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May 24, 2023

Bewertung des Potenzials zur Eindämmung des Klimawandels durch die Kompostierung von Lebensmittelabfällen

Scientific Reports Band 13, Artikelnummer: 7608 (2023) Diesen Artikel zitieren 2984 Zugriffe 54 Altmetric Metrics Details Lebensmittelabfälle sind ein dominierender organischer Bestandteil von Mülldeponien und ein großer globaler Anteil

Wissenschaftliche Berichte Band 13, Artikelnummer: 7608 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Details zu den Metriken

Lebensmittelabfälle sind ein überwiegender organischer Bestandteil von Mülldeponien und eine große globale Quelle von Treibhausgasen. Die Kompostierung von Lebensmittelabfällen stellt eine potenzielle Möglichkeit zur Emissionsreduzierung dar, es fehlen jedoch Daten zu Emissionen ganzer Haufen, im kommerziellen Maßstab und den damit verbundenen biogeochemischen Treibern. Wir haben einen nicht-invasiven mikrometeorologischen Massenbilanzansatz verwendet, der für dreidimensionale Mietkomposthaufen im kommerziellen Maßstab optimiert ist, um die Emissionen von Methan (CH4), Lachgas (N2O) und Kohlendioxid (CO2) während der Kompostierung von Lebensmittelabfällen kontinuierlich zu messen. Die Messungen des Treibhausgasflusses wurden durch kontinuierliche Sauerstoff- (O2) und Temperatursensoren sowie intensive Probenahmen für biogeochemische Prozesse ergänzt. Die Emissionsfaktoren (EF) lagen zwischen 6,6 und 8,8 kg CH4-C/Mg-Nassfutterabfällen und wurden hauptsächlich durch niedrige Redox- und Bewässerungsereignisse verursacht. Die Kompostierung führte zu geringen N2O-Emissionen (0,01 kg N2O–N/Mg Nassfutterabfall). Der Gesamt-EF-Wert (CH4 + N2O) für die Kompostierung von Lebensmittelabfällen betrug 926 kgCO2e/Mg trockener Lebensmittelabfälle. Die Kompostierungsemissionen waren um 38–84 % geringer als bei gleichwertigen Deponieflüssen, mit einer potenziellen Nettomindesteinsparung von 1,4 MMT CO2e für Kalifornien bis zum Jahr 2025. Unsere Ergebnisse legen nahe, dass die Kompostierung von Lebensmittelabfällen zur Emissionsminderung beitragen kann. Ein verstärktes Wenden während der thermophilen Phase und eine insgesamt geringere Bewässerung könnten möglicherweise die Emissionen weiter senken.

Es wird geschätzt, dass über ein Drittel der weltweiten Lebensmittelproduktion in den Abfallstrom gelangt und dort zu Treibhausgasemissionen (THG) beiträgt1,2. Die durchschnittlichen Lebenszyklus-THG-Emissionen aus Lebensmittelverlusten und -verschwendung (FLW) werden weltweit auf 124 g CO2e pro Kopf und in Ländern mit hohem Einkommen auf 315 g CO2e pro Kopf geschätzt3. In den USA liegt die FLW zwischen 73 und 152 MMT/Jahr oder 223 bis 468 kg pro Kopf und Jahr4 (MMT = Millionen Tonnen). Die wichtigsten Abfallentsorgungswege im Land sind Deponierung (56 %), kontrollierte Verbrennung (12 %), Mitvergärung/anaerobe Vergärung (8 %) und Abwasser-/Wasseraufbereitung (6 %), wobei die Kompostierung nur etwa 4,1 % ausmacht %5. Lebensmittelabfälle weisen im Vergleich zu anderen organischen Abfällen (Holz, Papier und Gartenabfälle) den größten Anteil an zersetzbarem, organischem Kohlenstoff (C) auf, was die höchste Ratenkonstante für die Treibhausgasproduktion auf Deponien mit sich bringt (2708 kg CO2e/Trocknung)6. Deponien sind die drittgrößte Quelle von CH4-Emissionen im Treibhausgasinventar der USA, hauptsächlich aufgrund der anaeroben Zersetzung von C-reichen organischen Abfällen7,8,9,10. Studien zur Lebenszyklusanalyse (LCA) deuten darauf hin, dass erhebliche Treibhausgaseinsparungen erzielt werden könnten, wenn organische Abfälle durch aerobe Kompostierung oder anaerobe Vergärung statt durch herkömmliche Managementstrategien entsorgt würden11.

