Visualisation multi-échelle des changements structurels et caractéristiques du biochar des boues d'épuration orientée vers une implication agronomique et environnementale potentielle

Rapports scientifiques volume 5, Numéro d'article : 9406 (2015) Citer cet article

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Des biocharbons de boues d'épuration ont été obtenus à différentes températures de pyrolyse de 300°C à 900°C et leurs propriétés à macro et micro-échelle ont été analysées. Les nutriments disponibles pour les plantes du biochar et les substances de type humus dans la phase extractible à l'eau et les nutriments fixés dans la fraction solide ont été évalués pour leurs implications agronomiques potentielles. Les techniques FT-IR, Raman, XRD, XPS et SEM ont été utilisées pour étudier la structure chimique, les groupes fonctionnels et la structure microcristalline à la surface du biochar. Les résultats ont révélé des changements chimiques mineurs et une perte de masse spectaculaire dans le biochar obtenu à 300–500°C, alors que des changements chimiques significatifs dans le biochar ont été obtenus à 600–900°C. Les concentrations de nutriments disponibles pour les plantes ainsi que de matériaux de type acide fulvique et humique ont diminué dans les échantillons de biochar obtenus à des températures plus élevées. Ces résultats impliquaient que les échantillons de biochar pyrolysés à 300–500°C pouvaient être une source directe de nutriments et être utilisés pour neutraliser les sols alcalins. La surface et la porosité des échantillons de biochar augmentaient avec la température, ce qui augmentait leur capacité d'adsorption. Le réarrangement s'est produit à une température plus élevée de 600 à 900 ° C, ce qui a fait que le biochar devenait de plus en plus polyaromatique et que son carbone de type graphite s'organisait.

Le biotraitement des eaux usées municipales et industrielles conduit inévitablement à des quantités importantes de boues. Pour le traitement des boues d'épuration, la pyrolyse est une voie prometteuse1,2,3. La pyrolyse des boues d'épuration est la dégradation thermique des boues en l'absence d'air ou dans une atmosphère pauvre en oxygène, transformant la matière organique des boues en biogaz, bio-huile et résidu de biochar carboné. Par rapport aux boues brutes, le biochar des boues a un minimum d'agents pathogènes et d'odeur et est capable de concentrer les métaux lourds4 (à l'exception du mercure et du cadmium). Des études comparant le biochar des boues aux boues brutes ont révélé que les propriétés du sol étaient améliorées après l'application de biochar des boues au sol comme amendement5,6,7. Par conséquent, il y a eu un intérêt croissant pour l'utilisation du biochar des boues pour l'enrichissement des sols et la séquestration du carbone sous une forme solide de longue durée. Les performances agronomiques et l'efficacité du biochar, comme les nutriments disponibles, dépendent essentiellement de ses caractéristiques et les propriétés physiques et chimiques des biochars de boues sont fortement influencées par les conditions de pyrolyse, principalement par la température de traitement la plus élevée (HTT).

Au cours du processus de pyrolyse, le biochar des boues subit divers changements physiques, chimiques et moléculaires. Certains des changements documentés incluent ceux du rendement, de la teneur en matières volatiles, du pH, de la conductivité électrique (CE), de la dureté, de la densité apparente et de la composition des éléments qui sont liés aux avantages des macronutriments pour l'agro-application1,8,9. Tandis que l'autre partie des études a porté sur le comportement des métaux lourds lors de la pyrolyse à basse température des boues d'épuration à 500°C4, 300–700°C10, 300–500°C11 et 400–450°C12, qui sont liés à la toxicité pour l'agro-application. Ces deux parties de recherches ont rarement été réunies et ont équilibré simultanément les avantages et les inconvénients du biochar des boues. De plus, les concentrations de métaux lourds pourraient diminuer à des températures plus élevées13. Par conséquent, cela suscite la demande de recherche sur un scénario de température plus élevée et la comparaison systématique sur une plage de température plus large (par exemple 300–900°C dans la présente étude). Pendant ce temps, les études existantes sur la température de pyrolyse à partir de laquelle le biochar pourrait être très bénéfique sont ambiguës et inclusives. Par exemple, rapporté14 que le biochar obtenu à 600°C était plus efficace pour réduire les émissions de CO2 du sol, par rapport à celui obtenu à 400°C. Considérant que, Song12 a démontré que l'ail planté dans un sol amendé avec du biochar obtenu à 450°C contenait le niveau le plus bas de métaux lourds, par rapport à celui planté dans un sol amendé avec d'autres biochars obtenu à 500–550°C. Cette incertitude de l'application du biochar doit être attribuée à la description insuffisante de leur biochar étudié, c'est-à-dire que seules les caractéristiques à grande échelle ont été enregistrées. En fait, les propriétés externes sont essentiellement déterminées par la structure et la composition intrinsèques des échantillons de biochar. Par conséquent, il est nécessaire d'étudier les propriétés à macro et micro-échelle du biochar des boues d'épuration finales, puis de les différencier systématiquement pour faciliter la catégorisation et pour mieux évaluer l'application agronomique potentielle du biochar des boues sur la base de l'enquête ci-dessus.

