Language
Оценка потенциала смягчения последствий изменения климата за счет компостирования пищевых отходов

Блог

ДомДом / Блог / Оценка потенциала смягчения последствий изменения климата за счет компостирования пищевых отходов
search

Dec 26, 2023

10 отличных серий из недооцененных последних сезонов Арчера

May 15, 2024

12 деликатесов Балтимора, которые нужно попробовать

Aug 18, 2023

Один человек погиб в результате аварии на подъездных полосах North Sam Houston Parkway West на бульваре TC Jester

Jul 16, 2023

20 ИГЛ ДЛЯ НАДЕЖНОЙ ФИКСАЦИИ

Aug 10, 2023

30 вещей Walmart, которые будут полезны для вашего сада

Отправьте запрос
ПРЕДСТАВЛЯТЬ НА РАССМОТРЕНИЕ

Jun 13, 2023

Оценка потенциала смягчения последствий изменения климата за счет компостирования пищевых отходов

Scientific Reports, том 13, номер статьи: 7608 (2023) Ссылаться на эту статью 3285 Доступов 54 Подробности Altmetric Metrics Пищевые отходы являются доминирующим органическим компонентом свалок и представляют собой крупную глобальную проблему.

Научные отчеты, том 13, Номер статьи: 7608 (2023) Цитировать эту статью

3285 Доступов

54 Альтметрика

Подробности о метриках

Пищевые отходы являются доминирующим органическим компонентом свалок и крупным глобальным источником парниковых газов. Компостирование пищевых отходов представляет собой потенциальную возможность сокращения выбросов, но данные о выбросах в целом, промышленных масштабах и связанных с ними биогеохимических факторах отсутствуют. Мы использовали неинвазивный микрометеорологический подход к балансу массы, оптимизированный для трехмерных компостных куч коммерческого масштаба, для непрерывного измерения выбросов метана (CH4), закиси азота (N2O) и углекислого газа (CO2) во время компостирования пищевых отходов. Измерения потоков парниковых газов дополнялись постоянными датчиками кислорода (O2) и температуры, а также интенсивным отбором проб для биогеохимических процессов. Коэффициенты выбросов (EF) варьировались от 6,6 до 8,8 кг влажных пищевых отходов CH4–C/Mg и были обусловлены, главным образом, низкими показателями окислительно-восстановительного потенциала и обводнения. Компостирование привело к низким выбросам N2O (0,01 кг влажных пищевых отходов N2O–N/Mg). Общее значение EF (CH4 + N2O) для компостирования пищевых отходов составило 926 кгCO2-экв/мг сухих пищевых отходов. Выбросы при компостировании были на 38–84% ниже, чем эквивалентные выбросы на свалки, с потенциальной чистой минимальной экономией 1,4 млн тонн CO2-экв для Калифорнии к 2025 году. Наши результаты показывают, что компостирование пищевых отходов может помочь снизить выбросы. Повышенное переворачивание во время термофильной фазы и уменьшение общего полива потенциально могут еще больше снизить выбросы.

По оценкам, более трети мирового производства продуктов питания попадает в поток отходов, где они способствуют выбросам парниковых газов (ПГ)1,2. Средний объем выбросов ПГ в течение жизненного цикла в результате пищевых потерь и отходов (ППО) оценивается в 124 г CO2-экв на душу населения во всем мире и 315 г CO2-экв на душу населения в странах с высоким уровнем дохода3. В США ППО колеблется от 73 до 152 млн тонн в год или от 223 до 468 кг на душу населения в год4 (ММТ = миллион метрических тонн). Наиболее важными путями обращения с ППО в стране являются захоронение (56%), контролируемое сжигание (12%), совместное/анаэробное сбраживание (8%) и очистка сточных вод/воды (6%), при этом компостирование составляет лишь около 4,1%. %5. Пищевые отходы содержат наибольшую долю разлагаемого разлагаемого органического углерода (C) по сравнению с другими органическими отходами (дерево, бумага и обрезки дворов), что приводит к самой высокой константе скорости образования парниковых газов на свалках (2708 кг CO2-экв./т сухой массы)6. Свалки являются третьим по величине источником выбросов CH4 в кадастре парниковых газов США, главным образом из-за анаэробного разложения органических отходов, богатых углеродом7,8,9,10. Исследования по оценке жизненного цикла (LCA) показывают, что значительная экономия выбросов парниковых газов может быть достигнута, если управление органическими отходами осуществляется посредством аэробного компостирования или анаэробного сбраживания, а не традиционных стратегий управления11.

