Tradicionalmente, los residuos lignocelulósicos urba-nos (RLU) han terminado en rellenos sanitarios, incinerados y solo una pequeña fracción se utilizan para compostaje(Ayilara et al., 2020). Los RLU tienen una participación significativa dentro de los residuos urbanos que comprenden a los residuos de parques y jardines, los residuos herbáceos y los residuos de madera procesada (Li et al., 2017; Pérez-Arévalo & Velázquez-Martí, 2018; Puccini et al., 2018). Los RLU, debido a sus propiedades intrínsecas, composición heterogénea, elevado contenido de humedad y bajo poder calorífico, limita su uso directo, por ejemplo en la co-combustión con carbón (Zjup et al., 2020) y en aplicaciones de bioenergía (Phuang et al., 2021). Esta variabilidad está influenciada por una serie de factores, que incluyen las condiciones geográficas, socioeconómicas y técnicas (Silva de Souza Lima Cano et al., 2022). Los RLU presentan elevada densidad que varía entre 50 kg/m³ y 75 kg/m³, por lo que requieren grandes extensiones para su almacenamiento y disposición (Gupta et al., 2018).

Los residuos verdes constituyen una fuente de biomasa valiosa para la obtención de energía y representan una de las fracciones orgánicas biodegradables de los residuos urbanos. Son los materiales verdes herbáceos no leñosos o con bajo contenido de lignina que incluyen una mezcla de césped y hojas recolectados de los parques públicos y jardines privados, los recortes de vegetación que se encuentran en la berma de las pistas con pequeñas cantidades de material leñoso, que no provienen de procesos agrícolas ni de cultivos intencionales (Langsdorf et al., 2021). A nivel mundial, la generación de residuos verdes es alrededor de 47 kg/ persona/año (Liu et al., 2023).

Los residuos verdes, es considerado materia putrescible, debido a su naturaleza orgánica y representan el 11,5% en peso de la composición total de los residuos urbanos (Bayard et al., 2018). Los residuos de jardín, que incluyen hojas, césped y ramitas de árboles, junto con los residuos de alimentos son clasificados como residuos orgánicos y representan aproximadamente el 44% en peso de la composición total de los residuos urbanos (K. D. Sharma & Jain, 2020). Por otro lado, los residuos de la poda generada de los espacios verdes urbanos y de recreación muestran potencial para ser utilizados en la generación de biocombustibles, calor y energía. Esto podría contribuir a reducir los costos de gestión de residuos a nivel local y regional, así como mitigar los impactos ambientales negativos. Sin embargo, la falta de información sobre la disponibilidad y características de esta fuente renovable ha sido la principal razón por la que no ha recibido la debida difusión y valorización para su adecuada gestión en el sector de las energías renovables. Su aprovecha-miento como fuente de energía renovable y susten-table sería una alternativa viable a los tradicionales combustibles fósiles derivados del petróleo (Pedroza et al., 2021).

El enorme flujo de residuos de las podas generados diariamente y la presencia de contaminantes conte-nidos en estos residuos, los tornan potenciales agentes contaminantes, afectando el suelo, fuentes de agua dulce, el aire y llegando a causar impactos a diversos ecosistemas. Por ejemplo, los árboles de Ficus benjamina generan alrededor de 5 a 6 kg de residuos de hojas secas por día en época de verano (Kulkarni et al., 2019), y su poda genera alrededor de 16 kg de residuos (Pérez-Arévalo & Velázquez-Martí, 2018), mientras que la poda del árbol lechero (Euphorbia laurifolia L.) genera alrededor de 9,95 kg de residuos (Velázquez-Martí et al., 2018). Otros estudios mencionan que la poda urbana de un árbol genera en promedio 376,4 kg de residuos (Maccarini et al., 2020).

El potencial uso de los residuos de las podas urbanas se percibe como una oportunidad con grandes beneficios tanto ambiental como energético. Sin embargo, suele encontrar limitaciones en los aspectos económicos y ambientales. Aunque la viabilidad se evalúa según el contexto específico de cada país o región, es evidente la necesidad de establecer regulaciones que facilite no solo evaluaciones específicas, sino también el desarrollo de políticas ambientales y económicas. Estas políticas deben promover escenarios más propicios para el aprovechamiento de recursos, como la conversión de los RLU en energía. Esta alternativa podría ser más sostenible que la eliminación en rellenos sanitarios (Maccarini et al., 2020). Por lo que, el manejo de los RLU representa un desafío importante para las autoridades, tanto en ciudades pequeñas como de grandes ciudades.

Residuos de madera urbana

Los residuos de madera, que también son una fracción importante de los RLU, provienen de fuentes domésticas e industriales tales como muebles, puertas contra placadas, parihuelas, embalajes, madera pintada, tableros recubiertos, madera lacada, otros (Ayiania et al., 2019; Kabir et al., 2015; Moreno & Font, 2015), son enviados comúnmente a las plantas de tratamiento de residuos sólidos urbanos o descartados al ambiente (Moreno et al., 2016) o quemados al aire libre cuando no resulta económico transportarlos y quemarlos en los sistemas generadores de gas (Ahmed et al., 2019).

El uso directo como fuente de energía generan contaminantes a causa de los aceites, adhesivos, pinturas y barnices utilizados para la fabricación de los muebles. Sin embargo, con tratamientos termo-químicos como la carbonización se puede transformar los residuos de madera en carbón de biomasa (Ayiania et al., 2019).

Composición química de los residuos lignoceluló-sicos urbanos

Los residuos lignocelulósicos urbanos (RLU) están compuestos por componentes estructurales como la celulosa, hemicelulosa y lignina, así como de compo-nentes no estructurales como extractivos y cenizas, además de la humedad. Esta composición varía dependiendo del tipo de biomasa, su origen, su madurez y las condiciones climáticas (Wang et al., 2017). Por lo general, los RLU se compone de 40% a 60% de celulosa en peso, 15% a 30% en peso de hemicelulosa y 10% a 25% en peso de lignina (Foong et al., 2020). Los residuos de jardín compuesta por 65% en peso de hojas, 33% de césped y podas de jardín con 2% de hojas caídas con flores contienen 39% de celulosa y 19 % de lignina (Sharma & Dubey, 2020b). En cambio, los residuos de jardín compuesto por hojas, césped y ramas contienen 39,65% de celulosa, 29,35% de hemicelulosa y 23,91% de lignina (Panigrahi & Dubey, 2019). Los residuos de madera urbana, contienen alrededor de 63% de celulosa con hemicelulosa, 33% de lignina y 2,72% de extractivos (Moreno & Font, 2015), en cambio, los residuos de pino pátula, una especie arbórea de las Pináceas, utilizado para la fabricación de muebles contienen alrededor del 39% de lignina y 14% de extractivos (Vega et al., 2019). La compleja y heterogénea composición química de estos residuos se debe al tipo de fuente, el origen, las condiciones de cultivo, los factores ambientales, entre otros, que no solo afectan a las características de los productos de la conversión termoquímica, sino que también la densidad energética tanto de la biomasa como del hidrocarbón (Kim et al., 2016). En la Figura 2 se representa la composición química de diversos RLU.

Propiedades fisicoquímicas y energéticas de los residuos lignocelulósicos urbanos

Las propiedades fisicoquímicas y energéticas de los RLU son importantes porque complementa la información de la composición química de la biomasa y aporta valiosa información para interpretar su potencial uso como producto final o subproducto. Además, permiten identificar el tipo de pretra-tamiento adecuado para la biomasa y el proceso de conversión termoquímica más apropiado para su transformación. Por ejemplo, una biomasa que contiene una humedad inferior al 15% en peso se trata mediante el proceso de torrefacción seca (Akbari et al., 2019), pirólisis o gasificación (González-Arias et al., 2020), mientras que, una biomasa húmeda como los residuos de jardín que contienen 70% de humedad, se trata mediante carbonización hidro-térmica (Akbari et al., 2019). Además, el rendimiento de las fracciones carbonosas de sólidos, líquidos y gases que se derivan como productos de la carbonización hidrotérmica son influenciadas por las propiedades físicas de la biomasa. En la Tabla 1 se presentan los valores de las propiedades físico-químicas y energéticas de diversos RLU.