Par conséquent, la présente étude visait à mieux comprendre comment la température de pyrolyse dans une plage plus large affecte les caractéristiques multi-échelles des échantillons de biochar et à clarifier les relations intrinsèques entre le biochar dérivé des boues et le développement de la microstructure de surface pendant le processus de chauffage. Non seulement l'étude des paramètres de masse mentionnés ci-dessus, mais également la visualisation de la microstructure de surface du biochar des boues, ainsi que la discussion des avantages et des inconvénients résultants du biochar pour les applications étaient les objectifs de cette étude.

Les caractéristiques physicochimiques et la composition élémentaire des échantillons de biochar produits à différentes températures de pyrolyse sont répertoriées dans le tableau 1. Le rendement du biochar et la valeur calorifique ont diminué avec l'augmentation de la température de pyrolyse. Le rendement en biochar a chuté de 64,28 à 46,66 % en poids de la masse sèche lorsque la température de pyrolyse a été augmentée de 300°C à 700°C. Cependant, seul un rendement supplémentaire de 4,44 % en poids a été réduit lorsque la température a été augmentée de 700°C à 900°C. La diminution du rendement en biochar avec l'augmentation de la température de pyrolyse pourrait être liée au processus de craquage et de volatilisation, qui a également été signalé8 pour les boues de biochar pyrolysées à différentes températures de 450°C, 650°C et 850°C. Le pouvoir calorifique du biochar a chuté linéairement de 11054,3 à 6635,6 kJ kg-1 lorsque la température de pyrolyse a été augmentée de 300°C à 600°C, puis est restée presque constante avec une augmentation de température de 600°C à 900°C.

Une augmentation de la température de pyrolyse de 300°C à 900°C a entraîné une augmentation de la teneur en carbone fixe (FC) de 15,75 à 21,25 % en poids et une augmentation du rapport FC sur carbone de 42,4 à 84,2. La teneur en FC représentait l'efficacité de la conversion pyrolytique de la matière organique sans cendres dans les boues en un carbone relativement pur et sans cendres15. La teneur en cendres la plus élevée et la teneur en matières volatiles la plus faible ont été trouvées dans l'échantillon de biochar à 900 ° C, ce qui était principalement dû à la volatilisation accompagnée de l'accumulation d'oxydes inorganiques tels que Si, Al et Fe16. Par exemple, les résultats XRF ont révélé que la composition en cendres des échantillons de biochar comprenait 19,1 % à 22,7 % de Si. La comparaison des teneurs en Si, Al, Ca et Fe de la composition de cendres (tableau 2) a indiqué l'augmentation des composants inorganiques avec l'augmentation de la température de pyrolyse. L'une des principales caractéristiques des boues d'épuration est la présence de quantités élevées de cendres inorganiques, par rapport à d'autres matériaux tels que le biocharbon de bois ou le charbon lignocellulosique obtenu à partir de déchets agricoles1. L'augmentation de la quantité de cendres inorganiques dans le biochar pourrait augmenter sa composition minérale et sa capacité à adsorber les molécules polaires.

Les variations dans les résultats des analyses élémentaires des échantillons de boues de biochar avec la température sont présentées dans le tableau 1. Les échantillons de biochar ont montré le schéma de la teneur appauvrie de certains éléments. Dans des échantillons de 300 à 900 °C, la teneur en carbone a diminué de 37,15 à 25,23 % en poids de la masse sèche, la teneur en hydrogène a diminué de 4,35 à 0,64 % en poids, la teneur en azote a diminué de 6,17 à 1,24 % en poids, la teneur en soufre a diminué de 1,54 à 0,55 % en poids et la teneur en oxygène a diminué de 13,37 à 1,16 % en poids. En particulier, par rapport à la boue séchée d'origine, plus de 67,5 % d'hydrogène ont été éliminés dans l'échantillon à 500°C et plus de 80,0 % d'hydrogène ont été perdus dans les échantillons pyrolysés à plus de 700°C. De plus, les rapports atomiques H/C et O/C des échantillons de biochar ont démontré une tendance à la baisse avec l'augmentation de la température de pyrolyse. Des températures de pyrolyse plus basses (échantillons à 300–500°C) ont entraîné un rapport H/C (1,41–0,67) et un rapport O/C (0,27–0,15) plus élevés, tandis que des températures plus élevées (échantillons à 600–900°C) ont présenté des Rapports H/C (0,51–0,30) et rapports O/C (0,15–0,03). Par rapport aux échantillons de biochar pyrolysés à des températures plus basses, ceux obtenus à des températures plus élevées étaient moins polaires et avaient une plus grande aromaticité et carbonisation.

Le tableau 3 a montré la teneur totale en métaux traces dans les échantillons de boues brutes et de biochar de boues mesurée par la méthode d'extraction acide humide suivie d'ICP conformément à la méthode EPA 3050B. Les teneurs de la majorité des métaux traces, tels que Al, Fe et Zn dans le résidu final étaient supérieures à celles de leurs boues de base, ce qui a montré que le processus de pyrolyse condensait et retenait ces métaux traces dans le résidu final. De plus, l'effet d'enrichissement est devenu plus évident avec l'augmentation de la température de pyrolyse.

