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Jun 13, 2023

Evaluación del potencial de mitigación del cambio climático a partir del compostaje de residuos de alimentos

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 7608 (2023) Cite este artículo 3285 Accesos 54 Detalles de Altmetric Metrics El desperdicio de alimentos es un componente orgánico dominante de los vertederos y un gran problema global

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 7608 (2023) Citar este artículo

3285 Accesos

54 altmétrico

Detalles de métricas

Los residuos de alimentos son un componente orgánico dominante en los vertederos y una gran fuente mundial de gases de efecto invernadero. El compostaje de residuos de alimentos presenta una oportunidad potencial para reducir las emisiones, pero faltan datos sobre las emisiones totales a escala comercial y los impulsores biogeoquímicos asociados. Utilizamos un enfoque de balance de masa micrometeorológico no invasivo optimizado para pilas de compost en hileras tridimensionales a escala comercial para medir las emisiones de metano (CH4), óxido nitroso (N2O) y dióxido de carbono (CO2) de forma continua durante el compostaje de residuos de alimentos. Las mediciones del flujo de gases de efecto invernadero se complementaron con sensores continuos de oxígeno (O2) y temperatura y muestreo intensivo para procesos biogeoquímicos. Los factores de emisión (EF) oscilaron entre 6,6 y 8,8 kg CH4–C/Mg de residuos de alimentos húmedos y fueron impulsados ​​principalmente por eventos de bajo redox y riego. El compostaje dio lugar a bajas emisiones de N2O (0,01 kg N2O–N/Mg de residuos de alimentos húmedos). El valor total de EF (CH4 + N2O) para el compostaje de residuos de alimentos fue de 926 kgCO2e/Mg de residuos de alimentos secos. Las emisiones de compostaje fueron entre un 38% y un 84% más bajas que los flujos equivalentes de los vertederos, con un ahorro mínimo neto potencial de 1,4 MMT de CO2e para California para el año 2025. Nuestros resultados sugieren que el compostaje de residuos de alimentos puede ayudar a mitigar las emisiones. Un mayor giro durante la fase termófila y un menor riego en general podrían reducir aún más las emisiones.

Se estima que más de un tercio de la producción mundial de alimentos termina en el flujo de desechos, donde contribuye a las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI)1,2. Se estima que las emisiones promedio de GEI durante el ciclo de vida derivadas de la pérdida y el desperdicio de alimentos (PDA) son de 124 g de CO2e per cápita a nivel mundial y de 315 g de CO2e per cápita en los países de altos ingresos3. En Estados Unidos, la PDA oscila entre 73 y 152 millones de toneladas anuales o entre 223 y 468 kg per cápita al año4 (MMT = millones de toneladas métricas). Las vías de gestión de PDA más importantes en el país son los vertederos (56%), la combustión controlada (12%), la codigestión/digestión anaeróbica (8%) y el tratamiento de alcantarillado/agua (6%), y el compostaje representa sólo alrededor del 4,1%. %5. Los desechos de alimentos tienen la mayor fracción de carbono orgánico (C) degradable y descomponible en comparación con otros desechos orgánicos (madera, papel y recortes de jardín), lo que genera la tasa constante más alta de producción de GEI en los vertederos (2708 kg CO2e/t seca)6. Los vertederos son la tercera fuente más grande de emisiones de CH4 en el inventario de GEI de EE. UU., debido principalmente a la descomposición anaeróbica de desechos orgánicos ricos en C7,8,9,10. Los estudios de evaluación del ciclo de vida (ACV) sugieren que se podrían lograr ahorros considerables de GEI si los residuos orgánicos se gestionaran mediante compostaje aeróbico o digestión anaeróbica, en lugar de estrategias de gestión convencionales11.

El compostaje es una forma de descomposición gestionada de la materia orgánica. Las prácticas típicas de compostaje aeróbico a escala comercial incluyen recipientes, hileras y pilas estáticas con aireación forzada12. En Estados Unidos, el compostaje se realiza generalmente en hileras y pilas estáticas en instalaciones al aire libre13. La descomposición de la materia orgánica en hileras y pilas estáticas pasa por cuatro fases discretas, definidas térmicamente durante el compostaje. La descomposición en fase temprana se caracteriza por ser mesófila (25–40 °C) con la conversión del material más fácilmente degradable en dióxido de carbono (CO2) y productos microbianos. El aumento de la actividad microbiana y las temperaturas asociadas conducen a una fase termófila (40 a 65 °C). Las altas tasas de actividad microbiana durante esta fase pueden provocar el agotamiento del oxígeno (O2) y la prevalencia de procesos microbianos anaeróbicos como la metanogénesis14,15. Las pilas se voltean mecánicamente periódicamente durante el proceso de compostaje para limitar el desarrollo de anaerobiosis. A medida que disminuye la cantidad de material fácilmente degradable y aumenta la formación de material orgánico más recalcitrante, la descomposición se ralentiza y las temperaturas comienzan a enfriarse durante la segunda fase mesófila. La fase final del compostaje se denomina maduración y se caracteriza por la disminución de la biomasa bacteriana y el aumento de hongos a medida que las temperaturas regresan a los niveles ambientales14.

Los parámetros fisicoquímicos son importantes impulsores de los flujos de GEI durante la descomposición de la materia orgánica y es probable que afecten las emisiones durante el compostaje. Por ejemplo, la proporción de C a nitrógeno (N) determina la disponibilidad de N microbiano durante la descomposición; Generalmente se encuentran relaciones C:N más altas al principio en comparación con el final del proceso de compostaje16. El pH, la humedad, las concentraciones de O2 y la porosidad del sustrato pueden afectar los patrones y tasas de descomposición de la materia orgánica del suelo y de la hojarasca17, y es probable que también impulsen la descomposición de los desechos orgánicos16,18. Los componentes iniciales de la materia orgánica en las pilas de compost, llamados materias primas, difieren en su contenido de C y nutrientes, niveles de humedad, contenido de celulosa y proporción de moléculas orgánicas complejas como la lignina19. Los residuos de alimentos son particularmente ricos en C y nutrientes y húmedos, lo que facilita la producción y las emisiones de flujos de GEI en los vertederos. Los residuos de alimentos tienen la tasa constante más alta de generación de CH4 en los vertederos debido a su gran fracción de C9 lábil. Las altas concentraciones de C y N en los desechos de alimentos podrían generar altas emisiones de óxido nitroso (N2O) durante el proceso de compostaje, especialmente si la pila está húmeda y bien aireada. Las condiciones aireadas pueden estimular la nitrificación en las pilas de compost20. Los eventos anaeróbicos de corto plazo o micrositios con alto contenido de humedad pueden resultar en desnitrificación-nitrificadora y desnitrificación canónica produciendo N2O. Sin embargo, faltan datos sobre los patrones y los factores asociados a las emisiones de gases traza procedentes del compostaje de residuos de alimentos a escala comercial. Comprender cómo los patrones espaciales y temporales de la dinámica biogeoquímica se relacionan con las emisiones de GEI durante el proceso de compostaje es esencial para predecir los flujos de GEI del compostaje.

En California, el mayor estado productor de alimentos de EE. UU., los residuos orgánicos representan aproximadamente el 34 % del total de residuos sólidos eliminados, y los alimentos desechados representan el 44 % de la contribución de materia orgánica21. La mayor parte de los 5,3 millones de toneladas de residuos de alimentos generados en California terminan en vertederos, y el resto se procesa mediante gestión alternativa como compostaje, reciclaje, incineración y digestión anaeróbica. Silver et al.22 sugirieron que desviar los mayores flujos de desechos orgánicos en el estado de California del vertedero al compostaje podría potencialmente resultar en reducciones netas de GEI en comparación con las prácticas de gestión actuales. Se podrían lograr ahorros adicionales de GEI mediante el uso de compost como alternativa a los fertilizantes inorgánicos u orgánicos con altas emisiones (por ejemplo, estiércol de ganado), y mediante un mayor secuestro de C en el suelo luego de enmiendas con compost en los suelos23,24,25,26. California lanzó recientemente una política agresiva de desvío del 75% de los desechos orgánicos de los vertederos a un manejo alternativo para 2025 (SB 1383)27,28. Comprender los patrones y los impulsores de las emisiones de GEI provenientes del compostaje es esencial para determinar el potencial de mitigación del cambio climático a partir de este tipo de cambios de políticas27.