Kompostierung ist eine Form der kontrollierten Zersetzung organischer Stoffe. Typische aerobe Kompostierungspraktiken im kommerziellen Maßstab umfassen Behälter, Mieten und erzwungen belüftete statische Haufen12. In den USA erfolgt die Kompostierung im Allgemeinen in Mieten und statischen Haufen in Freiluftanlagen13. Die Zersetzung organischer Stoffe in Mieten und statischen Haufen durchläuft während der Kompostierung vier diskrete, thermisch definierte Phasen. Die Frühphasenzersetzung wird als mesophil (25–40 °C) charakterisiert, wobei das am leichtesten abbaubare Material in Kohlendioxid (CO2) und mikrobielle Produkte umgewandelt wird. Steigende mikrobielle Aktivität und damit verbundene Temperaturen führen zu einer thermophilen Phase (40 bis 65 °C). Hohe mikrobielle Aktivitätsraten während dieser Phase können zu einem Sauerstoffmangel (O2) und der Verbreitung anaerober mikrobieller Prozesse wie der Methanogenese führen14,15. Während des Kompostierungsprozesses werden die Haufen regelmäßig mechanisch gewendet, um die Entwicklung einer Anaerobiose zu begrenzen. Wenn die Menge an leicht abbaubarem Material abnimmt und die Bildung von widerspenstigerem organischem Material zunimmt, verlangsamt sich die Zersetzung und die Temperaturen beginnen während der zweiten mesophilen Phase abzukühlen. Die letzte Phase der Kompostierung wird als Reifung bezeichnet und ist durch den Rückgang der Bakterienbiomasse und die Zunahme von Pilzen gekennzeichnet, wenn die Temperaturen auf Umgebungsniveau zurückkehren14.

Physikalisch-chemische Parameter sind wichtige Treiber der Treibhausgasflüsse bei der Zersetzung organischer Stoffe und wirken sich wahrscheinlich auf die Emissionen bei der Kompostierung aus. Beispielsweise bestimmt das Verhältnis von C zu Stickstoff (N) die mikrobielle N-Verfügbarkeit während der Zersetzung; Zu Beginn des Kompostierungsprozesses sind im Allgemeinen höhere C:N-Verhältnisse zu finden als am Ende16. Der pH-Wert des Substrats, die Feuchtigkeit, die O2-Konzentration und die Porosität können Muster und Geschwindigkeit der Zersetzung organischer Bodensubstanz und Streu beeinflussen17 und treiben wahrscheinlich auch die Zersetzung organischer Abfälle voran16,18. Ausgangsbestandteile der organischen Substanz in Komposthaufen, sogenannte Rohstoffe, unterscheiden sich in ihrem C- und Nährstoffgehalt, ihrem Feuchtigkeitsgehalt, ihrem Zellulosegehalt und ihrem Anteil an komplexen organischen Molekülen wie Lignin19. Lebensmittelabfälle sind besonders C- und nährstoffreich und feucht, was die Entstehung und Emission von Treibhausgasflüssen auf Deponien begünstigt. Lebensmittelabfälle weisen aufgrund ihres großen Anteils an labilem C9 die höchste Geschwindigkeitskonstante für die CH4-Erzeugung auf Deponien auf. Hohe C- und N-Konzentrationen in Lebensmittelabfällen können während des Kompostierungsprozesses möglicherweise zu hohen Stickoxid (N2O)-Emissionen führen, insbesondere wenn der Haufen feucht und gut belüftet ist. Belüftete Bedingungen können die Nitrifikation in Komposthaufen stimulieren20. Kurzfristige anaerobe Ereignisse oder Mikrostandorte mit hohem Feuchtigkeitsgehalt können zu nitrifizierender Denitrifikation und kanonischer Denitrifikation unter Bildung von N2O führen. Es fehlen jedoch Daten zu Mustern und den damit verbundenen Treibern der Spurengasemissionen bei der Kompostierung von Lebensmittelabfällen im kommerziellen Maßstab. Für die Vorhersage der Treibhausgasflüsse aus der Kompostierung ist es wichtig zu verstehen, wie räumliche und zeitliche Muster in der biogeochemischen Dynamik mit den Treibhausgasemissionen während des Kompostierungsprozesses zusammenhängen.