À des fins de comparaison, nous avons également déterminé les quantités totales de métaux lourds sous forme solide en utilisant la technique XRF. Les résultats ont montré que tous les métaux lourds ont leur concentration totale augmentant avec la température (Informations supplémentaires : Tableau S1). Ainsi, nous pouvons trouver une petite différence entre deux ensembles de données. Il convient de noter tout d'abord que, pour mieux comprendre la précision des analyses de métaux lourds entre la technique XRF (méthode non destructive de l'échantillon) et la méthode d'extraction à l'acide (méthode destructive de l'échantillon), la comparaison est difficile lorsque différentes techniques d'extraction sont utilisées17. On n'a pu en apprendre que beaucoup sur le fait que la plupart des métaux lourds sont retenus dans les échantillons de boues de biocharbon.

Deuxièmement, une récupération incomplète peut se produire pour la méthode d'extraction à l'acide. Comme indiqué18, les étapes de digestion acide et de décomposition thermique peuvent entraîner des pertes d'analytes, des récupérations incomplètes et/ou une contamination des échantillons ; La méthode USEPA 3050 n'est pas satisfaisante pour certains éléments; Les variations de température des plaques chauffantes, les temps de reflux et les ajouts d'acide affectent directement les récupérations élémentaires ; les écarts-types relatifs observés de 10 à 30 % pour cette méthode sont considérablement supérieurs à l'erreur instrumentale attendue (< 5 %) pour un PCI. Par conséquent, lorsque des échantillons de quantités infimes ont été mesurés, l'écart sera significatif. Troisièmement, la concentration totale de Cu et de Mn a augmenté dans les échantillons de boues de biochar à 300–700 ° C, au contraire, a diminué dans les échantillons de biochar à 800–900 ° C. Certains chercheurs ont étudié le sort des teneurs en métaux lourds dans les échantillons de biochar de boues d'épuration avec la température de pyrolyse et ont constaté que la concentration totale de Cu et Mn augmentait avec la température de pyrolyse; Cependant, la température de pyrolyse choisie était de 300 à 700°C10 ; 300–500°C11 ; 250–700°C19 et ainsi de suite. Peu de références ont été discutées sur les variations des métaux lourds dans les échantillons de boues de biochar au-dessus de 700°C. Par conséquent, les raisons de la concentration de Cu et Mn déterminée par la méthode d'extraction acide diminuant à 800–900°C dans cette étude ont été expliquées, 1) Le Cu se volatilise de manière significative autour de 800°C en cas d'incinération des boues d'épuration20 ; 2) Guo21,22,23 a observé que le taux de ressuage du Mn pouvait être supérieur à 10 % pendant la pyrolyse du charbon. En particulier, ils ont constaté que le taux de ressuage de tous les éléments étudiés augmentait fortement lorsque la température de pyrolyse du charbon augmentait de 700°C à 800°C ; 3) L'existence de chlorure pourrait accélérer la volatilité de Cu et Mn. Bien que la concentration de Cl n'ait pas été analysée dans cette étude, les boues d'épuration sont généralement considérées comme contenant des composés de Cl en raison de certains conditionneurs contenant du Cl lors de la déshydratation des boues ou de certains surfactants contenant du Cl dans les eaux usées. En fait, rapporté17 que la concentration de Cl était de 3,6 mg g−1 et 4,0 mg g−1 dans les échantillons de boues d'épuration brutes et de boues de biochar étudiées et qu'elle atteignait 5,4 mg g−1 dans le compost de boues étudié24. Ainsi, en raison de l'existence de Cl dans les échantillons de biochar, il pourrait être incorporé avec Cu et Mn et leurs chlorures seraient facilement libérés dans le gaz sous forme de CuCl2 et MnCl2. Les points de fusion de CuCl2 et MnCl2 sont de 498°C et 650°C dans les échantillons purs ; elles seraient supérieures à 700°C dans le système de biochar à boues complexes et multi-compositions de cette étude.

La disponibilité agronomique des biochars dépend principalement de la teneur initiale en éléments nutritifs extractibles à l'eau (tableau 4). Bien que la matière organique dissoute (DOM) représente une petite proportion des résidus de matière organique dans le biochar, elle est importante dans l'amendement/écosystème du sol en raison de sa mobilité et de sa réactivité25. Le DOC et le DN indiquent le contenu du DOM. Dans la présente étude, la teneur en COD a diminué rapidement de 24,23 mg g−1 dans l'échantillon à 300°C à 2,66 mg g−1 dans l'échantillon à 400°C, puis réduite à presque zéro dans les échantillons de 600 à 900°C. Cela était dû à des réactions secondaires, qui ont entraîné des acides de faible poids moléculaire et des composés neutres, qui étaient dominants dans les biochars à des températures plus élevées25. Le DN et le NH4+-N ont des usages agronomiques importants car ils sont les principales sources d'azote disponible pour l'absorption par les plantes. Leurs teneurs dans l'échantillon à 300°C étaient de 6,19 et 4,39 mg g−1, respectivement, qui ont diminué à 0,57 et 2,15 mg g−1, respectivement, dans l'échantillon à 400°C, puis ont atteint presque zéro ou en dessous de la limite de détection dans les échantillons de 500 à 900 °C. A rapporté1 que la teneur en azote disponible sous forme de DN et NH4+-N était plus élevée dans les échantillons de biochar de boue produits à des températures de pyrolyse plus basses (<400°C).