Determinar las emisiones del compostaje a escala comercial es un desafío. La mayoría de los enfoques de medición, como cámaras estáticas, pilas cerradas y ensayos a corto plazo, introducen errores asociados con cambios en los impulsores de GEI y pueden pasar por alto puntos calientes y momentos calientes de emisiones22 (consulte la Tabla complementaria S2 en línea). Para estimar con precisión las condiciones del mundo real, las emisiones de compost deben medirse continuamente durante el proceso de compostaje, capturar todo el período desde la formación de la pila hasta el compost terminado y seguir las emisiones durante los procedimientos típicos a escala comercial. Muy pocos estudios han cumplido estos criterios y los pocos que han utilizado enfoques que no son directamente comparables18,29,30,31,32,33. Se han propuesto enfoques micrometeorológicos como medio para cuantificar mejor las emisiones de GEI durante el compostaje. Los enfoques micrometeorológicos se pueden implementar en el campo y no son invasivos, lo que permite el estudio de todo el proceso de compostaje y al mismo tiempo evita los problemas típicamente asociados con el cerramiento de pilas de compost, como cambios en la difusión de gas, la humedad o la temperatura34. Los métodos micrometeorológicos también tienen el potencial de realizar mediciones continuas, reduciendo las posibilidades de pasar por alto puntos calientes o momentos calientes de emisiones y produciendo así una estimación más realista de las emisiones de gases de efecto invernadero33,35,36,37,38,39. En este estudio, utilizamos un enfoque de balance de masa micrometeorológico (MMB) para medir las emisiones continuas de CO2, N2O y CH4 durante el compostaje de residuos de alimentos a escala comercial en California, EE. UU. Nuestra optimización del enfoque de balance de masa micrometeorológico facilita las mediciones de GEI en una estructura tridimensional con alta resolución en el espacio y el tiempo y se puede utilizar a gran escala. La combinación de los flujos tierra-atmósfera y la detección continua dentro de la pila nos permitió tomar muestras intensivas del entorno del compost para determinar tanto los patrones como los impulsores de las emisiones de GEI durante todo el proceso de compostaje de residuos de alimentos13. Nuestra hipótesis es que los factores de emisión de GEI (EF) asociados con el proceso de compostaje son más pequeños que los derivados de la eliminación convencional de residuos de alimentos en vertederos. Con base en los impulsores fisicoquímicos medidos de los flujos de GEI, determinamos los ahorros potenciales de GEI para California para el año 2025 y los factores biogeoquímicos que mitigarían aún más los GEI de esta práctica de gestión.

El experimento se llevó a cabo en la instalación de compostaje de West Marin en Nicasio, California (38°05′14,9"N 122°42′26,0"W). Establecimos una hilera de aproximadamente 15 × 4 × 2 m (largo, ancho, alto) (17 de agosto de 2018). El experimento duró 80 días hasta que el material estuvo completamente compostado según las pautas estatales32. La composición de la pila era 34,3% p/p (22% v/v) de desechos de alimentos con desechos de jardín como agente de carga (Tabla 1).

Los desechos de alimentos se derivaron de los mercados de agricultores del condado de Marin y de los desechos orgánicos de los restaurantes. Los contaminantes (vidrio, metal, plástico, etc.) se eliminaron manualmente, el material se mezcló con el agente de carga y se volteó mecánicamente con un volteador de hileras41. Se añadió agua al inicio del proceso de compostaje (9464 L), y al final 18 (946 L), 24 (1893 L), 31 (846 L), 52 (2650 L) y 66 (5243 L) según las prácticas comerciales estándar de compostaje42.

Los flujos de gases de efecto invernadero se midieron utilizando una adaptación del método MMB aplicado por Wagner-Riddle et al.38 Se colocaron cuatro torres alrededor de la pila. Cada torre estaba equipada con cuatro tubos de muestreo de gas de teflón (1/8 ″ de diámetro exterior) a alturas de 0,75 m, 1,65 m, 2,50 my 3,50 m, para un total de 16 entradas de muestreo de gas. Cada entrada de muestreo tenía un filtro de membrana de 0,45 mm para evitar la interferencia de partículas y la saturación de humedad. Las concentraciones atmosféricas de CH4, CO2 y N2O se midieron continuamente utilizando un espectrómetro de anillo de cavidad (CRDS) (G2308, Picarro, Santa Clara, CA). Se conectó un selector de ruta de flujo de salida común de baja presión (EUTA-VLSF8MWE2, Vici, Houston, TX) con 16 puertos de muestreo de tubos a los tubos de entrada de muestras colocados en cada altura de las torres (Fig. 1a). El aire fluyó constantemente desde las entradas de muestreo a través del selector de salida común conectado a una bomba de vacío externa (Fig. 1a). Al mantener un flujo de aire continuo a través de las líneas de muestra, garantizamos que cuando un flujo de muestra estuviera listo para el análisis, la masa de aire sería representativa de la altura de entrada de muestreo seleccionada de la torre. Cuando se seleccionó una corriente de muestra para el análisis de concentración de GEI, el aire se dirigió al CRDS donde se midieron las concentraciones de GEI a intervalos de 1 minuto (Fig. 1a).

( a ) Diagrama de la configuración experimental del método de balance de masa micrometeorológico. (b) Diseño de campo de la pila de abono experimental (crédito de la imagen: Kris Daum).

Dos de las torres se ubicaron longitudinalmente (Fig. 1a) y se instrumentaron con cuatro anemómetros sónicos 3D (Gill Wind Master Pro, Gill Instrument, Lymington, Inglaterra) cada uno, instalados a las mismas alturas que los puertos de entrada de muestra de gas para medir variables meteorológicas. (velocidad del viento, dirección del viento y temperatura sónica) continuamente (cada 15 s, 1 Hz) durante todo el proceso de compostaje. Se tomaron muestras de aire en cada una de las cuatro alturas de muestreo en pares sucesivos de torres opuestas para minimizar el tiempo transcurrido entre las muestras a favor y en contra del viento y maximizar la probabilidad de que las condiciones micrometeorológicas permanecieran similares durante ambos períodos de muestreo. Con esta técnica, medimos los flujos alternando continuamente a lo largo desde la torre 1 (T1) a la torre 3 (T3) y a lo ancho desde la torre 2 (T2) a la torre 4 (T4). Por ejemplo, las muestras de gas recolectadas de la entrada 1 (desde una altura de 0,75 m en T1) fueron seguidas por una recolección de gas a la misma altura en la torre opuesta (entrada de muestra 9, T3) (Fig. 1a). Este proceso continuó hasta alcanzar el puerto de muestreo más alto (3,5 m), y luego el ciclo se reinició nuevamente en la altura más baja.

La ecuación de flujo supone que el flujo difusivo turbulento es insignificante y puede aproximarse mediante la ecuación 38. (1):

donde L (m) es la distancia lineal entre las torres de medición a barlovento y a favor del viento (fetch) y \({\overline{u} }_{z}\), \({\overline{c} }_{z,d }\) y \({\overline{c} }_{z,u}\) son la velocidad media del viento horizontal (m/s) en cada altura de muestra z, y las concentraciones de gas para las torres a favor y en contra del viento (mg GEI/ m3), respectivamente. Usamos dos métodos de integración: una regla trapezoidal y una función spline ajustada. La diferencia de concentración (ΔCi) a una altura zi viene dada por la diferencia entre la concentración de GEI en los lados del pilote a favor del viento (Ci-abajo) menos en dirección contra el viento (Ci-arriba) (Ec. 2). El flujo entre las alturas zi y zi-1 se calcula mediante el promedio de la diferencia de concentración multiplicada por las respectivas velocidades medias del viento horizontal (ūi. ΔCi y ūi-1. ΔCi-1). Luego, la media se integra entre las dos alturas de muestreo (zi y zi-1) (ecuación 3) y se divide por la recuperación (L).

Este método ignora el término de difusión turbulenta horizontal y, por lo tanto, podría sobreestimar los flujos39. Una prueba empírica de sobreestimación potencial de las emisiones de CH4 mostró que era aproximadamente del 5% cuando se utilizaban anemómetros de respuesta rápida y métodos de concentración43. La instrumentación utilizada aquí cumplió con los requisitos para minimizar cualquier sobreestimación potencial43,44 y, por lo tanto, no aplicamos un factor de corrección.

