances environnementales de la production d'hydrogène à partir de MPW gazéifiant qui se termine généralement en décharge. Le TEA et l'ACV ont été couplés au modèle de simulation de processus développé dans Aspen Plus pour déterminer les impacts des capacités de l'usine, des compositions des matières premières, des incitations politiques et des paramètres de processus sur le MHSP et les impacts environnementaux du cycle de vie. Il est économiquement faisable de produire 1,67 USD kg−1 H2 à partir d'une usine d'hydrogène de 2 000 ODMT par jour utilisant MPW sans CSC, par rapport au prix actuel de l'hydrogène fossile sans CSC (0,91 USD à 2,21 USD kg−1 H2). L'intégration du CSC dans l'usine de gazéification augmente la plupart des impacts environnementaux en raison de la consommation supplémentaire de produits chimiques et d'énergie des systèmes de CSC. La seule exception est le GWP compte tenu des avantages d'élimination du carbone du CSC. L'ajout du CSC augmente également le MHSP à 2,60 USD kg−1 H2 (2,26 USD–2,94 USD kg−1 selon le coût des matières premières) pour la même usine, et la faisabilité économique d'une usine d'hydrogène couplée au CSC dépend du coût du CSC et des incitations politiques. Le CSC est essentiel pour garantir que l'hydrogène dérivé du MPW a des émissions de GES sur son cycle de vie inférieures à celles de l'hydrogène fossile actuel, et cet avantage pourrait ne pas tenir si le CSC est mis en œuvre pour l'hydrogène à base de gaz naturel à l'avenir. Des recherches futures sont nécessaires pour réduire les émissions de carbone liées à l'énergie afin de réduire le GWP du cycle de vie de l'hydrogène dérivé du MPW. Les résultats montrent les avantages économiques et environnementaux de l'utilisation de MPW par rapport aux plastiques à flux unique (c.-à-d. PE, PET, PP et PS) dans la production d'hydrogène par gazéification, compte tenu du coût élevé des matières premières et des charges environnementales du tri et du traitement des plastiques à flux unique. dans les MRF au stade actuel et le faible rendement en hydrogène de certains plastiques (par exemple, le PET). Compte tenu de la proportion élevée actuelle de MPW mis en décharge ou rejetés, des efforts supplémentaires sont nécessaires pour donner la priorité à la valorisation des MPW d'une manière respectueuse de l'environnement et rentable. Parmi les plastiques à flux unique, le PET est le moins favorable en termes de performances environnementales et économiques. Cela implique la nécessité d'explorer d'autres méthodes de recyclage à haute valeur ajoutée et réalisables pour les plastiques triés à flux unique (par exemple, remplacer les matériaux vierges)7. L'augmentation de la capacité de l'usine peut réduire le MHSP dans tous les cas de matières premières. D'un point de vue opérationnel, le rapport vapeur/charge affecte directement le MHSP, et le rapport vapeur/charge optimal varie selon la charge (par exemple, 2,0 pour MPW et 3,5 pour PS) et augmente généralement à mesure que le coût de la charge augmente. L'analyse d'amélioration présente des voies possibles pour réduire le MHSP de l'hydrogène dérivé du MWP avec le CCS de 2,60 USD à 1,46 USD kg−1 H2. Si les crédits carbone sont proches des coûts de CSC et que le coût de la charge d'alimentation MPW est faible, le MHSP de l'utilisation de MPW peut atteindre 1,06 USD kg−1 H2. Pour atteindre l'objectif ambitieux de 1,0 USD par kg d'hydrogène propre en une décennie, la feuille de route souligne la nécessité d'améliorer simultanément l'économie des procédés et les politiques de soutien.

