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Valutare il potenziale di mitigazione del cambiamento climatico derivante dal compostaggio dei rifiuti alimentari

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Valutare il potenziale di mitigazione del cambiamento climatico derivante dal compostaggio dei rifiuti alimentari

Scientific Reports volume 13, numero articolo: 7608 (2023) Cita questo articolo 2984 Accessi 54 Dettagli metriche altmetriche I rifiuti alimentari sono un costituente organico dominante delle discariche e un grande

Rapporti scientifici volume 13, numero articolo: 7608 (2023) Citare questo articolo

2984 Accessi

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I rifiuti alimentari sono un componente organico dominante delle discariche e una grande fonte globale di gas serra. Il compostaggio dei rifiuti alimentari rappresenta una potenziale opportunità per la riduzione delle emissioni, ma mancano dati sull’intera catasta, sulle emissioni su scala commerciale e sui fattori biogeochimici associati. Abbiamo utilizzato un approccio micrometeorologico non invasivo di bilancio di massa ottimizzato per cumuli di compost tridimensionali su scala commerciale per misurare continuamente le emissioni di metano (CH4), protossido di azoto (N2O) e anidride carbonica (CO2) durante il compostaggio dei rifiuti alimentari. Le misurazioni del flusso di gas serra sono state integrate con sensori continui di ossigeno (O2) e temperatura e campionamento intensivo per processi biogeochimici. I fattori di emissione (EF) variavano da 6,6 a 8,8 kg di rifiuti alimentari umidi CH4–C/Mg e erano determinati principalmente da eventi di basso redox e irrigazione. Il compostaggio ha prodotto basse emissioni di N2O (0,01 kg di N2O–N/Mg di rifiuti alimentari umidi). Il valore EF complessivo (CH4 + N2O) per il compostaggio dei rifiuti alimentari è stato di 926 kgCO2e/Mg di rifiuti alimentari secchi. Le emissioni di compostaggio erano inferiori del 38-84% rispetto ai flussi equivalenti messi in discarica, con un potenziale risparmio netto minimo di 1,4 MMT di CO2e per la California entro il 2025. I nostri risultati suggeriscono che il compostaggio dei rifiuti alimentari può aiutare a mitigare le emissioni. Una maggiore rotazione durante la fase termofila e una minore irrigazione in generale potrebbero potenzialmente ridurre ulteriormente le emissioni.

Si stima che oltre un terzo della produzione alimentare globale finisca nel flusso dei rifiuti, dove contribuisce alle emissioni di gas serra (GHG)1,2. Si stima che le emissioni medie di gas serra nel ciclo di vita derivanti dalle perdite e dagli sprechi alimentari (FLW) siano pari a 124 g di CO2e pro capite a livello globale e a 315 g di CO2e pro capite nei paesi ad alto reddito3. Negli Stati Uniti, il FLW varia da 73 a 152 MMT/anno o da 223 a 468 kg pro capite all’anno4 (MMT = milioni di tonnellate). I più importanti percorsi di gestione dei FLW nel paese sono la discarica (56%), la combustione controllata (12%), la co-digestione/digestione anaerobica (8%) e il trattamento fognario/acqua (6%), con il compostaggio che rappresenta solo circa il 4,1%. %5. I rifiuti alimentari contengono la frazione maggiore di carbonio organico (C) degradabile e decomponibile rispetto ad altri rifiuti organici (legno, carta e ritagli di giardino), determinando la costante di velocità più alta per la produzione di gas serra nelle discariche (2708 kg CO2e/t secca)6. Le discariche sono la terza maggiore fonte di emissioni di CH4 nell’inventario dei gas serra degli Stati Uniti, a causa principalmente della decomposizione anaerobica dei rifiuti organici ricchi di C7,8,9,10. Gli studi di valutazione del ciclo di vita (LCA) suggeriscono che si potrebbero ottenere notevoli risparmi di gas serra se i rifiuti organici fossero gestiti tramite compostaggio aerobico o digestione anaerobica, piuttosto che con strategie di gestione convenzionali11.

Il compostaggio è una forma di decomposizione gestita della materia organica. Le pratiche tipiche di compostaggio aerobico su scala commerciale includono l'uso in recipienti, in andane e in cumuli statici ad aerazione forzata12. Negli Stati Uniti, il compostaggio viene generalmente effettuato in andane e cumuli statici in strutture all'aperto13. La decomposizione della materia organica nelle andane e nei cumuli statici passa attraverso quattro fasi distinte e definite termicamente durante il compostaggio. La decomposizione della fase iniziale è caratterizzata come mesofila (25–40 °C) con la conversione del materiale più facilmente degradabile in anidride carbonica (CO2) e prodotti microbici. L'aumento dell'attività microbica e delle temperature associate porta a una fase termofila (da 40 a 65 °C). Alti tassi di attività microbica durante questa fase possono comportare una riduzione dell'ossigeno (O2) e la prevalenza di processi microbici anaerobici come la metanogenesi14,15. I cumuli vengono rivoltati meccanicamente regolarmente durante il processo di compostaggio per limitare lo sviluppo di anaerobiosi. Quando la quantità di materiale facilmente degradabile diminuisce e aumenta la formazione di materiale organico più recalcitrante, la decomposizione rallenta e le temperature iniziano a raffreddarsi durante la seconda fase mesofila. La fase finale del compostaggio è detta maturazione ed è caratterizzata dalla diminuzione della biomassa batterica e dall'aumento dei funghi man mano che le temperature ritornano ai livelli ambientali14.

 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>