Este método supone que el flujo vertical es insignificante. Esto se logra cuando el puerto de muestreo más alto se coloca sobre la capa de masa de aire donde tiene lugar el flujo horizontal dominante. Por convención, esta altura se determina dividiendo la distancia horizontal más larga de la fuente por diez38. En este caso, la longitud diagonal de la base rectangular del pilote fue de 15,5 m y la altura seleccionada del puerto de muestreo superior fue de 3,5 m, que en teoría es lo suficientemente grande como para garantizar que no se produzca ningún flujo vertical significativo. Para obtener detalles sobre la optimización del método, consulte el material complementario.

Monitoreamos continuamente la temperatura (CS616, Campbell Scientific, Logan, Utah, EE. UU.) y las concentraciones de O2 (SO-110, Apogee Instruments, Logan, Utah, EE. UU.) para evaluar mejor las condiciones ambientales relacionadas con la dinámica de los gases de efecto invernadero. Se insertaron sensores (9 de cada uno para temperatura y O2) horizontalmente en la pila hasta aproximadamente 1 m de profundidad y se distribuyeron en 9 ubicaciones a tres alturas (0,5 m, 1,0 my 1,5 m) equidistantes a lo largo de la pila. Se reportaron valores promedio de media hora durante todo el proceso de compostaje. Tanto los sensores de temperatura como los de O2 se conectaron a un registrador de datos (CR-1000, Campbell Scientific, Logan, Utah, EE. UU.). Las salidas de milivoltios se convirtieron a concentración de O2 corrigiéndolas primero por la temperatura local obtenida en la pila y luego usando una regresión lineal obtenida durante la calibración de laboratorio. La pila se revolvía semanalmente con un volteador de abono industrial. Antes de girar, se retiraron del área de la pila las cuatro torres de muestreo de gas y los sensores enterrados. Inmediatamente después de girar, reemplazamos los sensores y reubicamos las torres exactamente en la misma posición usando marcadores permanentes en el suelo (es decir, estacas de plástico con una pequeña placa plana circular al nivel del suelo) clavadas en el suelo al comienzo del experimento. Esto aseguró la coherencia en la posición del ángulo del anemómetro con respecto a la dirección del viento.

Se recolectaron muestras de compost (aproximadamente 1 kg cada una) semanalmente en cada uno de los 9 sitios dentro de la pila, antes y después del volteo, y se colocaron en bolsas para congelador Ziplock de 1 galón (n = 18 muestras semanales). Las muestras se almacenaron a 4 °C y se analizaron dentro de las 24 h posteriores a la recolección. El contenido de humedad del compost se determinó gravimétricamente en muestras de 10 g después de secar a 105 °C durante 24 h. Las unidades de humedad se expresaron como g H2O por gramo de compost seco (g H2O.g-1). La densidad aparente se determinó agregando compost hasta una marca de volumen de 100 ml en un vaso de precipitados y secando la muestra en un horno a 105 °C hasta un peso constante. Las unidades de densidad aparente fueron g de compost seco por cm3 de volumen (g cm-3). El pH del compost se midió en una suspensión con 3 g de compost fresco en 5 ml de agua desionizada utilizando un electrodo de pH (Denver Instruments, Bohemia, Nueva York, EE. UU.)45. Se midieron el amonio (NH4+) y el nitrato (NO3-) después de extraer aproximadamente 3,5 g de compost fresco en 75 ml de KCl 2 M y se analizó en un analizador colorimétrico discreto (Seal Analytical, Inc. Mequon, WI, EE. UU., Modelo: AQ300); El NO3- se determinó mediante reducción de cadmio utilizando el método de Griess-Ilosvay, y el NH4+ se determinó mediante el método de azul de indofenol46. Las unidades de concentración de N inorgánico se expresaron por g de compost seco al horno a 65 °C (μg N·g−1). Las tasas potenciales de nitrificación neta y mineralización de N se determinaron incubando aproximadamente 3,5 g de compost en la oscuridad durante 7 días. El primero se determinó por diferencias en la concentración de \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) antes y después de la incubación y el segundo por la diferencia de la suma de \({\text {NH}}_{{4}}^{ + }\) y \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) antes y después de la incubación utilizando el procedimiento descrito anteriormente47. El C y el N totales se determinaron en muestras secas molidas (SPEX Samples Prep Mixer Mill 8000D, Metuchen, Nueva Jersey, EE. UU.) mediante análisis elemental (Carlo Erba Elantech, Lakewood, Nueva Jersey, EE. UU.) utilizando atropina como estándar y corroborando la linealidad mediante midiendo el estándar cada 10 muestras47,48. La porosidad del compost se determinó en muestras recolectadas en tres alturas en la parte central de la pila. Pesamos las muestras de compost (5 réplicas/ubicación de altura) en un volumen de 100 ml, seguido de la tara del matraz, la adición de agua desionizada (DI) hasta la marca de 100 ml y finalmente el registro de la masa de agua. La diferencia de masa de compost y agua desionizada se utilizó para calcular el volumen del espacio poroso en la muestra original49.

Los flujos de gases de efecto invernadero medidos se utilizaron para determinar los EF de gases de efecto invernadero derivados del compostaje (EFc de GEI) de acuerdo con la ecuación. (4):

donde, \({\mathrm{GHG EF}}_{\mathrm{c}}=\) factor de emisión de gases de efecto invernadero derivado de la pila de compost volteada (kg GEI-C o -N/tonelada de engorda húmeda o seca), \({FluxGHG}_{t}=\) flujo medio diario de gases de efecto invernadero (kg m−2 d−1); \({C}_{f}\)= factor de conversión para expresar los gases de efecto invernadero como C o N; para CH4 utilizamos 0,75, para CO2 utilizamos 0,27 y para N2O utilizamos 0,64; \(t\)= intervalo de tiempo, d (d); \({BA}_{p}\)= área del pilote de la base del suelo (m2); y \({m}_{fw}\) = masa de materia prima húmeda o seca (residuos de alimentos convertidos en abono o abono total (Mg)). Los valores de FE son difíciles de comparar en la literatura debido a las diferencias en las metodologías, la falta de unidades equivalentes (p. ej., abono húmedo versus seco) y la falta de datos informados (p. ej., duración del estudio). En este trabajo expresamos nuestros valores de EF en múltiples unidades para facilitar la comparación entre estudios y se presentan como promedios y valores medianos (mostramos valores medianos que reflejan el mínimo y el máximo, para tener en cuenta las condiciones de contorno metodológicas: distancias de alcance de > 5 a > 13 m de largo, ver sección de métodos y material complementario).

Se utilizó el software estadístico de código abierto 'R50' para los cálculos de los flujos de gases de efecto invernadero (mediante la ecuación 1) y para el filtrado de datos mencionado en el material complementario. Para evaluar la variabilidad en las propiedades fisicoquímicas (pH, N inorgánico, porosidad, densidad aparente, contenido de agua gravimétrica, concentraciones de gas, mineralización de N, nitrificación de N, C:N, temperatura y O2) en la pila (superior, media e inferior) realizó ANOVA bidireccional utilizando JMP Pro 16 (SAS Institute, Cary, Carolina del Norte, EE. UU.). Cuando los datos no estaban distribuidos normalmente, se aplicaron estadísticas no paramétricas para la comparación de variables mediante la correlación de rangos de Spearman. Los factores de emisión se estimaron en 'R' integrando los valores medios diarios de gases de efecto invernadero durante el período de compostaje utilizando una función spline. La integral mediana (gm-2) se multiplicó por el volumen de la pila y se dividió por el alcance de la pila (15 m) para obtener las cantidades medianas finales emitidas durante el compostaje. La significación estadística se definió como p < 0,05. Los datos se presentan en el texto como medias y errores estándar a menos que se indique lo contrario.