Les déchets plastiques courants comprennent le PET, le polyéthylène haute densité (HDPE), le PVC, le polyéthylène basse densité (LDPE), le PP, le PS et d'autres déchets plastiques39,74. Le tableau supplémentaire 2 résume les données de composition de l'analyse immédiate et ultime des plastiques utilisés dans cette étude. Cinq cas de matières premières ont été développés pour étudier les impacts de différentes alimentations en déchets plastiques, en particulier pour comparer les performances économiques et environnementales de l'alimentation en plastique à flux unique et du MPW. Quatre cas utilisent des déchets plastiques à flux unique, y compris le PE (en supposant 50 % de LDPE et 50 % de HDPE), le PET, le PP et le PS fournis par des installations de tri ou de recyclage. L'alimentation en PVC pur n'a pas été sélectionnée en raison d'une teneur en chlore extrêmement élevée entraînant des problèmes de sécurité et de corrosion75. Un cas a été conçu pour le MPW qui était généralement rejeté du recyclage mécanique à MRF7. Ces MPW sont généralement mis en décharge et nécessitent des « frais de déversement » ou sont incinérés pour générer de l'énergie7,76. Dans cette étude, le MPW contient 19,5 % de HDPE, 27,9 % de LDPE, 27,5 % de PP, 7,6 % de PS, 14,6 % de PET et 2,9 % de PVC sur la base des données sur les déchets plastiques mis en décharge qui ne sont ni recyclés ni brûlés aux États-Unis au cours de l'année. 2018 par l'US EPA76.

Un modèle de simulation de processus a été établi dans Aspen Plus pour fournir des données de masse et d'énergie pour TEA et LCA32. Comme le montre la figure 1, l'usine d'hydrogène comprend cinq domaines principaux : la manipulation et le prétraitement des matières premières, la gazéification, la purification de l'hydrogène, l'usine de cogénération et les services publics. Les diagrammes de processus détaillés d'Aspen Plus dans chaque zone sont présentés dans les Fig. 13–17. Un exemple d'informations de flux résumées est disponible dans la Fig. 18 supplémentaire et le tableau supplémentaire 10 dans les données supplémentaires 1 (réf. 67).

Dans cette étude, cinq matières premières différentes (c.-à-d. PE, PET, PP, PS et MPW, comme indiqué dans le tableau supplémentaire 1) ont été introduites dans le modèle de simulation pour étudier les impacts de diverses compositions de matières premières. Les déchets plastiques sont supposés arriver à l'usine d'hydrogène sous forme de balles7,77. Les balles sont ensuite déchargées et transférées à l'entrepôt pour stockage. La première opération unitaire est la réduction de la taille des déchets plastiques dans le broyeur à environ 152 mm (6 pouces)78. Après le broyage initial, les matières premières sont lavées dans le laveur à tambour rotatif pour éliminer les cendres entraînées et les autres contaminants7,79,80. Différent des matières premières pures (c.-à-d. PE, PET, PP, PS) qui ont été triées et traitées, le MPW aura besoin de deux autres étapes de lavage dans des laveuses à friction comme pratique courante7. Ensuite, les matières premières sont séchées dans le séchoir à tambour rotatif à 105 °C pour atteindre une teneur en humidité inférieure à 10 % (base sèche)81,82. Après séchage, les matières premières sont broyées dans le broyage secondaire à environ 1–2 mm7,81 et sont prêtes pour la gazéification.

