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Évaluer le potentiel d’atténuation du changement climatique grâce au compostage des déchets alimentaires

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Évaluer le potentiel d’atténuation du changement climatique grâce au compostage des déchets alimentaires

Scientific Reports volume 13, Numéro d'article : 7608 (2023) Citer cet article 2984 Accès à 54 Détails d'Altmetric Metrics Les déchets alimentaires sont un constituant organique dominant des décharges, et une grande part mondiale

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 7608 (2023) Citer cet article

2984 Accès

54 Altmétrique

Détails des métriques

Le gaspillage alimentaire est un constituant organique dominant des décharges et une importante source mondiale de gaz à effet de serre. Le compostage des déchets alimentaires présente une opportunité potentielle de réduction des émissions, mais les données sur les émissions entières, à l'échelle commerciale et les facteurs biogéochimiques associés font défaut. Nous avons utilisé une approche non invasive du bilan de masse micrométéorologique optimisée pour les tas de compost en andains tridimensionnels à l'échelle commerciale afin de mesurer en continu les émissions de méthane (CH4), d'oxyde nitreux (N2O) et de dioxyde de carbone (CO2) pendant le compostage des déchets alimentaires. Les mesures des flux de gaz à effet de serre ont été complétées par des capteurs continus d'oxygène (O2) et de température et par un échantillonnage intensif pour les processus biogéochimiques. Les facteurs d'émission (FE) variaient entre 6,6 et 8,8 kg de CH4-C/Mg de déchets alimentaires humides et étaient principalement dus à de faibles événements rédox et à l'arrosage. Le compostage a entraîné de faibles émissions de N2O (0,01 kg de N2O–N/Mg de déchets alimentaires humides). La valeur FE globale (CH4 + N2O) pour le compostage des déchets alimentaires était de 926 kgCO2e/Mg de déchets alimentaires secs. Les émissions de compostage étaient de 38 à 84 % inférieures aux flux de mise en décharge équivalents, avec une économie minimale nette potentielle de 1,4 MMT CO2e pour la Californie d'ici 2025. Nos résultats suggèrent que le compostage des déchets alimentaires peut aider à atténuer les émissions. Un retournement accru pendant la phase thermophile et une diminution globale de l’arrosage pourraient potentiellement réduire davantage les émissions.

On estime que plus d’un tiers de la production alimentaire mondiale finit dans le flux des déchets, où elle contribue aux émissions de gaz à effet de serre (GES)1,2. Les émissions moyennes de GES sur le cycle de vie dues aux pertes et gaspillages alimentaires (PGA) sont estimées à 124 g d’équivalent CO2 par habitant dans le monde et à 315 g d’équivalent CO2 par habitant dans les pays à revenu élevé3. Aux États-Unis, les pertes et gaspillages varient de 73 à 152 MMT/an ou de 223 à 468 kg par habitant et par an4 (MMT = millions de tonnes métriques). Les voies de gestion des PGA les plus importantes dans le pays sont la mise en décharge (56 %), la combustion contrôlée (12 %), la co-digestion/digestion anaérobie (8 %) et le traitement des eaux usées/des eaux (6 %), le compostage ne représentant qu'environ 4,1 %. %5. Les déchets alimentaires contiennent la plus grande fraction de carbone organique dégradable (C) décomposable par rapport aux autres déchets organiques (bois, papier et déchets de jardinage), ce qui entraîne la constante de taux la plus élevée de production de GES dans les décharges (2 708 kg d'équivalent CO2/t sèche)6. Les décharges sont la troisième source d'émissions de CH4 dans l'inventaire américain des GES, principalement en raison de la décomposition anaérobie des déchets organiques riches en C7,8,9,10. Les études d’analyse du cycle de vie (ACV) suggèrent que des économies considérables de GES pourraient être réalisées si les déchets organiques étaient gérés via le compostage aérobie ou la digestion anaérobie, plutôt que par des stratégies de gestion conventionnelles11.

Le compostage est une forme de décomposition gérée de la matière organique. Les pratiques typiques de compostage aérobie à l’échelle commerciale comprennent le compostage en cuve, en andain et en tas statiques à aération forcée12. Aux États-Unis, le compostage est généralement effectué en andains et en tas statiques dans des installations en plein air13. La décomposition de la matière organique dans les andains et les tas statiques passe par quatre phases distinctes et thermiquement définies pendant le compostage. La phase précoce de décomposition est caractérisée comme mésophile (25 à 40 °C) avec la conversion du matériau le plus facilement dégradable en dioxyde de carbone (CO2) et en produits microbiens. L'augmentation de l'activité microbienne et des températures associées conduit à une phase thermophile (40 à 65 °C). Des taux élevés d’activité microbienne au cours de cette phase peuvent entraîner une diminution de l’oxygène (O2) et la prévalence de processus microbiens anaérobies tels que la méthanogenèse14,15. Les tas sont retournés mécaniquement régulièrement pendant le processus de compostage afin de limiter le développement de l'anaérobiose. À mesure que la quantité de matière facilement dégradable diminue et que la formation de matière organique plus récalcitrante augmente, la décomposition ralentit et les températures commencent à se refroidir au cours de la deuxième phase mésophile. La phase finale du compostage est appelée maturation et se caractérise par le déclin de la biomasse bactérienne et l'augmentation des champignons à mesure que les températures reviennent aux niveaux ambiants14.

 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>