Durante la fase mesófila inicial (los primeros 3 días de compostaje), las emisiones de CH4 fueron bajas y las emisiones de CO2 y N2O alcanzaron su punto máximo (Fig. 2). Una vez que la temperatura superó los 60 °C (fase termófila que comenzó el día 5, Fig. 2a), las emisiones de CH4 aumentaron con el tiempo hasta 4,7 mg CH4 m-2 s-1, después de lo cual disminuyeron bruscamente el día 70 (durante la fase de maduración). Los eventos de riego correspondieron a períodos de altas emisiones de CH4, con tres picos entre los días 28 y 35, y en los días 57 y 69, arrojando emisiones de 1,9, 3,3 y 4,7 mg CH4 m-2 s-1, respectivamente. Los valores más grandes se encontraron después de los dos últimos eventos de riego en los días 52 y 66 (2659 y 5243 L, respectivamente) (Fig. 2a). Los flujos más altos de N2O (entre 12 y 14 µg N2O m-2 s-1) ocurrieron después de los eventos de riego iniciales (7571 y 1893 L en los días 1 y 4, respectivamente), el día 52 después del riego y entre los días 71 y 80. (Figura 2b). La mayoría de las mediciones de N2O durante el estudio estuvieron por debajo del límite de detección de la instrumentación (<2 µg N2O m-2 s-1).

Los flujos de dióxido de carbono oscilaron entre 0,8 y 148 mg CO2 m-2 s-1 (Figura 2c). En general, los flujos más grandes ocurrieron durante los primeros 3 días del experimento. En general, se encontraron flujos más altos antes del día 38 y disminuyeron progresivamente a partir de entonces. Las adiciones de agua no dieron como resultado flujos de CO2 significativamente mayores.

Flujos de GEI de la pila de compost de residuos de alimentos durante el período de compostaje: CH4 (mg CH4 m-2 s-1) (a), N2O (μg N2O m-2 s-1) (b) y CO2 (mg CO2 m-2 s- 1) (c). Las líneas discontinuas en la parte superior de cada gráfico representan la adición de agua d. Las líneas azules suavizadas representan la media y los intervalos de confianza calculados utilizando la función spline (λ < 0,05).

Las temperaturas del compost entraron rápidamente en la fase termófila. La temperatura fue menor durante los períodos inicial (1 a 20 días) y de enfriamiento (60 a 80 días), oscilando entre 63,9 ± 0,10 °C (n = 8163) y 67,2 ± 0,06 °C (n = 7929), respectivamente (p < 0,001). Las temperaturas del compost fueron más altas entre los días 20 y 60 (70,8 ± 0,05 °C, n = 15465) (p < 0,001) (Fig. 3). La temperatura fue más alta en las profundidades media y baja del pilote, y en la ubicación contra el viento (p < 0,001). Las temperaturas medias más bajas se encontraron en la ubicación central del montón (p < 0,001). Las concentraciones de O2 en el compost oscilaron entre 0 y 15 % y fueron más altas durante los primeros 20 días del proceso de compostaje (media de 4,28 % ± 0,04, n = 8163), luego disminuyeron a valores mínimos entre los días 40 y 60 (media de 0,68 % ± 0,01, n = 7212). Las concentraciones de oxígeno aumentaron progresivamente hasta el final del experimento (p < 0,05) (Fig. 3). Las ubicaciones del pilote a favor del viento y en el centro tenían concentraciones de O2 similares, y la ubicación del pilote a favor del viento fue generalmente más reducida (p < 0,001); Las concentraciones de O2 también disminuyeron desde la parte superior hasta la parte inferior de la pila (p <0,001).

Variables fisicoquímicas medidas durante el compostaje: (a) temperatura, (b) oxígeno, (c) contenido de agua gravimétrico, (d) densidad aparente, (e) porosidad, (f) pH, (g) concentración de NH4+, (h) concentración , (i) mineralización neta de N, (j) nitrificación neta y (k) relación C:N. La curva media calculada y los intervalos de confianza sombreados se determinaron con la función spline de suavizado (λ = 0,05).

La humedad disminuyó progresivamente después de cada adición de agua. El contenido medio de agua osciló entre 0,45 y 0,5 g H2O g de compost húmedo-1. Se encontraron mayores contenidos de agua en la parte superior de la pila y después de los eventos de riego y volteo (p < 0,05 y p < 0,001, respectivamente). En general, tanto la temperatura como las concentraciones de O2 disminuyeron bruscamente unas horas después de regar y/o voltear y aumentaron progresivamente a medida que la pila se secó. El pH del compost aumentó drásticamente, siguiendo una tendencia lineal a lo largo del tiempo (R2 = 0,96, p < 0,001) desde 4,7 al principio hasta que se estabilizó en aproximadamente 8,7 durante las últimas tres semanas del proceso de compostaje (Fig. 3). Los valores de densidad aparente del compost aumentaron significativamente con el tiempo (R2 = 0,38, p < 0,0001) y la porosidad (pre-volteo) disminuyó con el tiempo (R2 = 0,39, p < 0,0001) de aproximadamente 0,7 a 0,6 (Fig. 3); no hubo patrones estadísticamente significativos en la densidad aparente o la porosidad con la ubicación en el pilote.

El N inorgánico estaba compuesto predominantemente por \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\). Las concentraciones de amonio aumentaron rápidamente desde 280 µg \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N g−1 hasta 1297 µg \({\text{NH}}_{{4 }}^{ + }\)–N g−1 durante los primeros 10 d; los valores altos se mantuvieron entre el día 10 y el 52 (Fig. 3). Las concentraciones de amonio comenzaron a disminuir después del día 59 con un valor promedio final de 352 ± 36 µg N g-1 el día 80. Las concentraciones de nitrato fueron muy bajas durante todo el proceso de compostaje con muchas muestras por debajo del límite de detección analítica (< 0,05 ppm N). Se encontraron valores más altos de \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)–N durante las últimas dos semanas del proceso de compostaje (hasta 18,1 µg \({\text{NO}} _{{3}}^{ - }\)–N g1 en d 73 y 80) con un promedio de 4,0 ± 2,5, µg N g−1, significativamente mayor en comparación con el resto del proceso de compostaje (p < 0,0001). La mayoría de las tasas de mineralización de N fueron negativas (94%, n = 209) y en el 81% de ellas, las concentraciones de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N disminuyeron en más de un 50%. % durante el periodo de incubación. La mineralización neta de N promedió − 106,3 ± 5,3 µg N g−1 d−1 entre los días 18 y 52 (Fig. 3). Antes y después de ese período, las tasas netas de mineralización de N promediaron −65 ± 4,1 µg N g−1 d−1 (n = 107). Las tasas netas de nitrificación estuvieron por debajo del límite de detección analítica hasta las últimas dos semanas del período de compostaje, cuando los valores fueron detectables pero bajos (3,3 ± 1,4 µg N g−1 d−1, n = 27). La relación C:N disminuyó durante el período de compostaje con los valores más altos encontrados durante los primeros tres días (27.1 ± 0.95, n = 9) y un valor final de 16.9 ± 0.3 (n = 3) (Fig. 3k). La misma tendencia se observó para las concentraciones totales de C y N, que oscilaron entre 25,7 ± 1,0 y 0,96 ± 0,04 (n = 9) durante los primeros tres días hasta 20,5 ± 0,5 y 1,21 ± 0,01 (n = 3) al final del compostaje, respectivamente. .

Los eventos de alto flujo de GEI se correlacionaron con condiciones específicas de temperatura y redox (Fig. 4). Los flujos medios diarios de CO2 y N2O fueron mayores cuando la temperatura del compost estaba entre 40 °C y 50 °C (p < 0,0001) muy temprano en el experimento, mientras que los flujos más altos de CH4 ocurrieron entre 60 y 80 °C (p < 0,05) más tarde en el experimento. Los flujos medios diarios de CH4 ocurrieron cuando las concentraciones de O2 estaban entre 0,5% y 2% (p <0,05), mientras que los flujos medios de CO2 y N2O no se correlacionaron directamente con el O2 (Fig. 4). También hubo relaciones entre los flujos medios diarios de GEI y parámetros fisicoquímicos específicos (Tabla 2). Por ejemplo, los flujos de CO2 se correlacionaron negativamente con el pH, la densidad aparente y el NO3–N, mientras que los flujos medios de N2O se correlacionaron positivamente con \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)–N e inversamente correlacionado con \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) (Tabla 2). Los flujos diarios de CH4 mostraron una ligera correlación positiva solo con el pH y la densidad aparente y una correlación negativa con los flujos de N2O (Tabla 2).

Flujos medios diarios de GEI a diferentes concentraciones de O2 y temperaturas. La línea central es la media y los lados superior e inferior del diagrama de caja son valores de 75 y 25 cuantiles. Las diferencias estadísticamente significativas están marcadas con letras (p < 0,05).

