Avaliando o potencial de mitigação das mudanças climáticas da compostagem de resíduos alimentares

Scientific Reports volume 13, Número do artigo: 7608 (2023) Citar este artigo

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O desperdício de alimentos é um constituinte orgânico dominante dos aterros sanitários e uma grande fonte global de gases de efeito estufa. A compostagem de resíduos alimentares apresenta uma oportunidade potencial para a redução de emissões, mas faltam dados sobre a pilha inteira, as emissões em escala comercial e os fatores biogeoquímicos associados. Usamos uma abordagem de balanço de massa micrometeorológica não invasiva otimizada para pilhas tridimensionais de compostagem em escala comercial para medir as emissões de metano (CH4), óxido nitroso (N2O) e dióxido de carbono (CO2) continuamente durante a compostagem de resíduos alimentares. Medições de fluxo de gases de efeito estufa foram complementadas com sensores contínuos de oxigênio (O2) e temperatura e amostragem intensiva para processos biogeoquímicos. Os fatores de emissão (EF) variaram de 6,6 a 8,8 kg CH4–C/Mg de resíduos de alimentos úmidos e foram impulsionados principalmente por eventos de baixo redox e irrigação. A compostagem resultou em baixas emissões de N2O (0,01 kg N2O–N/Mg de resíduos de alimentos úmidos). O valor total de EF (CH4 + N2O) para compostagem de resíduos alimentares foi de 926 kgCO2e/Mg de resíduos alimentares secos. As emissões de compostagem foram 38–84% menores do que os fluxos de aterros equivalentes com uma economia líquida mínima potencial de 1,4 MMT CO2e para a Califórnia até o ano de 2025. Nossos resultados sugerem que a compostagem de resíduos alimentares pode ajudar a mitigar as emissões. O aumento da rotação durante a fase termofílica e menos irrigação geral podem reduzir ainda mais as emissões.

Estima-se que mais de um terço da produção global de alimentos entre no fluxo de resíduos, onde contribui para as emissões de gases de efeito estufa (GEE)1,2. As emissões médias de GEE do ciclo de vida provenientes da perda e desperdício de alimentos (FLW) são estimadas em 124 g CO2e per capita globalmente e 315 g CO2e per capita em países de alta renda3. Nos EUA, o FLW varia de 73 a 152 MMT/ano ou 223 a 468 kg per capita anualmente4 (MMT = milhões de toneladas métricas). As vias de gestão de FLW mais importantes no país são o aterro (56%), a combustão controlada (12%), a codigestão/digestão anaeróbica (8%) e o tratamento de esgoto/água (6%), com a compostagem representando apenas cerca de 4,1 %5. O desperdício de alimentos tem a maior fração de carbono orgânico degradável (C) decomponível quando comparado a outros resíduos orgânicos (madeira, papel e aparas de jardim), gerando a maior constante de taxa de produção de GEE em aterros sanitários (2.708 kg CO2e/t seca)6. Os aterros sanitários são a terceira maior fonte de emissões de CH4 no inventário de GEE dos EUA, devido principalmente à decomposição anaeróbica de resíduos orgânicos ricos em C7,8,9,10. Estudos de avaliação do ciclo de vida (LCA) sugerem que economias consideráveis de GEE poderiam ser alcançadas se os resíduos orgânicos fossem gerenciados por meio de compostagem aeróbica ou digestão anaeróbica, em vez de estratégias de gerenciamento convencionais11.

A compostagem é uma forma de decomposição controlada da matéria orgânica. Práticas típicas de compostagem aeróbica em escala comercial incluem em vasos, leiras e pilhas estáticas com aeração forçada12. Nos EUA, a compostagem é geralmente realizada em leiras e pilhas estáticas em instalações ao ar livre13. A decomposição da matéria orgânica em leiras e pilhas estáticas passa por quatro fases discretas e termicamente definidas durante a compostagem. A fase inicial da decomposição é caracterizada como mesófila (25-40 °C) com a conversão do material mais facilmente degradável em dióxido de carbono (CO2) e produtos microbianos. O aumento da atividade microbiana e as temperaturas associadas levam a uma fase termofílica (40 a 65 °C). Altas taxas de atividade microbiana durante esta fase podem resultar em depleção de oxigênio (O2) e na prevalência de processos microbianos anaeróbicos, como a metanogênese14,15. As pilhas são reviradas mecanicamente regularmente durante o processo de compostagem para limitar o desenvolvimento de anaerobiose. À medida que a quantidade de material facilmente degradável diminui e a formação de material orgânico mais recalcitrante aumenta, a decomposição diminui e as temperaturas começam a esfriar durante a segunda fase mesófila. A fase final da compostagem é chamada de maturação e é caracterizada pelo declínio da biomassa bacteriana e aumento de fungos à medida que as temperaturas retornam aos níveis ambientais14.

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>