Contenido de Humedad

El contenido de humedad es una variable importante porque no solo afecta el transporte, el almacena-miento, el secado, la reducción del tamaño y el procesamiento de la biomasa sino también la calidad del hidrocarbón y sus propiedades energéticas (Yan et al., 2020). Los residuos urbanos como hojas, ramas, cortezas y raíces de acacia (Robinia pseudoacacia), contienen alrededor del 50% de humedad (Wilk 2020). Los residuos herbáceos como los residuos de Licorice contienen alrededor del 70% de humedad (Xin et al., 2018), mientras que las podas de árboles urbanos de Ficus benjamina, el contenido de humedad varía entre el 6,4% y 9,44% en peso y en base seca (Llanos et al., 2023).

Gráfico, Gráfico de barras

Descripción generada automáticamente

Figura 2. Composición Química de los RLU.

Tabla 1

Propiedades fisicoquímicas y energéticas de los residuos lignocelulósicos urbanos (RLU)

RLU	Análisis proximal (% en peso, base seca)				Análisis elemental (% en peso, base seca)					PCS, MJ/kg	Referencia
RLU	M	MV	Cenizas	CFa	C	H	N	S	Oc	PCS, MJ/kg	Referencia
Aserrín de Pinus radiata	-	86,35±0,1	0,21±0,01	13,44	51,55±1,09	5,95±0,05	0,06±0,01	0,08±0,00	42,14	20,11	(Carrasco et al., 2020)
Residuos de parques y jardines	-	76,5±0,1	5,1±0,1	18,4±0,1	46,9±1,1	6,1±0,4	0,9±0,1	0,4±0,2	40,6±0,1	19,7	(Ipiales et al., 2022)
Ficus (40% hojas, 30% ramas, 30% ramitas)	8,39±0,0	76,84±0,0	6,44±0,04	8,33±0,1	42,48±0,4	5,55±0,05	1,04±0,1	0,048±0,0	44,44	17,25	(Llanos et al., 2023)
Podas de Ficus (50% hojas y50% ramas)	7,67±0,1	76,99±0,2	3,75±0,1	11,59±0,3	42,36±0,2	5,85±0,02	0,85±0,0	0,043±0,0	47,13	17,18	(Llanos et al., 2023)
Residuos de muebles urbanos	9-11	77,3±0,4	1,8±0,1	20,9±0,4	47,9±0,03	6,0±0,1	2,9±0,6	0,05±0,06	41,4±0,6	15,8	(Moreno & Font, 2015)
Residuos de jardín (70% hojas y 30% ramitas)	10±0,8	62,4±4,8	24,3±5,4	3,3±0,2b	62,1±0,6	-	-	-	35,3±1,0	15,6	(Phuang et al., 2021)
Cesped (Erianthus arundinaceus)	-	91,42	3,15	5,43	47,07	6,3	0,75	-	45,88d	16,92	(Qadi et al., 2019)
Residuos de Acacia mangium	10,01	59,48	3,83	26,68b	48,03	4,73	0,94	0,06	46,24	18,56	(Vega et al., 2019)
Residuos de jardín	5,9	77,7	11,6	4,8b	46,2	7,21	9,7	-	25,3	15,7	(Venna et al., 2021)
Residuos de acacia	7,22	76,58	0,16	16,04	50,60	5,62	0,12	0,01	43,49	18,08	(Wilk., 2020)
Residuos verdes	42,95	75,87	6,84	17,29	51,34	6,39	1,59	0,18	40,50	19,46	(Xu et al., 2017)

M: humedad; MV: materia volátil; CF: Carbón Fijo; PCS: Poder Calorífico Superior. ^a % FC = 100 – (% MV + % Cenizas). ^b % FC = 100 – (% M + % MV + % Cenizas). ^c % O = 100 – (% C + % H + % N + % S + % Cenizas). ^d % O = 100 – (% C + % H + % N + % S).

Tabla 2

Parámetros de operación del proceso de carbonización hidrotérmica de residuos lignocelulósicos urbanos (RLU)

RLU (B)	T °C	P bar	t h	B:agua	Y_m %	Y_E %	PCS MJ/kg	Reactor CHT	Características del hidrocarbón	Refe-rencia
Madera de acacia (Robinia pseudoacacia)	180-220	20	2-4	1:5, 1:8, 1:10	58-71	77-87	20,92-23,89	Reactor Zipper Clave de acero inoxidable, 1000 mL, equipado con agitador	Baja área específica y baja porosidad	(Wilk et al., 2020)
Residuos de jardín (65% hojas, 33% cesped, 2% de ramas caídas y flores)	160-200	-	2-24	1:10	45-78	66-86	15,72-24,59	Reactor autoclave batch revestido de teflón, 50 mL	Molienda y fluidez mejorada. Fabricación de briquetas y pellets	(Sharma et al., 2019)
Residuos de jardín (malezas, ramitas, hojas, ramas, tallos, césped)	220	200	6	1:10	47,1	31	15,7-22,1	Reactor autoclave hidrotérmica de alta presión, 750 mL	Baja porosidad, sin presencia de microesferas	(Venna et al., 2021)
Pasto de la pampa (hojas, tallos e inflorescencias)	100-230	1-30	0,5-2	1:4	44-79	55-80	19,5-27,4	Reactor enchaquetado de acero inoxidable, 3000 mL.	Porosidad abierta: 5-8 m²/g, rango de carbon lignito y bituminoso	(Suárez et al., 2022)
Podas de jardín	180-230	-	1	1:4	68-88	16-18	20,7-24,5	Reactor a presión ZipperClave con calentamiento eléctrico, 4000 mL.	Cenizas ˂ 5% en peso, PCS: 21-25MJ/kg, relación de combustible: 0,4-0,6	(Ipiales et al., 2022)
Hojarasca	200-250	-	0,5	1:5	57-71	71-81	16,8-19,9	Reactor de acero inoxidable de 26,5 cm de longitud, 5 cm de radio interno y 8 cm de radio externo, 200 mL	Hidrocarbón con poros mesoporos, alto poder calorífico, baja área superficial	(Saqib et al., 2017)

T: Temperatura; P: Presión; t: Tiempo de residencia; Y_m: Rendimiento másico; Y_E: Rendimiento energético.

La disminución del rendimiento de hidrocarbón debido al incremento de la temperatura se atribuye a la degradación térmica de la hemicelulosa y celulosa contenida en los RLU durante el proceso de CHT (M. T. Reza et al., 2014). Como resultado, el contenido de materia volátil se reduce y la fracción líquida aumenta debido a la formación de productos hidrolizados, como ácidos orgánicos solubles en agua (Ipiales et al., 2022; Reza et al., 2014). Por lo tanto, la disminución del rendimiento debido al aumento de la temperatura se debe a la volatilización de los componentes orgánicos presentes en los RLU (Sharma et al., 2019).

En la CHT de los recortes de césped en el rango de 150 a 250 °C, con una relación de 1:10 durante 1 h, se observó un incremento proporcional en el contenido de carbono de 45,2% a 57,2% en peso (Brown et al., 2022). Además, se exploró la influencia de las variaciones de temperatura (160 y 200 °C) y con tiempos de residencia de 2 y 24 h para el proceso de CHT de los residuos de jardín; resultó una variación en el contenido de carbono entre el 44,2% y el 60% en peso (Sharma et al., 2019). Este comportamiento de respuesta se ha observado de forma similar en otras biomasas que tienen un uso potencial en el campo energético (Hansen et al., 2022; Śliz & Wilk, 2020).