El enfoque MMB adaptado para una estructura geométrica tridimensional nos permitió medir continuamente los flujos de gases de efecto invernadero en todo el sistema durante todo el proceso de compostaje sin alterar la superficie de la pila. Las mediciones de alta frecuencia de los flujos de GEI y los parámetros fisicoquímicos nos permitieron identificar los impulsores de las emisiones de GEI en tiempo real e identificar cambios en la dinámica biogeoquímica durante el proceso de compostaje. Los flujos de CO2 de las pilas fueron mayores cuando las temperaturas eran más bajas (Tabla 2a, Fig. 4f). La correlación inversa general de los flujos de CO2 con la temperatura sugiere que la respiración heterótrofa es un proceso dominante al comienzo del proceso de compostaje. Esto está respaldado por el gran aumento en las concentraciones de NH4+ durante la primera semana (Fig. 3g). Generalmente, más del 40% de la materia orgánica se degrada durante la primera semana de compostaje cuando las temperaturas son < 60°C14. También se produjeron flujos de óxido nitroso al inicio del proceso de compostaje. El alto contenido de N de los residuos de alimentos podría promover grandes emisiones de N2O durante la descomposición26,51,52,53,54. El rápido aumento mencionado anteriormente en las concentraciones de NH4+ en la fase inicial junto con temperaturas más bajas (25–50 °C en los días 1–3) proporcionaron condiciones óptimas para la nitrificación autótrofa (a temperaturas < 40 °C) y heterótrofa (a temperaturas > 40 °C). °C)51. Es más probable que este último sea el proceso microbiano prevalente potencialmente responsable de la producción de N2O en la pila de compost55 dado el rango de temperatura registrado (> 40 °C) (Fig. 3a). La reacción de nitrificación general libera iones de hidrógeno (H+), lo que probablemente contribuyó, junto con el proceso de fermentación, a los bajos valores de pH encontrados al comienzo del experimento20. Esto está respaldado por la relación inversa general entre los flujos de N2O y CO2 y la temperatura de la pila (Tabla 2a) y los flujos medidos más altos encontrados en un rango de temperatura de 40 a 50 °C (Fig. 4e,f). A medida que se estableció la fase termófila, los flujos de N2O disminuyeron a niveles por debajo del límite de detección de la instrumentación analítica. Esto fue consistente con condiciones inadecuadas para el crecimiento de bacterias que oxidan amoníaco y nitrito (baja concentración de O2 y alta temperatura) o un mayor consumo de N2O mediante la desnitrificación (Fig. 4e)52. Las concentraciones consistentemente altas de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) durante la fase termófila sugieren que \({\text{NH}}_{{4}}^{ + } \) no se consumió hasta más adelante en el experimento, cuando las temperaturas comenzaron a disminuir y era más probable que ocurrieran procesos de nitrificación / desnitrificación (Fig. 3g).

Descubrimos que las emisiones de CH4 fueron relativamente bajas durante la mayor parte del proceso de compostaje y aumentaron como resultado de eventos de riego, altas temperaturas y baja disponibilidad de O2. A diferencia de los flujos de CO2 y N2O, los flujos de CH4 más altos se encontraron entre 60 y 80 °C y entre 0,5 y 4,5% de O2 (Fig. 4a, d). Esto es consistente con condiciones termófilas que favorecen la descomposición durante un período de bajas concentraciones sostenidas de O2 (probablemente proporcionando las condiciones anaeróbicas necesarias para sustentar la metanogénesis)53. Además, el hecho de que siempre se produjeran altos flujos de CH4 después de los eventos de riego indica que, junto con las bajas concentraciones de O2, la humedad jugó un papel importante en el aumento de los flujos de CH4, particularmente durante la fase termófila. Es probable que la disponibilidad de sustrato sea alta durante esta fase. Durante las primeras fases de descomposición, la materia orgánica fácilmente degradable libera ácidos orgánicos e inorgánicos que pueden disminuir el pH54,55,56. El pH bajo se ha asociado con la fermentación acidogénica de carbohidratos y grasas lábiles, que pueden producir ácidos grasos volátiles (AGV) como el ácido acético, propiónico y butírico, entre otros, así como alcoholes56,57. Medimos un pH bajo al comienzo del experimento, lo que sugiere que podría haber ocurrido la formación de AGV y posteriormente estar disponible para los metanógenos a medida que el O2 disminuyó58,59. El pH del sustrato aumentó durante la fase termófila (Fig. 3f) hacia las condiciones de pH óptimas para el crecimiento de metanógenos60 y correspondió a mayores emisiones de CH4 (Fig. 2a). Las altas concentraciones de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) encontradas a lo largo de la fase termófila también pueden haber contribuido al aumento de las emisiones de CH4 mediante la inhibición de la oxidación del CH461.

Las tasas continuas de mineralización neta de N negativa durante la mayor parte del proceso de compostaje fueron un hallazgo importante y son un indicador de la inmovilización de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) (Fig. 3i). La mayor actividad microbiana y la asimilación de N probablemente estuvieron relacionadas con el importante C lábil presente en los desechos de alimentos62. También es posible que se haya producido amoxidación abiótica de celulosa o lignina (conversión de C oxidativo con \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)). A altas temperaturas (> 70 °C), la celulosa y la lignina se pueden descomponer en monosacáridos, que reaccionan con \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) para formar aminoazúcares de cadena larga. , ácidos de azúcar e imidazoles63. También es posible que \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) se haya incorporado a sustancias similares a los húmicos64,65 que pueden ser más frecuentes al final del proceso de compostaje66. Este último proceso podría ser responsable de la inmovilización de grandes cantidades de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) desde el día 50 hasta el final del compostaje, cuando \({\text{ Las concentraciones de NH}}_{{4}}^{ + }\) se redujeron a la mitad y la relación media C: N disminuyó significativamente a valores <16 (Fig. 3i). El hecho de que las tasas de mineralización de N fueran progresivamente menos negativas desde el día 50 hasta el final del proceso de compostaje sugiere que la asimilación de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) se produjo a través del método antes mencionado. procesos, consumo vía nitrificación y/o volatilización del NH3 dado el aumento del pH. Una caracterización química adicional del compost mediante espectrometría de RMN de 15N y 13C y mediciones del NH3 emitido durante el proceso de compost facilitaría la cuantificación de la dinámica del N durante la descomposición relacionada con el compost. Un resultado clave aquí es que el proceso de compostaje de desechos de alimentos no pareció producir grandes cantidades de NO3- (valores al menos un orden de magnitud menores que los encontrados para \({\text{NH}}_{{4}}^ { + }\), Figs. 3g,h) que podrían generar mayores emisiones de N2O y contaminar los recursos hídricos locales.

Estos hallazgos sugieren que ajustar el proceso de compostaje podría reducir aún más los flujos de GEI. Por ejemplo, eventos de riego más pequeños y más frecuentes (p. ej., semanalmente antes de voltear) durante la fase inicial a la termófila probablemente producirían un contenido de humedad suficiente (~ 0,50 a 0,65 % p/p de H2O) y al mismo tiempo minimizarían el consumo de O212. Los eventos de giro estimulan las condiciones aeróbicas lo que favorece la oxidación de CH4 y reduce la metanogénesis; El volteo también reduce la probabilidad de altas temperaturas que obstaculizan la actividad microbiana y reducen la calidad del compost12,67,68. Reducir los eventos de riego hacia el final del proceso de compostaje podría minimizar la formación de condiciones anaeróbicas, particularmente favorables en este momento donde se encuentran la densidad aparente más alta (Fig. 3d) y la porosidad más baja (Fig. 3e). Esto disminuiría tanto el consumo de \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) como las emisiones de N2O y mejoraría el contenido y la calidad del N del compost. Esto también reduciría el FE de todo el proceso de compostaje dado el alto potencial de calentamiento global del N2O.