Компостирование — это форма управляемого разложения органических веществ. Типичные методы аэробного компостирования в коммерческих масштабах включают в себя размещение в емкостях, валках и статических кучах с принудительной аэрацией12. В США компостирование обычно производится в валках и статических кучах на открытом воздухе13. Разложение органического вещества в валках и статических кучах во время компостирования проходит через четыре дискретные, термически определенные фазы. Ранняя фаза разложения характеризуется как мезофильная (25–40 °С) с превращением наиболее легко разлагаемого материала в углекислый газ (СО2) и микробные продукты. Увеличение микробной активности и связанной с этим температуры приводит к термофильной фазе (от 40 до 65 °C). Высокий уровень микробной активности на этой фазе может привести к истощению кислорода (O2) и преобладанию анаэробных микробных процессов, таких как метаногенез14,15. В процессе компостирования штабели регулярно переворачивают механически, чтобы ограничить развитие анаэробиоза. По мере того как количество легко разлагаемого материала уменьшается и увеличивается образование более неподатливого органического материала, разложение замедляется, и во время второй мезофильной фазы температура начинает снижаться. Заключительная фаза компостирования называется созреванием и характеризуется снижением бактериальной биомассы и увеличением количества грибов по мере возвращения температуры к уровню окружающей среды14.

 5 to > 13 m long, see methods section and supplementary material)./p> 40 °C)51. The latter is more likely to be the prevalent microbial process potentially responsible for N2O production in the compost pile55 given the temperature range recorded (> 40 °C) (Fig. 3a). The overall nitrification reaction releases hydrogen ion (H+), which likely contributed, along with the fermentation process, to the low pH values found in the beginning of the experiment20. This is supported by the overall inverse relationship between N2O and CO2 fluxes and pile temperature (Table 2a) and the highest measured fluxes found at a temperature range of 40 to 50 °C (Fig. 4e,f). As the thermophilic phase established, N2O fluxes decreased to levels below the detection limit of the analytical instrumentation. This was consistent with unsuitable conditions for ammonia- and nitrite-oxidizing bacterial growth (low O2 concentration and high temperature) or enhanced N2O consumption via denitrification (Fig. 4e)52. The consistently high \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) concentrations during the thermophilic phase suggests that \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) was not consumed until later in the experiment when temperatures started to decrease, and nitrifying/denitrifying processes were more likely to occur (Fig. 3g)./p> 70 °C), cellulose and lignin can be decomposed to monosaccharides, which react with \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) to form long-chain amino sugars, sugar acids, and imidazoles63. It is also possible that \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) was incorporated into humic-like substances64,65 which can be more prevalent at the end of the composting process66. This last process might be responsible for the immobilization of large amounts of \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) from day 50 to the end of composting, when \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) concentrations dropped by half and the mean C:N ratio significantly decreased to values < 16 (Fig. 3i). The fact that N mineralization rates were progressively less negative from day 50 to the end of the composting process suggests that \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) assimilation occurred via the above-mentioned processes, consumption via nitrification, and/or NH3 volatilization given the increase in pH. Further compost chemical characterization by 15N- and 13C- NMR spectrometry and measurements of NH3 emitted during compost process would facilitate the quantification of N dynamics during compost-related decomposition. A key result here is that the food waste composting process did not appear to produce large amounts of NO3- (values at least an order of magnitude smaller than those found for \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\), Figs. 3g,h) that could both drive higher N2O emissions and pollute local water resources./p> 13 m, see supplementary material). This CH4 EF is similar to the value reported for food waste composted in static aerated piles of municipal waste treatment plants in Germany using a gradient concentration method (up to 8.6 kg CH4–C/Mg wet FW, Table S2 supplementary material)69, but larger than other results where static and dynamic chambers were used (see Table S2). Estimates of EF values are likely affected by the experimental approach, particularly pile size, measurement frequency, type of bulking material, food waste/bulking material ratio and composting time length. We found generally larger EF values in studies performed at a facility scale29,69. A recent study compared a similar MMB approach and the dynamic chamber method in a green waste turned windrow compost pile and found that the dynamic chamber method EF estimates were always smaller, with a discrepancy of 40, 54 and 244% for CO2, CH4 and N2O, respectively37. Most of the previous studies of GHG EF estimates from food waste composting have used smaller size piles, laboratory incubations, static chambers or large open dynamic tunnel with total enclosure (see Table 2S for reference). All of these methodological approaches have limitations for capturing both the composting process under facility-scale pile conditions and inherited interference related to each applied method. To our knowledge, no previous study of food waste composting has been done at a facility scale measuring high frequency GHG fluxes as reported here. Thus, it is possible that the current approach was able to better capture total fluxes during the composting process./p>