En relación al poder calorífico superior (PCS), la CHT de los residuos de jardín, realizado a la temperatura de 200 °C durante 24 h, resultó en un aumento de 15,37 MJ/kg a 24,59 MJ/kg para el hidrocarbón producido. Un comportamiento similar se observó cuando se realizó la CHT a 200 °C y con una relación de 1:10 durante 4 h, el PCS aumentó de 15,37 MJ/kg a 19,63 MJ/kg (hidrocarbón). El hidrocarbón obtenido presentó características similares al carbón lignito (Sharma et al., 2019). Además, se observó un aumento en el PCS de los residuos de Robinia pseudoacacia, pasando de 18,08 MJ/kg a 23,89 MJ/kg para el hidrocarbón producido a 220 °C, con una relación de 1:10 durante 4 h (Wilk et al., 2020). Por lo tanto, los hidrocarbones derivados de los RLU muestran un aumento significativo del PCS en comparación con sus precursores de biomasa. Este aumento del PCS se debe a la influencia de la temperatura y el tiempo de residencia, lo que conlleva a un aumento del contenido de carbono y una disminución de la materia volátil (Sharma et al., 2019).

Efecto del tiempo de residencia

Durante las etapas iniciales de la reacción, la disolución de componentes valiosos presentes en la biomasa se vuelve más pronunciada, iniciando una intensificación gradual en la formación de hidro-carbón hasta que su contenido de carbono alcanza un máximo (Lu et al., 2013). El tiempo de residencia no solo influye en la distribución y las propiedades de los productos resultantes, sino también en el balance energético y los costos operacionales. Sus impactos sobre las características de los productos de carbonización también dependen de factores tales como la duración del calentamiento del reactor y/o la velocidad de calentamiento.

A temperaturas muy altas, el tiempo de residencia no influye significativamente al rendimiento másico, a menos que su prolongación resulte en la degradación completa de los RLU. Además, aumentar el tiempo de residencia podría alterar la composición química del hidrocarbón resultante. Por otro lado, un tiempo de residencia superior a 12 h podría no tener un efecto significativo en el rendimiento másico, el rendimiento energético y las propiedades fisicoquímicas del hidrocarbón (Sharma et al., 2019). Otros estudios destacan que cuando el tiempo de residencia abarca 4 y 10 h, no muestra un efecto significativo en el rendimiento, las propiedades y el comportamiento térmico (Wilk et al., 2020).

Efecto de la relación biomasa-agua

La relación biomasa-agua es otro parámetro importante en el proceso de CHT. Se ha observado el incremento de la relación biomasa-agua de 1:5 a 1:10 (200 °C y 4 h) resulta en un mayor rendimiento másico de hidrocarbón derivado de acacia, aumen-tando del 70% a 73% en peso, mientras que el contenido de carbono disminuyó del 61,56% a 60,60% en peso, y el contenido de materia volátil aumentó de 70,85% a 71,85% en peso (Wilk et al., 2020). En otro estudio, se confirmó que el rendi-miento másico de hidrocarbón de miscanthus disminuyó de 44,9% a 42,8% en peso cuando la relación biomasa-agua pasa de 1:6 a 1:12 a la temperatura de 260 °C durante 30 min. Al mismo tiempo, se observó una reducción en el rendimiento energético, pasando de 73,7% a 72,5%, mientras que el PCS aumentó de 30,3 a 31,3 MJ/kg (Kambo & Dutta, 2015).

Una disminución en la cantidad de agua presente durante la CHT puede ocasionar una distribución térmica asimétrica dentro del reactor, mientras que una mayor presencia de agua podría favorecer la degradación de la biomasa de manera similar a la reacción de hidrólisis. Esta tendencia podría atribuirse a una mayor descomposición de la biomasa en condiciones con mayor contenido de agua. Sin embargo, el impacto de la relación biomasa-agua en el PCS del hidrocarbón no mostró ser significativo (Gallant et al., 2022). Por lo tanto, es crucial mantener una relación biomasa-agua adecuada para evitar una hidrólisis excesiva y evitar un rendimiento másico deficiente. En consecuencia, es esencial llevar a cabo una evaluación de la relación biomasa-agua para asegurar una dispersión adecuada de la biomasa dentro del reactor CHT.

Efecto de la presión

La influencia de la presión parece ser menos significativa en comparación con la temperatura, el tiempo de residencia y la relación biomasa - agua. Como resultado, se han realizado investigaciones limitadas del efecto de la presión del reactor de CHT sobre las propiedades de los hidrocarbones derivados de RLU. Un estudio sobre la CHT de las cáscaras de maíz demostró que las presiones más altas resultaban en un moderado aumento del PCS sin afectar las propiedades estructurales del hidrocarbón (Minaret & Dutta, 2016). Este efecto se atribuyó a la intensificación de las reacciones de condensación y polimerización (Marzbali et al., 2021). Por otro lado, han considerado que el uso de presiones elevadas mejora la eliminación de materiales extraíbles de la biomasa y facilita la fabricación de briquetas de hidrocarbón, lo cual podría ser útil en diversas aplicaciones técnicas (Funke & Ziegler, 2010).

Sin embargo, las presiones elevadas requeridas para la CHT no ofrecen ventajas significativas, a pesar del ligero aumento del PCS, debido al aumento de los costos operativos en entornos industriales (Pauline & Joseph, 2020). Por otro lado, aplicar una presión inicial alta tiene el potencial de inducir cambios en la presión final, lo que a su vez podría resultar en una diversidad de rendimientos de producto, de acuerdo con el principio de Le Chatelier, debido que el equilibrio tiende hacia valores ligeramente más altos bajo presiones elevadas. Aunque una presión más alta puede parecer atractiva, puede introducir complica-ciones al momento de diseñar el reactor y requerir consideraciones especiales de seguridad (Marzbali et al., 2021).

Productos de la carbonización hidrotérmica

Los productos obtenidos de la CHT son las fracciones sólidas rico en carbono, denominado hidrocarbón. También, fracciones líquidas, que contienen productos orgánicos disueltos y fracciones gaseosas, que contiene principalmente CO₂(Funke & Ziegler, 2010; Wilk et al., 2020). De estos productos, el más importante es la fracción sólida, el cual contiene elevado contenido de carbono, presenta mayor hidrofobicidad en comparación con su biomasa y alta densidad energética, con potencial para ser utilizado como biocombustible sólido (Mendoza Martinez et al., 2021; Mohammed et al., 2020; Wilk et al., 2020). La distribución de los productos depende de las condiciones del proceso y de la materia prima utilizada, pero en general, aproximadamente entre el 50% y el 80% de la biomasa original se encuentra en el producto sólido, entre el 5% y el 20% en la fase acuosa que contiene materia inorgánica y orgánica, y entre el 2% y 5% en la fase gaseosa (Fang et al., 2018).

Fracción sólida

El hidrocarbón resultante, un sólido enriquecido con carbono, presenta propiedades fisicoquímicas únicas. Este hidrocarbón presenta un menor contenido de humedad y es más hidrofóbico en comparación con la biomasa original de la cual se derivó. Estos atributos contribuyen a reducir los costos de transporte y mejorar las condiciones de almacenamiento al prevenir la humedad y el deterioro durante períodos prolongados de almacenamiento. La gestión de los niveles de humedad se puede lograr mediante procesos como la paletización y el briquetado, convirtiéndolo en un recurso tangible utilizado en diversas plantas de mejora energética (Romano et al., 2023). Además, presenta propiedades de molienda mejoradas y muestra una naturaleza hidrofóbica (Śliz & Wilk, 2020).

En relación a la composición química y la densidad energética del hidrocarbón, estos son comparables a las del carbón natural, lo que lo hace apropiado para su uso como biocombustible sólido en los procesos de combustión tradicionales (Gallant et al., 2022). Este material también tiene diversas aplicaciones, como agente remediador de suelos, facilitando la liberación controlada de fertilizantes y actuando como adsorbente, además de servir como fuente de energía (Khosravi et al., 2022), como agente secuestrante de CO₂ (Gallucci et al., 2020). También ayuda en la recuperación de nutrientes como el fósforo y el nitrógeno (Maniscalco et al., 2020), encontrando aplicaciones en horticultura (Puccini et al., 2018) y puede funcionar como componente activado para la producción de electrodos en superconductores (Lee et al., 2021).