In Kalifornien, dem größten Lebensmittel produzierenden Bundesstaat der USA, machen organische Abfälle etwa 34 % der gesamten Feststoffabfallentsorgung aus, wobei weggeworfene Lebensmittel 44 % der organischen Substanz ausmachen21. Der Großteil der in Kalifornien anfallenden 5,3 MMT Lebensmittelabfälle wird auf Deponien gelagert, der Rest wird durch alternative Bewirtschaftung wie Kompostierung, Recycling, Verbrennung und anaerobe Vergärung verarbeitet. Silver et al.22 schlugen vor, dass die Umleitung der größten organischen Abfallströme im Bundesstaat Kalifornien von der Deponierung zur Kompostierung möglicherweise zu einer Netto-THG-Reduktion im Vergleich zu aktuellen Managementpraktiken führen könnte. Zusätzliche Treibhausgaseinsparungen könnten durch die Verwendung von Kompost als Alternative zu anorganischen oder stark emittierenden organischen Düngemitteln (z. B. Viehmist) und durch eine erhöhte C-Sequestrierung im Boden nach der Kompostierung von Böden erzielt werden23,24,25,26. Kalifornien hat kürzlich eine aggressive Politik eingeführt, um bis 2025 75 % der organischen Abfälle von der Deponierung auf alternative Bewirtschaftung umzuleiten (SB 1383)27,28. Das Verständnis der Muster und Treiber der Treibhausgasemissionen aus der Kompostierung ist von entscheidender Bedeutung, um das Potenzial für die Eindämmung des Klimawandels durch solche politischen Änderungen zu ermitteln27.

Die Bestimmung der Emissionen aus der Kompostierung im kommerziellen Maßstab ist eine Herausforderung. Die meisten Messansätze wie statische Kammern, geschlossene Pfähle und Kurzzeittests führen zu Fehlern, die mit Änderungen der Treibhausgastreiber einhergehen, und können Hotspots und Hot-Momente von Emissionen übersehen22 (siehe Online-Ergänzungstabelle S2). Um die realen Bedingungen genau abzuschätzen, sollten die Kompostemissionen während des Kompostierungsprozesses kontinuierlich gemessen, der gesamte Zeitraum von der Haufenbildung bis zum fertigen Kompost erfasst und die Emissionen während typischer Verfahren im kommerziellen Maßstab verfolgt werden. Nur sehr wenige Studien haben diese Kriterien erfüllt und die wenigen, die Ansätze verwendet haben, sind nicht direkt vergleichbar18,29,30,31,32,33. Als Mittel zur besseren Quantifizierung der Treibhausgasemissionen während der Kompostierung wurden mikrometeorologische Ansätze vorgeschlagen. Mikrometeorologische Ansätze können vor Ort umgesetzt werden und sind nichtinvasiv. Sie ermöglichen die Untersuchung des gesamten Kompostierungsprozesses und vermeiden gleichzeitig die Probleme, die typischerweise mit der Einschließung von Komposthaufen einhergehen, wie etwa Änderungen der Gasdiffusion, der Feuchtigkeit oder der Temperatur34. Mikrometeorologische Methoden haben auch das Potenzial, kontinuierliche Messungen durchzuführen, wodurch die Wahrscheinlichkeit verringert wird, dass Hotspots oder Hot-Momente von Emissionen übersehen werden, und so eine realistischere Schätzung der Treibhausgasemissionen zu ermöglichen33,35,36,37,38,39. In dieser Studie verwendeten wir einen mikrometeorologischen Massenbilanzansatz (MMB), um die kontinuierlichen CO2-, N2O- und CH4-Emissionen bei der Kompostierung von Lebensmittelabfällen im kommerziellen Maßstab in Kalifornien, USA, zu messen. Unsere Optimierung des mikrometeorologischen Massenbilanzansatzes ermöglicht Treibhausgasmessungen in einer dreidimensionalen Struktur mit hoher räumlicher und zeitlicher Auflösung und kann in großem Maßstab eingesetzt werden. Die Kombination aus Land-Atmosphäre-Flüssen und kontinuierlicher Erfassung innerhalb des Haufens ermöglichte es uns, die Kompostumgebung intensiv zu beproben, um sowohl die Muster als auch die Treiber der Treibhausgasemissionen während des gesamten Kompostierungsprozesses von Lebensmittelabfällen zu bestimmen13. Wir gehen davon aus, dass die mit dem Kompostierungsprozess verbundenen Treibhausgasemissionsfaktoren (EF) geringer sind als diejenigen, die bei der herkömmlichen Deponieentsorgung von Lebensmittelabfällen entstehen. Basierend auf den gemessenen physikalisch-chemischen Treibern der Treibhausgasflüsse ermitteln wir die potenziellen Treibhausgaseinsparungen für Kalifornien bis zum Jahr 2025 und biogeochemische Faktoren, die die Treibhausgasemissionen durch diese Managementpraxis weiter verringern würden.

Das Experiment wurde in der West Marin Composting Facility in Nicasio, Kalifornien (38°05′14,9“ N 122°42′26,0“ W) durchgeführt. Wir haben einen Mietenpfahl von ca. 15 × 4 × 2 m (Länge, Breite, Höhe) errichtet (17.08.2018). Der Versuch lief 80 Tage, bis das Material gemäß den staatlichen Richtlinien32 vollständig kompostiert war. Die Haufenzusammensetzung bestand zu 34,3 % w/w (22 % v/v) aus Lebensmittelabfällen mit Gartenabfällen als Füllstoff (Tabelle 1).