Les teneurs en K, Na, P et Mg extractibles à l'eau ont rapidement diminué avec l'augmentation de la température de pyrolyse et, par rapport aux boues brutes, près de 90 % des teneurs en K, Na et P extractibles à l'eau et 30 % de la teneur en Mg ont été perdus. dans l'échantillon à 400°C. De même, la teneur en Ca extractible à l'eau dans les échantillons de biochar a également présenté une tendance à la baisse, par rapport aux boues brutes.

La fluorescence tridimensionnelle EEM a été utilisée pour étudier les composés aqueux de type humus générés dans les échantillons de biochar de boue. Bien que l'EEM soit largement appliquée dans la recherche sur le compost et les sols pour détecter les matières organiques ressemblant à des protéines ou à l'humus, un nombre limité d'études avaient utilisé cette technique pour analyser le biochar en fonction de la température. Les spectres EEM, normalisés à la teneur en COD pour les échantillons de boues primaires et de boues de biochar, sont présentés à la Fig. 1. Un spectre EEM pourrait être divisé en quatre régions d'excitation-émission : Région I (Ex < 250 nm ; Em < 380 nm ), des composés organiques de type protéine ; Région II (Ex < 250 nm ; Em > 380 nm), matériaux de type acide fulvique ; Région III (Ex > 250 nm ; Em < 380 nm), matériaux de type sous-produits microbiens solubles ; et Région IV (Ex > 250 nm; Em > 380 nm), matériaux de type acide humique.

Spectres EEM des échantillons de boues d'épuration et de boues de biochar à différentes températures.

(a) boues primaires ; (b)C300; (c)C400; (d) C500; (e) C600; (f)C700; (g) C800; (h) C900.

Dans le contour des boues brutes elles-mêmes, les composés organiques se sont avérés être composés de protéines aromatiques (région I) et de matériaux solubles de type sous-produit microbien (région III). Les volumes de matériaux de type acide fulvique (Région II) et de matériaux de type acide humique (Région IV) étaient faibles. La portée et l'intensité de la zone de fluorescence étaient les plus élevées pour l'échantillon de biochar à 300 °C, suivi des échantillons à 300-500 °C et sont finalement devenus indétectables à des températures plus élevées (700-900 °C). Ces résultats suggèrent que le biochar de boue produit à des températures plus basses (300 à 500 ° C) contient plus de matériaux de type acide fulvique et humique.

Les valeurs de pH et d'EC des échantillons de biochar sont répertoriées dans le tableau 1. Les valeurs de pH des échantillons de biochar à 300–800 ° C variaient de 6, 2 à 11, 9, puis diminuaient à 9, 4 pour l'échantillon à 900 ° C. Les valeurs EC correspondent à la concentration des sels dissous totaux et pourraient être utilisées pour décrire la variation des ions organiques et inorganiques. La valeur CE de la boue primaire était de 4,7 ds m−1, qui diminuait à 0,3–0,4 ds m−1 avec l'augmentation de la température de pyrolyse. Cependant, quelle que soit la tendance des résultats de pH et d'EC, l'échantillon à 700°C présentait des valeurs plus élevées. Des températures de pyrolyse plus élevées ont entraîné un pH plus élevé des échantillons de biochar, ce qui était principalement dû aux minéraux présents dans les échantillons de biochar et à l'augmentation de leur contenu au cours du processus de pyrolyse. Ainsi, l'accumulation de ces cations basiques a augmenté les valeurs de pH des échantillons de biochar26,27,28. De plus, la concentration de Ca2+ a augmenté avec l'augmentation du pH du biochar, tandis que la teneur totale en K+ et Na+ a augmenté avec l'augmentation de la valeur EC du biochar, ce qui est en accord avec les résultats précédents28.

L'accumulation d'oligo-métaux lourds est très préoccupante dans les produits agricoles en raison de la menace potentielle pour la santé humaine et animale. Comme indiqué dans le tableau 3, la plupart des métaux traces dans les échantillons de biochar étaient plus élevés à des températures de pyrolyse plus élevées qu'à des températures plus basses. Pour connaître la biodisponibilité de ces métaux contenus sous forme solide, nous avons également étudié les concentrations totales en métaux traces dans les solutions extractibles à l'eau. Heureusement, aucun contenu de détection pour les métaux traces extractibles à l'eau n'a été observé dans les échantillons de biochar de boue étudiés (tableau 4). Cela signifiait que les métaux contenus dans les biocharbons de boue étaient sous forme fixe. La suppression des métaux ne dépendait pas seulement des propriétés tampons neutres à alcalines du biochar, mais aussi de la structure des pores du biochar et de la surface BET, qui améliorent la capacité du biochar à immobiliser les métaux lourds19. Ceux-ci impliquaient que le biochar généré à 300–900°C peut avoir un impact minimal sur l'augmentation de la teneur en métaux lourds du compost/sol après une seule application à court terme.