Fracción Líquida

La fracción líquida obtenida a través del proceso de CHT se conoce como agua de proceso y es el segundo producto de interés tanto para la descripción del proceso como para su posterior uso (Brown et al., 2022). Esta agua de proceso también es reconocida alternativamente como bioaceite o licor de CHT (Zaccariello et al., 2022). A escala de laboratorio, esta fracción se separa del reactor mediante filtración al vacío (Wilk & Magdziarz, 2017). El agua de proceso es una combinación de agua con componentes orgánicos disueltos, y que contiene una fase sólida que retiene trazas de hidrocarbón. La composición de esta fase está estrechamente relacionada con las propiedades inherentes de la biomasa y los parámetros operativos específicos que rigen el proceso de CHT. Los compuestos orgánicos que se encuentran en el agua de proceso incluyen ácido acético, ácido glicólico, ácido láctico, ácido levulínico, ácido fórmico, furfural, ácido succínico, hidroximetilfurfural, alcohol furfurílico y ácido propiónico (Brown et al., 2022).

Uno de los parámetros críticos para el análisis del agua de proceso es la cuantificación del contenido de carbono orgánico total (COT). La medición del COT proporciona importante información sobre la distribución de los constituyentes orgánicos solubles en un medio acuoso (González-Arias et al., 2020). En un estudio centrado en la CHT del césped, se demostró que un aumento de temperatura de 150 a 250 °C y con una relación de 1:10 durante 1 h resultaba en una reducción del COT de 13,5 g/L a 12,2 g/L (Brown et al., 2022). Sin embargo, cuando solo se aumentó la temperatura de 180 °C a 250 °C, el contenido de COT aumentó de 7 g/L a 12,2 g/L. En particular, no se observó ningún aumento sustancial con un tiempo de residencia prolongado.

Otro parámetro importante es el pH. El agua de proceso normalmente presenta un pH ácido, atribuido a la presencia de compuestos polares (Wilk et al., 2020). En un estudio centrado en la CHT del césped, se observaron variaciones en el pH del agua del proceso, que variaron entre 4,6 a 4,7 dentro del rango de temperatura de 150 °C a 250 °C (Brown et al., 2022). De manera similar, otra investigación enfocada en la CHT de Miscanthus giganteus mostró variaciones en el pH de 3,2 a 3,5 cuando se realizó a 200 °C en un rango de tiempo de 2 a 12 h (Wilk & Magdziarz, 2017). Otros estudios realizados en diferentes tipos de biomasas confirmaron la acidez y el alto contenido de COT en el agua de proceso, así como la significativa influencia de la temperatura y, en menor medida, del tiempo de residencia y la relación biomasa - agua en los niveles de COT (Mendoza Martinez et al., 2021; Nakason et al., 2018).

Varios estudios han destacado que el agua de proceso contiene una cantidad significativa de materia orgánica y nutrientes (Suárez et al., 2022; Wilk et al., 2020; Wilk & Magdziarz, 2017). Como resultado, estas características pueden presentar ciertas dificultades al intentar eliminarlas (Wilk et al., 2020). Sin embargo, la fracción líquida muestra un potencial de uso como sustrato para la generación de biogás, bioaceite o biofertilizante (Paul et al., 2018; Usman et al., 2020). Otra alternativa para valorizar la fracción líquida en el suelo y abordar simultáneamente posibles problemas de fitotoxicidad podría ser su aplicación complementada con dosis adecuadas de compost (Suárez et al., 2022).

Además, se han propuesto enfoques alternativos que sugieren la posibilidad de emplearlos en el proceso de producción de fertilizantes, así como utilizarlos como agentes de adsorción (Mendoza Martinez et al., 2021). Otra aplicación podría considerarse para la produc-ción de biogás, el cual podría utilizarse para calentar el reactor de CHT o ayudar en el secado del hidro-carbón para eliminar la humedad restante después del proceso de deshidratación (Magdziarz et al., 2020). De esta manera, se maximiza el potencial uso del agua de proceso en aspectos económicos y ambientales, contribuyendo a mejorar la eficiencia y sostenibilidad económica del proceso de CHT (Zaccariello et al., 2022).

Fracción gaseosa

Esta fracción gaseosa constituye una fuente potencial de energía. El principal compuesto gaseoso generado es el dióxido de carbono (CO₂), acompañado de cantidades más pequeñas de monóxido de carbono (CO), hidrógeno (H₂), metano (CH₄), hidrocarburos ligeros (C_mH_n) y trazas de compuestos de carbono (C₂ - C₄) (Zaccariello et al., 2022). Sin embargo, tanto la composición como el contenido varían dependiendo de las condiciones de operación del proceso de CHT. La producción de CO₂ e H₂ aumenta, mientras que el CO disminuyó a medida que la temperatura aumentaba por encima de los 300 °C (Mohammed et al., 2020).

Los residuos lignocelulósicos urbanos (RLU) presen-tan varios desafíos para su transformación debido a su complejidad y estructura. Esto incluye problemas de almacenamiento, transporte, manipulación, alta humedad, bajo poder calorífico, baja densidad ener-gética y altas concentraciones de metales alcalinos, entre otros. Además, la descomposición de la biomasa durante el almacenamiento, causada por la tem-peratura, el tiempo y la humedad, impacta negati-vamente en su rendimiento másico y energético.

Por otro lado, la eliminación inadecuada de los RLU representa un grave problema para las ciudades. El alto flujo diario de residuos y la presencia de contaminantes en ellos los convierten en potenciales fuentes de contaminación, que afectan el suelo, las fuentes de agua dulce, la calidad del aire y diversos ecosistemas. Esto a su vez, contribuye negativamente al cambio climático. Como resultado, ciudades de todo el mundo enfrentan el desafío de identificar áreas adecuadas para la recepción y tratamiento de estos residuos. Además, pocas alternativas tecnológicas están disponibles para su manejo y su transformación eficiente.

La gestión y valorización de residuos a través de tecnologías prometedoras y ecológicas como la carbonización hidrotérmica (CHT) se está conside-rando como una alternativa importante. Para lograrlo, es necesario desarrollar tecnologías y procesos capaces de manejar la compleja naturaleza de los RLU. El objetivo es producir productos de alta eficiencia y calidad que puedan competir con los combustibles fósiles. Por lo tanto, se requiere un examen científico y técnico exhaustivo del reactor de CHT para abordar la heterogeneidad de la composición, así como el tipo de RLU procedentes del mantenimiento de los parques y jardines urbanos y las condiciones de operación del proceso de CHT.

Se ha estudiado ampliamente el efecto de las condiciones operativas, como el tipo de biomasa, la temperatura, el tiempo de residencia, la relación biomasa - agua y la presión, sobre la calidad de los hidrocarbones. Por lo tanto, las investigaciones futuras deberían centrarse en la optimización de los parámetros operativos de la CHT para maximizar el rendimiento y la calidad de los productos y subproductos energéticos, así como para reducir el consumo de energía intrínseco del proceso. Además, pocas investigaciones se han realizado sobre la optimización del proceso de CHT para lograr mejorar la eficiencia energética.

Un estudio realizado para mejorar la eficiencia energética del proceso de CHT de residuos de jardines y parques encontró que solo se requiere entre el 43% y el 51% de la energía de la combustión de hidrocarbones para que el proceso sea auto sostenible. La energía restante podría utilizarse para la producción de electricidad a través de un sistema de cogeneración (Ipiales et al., 2022). Como resultado, la eficiencia energética de la CHT de RLU plantea un desafío multidimensional para garantizar una forma sostenible de gestionar estos residuos y generar energía. Para lograrlo, es necesario ajustar los parámetros de operación para encontrar un equilibrio entre conversión eficiente y consumo de energía, lo que permitirá explorar su potencial en el contexto de una matriz energética sostenible.