Lebensmittelabfälle stammten von Bauernmärkten in Marin County und organischen Abfällen aus Restaurants. Verunreinigungen (Glas, Metall, Kunststoff usw.) wurden manuell entfernt, das Material mit dem Füllstoff vermischt und mechanisch mit einem Mietenwender41 gewendet. Zu Beginn des Kompostierungsprozesses wurde Wasser hinzugefügt (9464 l) und am d 18 (946 L), 24 (1893 L), 31 (846 L), 52 (2650 L) und 66 (5243 L), basierend auf den standardmäßigen kommerziellen Kompostierungspraktiken42.

Die Treibhausgasflüsse wurden mithilfe einer Adaption der MMB-Methode von Wagner-Riddle et al.38 gemessen. Vier Türme wurden um den Pfahl herum aufgestellt. Jeder Turm war mit vier Teflon-Gasprobenahmerohren (1/8 Zoll Außendurchmesser) in Höhen von 0,75 m, 1,65 m, 2,50 m und 3,50 m ausgestattet, was insgesamt 16 Gasprobenahmeeinlässen entspricht. Jeder Probenahmeeinlass verfügte über einen 0,45-mm-Membranfilter, um Partikelinterferenzen und Feuchtigkeitssättigung zu verhindern. Die atmosphärischen CH4-, CO2- und N2O-Konzentrationen wurden kontinuierlich mit einem Cavity-Ring-Down-Spektrometer (CRDS) (G2308, Picarro, Santa Clara, CA) gemessen. Ein gemeinsamer Niederdruck-Auslass-Strömungswegselektor (EUTA-VLSF8MWE2, Vici, Houston, TX) mit 16 Rohrprobenahmeanschlüssen wurde mit den Probeneinlassrohren verbunden, die auf jeder Höhe der Türme platziert waren (Abb. 1a). Von den Probenahmeeinlässen strömte ständig Luft durch den gemeinsamen Auslasswähler, der an eine externe Vakuumpumpe angeschlossen war (Abb. 1a). Durch die Aufrechterhaltung eines kontinuierlichen Luftstroms durch die Probenleitungen stellten wir sicher, dass die Luftmasse, wenn ein Probenstrom zur Analyse bereit war, repräsentativ für die ausgewählte Probeneinlasshöhe des Turms war. Wenn ein Probenstrom für die Analyse der Treibhausgaskonzentration ausgewählt wurde, wurde die Luft zum CRDS geleitet, wo die Treibhausgaskonzentrationen in 1-Minuten-Intervallen gemessen wurden (Abb. 1a).

(a) Diagramm des Versuchsaufbaus der mikrometeorologischen Massenbilanzmethode. (b) Feldlayout des experimentellen Komposthaufens (Bildnachweis: Kris Daum).

Zwei der Türme waren der Länge nach angeordnet (Abb. 1a) und mit jeweils vier 3D-Schallanemometern (Gill Wind Master Pro, Gill Instrument, Lymington, England) ausgestattet, die auf derselben Höhe wie die Gasprobeneinlassöffnungen installiert waren, um meteorologische Variablen zu messen (Windgeschwindigkeit, Windrichtung und Schalltemperatur) kontinuierlich (alle 15 s, 1 Hz) während des gesamten Kompostierungsprozesses. Luftproben auf jeder der vier Probenahmehöhen wurden in aufeinanderfolgenden Paaren von gegenüberliegenden Türmen entnommen, um die Zeit zwischen Wind- und Windproben zu minimieren und die Wahrscheinlichkeit zu maximieren, dass die mikrometeorologischen Bedingungen während beider Probenahmezeiträume ähnlich blieben. Mit dieser Technik haben wir Flüsse gemessen, die sich kontinuierlich in Längsrichtung von Turm 1 (T1) zu Turm 3 (T3) und in der Breite von Turm 2 (T2) zu Turm 4 (T4) abwechseln. Beispielsweise folgte auf Gasproben, die am Einlass 1 (aus einer Höhe von 0,75 m bei T1) gesammelt wurden, eine Gassammlung auf derselben Höhe im gegenüberliegenden Turm (Probeneinlass 9, T3) (Abb. 1a). Dieser Vorgang wurde fortgesetzt, bis die höchste Probenahmeöffnung (3,5 m) erreicht war, und dann begann der Zyklus erneut auf der niedrigsten Höhe.