Les spectres XRD des échantillons de biochar sont présentés à la Fig. S2 (informations supplémentaires : Fig. S2). L'analyse des diagrammes XRD a révélé la présence de plusieurs phases minérales. Le quartz, avec un pic caractéristique à 2θ = 26,6°, était la structure cristallographique la plus reconnaissable à toutes les températures. La netteté du pic augmentait avec l'augmentation de la température, peut-être en raison des changements ultrastructuraux dans le biochar des boues. La calcite (CaCO3) et la dolomite [CaMg(CO3)2] ont été détectées dans les échantillons de biochar à 300–800°C, tandis que les carbonates ont subi une décomposition et n'étaient pas présents à des températures plus élevées (>800°C). Une certaine quantité de Ca, qui était présente sous forme de CaCO3 dans des échantillons chauffés à 700°C, s'est décomposée en CaO pendant la pyrolyse à haute température1,27. C'était également une raison des valeurs de pH plus élevées des échantillons pyrolysés à 700–800 ° C et la basicité des échantillons était principalement liée à la présence de Ca.

Les surfaces BET des échantillons de boues brutes et de biochar sont répertoriées dans le tableau 1. La surface BET des boues telles que reçues était considérablement faible (2,88 m2 g−1). Cependant, la surface du biochar de boue a augmenté linéairement avec l'augmentation de la température de pyrolyse de 4,88 m2 g−1 (à 300°C) à 19,11 m2 g−1 (à 800°C). A 900°C, la surface BET du biochar a considérablement augmenté jusqu'à 34,12 m2 g−1.

La morphologie générale SEM (informations supplémentaires : Fig. S3) des échantillons de biochar présente également une surface accrue avec l'augmentation des températures de pyrolyse. Les images SEM des boues telles que reçues indiquaient une construction de couche en forme de plaque et une structure médiocre qui était compactée en douceur (Fig. S3a). Cependant, comme le montre la figure S3b, une fissure est apparue et des agglomérats de goudron semblaient recouvrir la surface de la particule de biochar. De plus, dans les échantillons de biochar, la microstructure dense et serrée s'est désintégrée, formant progressivement des fragments (Fig. S3c – e) et un creux caractéristique a été observé (Fig. S3f – h). D'une part, une température plus basse entraînait une condensation de volatils organiques, ce qui pouvait entraîner un colmatage des pores et une réduction de la surface totale. D'autre part, à température plus élevée, la volatilisation était plus subtile, rendant le biochar plus poreux et créant des vides dans la matrice du biochar.

La figure S4 (informations supplémentaires : figure S4) présente les spectres FT-IR des échantillons de boues brutes séchées et de biochar. Les bandes et les pics d'absorption ont mis en évidence la présence de certains groupes fonctionnels de surface. En général, les groupes fonctionnels organiques trouvés dans les spectres de biochar ont diminué ou même disparu à la suite de la pyrolyse.

La large bande à 3400 cm−1 a été attribuée à l'étirement de l'hydroxyle (-OH) et l'intensité maximale a diminué rapidement aux échantillons de 300 à 500°C, suggérant une perte au feu de -OH10. Les pics à 2925 et 2855 cm-1 correspondaient respectivement à la vibration d'étirement asymétrique et symétrique du CH3 aliphatique qui avait été attribuée aux graisses et aux lipides des boues d'épuration29. Ces intensités maximales ont diminué en raison de la diminution continue des composés aliphatiques labiles ainsi que de la déméthylation et de la déshydratation. La perte de groupes -OH et aliphatiques ainsi qu'un développement simultané de structures cycliques condensées ont donné lieu à la formation de pores. Ces résultats étaient cohérents avec les conclusions du SEM. Les pics à 1650 cm-1 ont été attribués aux bandes amide I d'origine protéique. Ces bandes se sont progressivement élargies et se sont déplacées vers des nombres d'onde inférieurs à la suite de la pyrolyse. La décomposition des protéines s'est principalement produite à 300–400°C30, ce qui pourrait s'expliquer par une diminution des groupes amides et une augmentation simultanée des fonctionnalités des acides aminés. La bande à 1430 cm−1 est devenue invisible et ce nombre d'onde a été attribué à l'étirement de C dans les structures hétéroaromatiques31. Le pic pointu à 1030 cm-1 a été attribué à l'étirement au CO des polysaccharides ou des substances de type polysaccharide. Ce pic a diminué à une température de pyrolyse plus élevée et est apparu comme un épaulement pour les échantillons de biochar à 400–800°C et est finalement devenu invisible pour l'échantillon à 900°C. Pendant ce temps, un pic à 1080 cm-1, qui était présent dans une position similaire dans la région large, a été attribué à Si-O, indiquant la présence d'impuretés de silicate et de minéraux argileux. Si a été noté comme l'un des principaux constituants inorganiques dans les échantillons de biochar de boues, ce qui a été vérifié par les résultats XRF (tableau 2).

Dans l'ensemble, des changements chimiques mineurs se sont produits à basse température et la plupart des caractéristiques spectrales ont été perdues et le spectre a commencé à ressembler à du graphite pur à plus de 700°C. Les résultats FT-IR ont indiqué que le réarrangement continuait de se produire à des températures plus élevées, ce qui faisait que le biochar des boues devenait de plus en plus polyaromatique.