Avant la gazéification, la déchloration est essentielle pour éliminer le chlore toxique du PVC pour des raisons de sécurité et de corrosion. D'après l'étude de López et al., traiter les mélanges plastiques contenant du PVC à 300 °C sous atmosphère d'azote pendant 30 min permet d'éliminer efficacement 99,2 % du chlore dans le PVC75. Dans cette étude, le processus de déchloration est effectué dans les mêmes conditions avant la gazéification75,83. La perte de poids du PE, du PP, du PS et du PET dans le processus de déchloration n'est que de 0,7 %, 0,3 %, 3,3 % et 0,8 %, respectivement75. La gazéification en deux étapes a été modélisée dans cette étude, y compris la gazéification suivie du craquage du goudron qui est essentielle pour le fonctionnement d'une usine d'hydrogène à grande échelle84. Cette étude utilise un réacteur à lit fluidisé bouillonnant pour la gazéification et un réacteur à lit fixe pour le craquage du goudron basé sur la littérature84,85. Pour la gazéification, la condition de fonctionnement a été choisie à 850 °C et 3,5 MPa avec de la vapeur comme agent de gazéification pour une production riche en H213,86,87. Dans Aspen Plus, la gazéification a été modélisée avec deux réacteurs en séquence en utilisant RStoic et RGibbs, ce qui est cohérent avec les simulations de processus précédentes pour la gazéification40,88,89,90,91,92,93. Le réacteur RStoic décompose le flux d'entrée en fonction des compositions de la charge d'alimentation. Ensuite, le flux décomposé avec la vapeur est envoyé au réacteur RGibbs qui calcule la composition du gaz de synthèse en utilisant la méthode de minimisation de l'énergie libre de Gibbs88,89. Dans le réacteur RGibbs, 12 réactions sont considérées sur la base de la littérature (voir le tableau supplémentaire 11 pour les réactions détaillées)94,95,96.

Cette étude utilise la gazéification à la vapeur qui est couramment utilisée pour générer du gaz de synthèse riche en H2, car la présence de vapeur peut augmenter le rendement en hydrogène, réduire la concentration de goudron et favoriser les réactions de transfert de gaz à l'eau85,97,98,99,100. Des études antérieures montrent l'importance du rapport S/F dans la conception et l'optimisation de la gazéification40. Le rapport S/F varie couramment de 1,0 à 4.040,85. Le rapport S/F plus élevé peut conduire à un rendement en hydrogène plus élevé, mais peut en même temps entraîner des coûts énergétiques plus élevés. Pour choisir un rapport S/F approprié, cette étude a examiné les rapports S/F de 1,0 à 4,0 dans chaque cas de matière première et a sélectionné le rapport S/F avec le MHSP le plus bas. Le matériau du lit est de l'olivine naturelle d'un diamètre de 100 à 300 μm37,84. L'olivine naturelle est un catalyseur hautement résistant à l'attrition pour réduire la formation de goudron37,84. Pour le craquage du goudron, le réacteur à lit fixe fonctionne à 800 °C et 3,5 MPa avec des additifs qui sont des mélanges 1:1,5 de dolomite calcinée et de charbon actif84. Ces additifs peuvent décomposer efficacement le NH3 formé lors de la gazéification et réduire la concentration de HCl et de H2S dans le gaz de synthèse84. Après le craquage du goudron, un cyclone est déployé pour séparer la phase solide (par exemple, les cendres volantes)101.

Une fois le gaz de synthèse chaud généré, la première étape consiste à éliminer les impuretés. Le filtre granulaire à lit mobile avec CaO est déployé pour désulfurer et déchlorer le gaz de synthèse chaud102,103. Ensuite, le goudron restant est éliminé par un épurateur Venturi à environ 35 °C et une colonne à garnissage humide pour l'élimination du goudron fin101,104. Pour intégrer l'élimination du goudron à l'élimination d'autres impuretés, l'épurateur Venturi lave avec une solution de NaOH à 10 % pour éliminer les HCN, HCl et H2S105,106 restants. Pour éliminer davantage le NH3, une colonne de lavage acide avec une solution de H2SO4 à pH 5 est adoptée107. Le gaz purifié contient principalement H2, H2O, CO, CO2 et CH4. Pour séparer l'hydrogène, le gaz de synthèse est comprimé à 13,7 atm et introduit dans un PSA qui est supposé récupérer 84 % d'hydrogène avec une pureté de 99 %106. Tous les gaz de dégagement sont envoyés à la centrale de cogénération pour récupération d'énergie106. Pour stocker l'hydrogène, l'hydrogène purifié est supposé être comprimé à 700 bars par une compression en deux étapes108. 700 bar est un niveau de pression courant pour le stockage ou pour les stations hydrogène pour ravitailler la pile à combustible108,109.