Desde una perspectiva alternativa, la CHT se presenta como una tecnología prometedora con enfoque en la sostenibilidad ambiental. Sin embargo, a pesar de haber demostrado su viabilidad en el laboratorio, su transición a escala industrial está actualmente en estado de incertidumbre o pausa debido a los altos costos operativos que persisten hasta el momento. Como resultado, numerosos investigadores en este campo están dedicando sus esfuerzos a la optimización del proceso, con el objetivo de facilitar su transición hacia un estado económicamente viable y competitivo en comparación con las tecnologías existentes. En el contexto de investigaciones recientes, destaca un análisis centrado en la evaluación económica de una potencial planta industrial (González-Arias et al., 2021). Otro estudio ha explorado la viabilidad económica de la CHT y su rentabilidad asociada. Los resultados sugieren que esta planta podría alcanzar una eficiencia de hasta el 78 %. El costo de producción de hidrocarbones en forma de pellets se estimó en 157 €/ton, con un punto de equilibrio en un período de 10 años situado en 200 €/ton. Estos resultados implican una posición competitiva frente a los pellets de madera (Lucian & Fiori, 2017).

En una línea de investigación paralela, se ha documentado el diseño de un reactor de CHT a escala piloto. Este reactor tiene como objetivo convertir biorresiduos caracterizados por un alto contenido de humedad. El volumen diseñado del reactor es de 0,1 m³, operando en un rango de temperatura de 300 °C y a una presión de 86 bar durante 6 h. Estos parámetros operativos han resultado en una producción de hidrocarbones del 75% en peso. Es importante destacar la presencia de CO₂, que representa aproximadamente el 90% en peso de los gases producidos (Zaccariello et al., 2022). Por lo tanto, es necesario abordar aspectos sustanciales, incluida la escalabilidad, la eficiencia, el desarrollo de infraestructura, la adaptación de equipos y el aseguramiento de los recursos energéticos. Estas consideraciones requieren una atención integral, tanto durante la fase de diseño de la planta industrial como durante todo el proceso de optimización.

Finalmente, en la integración de la CHT de RLU, es crucial considerar tanto la normativa medioambiental como la aprobación regulatoria local. Para lograrlo, es necesario establecer o adaptar marcos regulatorios ambientales que aseguren una gestión óptima de los subproductos resultantes, una reducción significativa de las emisiones y una protección integral de la calidad del aire y las fuentes de agua. En consecuencia, es vital evaluar y comunicar los posibles impactos a la sociedad en términos de salud humana y medio ambiente, tanto durante la etapa de implementación como a largo plazo. Por otro lado, definir con precisión los residuos generados durante el proceso y categorizarlos correctamente dentro del marco regulatorio de gestión de residuos podría representar un desafío.

Por lo tanto, resulta imperativo establecer lineamientos específicos que guíen eficazmente la gestión y disposición final de RLU. La participación activa de la sociedad y las partes interesadas en el proceso de toma de decisiones promovería la aceptación y la comprensión del proceso, al mismo tiempo que generaría conciencia para abordar posibles preocupaciones. En consecuencia, la utilización de RLU mediante la CHT representa una tecnología prometedora para la gestión y valorización de residuos. No obstante, enfrentar una variedad de desafíos tecnológicos, ambientales, sociales y económicos es esencial para alcanzar su verdadero potencial como fuente sustentable de energía y productos de valor agregado.

Ahmad, M. S., Klemeš, J. J., Alhumade, H., Elkamel, A., Mahmood, A., Shen, B., Ibrahim, M., Mukhtar, A., Saqib, S., Asif, S., & Bokhari, A. (2021). Thermo-kinetic study to elucidate the bioenergy potential of Maple Leaf Waste (MLW) by pyrolysis, TGA and kinetic modelling. Fuel, 293, 120349. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2021.120349

Ahmad, M. S., Mehmood, M. A., Al Ayed, O. S., Ye, G., Luo, H., Ibrahim, M., Rashid, U., Arbi Nehdi, I., & Qadir, G. (2017). Kinetic analyses and pyrolytic behavior of Para grass (Urochloa mutica) for its bioenergy potential. Bioresource Technology, 224, 708-713. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2016.10.090

Ahmed, O. Y., Ries, M. J., & Northrop, W. F. (2019). Emissions factors from distributed, small-scale biomass gasification power generation: Comparison to open burning and large-scale biomass power generation. Atmospheric Environment, 200, 221-227. https://doi.org/10.1016/j.atmosenv.2018.12.024

Akbari, M., Oyedun, A. O., & Kumar, A. (2019). Comparative energy and techno-economic analyses of two different configurations for hydrothermal carbonization of yard waste. Bioresource Technology Reports, 7, 100210. https://doi.org/10.1016/j.biteb.2019.100210

Ayiania, M., Terrell, E., Dunsmoor, A., Carbajal-Gamarra, F. M., & Garcia-Perez, M. (2019). Characterization of solid and vapor products from thermochemical conversion of municipal solid waste woody fractions. Waste Management, 84, 277-285. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2018.11.042

Ayilara, M. S., Olanrewaju, O. S., Babalola, O. O., & Odeyemi, O. (2020). Waste Management through Composting: Challenges and Potentials. Sustainability, 12(11), Article 11. https://doi.org/10.3390/su12114456

Bach, Q.-V., Tran, K.-Q., Khalil, R., Skreiberg, Ø., & Seisenbaeva, G. (2013). Comparative Assessment of Wet Torrefaction. Energy & Fuels, 27, 6743-6753. https://doi.org/10.1021/ef401295w

Bayard, R., Benbelkacem, H., Gourdon, R., & Buffière, P. (2018). Characterization of selected municipal solid waste components to estimate their biodegradability. Journal of Environmental Management, 216, 4-12. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2017.04.087

Brown, A. E., Hammerton, J. M., Camargo-Valero, M. A., & Ross, A. B. (2022). Integration of Hydrothermal Carbonisation and Anaerobic Digestion for the Energy Valorisation of Grass. Energies, 15(10), Article 10. https://doi.org/10.3390/en15103495

Carrasco, S., Silva, J., Pino-Cortés, E., Gómez, J., Vallejo, F., Díaz-Robles, L., Campos, V., Cubillos, F., Pelz, S., Paczkowski, S., Cereceda-Balic, F., Vergara-Fernández, A., Lapuerta, M., Pazo, A., Monedero, E., & Hoekman, K. (2020). Experimental Study on Hydrothermal Carbonization of Lignocellulosic Biomass with Magnesium Chloride for Solid Fuel Production. Processes, 8(4), Article 4. https://doi.org/10.3390/pr8040444

Chen, W.-H., Nižetić, S., Sirohi, R., Huang, Z., Luque, R., M.Papadopoulos, A., Sakthivel, R., Phuong Nguyen, X., & Tuan Hoang, A. (2022). Liquid hot water as sustainable biomass pretreatment technique for bioenergy production: A review. Bioresource Technology, 344, 126207. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2021.126207

Dang, H., Xu, R., Zhang, J., Wang, M., & Xu, K. (2023). Hydrothermal carbonization of waste furniture for clean blast furnace fuel production: Physicochemical, gasification characteristics and conversion mechanism investigation. Chemical Engineering Journal, 469, 143980. https://doi.org/10.1016/j.cej.2023.143980

Duque, A., Álvarez, C., Doménech, P., Manzanares, P., & Moreno, A. D. (2021). Advanced Bioethanol Production: From Novel Raw Materials to Integrated Biorefineries. Processes, 9(2), Article 2. https://doi.org/10.3390/pr9020206

Fang, J., Zhan, L., Ok, Y. S., & Gao, B. (2018). Minireview of potential applications of hydrochar derived from hydrothermal carbonization of biomass. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 57, 15-21. https://doi.org/10.1016/j.jiec.2017.08.026