L'azote s'est progressivement transformé en structure de type pyridine apparaissant dans les composés hétérocycliques avec l'augmentation de la température, ce qui a été confirmé par l'extraction maximale des régions N dans les spectres XPS. Trois énergies de liaison de 398,7, 400,4 et 401,1 eV correspondaient respectivement à l'azote pyridinique (N-6), à l'azote pyrrolique (N-5) et à l'azote quaternaire (NQ). Les surfaces intégrées des composants individuels ont été calculées et sont présentées dans le tableau 5. Les fractions de N-5 et NQ étaient les principaux composants des boues brutes, dont la surface intégrée de N-5 représentait 61,1 %. Au fur et à mesure que la température de pyrolyse augmentait, la fraction de N-6 augmentait. La conversion du N-5 en N-6 et NQ par pyrolyse avait déjà été démontrée par Schmiers32. N-6 et NQ étaient les formes les plus stables de liaison de l'azote à des températures plus élevées. Le cycle pyridinique était préférentiellement incorporé dans la structure carbonée de type graphitique sous forme d'azote quaternaire32, ce qui affectait les caractéristiques du biochar de boue, y compris la basicité du biochar et les formes d'azote disponibles33,34.

Le spectre Raman a également été utilisé pour analyser plus en détail la structure des matériaux carbonés et les résultats des spectres Raman dans la région de 0 à 2000 cm−1 sont présentés sur la Fig. S5 (Informations supplémentaires : Fig. S5). Toutes les courbes présentaient deux bandes Raman relativement larges à des décalages Raman à 1350 et 1580 cm-1, qui correspondaient respectivement à la bande D et à la bande G. La bande D pourrait être qualifiée de graphite amorphe ou désordonné, tandis que la bande G pourrait être considérée comme indiquant la présence de cristallites graphitiques. Le degré graphitique des carbones a été confirmé par la valeur de ID/IG35,36. Les rapports ID/IG calculés par la fonction gaussienne de chaque échantillon étaient de 8,3, 7,5, 5,7, 4,9, 4,2, 3,8 et 6,4 et les valeurs se sont avérées diminuer progressivement avec l'augmentation de la température de pyrolyse. Kwiecinska37 a démontré que les résultats ID/IG (3,1–0,0) diminuaient du faciès schiste vert au faciès granulite graphite, indiquant l'augmentation de l'ordre cristallographique. Rhim35 a signalé une augmentation du rapport ID/IG (0,0–2,6) avec l'augmentation de la température de pyrolyse de 300°C à 650°C et la diminution subséquente du rapport (2,6–0,0) avec l'augmentation de la température de 650°C à 2000 °C en utilisant de la cellulose microcristalline comme échantillon carboné. McDonald-Wharry36 a obtenu le rapport ID/IG en utilisant des graphites et des fullerènes réguliers et a constaté qu'une augmentation du rapport ID/IG (0,55-1,20) indiquait une conversion du carbone amorphe en domaines de type graphène. Ces variations des rapports ID/IG étaient principalement dues aux propriétés et à la pureté du carbone du matériau carboné sélectionné. En fait, dans la présente étude, la concentration d'oxygène à l'état de trace est restée même à des températures élevées. Ces atomes d'oxygène résiduels ont été impliqués dans la réticulation de la microstructure du carbone, donnant un carbone dur non graphitisant35. Cependant, les spectres Raman présentaient des caractéristiques qui peuvent être attribuées aux matériaux carbonés avec le moins d'ordre de structure. En général, la croissance et l'organisation des grappes aromatiques ainsi que la microstructure du carbone dans les échantillons de biochar sont devenues ordonnées et condensées à une température de pyrolyse plus élevée.

L'analyse des fractions extractibles à l'acide et à l'eau du biochar des boues a été réalisée pour évaluer les caractéristiques du biochar des boues ainsi que pour visualiser la microstructure de la forme solide afin de décrire le développement à la surface du biochar des boues. Le processus de pyrolyse a induit un changement significatif dans la microstructure du carbone du biochar dérivé des boues et a influencé les changements dans les caractéristiques apparentes des échantillons de biochar. Comme les échantillons de biochar de boue présentaient des propriétés très variables, les présentes découvertes pourraient aider à sélectionner le biochar approprié pour différentes applications. La diversité observée des propriétés du biochar nécessite une définition minutieuse du but des applications agricoles du biochar, telles que l'amélioration du pH, la rétention des nutriments ou la séquestration de la matière organique du sol, avant de sélectionner le biochar approprié. Les multiples propriétés ont été classées et les objectifs ont été résumés à la Fig. 2.

Les propriétés classées et les objectifs des échantillons de biochar de boue obtenus à différentes températures.

(1) Certains arrangements moléculaires et groupes fonctionnels présentés au cours du processus de pyrolyse étaient principalement composés de groupes carboxyle, de lactones et de phénols, qui ont tous amélioré la capacité du biochar à chimisorber les nutriments, les minéraux et la DOM, en association avec la capacité d'oxydation de surface de le biochar38,39,40. Les biochars obtenus à des températures plus élevées, qui ont développé une surface importante, peuvent améliorer la rétention des polluants non polaires dans les sols ou diminuer la biodisponibilité des métaux lourds pour atténuer les dommages aux plantes. Les sols bénéficient davantage des biochars à grande surface, plus efficaces pour augmenter la capacité de rétention d'eau41 et réduire la dénitrification. De plus, en raison de leur forte aromatisation et de leur récalcitrance, les biochars pourraient être stockés dans l'environnement du champ et pourraient être utiles pour effectuer la séquestration du C dans le sol.