Calculamos valores medios de FE de 6,6 a 8,8 kg CH4–C/Mg de FW húmedo, de 0,010 a 0,013 kg de N2O-N/Mg de FW húmedo y de 441 a 596 kg de CO2/Mg de FW húmedo (Tabla 3, consulte el material complementario para obtener detalles sobre el rango). Nuestra mediana de FE de CH4 de 8,8 kg CH4–C/Mg de FW húmedo fue elegida como la FE más representativa para la pila de compost (valor derivado para valores de recuperación > 13 m, ver material complementario). Este CH4 EF es similar al valor informado para los desechos de alimentos convertidos en abono en pilas aireadas estáticas de plantas de tratamiento de desechos municipales en Alemania utilizando un método de concentración en gradiente (hasta 8,6 kg CH4–C/Mg de FW húmedo, material complementario de la Tabla S2)69, pero mayor que otros resultados donde se utilizaron cámaras estáticas y dinámicas (ver Tabla S2). Las estimaciones de los valores de FE probablemente se vean afectadas por el enfoque experimental, en particular el tamaño de la pila, la frecuencia de las mediciones, el tipo de material a granel, la proporción de residuos de alimentos/material a granel y la duración del tiempo de compostaje. Encontramos valores de FE generalmente mayores en estudios realizados a escala de establecimiento29,69. Un estudio reciente comparó un enfoque similar de MMB y el método de cámara dinámica en una pila de desechos verdes convertidos en compost en hileras y encontró que las estimaciones de EF del método de cámara dinámica siempre fueron más pequeñas, con una discrepancia de 40, 54 y 244 % para CO2, CH4 y N2O. , respectivamente37. La mayoría de los estudios previos de estimaciones de EF de GEI a partir del compostaje de residuos de alimentos han utilizado pilas de menor tamaño, incubaciones de laboratorio, cámaras estáticas o grandes túneles dinámicos abiertos con cerramiento total (consulte la Tabla 2S como referencia). Todos estos enfoques metodológicos tienen limitaciones para capturar tanto el proceso de compostaje en condiciones de pila a escala de instalación como la interferencia heredada relacionada con cada método aplicado. Hasta donde sabemos, no se ha realizado ningún estudio previo sobre el compostaje de desechos de alimentos a escala de instalación que mida los flujos de GEI de alta frecuencia como se informa aquí. Por lo tanto, es posible que el enfoque actual haya podido capturar mejor los flujos totales durante el proceso de compostaje.

En los vertederos, los residuos de alimentos generalmente dominan la producción de CH4, dada la gran constante de tasa de descomposición de primer orden (k) (0,7 años −1) para la producción de CH4, que es al menos tres veces mayor que la de otros residuos sólidos orgánicos (residuos verdes, papel y madera)9. En consecuencia, los residuos de alimentos son la materia prima con mayor FE de CH4 en los vertederos, con valores que oscilan entre 41 y 161 kg de CH4–C/Mg de FW seco6,70,71. Nuestros valores de CH4 EF del compostaje de residuos de alimentos son entre un 38 y un 84 % más bajos que los encontrados en los vertederos utilizando estimaciones publicadas (Tabla 3) y un 79 % más pequeños si toda la composición del compost estudiado aquí (residuos de alimentos + desechos de jardín) se eliminara en un vertedero. Por lo tanto, si bien se detectaron CH4 y N2O en el compostaje, las emisiones generales de GEI fueron mucho más bajas de lo que serían en el caso hipotético de depositar este material en vertederos. Los resultados de este estudio son más comparables con dos estudios anteriores que utilizaron un método MMB algo similar. El valor de CH4 EF de este estudio de 5,90 ± 0,73 kg de CH4–C/Mg de abono seco fue casi el doble que los encontrados para los desechos de jardín (3,18 kg de CH4–C/Mg de abono seco37) y el compostaje de estiércol y residuos verdes (2,90 ± 0,60 kg). CH4–C/Mg compost seco36) (Tabla 3). Los valores más grandes encontrados en nuestro estudio son consistentes con la mayor fuente de C lábil encontrada en los desechos de alimentos en comparación con la encontrada en los desechos verdes y de estiércol, así como con las diferencias en las concentraciones asociadas de C y nutrientes, y la duración del período de muestreo.

El estado de California tiene previsto gestionar 16,3 millones de toneladas de residuos orgánicos de aquí a 2025. La legislación reciente (SB 1383) pretende recuperar al menos el 20% de los alimentos comestibles para el mismo año27. Si asumimos que la proporción actual de desperdicio de alimentos (44%) es la misma para el año 2025 y descontamos un desvío del 20% para alimentar a los californianos necesitados, sería necesario gestionar 5,7 millones de toneladas de desperdicio de alimentos. Si este material se convierte en abono, se podría lograr un potencial de reducción de GEI de 1,4 a 11,2 MMT de CO2e para 2025 en comparación con el vertido de residuos de alimentos. Esto representa una reducción de emisiones de CH4 del 39 al 84% (Tabla 4).

El desperdicio de alimentos es una gran fuente de emisiones de GEI en el sector de los residuos6. Aquí, informamos uno de los estudios completos a escala comercial más completos sobre las emisiones de GEI y los factores asociados durante el compostaje de residuos de alimentos. Utilizando el enfoque MMB, encontramos FE de GEI más altos que los métodos de medición menos completos. Esto probablemente se debe a que el enfoque MMB proporcionó datos de resolución mucho mayor a partir de la evaluación continua y completa de los flujos de GEI que las mediciones menos frecuentes en el espacio y el tiempo proporcionadas por otras metodologías. Aunque los FE fueron más altos que los de estudios anteriores, encontramos que el compostaje de desechos de alimentos resultó en emisiones de CH4 entre un 39 y un 84% menos que el vertedero. Las emisiones de CH4 de las pilas fueron mayores después de eventos de humectación durante la fase termófila del compostaje y al final del proceso. El volteo sirvió para airear la pila y reducir temporalmente las emisiones de CH4. Se detectaron emisiones de N2O en las pilas al principio y al final del proceso de compostaje, pero en su mayoría estuvieron por debajo del límite de detección del método. El patrón en los flujos de N2O probablemente reflejó las condiciones más óptimas para la descomposición de la materia orgánica, incluidas temperaturas más bajas y alta disponibilidad de sustrato al comienzo del experimento, y temperaturas frías, alta humedad y condiciones redox bajas cerca del final del proceso. La persistente baja disponibilidad de NO3, el sustrato principal para la desnitrificación, probablemente contribuyó a las bajas emisiones generales de N2O. Nuestros resultados sugieren que aumentar la aireación de la pila y disminuir la cantidad o frecuencia de riego, especialmente en la mitad y al final del proceso de compostaje, podría reducir aún más las emisiones de CH4. Mostramos que las emisiones de GEI provenientes del compostaje de desechos de alimentos son menores que las de los vertederos y sugerimos que la implementación futura de enfoques de medición continua como el que se describe aquí puede ayudar a reducir aún más las emisiones y contribuir a la mitigación del cambio climático.

Los datos están disponibles previa solicitud a T. Pérez.

FAO. Iniciativa global para la reducción de la pérdida y el desperdicio de alimentos. 8 (2015).

Willett, W. y col. Alimentos en el antropoceno: la Comisión EAT-Lancet sobre dietas saludables a partir de sistemas alimentarios sostenibles. Lanceta Hno. Ed. 393, 447–492 (2019).

Artículo de Google Scholar

Chen, C., Chaudhary, A. & Mathys, A. Pérdidas nutricionales y ambientales integradas en el desperdicio de alimentos a nivel mundial. Recurso. Conservar. Reciclar. 160, 104912 (2020).

Artículo de Google Scholar

EPA de EE. UU. De la granja a la cocina: los impactos ambientales del desperdicio de alimentos en EE. UU. (2021).

EPA de EE. UU. Hoja informativa sobre el avance de la gestión de materiales sostenibles 2018 https://www.epa.gov/sites/default/files/2021-01/documents/2018_ff_fact_sheet_dec_2020_fnl_508.pdf. (2020).

Lee, U., Han, J. & Wang, M. Evaluación de las emisiones de gases de vertedero de vertederos municipales de residuos sólidos para el análisis del ciclo de vida de las vías de conversión de residuos en energía. J. Limpio. Pinchar. 166, 335–342 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Agencia de protección ambiental, (Inventario de emisiones y sumideros de gases de efecto invernadero de EE. UU.: 1990–2016. The Federal Register/FIND 83, 5422 (2018)

Junta de recursos del aire de California. Inventario de emisiones de gases de efecto invernadero de California: 2000–2016, 2018 Edn. (2018).