Foong, S. Y., Liew, R. K., Yang, Y., Cheng, Y. W., Yek, P. N. Y., Wan Mahari, W. A., Lee, X. Y., Han, C. S., Vo, D.-V. N., Van Le, Q., Aghbashlo, M., Tabatabaei, M., Sonne, C., Peng, W., & Lam, S. S. (2020). Valorization of biomass waste to engineered activated biochar by microwave pyrolysis: Progress, challenges, and future directions. Chemical Engineering Journal, 389, 124401. https://doi.org/10.1016/j.cej.2020.124401

Funke, A., & Ziegler, F. (2010). Hydrothermal carbonization of biomass: A summary and discussion of chemical mechanisms for process engineering. Biofuels, Bioproducts and Biorefining, 4(2), 160-177. https://doi.org/10.1002/bbb.198

Gallant, R., Farooque, A. A., He, S., Kang, K., & Hu, Y. (2022). A Mini-Review: Biowaste-Derived Fuel Pellet by Hydrothermal Carbonization Followed by Pelletizing. Sustainability, 14(19), Article 19. https://doi.org/10.3390/su141912530

Gallucci, K., Taglieri, L., Papa, A. A., Di Lauro, F., Ahmad, Z., & Gallifuoco, A. (2020). Non-Energy Valorization of Residual Biomasses via HTC: CO2 Capture onto Activated Hydrochars. Applied Sciences, 10(5), Article 5. https://doi.org/10.3390/app10051879

González-Arias, J., Baena-Moreno, F. M., Sánchez, M. E., & Cara-Jiménez, J. (2021). Optimizing hydrothermal carbonization of olive tree pruning: A techno-economic analysis based on experimental results. Science of The Total Environment, 784, 147169. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.147169

González-Arias, J., Sánchez, M. E., Martínez, E. J., Covalski, C., Alonso-Simón, A., González, R., & Cara-Jiménez, J. (2020). Hydrothermal Carbonization of Olive Tree Pruning as a Sustainable Way for Improving Biomass Energy Potential: Effect of Reaction Parameters on Fuel Properties. Processes, 8(10), Article 10. https://doi.org/10.3390/pr8101201

Güleç, F., Riesco, L. M. G., Williams, O., Kostas, E. T., Samson, A., & Lester, E. (2021). Hydrothermal conversion of different lignocellulosic biomass feedstocks – Effect of the process conditions on hydrochar structures. Fuel, 302, 121166. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2021.121166

Gupta, A., Thengane, S. K., & Mahajani, S. (2018). CO2 gasification of char from lignocellulosic garden waste: Experimental and kinetic study. Bioresource Technology, 263, 180-191. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2018.04.097

Hansen, L. J., Fendt, S., & Spliethoff, H. (2022). Impact of hydrothermal carbonization on combustion properties of residual biomass. Biomass Conversion and Biorefinery, 12(7), 2541-2552. https://doi.org/10.1007/s13399-020-00777-z

Hla, S. S., & Roberts, D. (2015). Characterisation of chemical composition and energy content of green waste and municipal solid waste from Greater Brisbane, Australia. Waste Management (New York, N.Y.), 41, 12-19. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2015.03.039

Hoover, A., Emerson, R., Williams, C. L., Ramirez-Corredores, M. M., Ray, A., Schaller, K., Hernandez, S., Li, C., & Walton, M. (2019). Grading Herbaceous Biomass for Biorefineries: A Case Study Based on Chemical Composition and Biochemical Conversion. BioEnergy Research, 12(4), 977-991. https://doi.org/10.1007/s12155-019-10028-3

Ipiales, R. P., Mohedano, A. F., Diaz, E., & de la Rubia, M. A. (2022). Energy recovery from garden and park waste by hydrothermal carbonisation and anaerobic digestion. Waste Management, 140, 100-109. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2022.01.003

Jaideep, R., Lo, W. H., Lim, G. P., Chua, C. X., Gan, S., Lee, L. Y., & Thangalazhy-Gopakumar, S. (2021). Enhancement of fuel properties of yard waste through dry torrefaction. Materials Science for Energy Technologies, 4, 156-165. https://doi.org/10.1016/j.mset.2021.04.001

Kabir, M. J., Chowdhury, A. A., & Rasul, M. G. (2015). Pyrolysis of Municipal Green Waste: A Modelling, Simulation and Experimental Analysis. Energies, 8(8), Article 8. https://doi.org/10.3390/en8087522

Kambo, H. S., & Dutta, A. (2015). Comparative evaluation of torrefaction and hydrothermal carbonization of lignocellulosic biomass for the production of solid biofuel. Energy Conversion and Management, 105, 746-755. https://doi.org/10.1016/j.enconman.2015.08.031

Kang, K., Zhang, T., Sun, G., Zhu, M., Li, K., & Li, D. (2021). Valorization of tree leaves waste using microwave-assisted hydrothermal carbonization process. GCB Bioenergy, 13(10), 1690-1703. https://doi.org/10.1111/gcbb.12882

Khosravi, A., Zheng, H., Liu, Q., Hashemi, M., Tang, Y., & Xing, B. (2022). Production and characterization of hydrochars and their application in soil improvement and environmental remediation. Chemical Engineering Journal, 430, 133142. https://doi.org/10.1016/j.cej.2021.133142

Kim, D., Lee, K., & Park, K. Y. (2016). Upgrading the characteristics of biochar from cellulose, lignin, and xylan for solid biofuel production from biomass by hydrothermal carbonization. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 42, 95-100. https://doi.org/10.1016/j.jiec.2016.07.037

Köchermann, J., Görsch, K., Wirth, B., Mühlenberg, J., & Klemm, M. (2018). Hydrothermal carbonization: Temperature influence on hydrochar and aqueous phase composition during process water recirculation. Journal of Environmental Chemical Engineering, 6(4), 5481-5487. https://doi.org/10.1016/j.jece.2018.07.053

Kulkarni, P. S., Watwe, V. S., Hipparge, A. J., Sayyad, S. I., Sonawane, R. A., & Kulkarni, S. D. (2019). Valorization of Uncharred Dry Leaves of Ficus benjamina towards Cr (VI) removal from Water: Efficacy Influencing Factors and mechanism. Scientific Reports, 9(1), Article 1. https://doi.org/10.1038/s41598-019-55993-z

Lacey, J. A., Aston, J. E., & Thompson, V. S. (2018). Wear Properties of Ash Minerals in Biomass. Frontiers in Energy Research, 6, 119. https://doi.org/10.3389/fenrg.2018.00119

Lago, A., Sanz, M., Gordón, J. M., Fermoso, J., Pizarro, P., Serrano, D. P., & Moreno, I. (2022). Enhanced production of aromatic hydrocarbons and phenols by catalytic co-pyrolysis of fruit and garden pruning wastes. Journal of Environmental Chemical Engineering, 10(3), 107738. https://doi.org/10.1016/j.jece.2022.107738

Langsdorf, A., Volkmar, M., Holtmann, D., & Ulber, R. (2021). Material utilization of green waste: A review on potential valorization methods. Bioresources and Bioprocessing, 8(1), 19. https://doi.org/10.1186/s40643-021-00367-5

Lee, K.-C., Lim, M. S. W., Hong, Z.-Y., Chong, S., Tiong, T. J., Pan, G.-T., & Huang, C.-M. (2021). Coconut Shell-Derived Activated Carbon for High-Performance Solid-State Supercapacitors. Energies, 14(15), Article 15. https://doi.org/10.3390/en14154546

Li, Y., Zhou, L. W., & Wang, R. Z. (2017). Urban biomass and methods of estimating municipal biomass resources. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 80, 1017-1030. https://doi.org/10.1016/j.rser.2017.05.214

Liu, X., Xie, Y., & Sheng, H. (2023). Green waste characteristics and sustainable recycling options. Resources, Environment and Sustainability, 11, 100098. https://doi.org/10.1016/j.resenv.2022.100098

Llanos, S. A. V., Gamarra, F. M. C., Collana, J. T. M., Scheineder, S. H., Chuquizuta, J. C. M., Mendoza, P. C., & Quispea, A. P. B. (2023). Estimation of Emission Factors and Ignitability Index from the Physicochemical Characterization of Ficus Benjamina for Energy Purposes. Chemical Engineering Transactions, 103, 931-936. https://doi.org/10.3303/CET23103156