(2) La concentration d'azote, de phosphore et de potassium extractibles à l'eau, en particulier sous sa forme disponible pour l'absorption par les plantes, diminue avec la température. Compte tenu du rendement des biochars, des résultats concernant la forme disponible d'éléments nutritifs et d'oligo-métaux, ainsi que de la présence de composés de type acide fulvique et humique, une température plus basse (300–500 ° C) pourrait être déduite comme appropriée pour production de biochar. La teneur en minéraux du biochar pourrait jouer un rôle important dans la réponse agronomique même sur un sol fertile. Par conséquent, une attention particulière est nécessaire lorsque des biochars à très faible teneur en éléments nutritifs sont appliqués sur les sols agricoles et une supplémentation en engrais peut être nécessaire pour une nutrition adéquate des plantes.

(3) Les résultats obtenus dans la présente étude ont montré que si le sol destiné à l'application de biochar est de nature acide, alors les biochars produits à des températures plus élevées (600–900°C) pourraient être utilisés pour neutraliser le sol, en raison de leur pH. Alternativement, les biochars produits à des températures plus basses pourraient convenir aux sols alcalins pour corriger les problèmes d'alcalinité.

Les boues d'épuration déshydratées ont été collectées à partir d'une station d'épuration municipale locale à Shanghai, en Chine. L'usine traite 75 000 m3 j−1 d'eaux usées (93 % d'eaux usées domestiques et 7 % d'eaux usées industrielles) en utilisant un procédé anoxie-anaérobie-aérobie. La boue a été déshydratée par centrifugation avec l'ajout de 3 à 5 % en poids de polyacrylamide comme agent floculant. La boue déshydratée a été incubée à 105°C dans un four pour éliminer l'eau résiduelle avant la pyrolyse. Les principales propriétés des boues séchées telles que reçues sont répertoriées dans le tableau 1.

Tous les procédés de pyrolyse ont été réalisés dans un four électrique (YFFK10QK-GC, Shanghai, Chine) sous atmosphère d'azote et avec une vitesse de chauffe de 30°C min−1. Les températures de pyrolyse choisies étaient respectivement de 300°C, 400°C, 500°C, 600°C, 700°C, 800°C et 900°C et ces traitements sont référencés C300, C400, C500, C600, C700, C800 et C900, respectivement. Tous les échantillons de biochar de boue tels que reçus ont été broyés et tamisés à une taille de 2 mm pour l'analyse microscopique et les tests d'extraction de l'eau, ainsi qu'à une taille de 75 μm pour les analyses spectroscopiques solides et élémentaires.

Le rendement en biochar a été déterminé comme le rapport du poids du biochar produit au poids sec des boues d'épuration soumises à la pyrolyse. Les valeurs calorifiques ont été estimées à l'aide d'un calorimètre à bombe à oxygène (XRY-1A, Shanghai, Chine). La teneur en cendres a été déterminée par combustion sèche dans un four à moufle à 550 ± 10°C et la teneur en matières volatiles a été déterminée à 900 ± 10°C dans des conditions sans air. La teneur en carbone fixe (FC) a été estimée comme suit : FC (%) = 100%−cendres (%) −matières volatiles (%).

Des tests de lixiviation à l'eau ont été effectués en agitant les échantillons avec de l'eau désionisée (1:10, p/v) à 200 tr/min pendant 4 h dans un agitateur horizontal maintenu à température ambiante. Ensuite, le pH du surnageant a été déterminé à l'aide d'une électrode de pH (pHS-2F, Shanghai, Chine) et la CE a été déterminée à l'aide d'un compteur EC (DDS-307A, Shanghai, Chine).

Le filtrat de chaque échantillon de biochar a été passé à travers un filtre en polytétrafluoroéthylène de 0,45 μm et la fraction aqueuse extraite a été analysée. Un analyseur de carbone organique total (TOC-VCPH, Shimadzu, Japon) a été utilisé pour mesurer le carbone organique dissous (DOC) et l'azote dissous (DN). La concentration en azote ammoniacal (NH4+-N) a été déterminée à l'aide d'un analyseur Kjeltec 8400 (Foss, Suède). La teneur en phosphore dissous a été déterminée selon la méthode de spectrophotométrie molybdate-antimoine-scandium à la longueur d'onde de 650 nm (spectrophotomètre UV-1800, Shimadzu, Japon). Les concentrations de K+ et Na+ ont été mesurées en utilisant un spectromètre d'absorption atomique (AAnalyst 400, Perkin Elmer, USA). Les teneurs en Ca2+, Mg2+ et en métaux lourds ont été analysées à l'aide d'une analyse par spectroscopie d'émission atomique à plasma couplé inductif (Agilent 720ES, USA). L'analyse par spectroscopie de matrice d'excitation-émission de fluorescence (EEM) a ensuite été appliquée en utilisant un spectrophotomètre à fluorescence (Cary Eclipse, Varian, USA) en mode balayage. Un compte rendu détaillé de l'analyse EEM a été présenté ailleurs42,43.

Les échantillons séchés et broyés ont été soumis à une digestion acide selon USEPA3050B en utilisant HF, HClO4, HNO3 et du peroxyde. La concentration en phosphore total (TP) a été déterminée par la méthode de spectrophotométrie molybdate-antimoine-scandium à la longueur d'onde de 650 nm (spectrophotomètre UV-1800, Shimadzu, Japon). La concentration totale de K+ et de Na+ a été mesurée à l'aide d'un spectromètre d'absorption atomique (AAnalyst 400, Perkin Elmer, États-Unis), tandis que les autres éléments nutritifs et la teneur en métaux ont été analysés à l'aide de la spectroscopie d'émission atomique à plasma couplé inductif (Agilent 720ES, États-Unis). Toutes les analyses ont été réalisées en triple.