Comme cette étude utilise la gazéification à la vapeur, la charge de vapeur dans la zone de gazéification est élevée. Dans le même temps, l'usine d'hydrogène consomme de l'électricité dans chaque zone. Compte tenu de la demande d'électricité et de chaleur, cette étude inclut une centrale de cogénération qui récupère l'énergie des effluents gazeux et du charbon PSA pour produire l'électricité et la chaleur nécessaires à l'ensemble de la centrale. Si l'apport de chaleur n'est pas suffisant en brûlant les flux intermédiaires, le gaz naturel sera brûlé comme combustible d'appoint. La chaudière génère de la vapeur surchauffée à 62 atm et 454 °C avec une efficacité énergétique de 80 %110. La vapeur surchauffée passe ensuite par des turbines à plusieurs étages pour la production d'électricité. Dans cette étude, la vapeur basse pression à 13 atm et 268 °C de la turbine du premier étage est extraite pour alimenter le gazéifieur et fournir de la chaleur au réacteur de déchloration et au réacteur de craquage du goudron.

Les services publics de l'usine comprennent l'électricité, l'eau de refroidissement, l'eau de traitement, l'eau réfrigérée, le système d'air de l'usine et le stockage des matériaux et des produits110,111. Tous ces utilitaires sont inclus dans la simulation de processus, TEA et LCA.

Cette étude comprend des scénarios avec et sans CCS. Le CSC capte et stocke le CO2 des gaz de combustion de la centrale de cogénération. La concentration de CO2 dans les fumées refroidies est d'environ 23 vol.%. Le CSC post-combustion a été choisi en raison de son aptitude à capturer le carbone des gaz de combustion à air avec une concentration en CO2 beaucoup plus faible (généralement inférieure à 25 % vol. des gaz de combustion112,113) que le CSC à oxycombustion qui utilise de l'O2 pur (réf. 114 ). L'efficacité de captage est supposée être de 90 % pour la post-combustion CCS115. Voir la note complémentaire 5 pour des informations techniques détaillées et la note complémentaire 4 pour les données sur les coûts.

Cette étude se concentre sur l'usine d'hydrogène d'une capacité de 100 à 2000 déchets plastiques ODMT par jour. Les données de bilan de masse et d'énergie de la simulation Aspen Plus ont été saisies pour déterminer les coûts d'exploitation variables et les coûts d'investissement. Dans TEA, les coûts d'achat d'origine, les facteurs d'installation, les facteurs de mise à l'échelle de l'équipement, les prix des matériaux et de l'énergie et les coûts des matières premières ont été recueillis dans la littérature et discutés dans la note complémentaire 6 pour les dépenses en capital et la note complémentaire 4 pour les dépenses d'exploitation. Le MHSP, un indicateur largement adopté décrivant le coût de production dans un TRI prédéfini, a été sélectionné pour évaluer la faisabilité économique de l'usine d'hydrogène33. Le MHSP a été dérivé de l'analyse du taux de rendement des flux de trésorerie actualisés (DCFROR) en tant que méthode d'analyse économique largement utilisée dans TEA23. Dans l'analyse DCFROR établie dans EXCEL, le MHSP a été dérivé en fixant le TRI à 10 % et la valeur actualisée nette (VAN) à zéro23. L'année d'analyse est 2019 sur la base des dernières données disponibles. Les tableaux supplémentaires 12 et 13 énumèrent les principales hypothèses et paramètres de TEA basés sur les données de la littérature. L'usine est supposée être financée à 40 % par des fonds propres et emprunter les 60 % restants. Le coût en capital a été supposé être amorti sur 7 ans en suivant le système de recouvrement accéléré des coûts modifié par l'IRS américain116.