Die Flussgleichung geht davon aus, dass der turbulente Diffusionsfluss vernachlässigbar ist und durch38 Gl. angenähert werden kann. (1):

wobei L (m) der lineare Abstand zwischen den gegen den Wind gerichteten Messtürmen (Fetch) und \({\overline{u} }_{z}\), \({\overline{c} }_{z,d }\) und \({\overline{c} }_{z,u}\) sind die mittlere horizontale Windgeschwindigkeit (m/s) auf jeder Probenhöhe z und die Gaskonzentrationen für Wind- und Windtürme (mg Treibhausgasemissionen/ m3). Wir haben zwei Integrationsmethoden verwendet: eine Trapezregel und eine angepasste Spline-Funktion. Der Konzentrationsunterschied (ΔCi) in einer Höhe zi ergibt sich aus der Differenz zwischen der Treibhausgaskonzentration auf der windabgewandten Seite (Ci-unten) minus der windzugewandten Seite (Ci-oben) des Pfahls (Gleichung 2). Der Fluss zwischen den Höhen zi und zi-1 wird durch den Durchschnitt der Konzentrationsdifferenz multipliziert mit den jeweiligen mittleren horizontalen Windgeschwindigkeiten (ūi. ΔCi und ūi-1. ΔCi-1) berechnet. Der Mittelwert wird dann über die beiden Stichprobenhöhen (zi und zi-1) integriert (Gleichung 3) und durch den Abruf (L) dividiert.

Diese Methode vernachlässigt den horizontalen turbulenten Diffusionsterm und könnte daher Flüsse überschätzen39. Ein empirischer Test zur potenziellen Überschätzung der CH4-Emissionen ergab, dass diese etwa 5 % betrug, wenn sowohl schnell ansprechende Anemometer als auch Konzentrationsmethoden verwendet wurden43. Die hier verwendete Instrumentierung erfüllte die Anforderungen zur Minimierung möglicher Überschätzungen43,44, weshalb wir keinen Korrekturfaktor angewendet haben.

Bei dieser Methode wird davon ausgegangen, dass der vertikale Fluss vernachlässigbar ist. Dies wird erreicht, wenn die höchste Probenahmeöffnung über der Luftmassenschicht platziert wird, wo der vorherrschende horizontale Fluss stattfindet. Konventionell wird diese Höhe ermittelt, indem die längste horizontale Entfernung der Quelle durch zehn geteilt wird38. Hier betrug die diagonale Länge der rechteckigen Pfahlbasis 15,5 m und die gewählte Höhe der oberen Probenahmeöffnung 3,5 m, was theoretisch groß genug ist, um zu gewährleisten, dass kein nennenswerter vertikaler Fluss auftritt. Einzelheiten zur Methodenoptimierung finden Sie im Zusatzmaterial.

Wir haben kontinuierlich die Temperatur (CS616, Campbell Scientific, Logan, Utah, USA) und die O2-Konzentration (SO-110, Apogee Instruments, Logan, Utah, USA) überwacht, um die Umweltbedingungen im Zusammenhang mit der Treibhausgasdynamik besser beurteilen zu können. Sensoren (je 9 für Temperatur und O2) wurden horizontal bis zu einer Tiefe von etwa 1 m in den Pfahl eingebracht und an 9 Stellen in drei Höhen (0,5 m, 1,0 m und 1,5 m) im gleichen Abstand entlang des Pfahls verteilt. Während des gesamten Kompostierungsprozesses wurden Halbstundenmittelwerte ermittelt. Sowohl die Temperatur- als auch die O2-Sensoren waren an einen Datenlogger (CR-1000, Campbell Scientific, Logan, Utah, USA) angeschlossen. Die Millivolt-Ausgänge wurden in die O2-Konzentration umgewandelt, indem sie zunächst anhand der im Stapel ermittelten lokalen Temperatur korrigiert und dann eine lineare Regression verwendet wurden, die während der Laborkalibrierung ermittelt wurde. Der Haufen wurde wöchentlich mit einem industriellen Kompostwender gewendet. Vor dem Wenden wurden alle vier Gasprobenahmetürme und vergrabenen Sensoren aus dem Haufenbereich entfernt. Unmittelbar nach dem Wenden ersetzten wir die Sensoren und versetzten die Türme mithilfe dauerhafter Bodenmarkierungen (z. B. Plastikpfähle mit einer kleinen kreisförmigen flachen Platte auf Bodenhöhe), die zu Beginn des Experiments in den Boden gehämmert wurden, in genau die gleiche Position. Dies gewährleistete eine einheitliche Winkelposition des Anemometers in Bezug auf die Windrichtung.