La surface de biochar a été déterminée à l'aide d'un analyseur de surface (ASAP2020, Micromeritics, USA) basé sur le principe d'adsorption d'azote et a été calculée en utilisant l'équation Brunauer – Emmet – Teller (BET). Le SEM (S-3400N, Hitachi, Japon) a été utilisé pour examiner le développement de phase et la microstructure à la surface des particules de biochar de boue. Le SEM fonctionnait à des tensions d'accélération de 15 kV et les échantillons étaient dorés avec Au et stockés dans un dessiccateur à vide jusqu'à une analyse plus approfondie.

Les teneurs en carbone élémentaire, hydrogène, azote et soufre dans le biochar des boues ont été déterminées à l'aide de l'analyseur d'éléments (Vario EL III, Allemagne) et la teneur en oxygène a été calculée par différence. La spectroscopie de fluorescence X (XRF) (S4 Explorer, Bruker-Axs Co., Allemagne) a été utilisée pour la quantification des constituants inorganiques du biochar des boues.

La technique FT-IR a été utilisée pour l'estimation qualitative des groupes fonctionnels à la surface du biochar de boue. La spectroscopie FT-IR (Nicolet 5700, USA) a été réalisée en utilisant la méthode des pastilles de bromure de potassium (KBr). Les spectres pour tous les échantillons ont été obtenus en soustrayant la valeur obtenue à partir de l'échantillon blanc.

Les modèles XRD ont été enregistrés à l'aide d'un diffractomètre à rayons X (Bruker D8 Advance Series 2, Bruker Co., Allemagne) pour surveiller la composition minérale et le degré de cristallinité à la surface de la boue et de son biochar. Une lame standard de quartz a été exécutée pour vérifier la dérive de l'instrument et obtenir un emplacement précis des pics 2θ.

La technique Raman a été utilisée pour analyser plus en détail l'évolution de la microstructure de type graphite des matériaux carbonés. L'analyse par spectroscopie Raman a été réalisée à l'aide d'un système Raman visible (LabRam-1B, JY Co., France) avec un laser He-Ne de 15 mV, 632,8 nm.

Les expériences XPS ont été réalisées sur un système PHI-5000CESCA amélioré RBD (Perkin Elmer) avec un rayonnement Mg Kα (hν = 1253,6 eV) ou un rayonnement Al Kα (hν = 1486,6 eV) pour décrire l'évolution des formes azotées. Toute correction d'énergie de liaison pour les échantillons de biochar a été effectuée en attribuant une énergie de liaison de 284,6 eV au composant principal C1s et la procédure d'ajustement était basée sur le FWHM de 1,8 eV.

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Les auteurs expriment leur gratitude pour les éléments suivants : le programme national de recherche fondamentale (973) de la Chine (n° 2011CB201500), le programme spécial clé sur la science et la technologie pour le contrôle de la pollution et le traitement des masses d'eau (n° 2011ZX07303-004-03 ), le Programme national de recherche et de développement en haute technologie (863) de la Chine (n° 2012AA063504), la Fok Ying-Tong Education Foundation (n° 132012) et le Centre d'innovation collaborative pour la qualité de l'environnement régional.

State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Tongji University, Shanghai, 200092, Chine

Jining Zhang, Fan Lu et Hua Zhang

Institut de traitement et de valorisation des déchets, Université Tongji, Shanghai, 200092, Chine

Jining Zhang, Hua Zhang, Liming Shao et Pinjing He

Centre de recherche technologique et de formation sur les déchets ménagers dans les petites villes et les zones rurales, Ministère du logement et du développement urbain-rural de la République populaire de Chine (MOHURD), Shanghai, 200092, Chine

Liming Shao & Pinjing He

Institut de génie thermique et environnemental, Université Tongji, Shanghai, 200092, Chine

Dezhen Chen

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JNZ et FL ont conçu les expériences, DZC a préparé le matériel expérimental, JNZ a réalisé les expériences et rédigé l'article avec l'aide de FL, HZ, LMS et PJH. Tous les auteurs ont révisé le manuscrit.

JN Zhang a maintenant rejoint l'Académie des sciences agricoles de Shanghai, Shanghai, Chine.

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Ce travail est sous licence internationale Creative Commons Attribution 4.0. Les images ou tout autre matériel tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans la ligne de crédit ; si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons, les utilisateurs devront obtenir l'autorisation du titulaire de la licence afin de reproduire le matériel. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/

Réimpressions et autorisations

Zhang, J., Lü, F., Zhang, H. et al. Visualisation multi-échelle des changements structurels et caractéristiques du biochar des boues d'épuration orientée vers une implication agronomique et environnementale potentielle. Sci Rep 5, 9406 (2015). https://doi.org/10.1038/srep09406

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Reçu : 02 octobre 2014

Accepté : 03 mars 2015

Publié: 24 mars 2015

DOI : https://doi.org/10.1038/srep09406

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