L'investissement total en capital comprend le coût total de l'équipement installé, les autres coûts directs, les coûts indirects, les terrains et le fonds de roulement. Le coût total de l'équipement installé est la somme des coûts de l'équipement installé qui ont été estimés en multipliant les coûts d'achat par les facteurs d'installation (voir les tableaux supplémentaires 14 à 18). Les coûts d'achat et les facteurs d'installation utilisés dans cette étude ont été recueillis à partir de la littérature, comme indiqué dans la note supplémentaire 6. L'économie d'échelle a été considérée à l'aide des facteurs d'échelle (voir la note supplémentaire 6) pour adapter les coûts d'achat trouvés dans la littérature aux capacités. exploré dans cette étude. Les indices de coût d'usine du Chemical Engineering Magazine ont été utilisés117 pour ajuster les coûts d'achat d'équipement recueillis dans la littérature à l'année d'analyse 2019 dans cette étude. La méthode détaillée de détermination du coût de l'équipement est documentée dans la note complémentaire 6.

Les dépenses d'exploitation comprennent les coûts variables des charges d'alimentation, des matières premières, des frais de flux de déchets, des crédits de sous-produits et des coûts d'exploitation fixes (y compris les coûts de main-d'œuvre) et d'autres coûts d'exploitation. Les prix des matières premières, des matières premières, des frais de flux de déchets et de l'énergie ont été collectés à partir de la littérature et documentés dans le tableau supplémentaire 3. Si le prix n'est pas dans l'année d'analyse (2019), l'indice des prix à la production pour la fabrication de produits chimiques a été utilisé pour ajuster les prix d'origine à 2019 (réf. 118). Les détails sont disponibles dans la note complémentaire 4 et le tableau complémentaire 19.

Dans cette étude, une ACV du berceau à la porte a été réalisée pour afficher les impacts environnementaux de l'hydrogène converti à partir du MPW. Les données de l'inventaire du cycle de vie (ICV) de l'usine d'hydrogène ont été dérivées de la simulation Aspen Plus pour différents scénarios, y compris la consommation d'énergie et de matériaux (par exemple, carburants, produits chimiques, eau) et les émissions de l'usine de cogénération. Les facteurs d'émission AP-42 de l'US EPA ont été utilisés pour estimer les émissions provenant de la combustion du gaz naturel (voir le tableau supplémentaire 20 pour les facteurs d'émission)119. Les données LCI de production d'électricité et de matériaux en amont et de traitement des eaux usées et des déchets solides (par exemple, les cendres) ont été collectées à partir de la base de données ecoinvent (voir le tableau supplémentaire 21 pour les processus unitaires utilisés dans cette étude)120. L'unité fonctionnelle est 1 kg H2 produit en cohérence avec la TEA. LCIA utilise la méthode TRACI 2.1 de l'US EPA et les facteurs de caractérisation GWP sur 100 ans du GIEC AR6 202134,35.

Les auteurs déclarent que toutes les données à l'appui des résultats de cette étude sont disponibles dans l'article, les informations supplémentaires correspondantes (notes supplémentaires 1 à 6, tableaux supplémentaires 1 à 6, 9 et 11 à 21) et les données supplémentaires (tableaux supplémentaires 1 à 21 dans les données supplémentaires 1) qui ont été déposées et sont accessibles au public sur Zenodo (https://doi.org/10.5281/zenodo.7275343).

Aucun code informatique essentiel aux résultats n'a été programmé lors de la préparation de l'article. La simulation de processus a été réalisée dans Aspen Plus V11 (37.0.0.395). Le TEA a été entièrement réalisé dans Microsoft Excel (version 2201). L'ACV a été réalisée dans OpenLCA 1.10.3 (Windows 64 bits) et Microsoft Excel (version 2201).

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Kai Lan et Yuan Yao

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KL et YY ont conçu l'étude. KL a collecté les données et effectué la simulation. KL a analysé les résultats. YY a supervisé l'étude. KL et YY ont écrit le manuscrit.

Correspondance avec Yuan Yao.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Communications Terre & Environnement remercie Valérie Thomas et les autres évaluateurs anonymes pour leur contribution à l'évaluation par les pairs de ce travail. Rédacteurs en chef de la gestion principale : Alessandro Rubino, Joe Aslin et Clare Davis.

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Reçu : 22 mars 2022

Accepté : 17 novembre 2022

Publié: 29 novembre 2022

DOI : https://doi.org/10.1038/s43247-022-00632-1

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