Kompostproben (je etwa 1 kg) wurden wöchentlich an jeder der 9 Stellen innerhalb des Haufens sowohl vor als auch nach dem Wenden gesammelt und in 1-Gallonen-Gefrierbeutel mit Reißverschluss gegeben (n = 18 Proben pro Woche). Die Proben wurden bei 4 °C gelagert und innerhalb von 24 Stunden nach der Entnahme analysiert. Der Kompostfeuchtigkeitsgehalt wurde an 10-g-Proben nach 24-stündiger Trocknung bei 105 °C gravimetrisch bestimmt. Die Feuchtigkeitseinheiten wurden als g H2O pro Gramm Trockenkompost (g H2O.g−1) ausgedrückt. Die Schüttdichte wurde bestimmt, indem Kompost bis zu einer Volumenmarke von 100 ml in ein Becherglas gegeben und die Probe bei 105 °C bis zur Gewichtskonstanz im Ofen getrocknet wurde. Die Einheiten für die Schüttdichte waren g trockener Kompost pro cm3 Volumen (g cm−3). Der pH-Wert des Komposts wurde in einer Aufschlämmung mit 3 g frischem Kompost in 5 ml entionisiertem Wasser unter Verwendung einer pH-Elektrode (Denver Instruments, Bohemia, New York, USA)45 gemessen. Ammonium (NH4+) und Nitrat (NO3-) wurden nach der Extraktion gemessen etwa 3,5 g frischer Kompost in 75 ml 2 M KCl und analysiert auf einem kolorimetrischen diskreten Analysegerät (Seal Analytical, Inc. Mequon, WI, USA, Modell: AQ300); NO3- wurde durch Cadmiumreduktion mit der Griess-Ilosvay-Methode bestimmt und NH4+ wurde mit der Indophenolblau-Methode bestimmt.46 Die Einheiten der anorganischen N-Konzentrationen wurden pro g ofentrockenem Kompost bei 65 °C (μg N·g−1) ausgedrückt. Potenzielle Nettonitrifikations- und N-Mineralisierungsraten wurden durch Inkubation von etwa 3,5 g Kompost im Dunkeln für 7 Tage bestimmt. Ersteres wurde durch Unterschiede in der \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)-Konzentration vor und nach der Inkubation bestimmt und letzteres durch die Differenz der Summe von \({\text {NH}}_{{4}}^{ + }\) und \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) vor und nach der Inkubation unter Verwendung des oben beschriebenen Verfahrens47. Gesamt-C und -N wurden an trockenen, gemahlenen Proben (SPEX Samples Prep Mixer Mill 8000D, Metuchen, New Jersey, USA) durch Elementaranalyse (Carlo Erba Elantech, Lakewood, New Jersey, USA) unter Verwendung von Atropin als Standard und Bestätigung der Linearität bestimmt Messung des Standards alle 10 Proben47,48. Die Porosität des Komposts wurde anhand von Proben bestimmt, die in drei Höhen im mittleren Teil des Haufens gesammelt wurden. Wir wogen Kompostproben (5 Wiederholungen/Höhenposition) in einem 100-ml-Volumen, gefolgt vom Tara des Kolbens, der Zugabe von deionisiertem (DI) Wasser bis zur 100-ml-Marke und schließlich der Aufzeichnung der Wassermasse. Der Massenunterschied zwischen Kompost und entionisiertem Wasser wurde verwendet, um das Volumen des Porenraums in der Originalprobe zu berechnen49.

Die gemessenen Treibhausgasflüsse wurden zur Bestimmung des aus der Kompostierung resultierenden Treibhausgas-EF (GHG EFc) gemäß Gl. (4):

wobei \({\mathrm{GHG EF}}_{\mathrm{c}}=\) Treibhausgas-Emissionsfaktor, abgeleitet aus dem umgedrehten Komposthaufen (kg THG-C oder -N/Tonne Futterparzelle, nass oder trocken), \({FluxGHG}_{t}=\) mittlerer täglicher Treibhausgasfluss (kg m−2 d−1); \({C}_{f}\)= Umrechnungsfaktor für die Angabe von Treibhausgasen als C oder N; für CH4 haben wir 0,75, für CO2 0,27 und für N2O 0,64 verwendet; \(t\)= Zeitintervall, d (d); \({BA}_{p}\)= Grundpfahlfläche (m2); und \({m}_{fw}\) = Masse des nassen oder trockenen Ausgangsmaterials (kompostierte Lebensmittelabfälle oder Gesamtkompost (Mg)). Die EF-Werte sind in der Literatur aufgrund unterschiedlicher Methoden, fehlender äquivalenter Einheiten (z. B. Nass- gegenüber Trockenkompost) und fehlender Daten (z. B. Studiendauer) schwer zu vergleichen. In dieser Arbeit drücken wir unsere EF-Werte in mehreren Einheiten aus, um den Vergleich zwischen Studien zu erleichtern, und werden als Durchschnittswerte und Medianwerte dargestellt (wir zeigen Medianwerte, die Minimum und Maximum widerspiegeln, um methodische Randbedingungen zu berücksichtigen: Abrufentfernungen von > 5 bis > 13 m). lang, siehe Abschnitt „Methoden“ und ergänzendes Material).