Krause, MJ Panel intergubernamental sobre el protocolo de metano en vertederos del cambio climático: revisión de 20 años de aplicación. Gestión de residuos. Res J. Int. Limpieza Pública de Residuos Sólidos. Asociación. ISWA 36, 827 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Demirel, B. & Scherer, P. Las funciones de los metanógenos acetotróficos e hidrogenotróficos durante la conversión anaeróbica de biomasa en metano: una revisión. Rev. Medio Ambiente. Ciencia. Biotecnología. 7, 173-190 (2008).

Artículo CAS Google Scholar

Morris, J., Scott Matthews, H. & Morawski, C. Revisión y metanálisis de 82 estudios sobre métodos de gestión al final de su vida útil para sustancias orgánicas separadas en origen. Gestión de residuos. 33, 545–551 (2013).

Artículo PubMed Google Scholar

Michel, F. et al. El manual de compostaje 159–196 (Elsevier Inc, 2022).

Reservar Google Académico

Goldstein, N. Infraestructura de compostaje de residuos de alimentos en EE. UU. BioCycle 60, 23 (2019).

Insam, H. y de Bertoldi, M. Waste Management 25–48 (Elsevier, 2007).

Google Académico

Peigné, J. & Girardin, P. Impactos ambientales de las prácticas de compostaje a escala agrícola. Contaminación del agua, el aire y el suelo. 153, 45–68 (2004).

ADS del artículo Google Scholar

Onwosi, CO et al. Tecnología de compostaje en la estabilización de residuos: sobre los métodos, desafíos y perspectivas de futuro. J. Medio Ambiente. Administrar. 190, 140-157 (2017).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Bunnell, FL, Tait, DEN, Flanagan, PW y Van Clever, K. Respiración microbiana y pérdida de peso del sustrato. I: Un modelo general de las influencias de las variables abióticas. Biol del suelo. Bioquímica. 9, 33–40 (1977).

Artículo CAS Google Scholar

Amlinger, F., Peyr, S. & Cuhls, C. Emisiones de gases de efecto invernadero procedentes del compostaje y el tratamiento biológico mecánico. Gestión de residuos. Res. 26, 47–60 (2008).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Hargreaves, JC, Adl, MS & Warman, PR Una revisión del uso de residuos sólidos municipales compostados en la agricultura. Agr. Ecosistema. Reinar. 123, 1-14 (2008).

Artículo de Google Scholar

Cáceres, R., Malińska, K. & Marfà, O. Nitrificación en el compostaje: una revisión. Gestión de residuos. 72, 119-137 (2018).

Artículo PubMed Google Scholar

Reciclaje de Cal. 2018 Caracterización de residuos sólidos basada en instalaciones en California. Publicación n.º DRRR-2020–1666. Departamento de Reciclaje y Recuperación de Recursos de California, págs. 1–176 (2020).

Silver, W., Vergara, SE y Mayer, A. Potencial de secuestro de carbono y mitigación de gases de efecto invernadero del compostaje y enmiendas del suelo en los pastizales de California (Universidad de California, 2018).

Google Académico

Ryals, R. & Silver, WL Efectos de las enmiendas de materia orgánica sobre la productividad primaria neta y las emisiones de gases de efecto invernadero en pastizales anuales. Ecológico. Aplica. 23, 46–59 (2013).

Artículo PubMed Google Scholar

Tautges, NE et al. Los inventarios de suelos profundos revelan que los impactos de los cultivos de cobertura y el compost en el secuestro de carbono del suelo difieren en los suelos superficiales y subterráneos. Globo. Cambiar Biol. 25, 3753–3766 (2019).

ADS del artículo Google Scholar

Ryals, R., Hartman, MD, Parton, WJ, DeLonge, MS y Silver, WL Potencial de mitigación del cambio climático a largo plazo con el manejo de la materia orgánica en los pastizales. Ecológico. Aplica. 25, 531–545 (2015).

Artículo PubMed Google Scholar

DeLonge, M., Ryals, R. & Silver, W. Un modelo de ciclo de vida para evaluar el potencial de secuestro de carbono y la dinámica de los gases de efecto invernadero de los pastizales gestionados. Ecosistemas 16, 962–979 (2013).

Artículo CAS Google Scholar

Reciclaje de Cal. Análisis del avance hacia las metas de reducción de residuos orgánicos de la SB 1383. Departamento de reciclaje y recuperación de recursos de California (No.DRRR-2020–1693). págs. 1 a 42 (2020).

Reciclaje de Cal. AB 341 Informe a la legislatura. Publicación n.º DRRR-2015–1538. (2015).

Phong, NT Emisiones de gases de efecto invernadero procedentes de plantas de compostaje y digestión anaeróbica. 1–109 (2012). https://bonndoc.ulb.uni-bonn.de/xmlui/bitstream/handle/20.500.11811/5130/3002.pdf?sequence=1&isAllowed=y

Hellmann, B., Zelles, L., Palojarvi, A. & Bai, Q. Emisión de gases traza relevantes para el clima y sucesión de comunidades microbianas durante el compostaje en hileras abiertas. Aplica. Reinar. Microbiol. 63, 1011-1018 (1997).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Díaz, LF y Savage, GM Waste Management 49–65 (Elsevier, 2007).

Google Académico

Beck-Friis, B., Pell, M., Sonesson, U., Jönsson, H. & Kirchmann, H. Formación y emisión de N2O y CH4 a partir de montones de abono de residuos domésticos orgánicos. Evaluación de Environ Monit 62, 317–331 (2000).

Artículo CAS Google Scholar

Sommer, SG, McGinn, SM, Hao, X. & Larney, FJ Técnicas para medir las emisiones de gases de una reserva de compostaje de estiércol de ganado. Atmos. Reinar. 38, 4643–4652 (2004).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Harper, LA, Denmead, OT y Flesch, TK Técnicas micrometeorológicas para la medición de emisiones entéricas de gases de efecto invernadero. Animación. Alimentar ciencia. Tecnología. 166–167, 227–239 (2011).

Artículo de Google Scholar

Cadena, E., Colón, J., Sánchez, A., Font, X. & Artola, A. Una metodología para determinar las emisiones gaseosas en una planta de compostaje. Gestión de residuos. 29, 2799–2807 (2009).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Vergara, SE & Silver, WL Emisiones de gases de efecto invernadero provenientes del compostaje en hileras de desechos orgánicos: patrones y factores de emisión. Reinar. Res. Letón. 14, 124027 (2019).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Kent, ER, Bailey, SK, Stephens, J., Horwath, WR y Paw, UKT Mediciones del flujo de gases de efecto invernadero procedentes del compostaje de residuos verdes mediante balance de masa micrometeorológico y cámaras de flujo. Compos. Ciencia. Útil. 27, 1-20 (2019).

Artículo de Google Scholar

Wagner-Riddle, C., Park, K. y Thurtell, GW Un enfoque de balance de masa micrometeorológico para mediciones del flujo de gases de efecto invernadero a partir de estiércol animal almacenado. Agrícola. Para. Meteorol. 136, 175–187 (2006).

ADS del artículo Google Scholar

Denmead, OT Nuevos métodos meteorológicos para medir flujos de gases traza. Filos. Trans. R Soc. Londres. Ser. Un médico. Ing. Ciencia. 351, 383–396 (1995).

ADS CAS Google Académico

Rynk, R. y col. El manual de compostaje 103–157 (Academic Press, 2022).

Reservar Google Académico

Michel, F. et al. El manual de compostaje 159–196 (Elsevier Inc, 2022).

Reservar Google Académico

Rynk, R. y col. El manual de compostaje 501–548 (Elsevier Inc, 2022).

Reservar Google Académico

Desjardins, RL y cols. Evaluación de un método de balance de masa micrometeorológico que emplea un láser de trayectoria abierta para medir las emisiones de metano. Atmos. Reinar. 38, 6855–6866 (2004).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Denmead, OT Enfoques para medir los flujos de metano y óxido nitroso entre los paisajes y la atmósfera. Suelo vegetal 309, 5–24 (2008).

Artículo CAS Google Scholar

Nelson, DW & Sommers, LE En Métodos de análisis de suelos. Parte 3. Métodos químicos—Serie de libros SSSA no. 5. Capítulo 34, 961–1010, (1996).

Mulvaney, RL en Métodos de análisis de suelos. Parte 3. Métodos químicos. Serie de libros SSSA núm. 5. (ed. Bartels, JM) 1123–1184, 1996).

Hart, SC, Stark, JM, Davidson, EA y Firestone, MK En Métodos de análisis de suelos. Parte 2, Propiedades microbiológicas y bioquímicas, (Estados Unidos, 1994) págs. 985–1018.