Lu, X., Pellechia, P. J., Flora, J. R. V., & Berge, N. D. (2013). Influence of reaction time and temperature on product formation and characteristics associated with the hydrothermal carbonization of cellulose. Bioresource Technology, 138, 180-190. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2013.03.163

Lucian, M., & Fiori, L. (2017). Hydrothermal Carbonization of Waste Biomass: Process Design, Modeling, Energy Efficiency and Cost Analysis. Energies, 10(2), Article 2. https://doi.org/10.3390/en10020211

Maccarini, A. C., Bessa, M. R., & Errera, M. R. (2020). Energy valuation of urban pruning residues feasibility assessment. Biomass and Bioenergy, 142, 105763. https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2020.105763

Magdziarz, A., Wilk, M., & Wądrzyk, M. (2020). Pyrolysis of hydrochar derived from biomass – Experimental investigation. Fuel, 267, 117246. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2020.117246

Maniscalco, M. P., Volpe, M., & Messineo, A. (2020). Hydrothermal Carbonization as a Valuable Tool for Energy and Environmental Applications: A Review. Energies, 13(16), Article 16. https://doi.org/10.3390/en13164098

Marzbali, M. H., Paz-Ferreiro, J., Kundu, S., Ramezani, M., Halder, P., Patel, S., White, T., Madapusi, S., & Shah, K. (2021). Investigations into distribution and characterisation of products formed during hydrothermal carbonisation of paunch waste. Journal of Environmental Chemical Engineering, 9(1), 104672. https://doi.org/10.1016/j.jece.2020.104672

McKendry, P. (2002). Energy production from biomass (part 1): Overview of biomass. Bioresource Technology, 83(1), 37-46. https://doi.org/10.1016/S0960-8524(01)00118-3

Medina-Martos, E., Istrate, I.-R., Villamil, J. A., Gálvez-Martos, J.-L., Dufour, J., & Mohedano, Á. F. (2020). Techno-economic and life cycle assessment of an integrated hydrothermal carbonization system for sewage sludge. Journal of Cleaner Production, 277, 122930. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.122930

Mendoza Martinez, C. L., Alves Rocha, E. P., Oliveira Carneiro, A. de C., Borges Gomes, F. J., Ribas Batalha, L. A., Vakkilainen, E., & Cardoso, M. (2019). Characterization of residual biomasses from the coffee production chain and assessment the potential for energy purposes. Biomass and Bioenergy, 120, 68-76. https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2018.11.003

Mendoza Martinez, C. L., Sermyagina, E., Saari, J., Silva de Jesus, M., Cardoso, M., Matheus de Almeida, G., & Vakkilainen, E. (2021). Hydrothermal carbonization of lignocellulosic agro-forest based biomass residues. Biomass and Bioenergy, 147, 106004. https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2021.106004

Minaret, J., & Dutta, A. (2016). Comparison of liquid and vapor hydrothermal carbonization of corn husk for the use as a solid fuel. Bioresource Technology, 200, 804-811. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2015.11.010

Mohammed, I. S., Na, R., Kushima, K., & Shimizu, N. (2020). Investigating the Effect of Processing Parameters on the Products of Hydrothermal Carbonization of Corn Stover. Sustainability, 12(12), Article 12. https://doi.org/10.3390/su12125100

Moreno, A. I., & Font, R. (2015). Pyrolysis of furniture wood waste: Decomposition and gases evolved. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 113, 464-473. https://doi.org/10.1016/j.jaap.2015.03.008

Moreno, A. I., Font, R., & Conesa, J. A. (2016). Physical and chemical evaluation of furniture waste briquettes. Waste Management, 49, 245-252. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2016.01.048

Nakason, K., Panyapinyopol, B., Kanokkantapong, V., Viriya-empikul, N., Kraithong, W., & Pavasant, P. (2018). Characteristics of hydrochar and liquid fraction from hydrothermal carbonization of cassava rhizome. Journal of the Energy Institute, 91(2), 184-193. https://doi.org/10.1016/j.joei.2017.01.002

Panigrahi, S., & Dubey, B. K. (2019). Electrochemical pretreatment of yard waste to improve biogas production: Understanding the mechanism of delignification, and energy balance. Bioresource Technology, 292, 121958. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2019.121958

Paul, S., Dutta, A., & Defersha, F. (2018). Biocarbon, biomethane and biofertilizer from corn residue: A hybrid thermo-chemical and biochemical approach. Energy, 165, 370-384. https://doi.org/10.1016/j.energy.2018.09.182

Pauline, A. L., & Joseph, K. (2020). Hydrothermal carbonization of organic wastes to carbonaceous solid fuel – A review of mechanisms and process parameters. Fuel, 279, 118472. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2020.118472

Pedroza, M. M., Neves, L. H. D., Paz, E. C. S., Silva, F. M., Rezende, C. S. A., Colen, A. G. N., Arruda, M. G., Pedroza, M. M., Neves, L. H. D., Paz, E. C. S., Silva, F. M., Rezende, C. S. A., Colen, A. G. N., & Arruda, M. G. (2021). Activated charcoal production from tree pruning in the Amazon region of Brazil for the treatment of gray water. Journal of Applied Research and Technology, 19(1), 49-65.

Pérez-Arévalo, J. J., & Velázquez-Martí, B. (2018). Evaluation of pruning residues of Ficus benjamina as a primary biofuel material. Biomass and Bioenergy, 108, 217-223. https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2017.11.017

Phuang, Y. W., Ng, W. Z., Khaw, S. S., Yap, Y. Y., Gan, S., Lee, L. Y., & Thangalazhy-Gopakumar, S. (2021). Wet torrefaction pre-treatment of yard waste to improve the fuel properties. Materials Science for Energy Technologies, 4, 211-223. https://doi.org/10.1016/j.mset.2021.06.005

Puccini, M., Ceccarini, L., Antichi, D., Seggiani, M., Tavarini, S., Hernandez Latorre, M., & Vitolo, S. (2018). Hydrothermal Carbonization of Municipal Woody and Herbaceous Prunings: Hydrochar Valorisation as Soil Amendment and Growth Medium for Horticulture. Sustainability, 10(3), Article 3. https://doi.org/10.3390/su10030846

Qadi, N., Takeno, K., Mosqueda, A., Kobayashi, M., Motoyama, Y., & Yoshikawa, K. (2019). Effect of Hydrothermal Carbonization Conditions on the Physicochemical Properties and Gasification Reactivity of Energy Grass. Energy & Fuels, 33(7), 6436-6443. https://doi.org/10.1021/acs.energyfuels.9b00994

Reza, M. S., Taweekun, J., Afroze, S., Siddique, S. A., Islam, M. S., Wang, C., & Azad, A. K. (2023). Investigation of Thermochemical Properties and Pyrolysis of Barley Waste as a Source for Renewable Energy. Sustainability, 15(2), Article 2. https://doi.org/10.3390/su15021643

Reza, M. T., Uddin, M. H., Lynam, J. G., Hoekman, S. K., & Coronella, C. J. (2014). Hydrothermal carbonization of loblolly pine: Reaction chemistry and water balance. Biomass Conversion and Biorefinery, 4(4), 311-321. https://doi.org/10.1007/s13399-014-0115-9

Romano, P., Stampone, N., & Di Giacomo, G. (2023). Evolution and Prospects of Hydrothermal Carbonization. Energies, 16(7), Article 7. https://doi.org/10.3390/en16073125

Saqib, N. U., Oh, M., Jo, W., Park, S.-K., & Lee, J.-Y. (2017). Conversion of dry leaves into hydrochar through hydrothermal carbonization (HTC). Journal of Material Cycles and Waste Management, 19(1), 111-117. https://doi.org/10.1007/s10163-015-0371-1