Für die Berechnung der Treibhausgasflüsse (mittels Gleichung 1) und für die im Zusatzmaterial erwähnte Datenfilterung wurde die Open-Source-Statistiksoftware „R50“ verwendet. Um die Variabilität der physikalisch-chemischen Eigenschaften (pH, anorganisches N, Porosität, Schüttdichte, gravimetrischer Wassergehalt, Gaskonzentrationen, N-Mineralisierung, N-Nitrifizierung, C:N, Temperatur und O2) im Haufen (oben, in der Mitte und unten) zu bewerten, haben wir führten eine Zwei-Wege-ANOVA mit JMP Pro 16 (SAS Institute, Cary, North Carolina, USA) durch. Wenn die Daten nicht normalverteilt waren, wurden nichtparametrische Statistiken für den Variablenvergleich mithilfe der Rangkorrelation nach Spearman angewendet. Die Emissionsfaktoren wurden in „R“ geschätzt, indem die mittleren täglichen Treibhausgaswerte über den Kompostierungszeitraum mithilfe einer Spline-Funktion integriert wurden. Das mittlere Integral (gm−2) wurde mit dem Haufenvolumen multipliziert und durch die Haufenhöhe (15 m) dividiert, um die endgültigen mittleren Mengen zu erhalten, die während der Kompostierung freigesetzt wurden. Die statistische Signifikanz wurde als p < 0,05 definiert. Sofern nicht anders angegeben, werden die Daten im Text als Mittelwerte und Standardfehler dargestellt.

Während der ersten mesophilen Phase (erste 3 Tage der Kompostierung) waren die CH4-Emissionen gering und die CO2- und N2O-Emissionen erreichten ihren Höhepunkt (Abb. 2). Sobald die Temperatur 60 °C überstieg (thermophile Phase ab Tag 5, Abb. 2a), stiegen die CH4-Emissionen mit der Zeit auf bis zu 4,7 mg CH4 m−2 s−1 an, um danach am 70. Tag (während der Reifungsphase) stark abzusinken. Bewässerungsereignisse entsprachen Zeiträumen mit hohen CH4-Emissionen, mit drei Spitzenwerten vom 28. bis 35. Tag sowie am 57. und 69. Tag, was zu Emissionen von 1,9, 3,3 bzw. 4,7 mg CH4 m−2 s−1 führte. Die höchsten Werte wurden nach den letzten beiden Bewässerungsereignissen am Tag 52 und 66 (2659 bzw. 5243 L) gefunden (Abb. 2a). Die höchsten N2O-Flüsse (zwischen 12 und 14 µg N2O m−2 s−1) traten nach anfänglichen Bewässerungsereignissen (7571 und 1893 L an Tag 1 bzw. 4), am Tag 52 nach der Bewässerung und zwischen Tag 71 und 80 auf (Abb. 2b). Die meisten N2O-Messungen während der Studie lagen unterhalb der Nachweisgrenze der Instrumente (<2 µg N2O m−2 s−1).

Die Kohlendioxidflüsse lagen zwischen 0,8 und 148 mg CO2 m−2 s−1 (Abbildung 2c). Insgesamt traten die größten Flüsse während der ersten drei Tage des Experiments auf. Im Allgemeinen wurden vor dem 38. Tag höhere Flüsse festgestellt, die danach zunehmend abnahmen. Wasserzusätze führten nicht zu signifikant höheren CO2-Flüssen.

Treibhausgasflüsse im Komposthaufen von Lebensmittelabfällen während der Kompostierzeit: CH4 (mg CH4 m−2 s−1) (a), N2O (μg N2O m−2 s−1) (b) und CO2 (mg CO2 m−2 s−). 1) (c). Die gestrichelten Linien oben in jedem Diagramm stellen die Wasserzugabe d dar. Geglättete blaue Linien stellen Mittelwert und Konfidenzintervalle dar, die mithilfe der Spline-Funktion berechnet wurden (λ < 0,05).