Nelson, DW y Sommers, LE en Métodos de análisis de suelos. Parte 3. Métodos químicos-Serie de libros SSSA no. 5, capítulo 34, págs. 961-1010, (1996).

Danielson, RE y Sutherland, PL en Serie de libros SSSA: 5. Métodos de análisis de suelos. Parte 1. Métodos físicos y mineralógicos (ed Klute, A.) 443–461 (Sociedad Estadounidense de Agronomía, Inc. Sociedad de Ciencias del Suelo de América, Inc., Madison, Wisconsin, EE. UU., 1986).

https://www.R-project.org/.

Focht, DD y Verstraete, W. En Advances in Microbial Ecology, Vol 1. (ed Alexander, M.) 135–198, 1977).

Firestone, M. y Davidson, EA en intercambio de gases traza entre ecosistemas terrestres y la atmósfera (eds Andreae, MO y Schimel, DS) 7–21 (John Willey and Sons, 1989).

Jäckel, U., Thummes, K. & Kämpfer, P. Producción de metano termófilo y oxidación en compost. Microbiol FEMS. Ecológico. 52, 175–184 (2005).

Artículo PubMed Google Scholar

Shi, S. y col. Respuestas de la composición de la comunidad de bacterias oxidantes de amoníaco a cambios temporales en los parámetros fisicoquímicos durante el compostaje de desechos de alimentos. RSC Avanzado. 6, 9541–9548 (2016).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Zhan, Y. et al. Conocimiento de la comunidad microbiana dinámica y las bacterias centrales en el compostaje de diferentes fuentes mediante métodos bioinformáticos avanzados. Reinar. Ciencia. Contaminación. Res. En t. 30, 8956–8996 (2022).

Artículo PubMed Google Scholar

Rasapoor, M., Nasrabadi, T., Kamali, M. y Hoveidi, H. Los efectos de la tasa de aireación en la calidad del compost generado, utilizando el método de pila estática aireada. Gestión de residuos. Elmsford 29, 570–573 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Nakasaki, K., Yaguchi, H., Sasaki, Y. y Kubota, H. Efectos del control del pH en el compostaje de basura. Gestión de residuos. Res. 11, 117-125 (1993).

Artículo CAS Google Scholar

Cheung, HNB, Huang, GH y Yu, H. Inhibición del crecimiento microbiano durante el compostaje de desechos de alimentos: efectos de los ácidos orgánicos. Biores. Tecnología. 101, 5925–5934 (2010).

Artículo CAS Google Scholar

Wang, X., Selvam, A., Chan, M. & Wong, JWC Conservación del nitrógeno y control de la acidez durante el compostaje de desechos de alimentos mediante la formación de estruvita. Biores. Tecnología. 147, 17-22 (2013).

Artículo CAS Google Scholar

García, J., Patel, BKC y Ollivier, B. Diversidad taxonómica, filogenética y ecológica de arqueas metanogénicas. Anaerobio 6, 205–226 (2000).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

De Visscher, A. & Van Cleemput, O. Modelo de simulación para difusión de gas y oxidación de metano en suelos de cobertura de vertederos. Gestión de residuos. Elmsford 23, 581–591 (2003).

Artículo de Google Scholar

Nakhshiniev, B. et al. Reducir la volatilización del amoníaco durante el compostaje de residuos orgánicos mediante la adición de lignocelulosa tratada hidrotermalmente. En t. Biodeterioro. Biodegradado. 96, 58–62 (2014).

Artículo de Google Scholar

Klinger, KM, Liebner, F., Hosoya, T., Potthast, A. y Rosenau, T. Amoxidación de materiales lignocelulósicos: formación de compuestos nitrogenados no heterocíclicos a partir de monosacáridos. J. Agrícola. Química de los alimentos. 61, 9015–9026 (2013).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Knicker, H., Ludemann, H. & Haider, K. Estudios de incorporación de NH+ 4 durante la incubación de residuos orgánicos mediante espectroscopia de 15 N-CPMAS-NMR. EUR. J. Ciencia del suelo. 48, 431–441 (1997).

Artículo CAS Google Scholar

Thorn, KA y Mikita, MA Fijación de amoníaco mediante sustancias húmicas: un estudio de RMN de nitrógeno 15 y carbono 13. Ciencia. Medio ambiente total. 113, 67–87 (1992).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Yu, H., Xie, B., Khan, R. y Shen, G. Los cambios en el carbono, los componentes del nitrógeno y las sustancias húmicas durante el co-compostaje aeróbico orgánico-inorgánico. Biores. Tecnología. 271, 228–235 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Departamento de agricultura de los Estados Unidos. en la Parte 637 Manual Nacional de Ingeniería de Ingeniería Ambiental, 2000).

Oshins, C., Michel, F., Louis, P., Richard, TL y Rynk, R. The Composting Handbook 51–101 (Elsevier Inc, 2022).

Reservar Google Académico

Clemens, J. & Cuhls, C. Emisiones de gases de efecto invernadero procedentes del tratamiento mecánico y biológico de residuos municipales. Reinar. Tecnología. 24, 745–754 (2003).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Karanjekar, RV y cols. Estimación de las emisiones de metano de los vertederos en función de la lluvia, la temperatura ambiente y la composición de los residuos: el modelo CLEEN. Gestión de residuos. Elmsford 46, 389–398 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Wang, Y., Odle, WS, Eleazer, WE y Bariaz, MA Potencial de metano de los desechos de alimentos y toxicidad anaeróbica de los lixiviados producidos durante la descomposición de los desechos de alimentos. Gestión de residuos. Res. 15, 149-167 (1997).

Artículo CAS Google Scholar

El IPCC. En 2006, las Directrices del IPCC para los inventarios nacionales de gases de efecto invernadero (eds Eggleston, S., Buendia, L., Miwa, K., Ngara, T. & Tanabe, K.) (The Institute for Global). (Hayama-machi Kanagawa-ken , 2006).

Descargar referencias

Este trabajo fue apoyado por fondos de la Cuarta Evaluación del Cambio Climático de California, a través de la Iniciativa de Energía y Clima de Berkeley y la Fundación de la Familia Rathmann. Agradecemos a McIntire Stennis las subvenciones CA-B-ECO-0315-MS y CA-B-ECO-7673-MS (a WLS). Agradecemos el apoyo de LaFranchi Dairy Farm, Will Bakx y José García por facilitar el establecimiento de nuestro experimento en West Marin Compost Facility y por el manejo semanal de la pila de compost. También estamos muy agradecidos con John Wick por su visión y apoyo al proporcionar la infraestructura para implementar nuestra configuración experimental en el campo. Agradecemos el invaluable apoyo del Dr. Jeff Creque del Carbon Cycle Institute por su ayuda con la adquisición de desperdicios de alimentos y la configuración experimental. Reconocemos a Recology por proporcionar los desechos de alimentos utilizados para hacer la pila de abono. Finalmente, agradecemos a Kris Daum por su invaluable asistencia de campo y procesamiento de datos. Dedicamos este manuscrito a la memoria de Will Bakx, quien fue una inspiración dada su apasionada defensa de mejorar la sostenibilidad mediante el compostaje de residuos.

Departamento de Ciencias, Políticas y Gestión Ambientales, Universidad de California, Berkeley, CA, 94720, EE. UU.

Tibisay Pérez & Whendee L. Silver

Centro de Ciencias Atmosféricas y Biogeoquímica, Instituto Venezolano de Investigaciones Científicas, Caracas, Aptdo 1020A, Venezuela

Tibisay Pérez

Departamento de Ingeniería de Recursos Ambientales, Universidad Estatal de Humboldt, 1 Harpst Street, Arcata, CA, 95521, EE. UU.

Sintana E. Vergara

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TP: Optimización de métodos, recogida y análisis de datos y redacción. WLS: Análisis y redacción de datos. SEV: Redacción, revisión y edición.

Correspondence to Tibisay Pérez.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Pérez, T., Vergara, SE & Silver, WL Evaluación del potencial de mitigación del cambio climático a partir del compostaje de residuos de alimentos. Representante científico 13, 7608 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-34174-z

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Recibido: 12 de septiembre de 2022

Aceptado: 25 de abril de 2023

Publicado: 10 de mayo de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-34174-z

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