Şen, A. U., & Pereira, H. (2021). State-of-the-Art Char Production with a Focus on Bark Feedstocks: Processes, Design, and Applications. Processes, 9(1), Article 1. https://doi.org/10.3390/pr9010087

Sharma, H. B., & Dubey, B. K. (2020a). Binderless fuel pellets from hydrothermal carbonization of municipal yard waste: Effect of severity factor on the hydrochar pellets properties. Journal of Cleaner Production, 277, 124295. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.124295

Sharma, H. B., & Dubey, B. K. (2020b). Co-hydrothermal carbonization of food waste with yard waste for solid biofuel production: Hydrochar characterization and its pelletization. Waste Management, 118, 521-533. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2020.09.009

Sharma, H. B., Panigrahi, S., & Dubey, B. K. (2019). Hydrothermal carbonization of yard waste for solid bio-fuel production: Study on combustion kinetic, energy properties, grindability and flowability of hydrochar. Waste Management, 91, 108-119. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2019.04.056

Sharma, H. B., Sarmah, A. K., & Dubey, B. (2020). Hydrothermal carbonization of renewable waste biomass for solid biofuel production: A discussion on process mechanism, the influence of process parameters, environmental performance and fuel properties of hydrochar. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 123, 109761. https://doi.org/10.1016/j.rser.2020.109761

Sharma, K. D., & Jain, S. (2020). Municipal solid waste generation, composition, and management: The global scenario. Social Responsibility Journal, 16(6), 917-948. https://doi.org/10.1108/SRJ-06-2019-0210

Silva de Souza Lima Cano, N., Iacovidou, E., & Rutkowski, E. W. (2022). Typology of municipal solid waste recycling value chains: A global perspective. Journal of Cleaner Production, 336, 130386. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2022.130386

Singh, Y. D., Mahanta, P., & Bora, U. (2017). Comprehensive characterization of lignocellulosic biomass through proximate, ultimate and compositional analysis for bioenergy production. Renewable Energy, 103, 490-500. https://doi.org/10.1016/j.renene.2016.11.039

Śliz, M., & Wilk, M. (2020). A comprehensive investigation of hydrothermal carbonization: Energy potential of hydrochar derived from Virginia mallow. Renewable Energy, 156, 942-950. https://doi.org/10.1016/j.renene.2020.04.124

Suárez, L., Díaz, T. E., Benavente-Ferraces, I., Plaza, C., Almeida, M., & Centeno, T. A. (2022). Hydrothermal treatment as a complementary tool to control the invasive Pampas grass (Cortaderia selloana). Science of The Total Environment, 807, 150796. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.150796

Tabal, A., Barakat, A., Aboulkas, A., & El harfi, K. (2021). Pyrolysis of ficus nitida wood: Determination of kinetic and thermodynamic parameters. Fuel, 283, 119253. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2020.119253

Usman, M., Ren, S., Ji, M., O-Thong, S., Qian, Y., Luo, G., & Zhang, S. (2020). Characterization and biogas production potentials of aqueous phase produced from hydrothermal carbonization of biomass – Major components and their binary mixtures. Chemical Engineering Journal, 388, 124201. https://doi.org/10.1016/j.cej.2020.124201

Vega, L. Y., López, L., Valdés, C. F., & Chejne, F. (2019). Assessment of energy potential of wood industry wastes through thermochemical conversions. Waste Management, 87, 108-118. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2019.01.048

Velázquez-Martí, B., Gaibor-Cházvez, J., Niño-Ruiz, Z., & Narbona-Sahuquillo, S. (2018). Complete characterization of pruning waste from the lechero tree (Euphorbia laurifolia L.) as raw material for biofuel. Renewable Energy, 129, 629-637. https://doi.org/10.1016/j.renene.2018.06.050

Velvizhi, G., Goswami, C., Shetti, N. P., Ahmad, E., Kishore Pant, K., & Aminabhavi, T. M. (2022). Valorisation of lignocellulosic biomass to value-added products: Paving the pathway towards low-carbon footprint. Fuel, 313, 122678. https://doi.org/10.1016/j.fuel.2021.122678

Voća, N., Leto, J., Karažija, T., Bilandžija, N., Peter, A., Kutnjak, H., Šurić, J., & Poljak, M. (2021). Energy Properties and Biomass Yield of Miscanthus x Giganteus Fertilized by Municipal Sewage Sludge. Molecules, 26(14), 4371. https://doi.org/10.3390/molecules26144371

Volpe, M., Goldfarb, J. L., & Fiori, L. (2018). Hydrothermal carbonization of Opuntia ficus-indica cladodes: Role of process parameters on hydrochar properties. Bioresource Technology, 247, 310-318. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.09.072

Wang, S., Dai, G., Yang, H., & Luo, Z. (2017). Lignocellulosic biomass pyrolysis mechanism: A state-of-the-art review. Progress in Energy and Combustion Science, 62, 33-86. https://doi.org/10.1016/j.pecs.2017.05.004

Wilk, M., & Magdziarz, A. (2017). Hydrothermal carbonization, torrefaction and slow pyrolysis of Miscanthus giganteus. Energy, 140, 1292-1304. https://doi.org/10.1016/j.energy.2017.03.031

Wilk, M., Magdziarz, A., Kalemba-Rec, I., & Szymańska-Chargot, M. (2020). Upgrading of green waste into carbon-rich solid biofuel by hydrothermal carbonization: The effect of process parameters on hydrochar derived from acacia. Energy, 202, 117717. https://doi.org/10.1016/j.energy.2020.117717

Wu, Q., Yu, S., Hao, N., Wells, T., Meng, X., Li, M., Pu, Y., Liu, S., & Ragauskas, A. J. (2017). Characterization of products from hydrothermal carbonization of pine. Bioresource Technology, 244, 78-83. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.07.138

Xin, S., Mi, T., Liu, X., & Huang, F. (2018). Effect of torrefaction on the pyrolysis characteristics of high moisture herbaceous residues. Energy, 152, 586-593. https://doi.org/10.1016/j.energy.2018.03.104

Yan, J., Oyedeji, O., Leal, J. H., Donohoe, B. S., Semelsberger, T. A., Li, C., Hoover, A. N., Webb, E., Bose, E. A., Zeng, Y., Williams, C. L., Schaller, K. D., Sun, N., Ray, A. E., & Tanjore, D. (2020). Characterizing Variability in Lignocellulosic Biomass: A Review. ACS Sustainable Chemistry & Engineering, 8(22), 8059-8085. https://doi.org/10.1021/acssuschemeng.9b06263

Yang, G., Song, S., Li, J., Tang, Z., Ye, J., & Yang, J. (2019). Preparation and CO2 adsorption properties of porous carbon by hydrothermal carbonization of tree leaves. Journal of Materials Science & Technology, 35(5), 875-884. https://doi.org/10.1016/j.jmst.2018.11.019

Yao, Z., Ma, X., & Lin, Y. (2016). Effects of hydrothermal treatment temperature and residence time on characteristics and combustion behaviors of green waste. Applied Thermal Engineering, 104, 678-686. https://doi.org/10.1016/j.applthermaleng.2016.05.111

Zaccariello, L., Battaglia, D., Morrone, B., & Mastellone, M. L. (2022). Hydrothermal Carbonization: A Pilot-Scale Reactor Design for Bio-waste and Sludge Pre-treatment. Waste and Biomass Valorization, 13(9), 3865-3876. https://doi.org/10.1007/s12649-022-01859-x

Zhang, L., & Sun, X. (2016). Influence of bulking agents on physical, chemical, and microbiological properties during the two-stage composting of green waste. Waste Management, 48, 115-126. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2015.11.032

Zjup, W., Yan, M., Zhang, S., Wibowo, H., Grisdanurak, N., Cai, Yi, Zhou, Xuanyou, Kanchanatip, E., & Antoni, A. (2020). Biochar and pyrolytic gas properties from pyrolysis of simulated municipal solid waste (SMSW) under pyrolytic gas atmosphere. Waste Disposal & Sustainable Energy, 2. https://doi.org/10.1007/s42768-019-00030-y