Die Komposttemperaturen traten schnell in die thermophile Phase ein. Die Temperatur war während der ersten (1 bis 20 Tage) und Abkühlungsperiode (60 bis 80 Tage) niedriger und lag zwischen 63,9 ± 0,10 °C (n = 8163) und 67,2 ± 0,06 °C (n = 7929) (p < 0,001). Die Komposttemperaturen waren zwischen d 20 und 60 höher (70,8 ± 0,05 °C, n = 15465) (p < 0,001) (Abb. 3). Die Temperatur war in der mittleren und niedrigsten Tiefe des Pfahls sowie an der windaufwärts gelegenen Stelle am höchsten (p < 0,001). Die niedrigsten Durchschnittstemperaturen wurden in der Mitte des Pfahls festgestellt (p < 0,001). Die O2-Konzentrationen im Kompost lagen zwischen 0 und 15 % und waren während der ersten 20 Tage des Kompostierungsprozesses am höchsten (Mittelwert 4,28 % ± 0,04, n = 8163), sanken dann auf Minimalwerte zwischen Tag 40 und 60 (Mittelwert 0,68 % ±). 0,01, n = 7212). Die Sauerstoffkonzentrationen stiegen bis zum Ende des Experiments zunehmend an (p < 0,05) (Abb. 3). Die O2-Konzentrationen an der windzugewandten und in der Mitte des Pfahls wiesen ähnliche O2-Konzentrationen auf, und an der windabgewandten Lage des Pfahls war die Konzentration im Allgemeinen stärker reduziert (p < 0,001); Auch die O2-Konzentrationen nahmen von der oberen zur unteren Tiefe des Haufens ab (p < 0,001).

Während der Kompostierung gemessene physikalisch-chemische Variablen: (a) Temperatur, (b) Sauerstoff, (c) gravimetrischer Wassergehalt, (d) Schüttdichte, (e) Porosität, (f) pH-Wert, (g) NH4+-Konzentration, (h) Konzentration , (i) Netto-N-Mineralisierung, (j) Netto-Nitrifikation und (k) C:N-Verhältnis. Die berechnete Mittelwertkurve und die schattierten Konfidenzintervalle wurden mit einer glättenden Spline-Funktion (λ = 0,05) bestimmt.

Die Feuchtigkeit nahm nach jeder Wasserzugabe zunehmend ab. Der mittlere Wassergehalt lag zwischen 0,45 und 0,5 g H2O pro nassem Kompost−1. Höhere Wassergehalte wurden an der Spitze des Stapels und nach Bewässerungs- und Wendevorgängen festgestellt (p < 0,05 bzw. p < 0,001). Im Allgemeinen sanken sowohl die Temperatur als auch die O2-Konzentration einige Stunden nach dem Gießen und/oder Wenden stark ab und stiegen mit zunehmender Trocknung des Stapels zunehmend an. Der pH-Wert des Komposts stieg dramatisch an und folgte einem linearen Trend über die Zeit (R2 = 0,96, p < 0,001) von 4,7 am Anfang, bis er sich in den letzten drei Wochen des Kompostierungsprozesses bei etwa 8,7 stabilisierte (Abb. 3). Die Werte der Kompostschüttdichte stiegen mit der Zeit deutlich an (R2 = 0,38, p < 0,0001) und die Porosität (vor dem Umdrehen) nahm mit der Zeit (R2 = 0,39, p < 0,0001) von etwa 0,7 auf 0,6 ab (Abb. 3); Es gab keine statistisch signifikanten Muster der Schüttdichte oder Porosität mit der Lage im Haufen.

Anorganisches N bestand überwiegend aus \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\). Die Ammoniumkonzentrationen stiegen schnell von 280 µg \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N g−1 auf 1297 µg \({\text{NH}}_{{4 }}^{ + }\)–N g−1 über die ersten 10 d; Hohe Werte blieben zwischen Tag 10 und 52 erhalten (Abb. 3). Die Ammoniumkonzentrationen begannen nach dem 59. Tag zu sinken und erreichten am 80. Tag einen endgültigen Durchschnittswert von 352 ± 36 µg N g−1. Die Nitratkonzentrationen waren während des gesamten Kompostierungsprozesses sehr niedrig, wobei viele Proben unter der analytischen Nachweisgrenze (< 0,05 ppm N) lagen. Höhere \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)–N-Werte wurden in den letzten zwei Wochen des Kompostierungsprozesses gefunden (bis zu 18,1 µg \({\text{NO}} _{{3}}^{ - }\)–N g1 an d 73 und 80) mit durchschnittlich 4,0 ± 2,5, µg N g−1, deutlich höher im Vergleich zum Rest des Kompostierungsprozesses (p < 0,0001). Die meisten N-Mineralisierungsraten waren negativ (94 %, n = 209) und in 81 % davon sanken die \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N-Konzentrationen um mehr als 50 % während der Inkubationszeit. Die Netto-N-Mineralisierung betrug im Durchschnitt − 106,3 ± 5,3 µg N g−1 d−1 zwischen Tag 18 und 52 (Abb. 3). Vor und nach diesem Zeitraum betrugen die Netto-N-Mineralisierungsraten durchschnittlich −65 ± 4,1 µg N g−1 d−1 (n = 107). Die Nettonitrifikationsraten lagen unter der analytischen Nachweisgrenze, bis die Werte in den letzten zwei Wochen der Kompostierungsperiode zwar nachweisbar, aber niedrig waren (3,3 ± 1,4 µg N g−1 d−1, n = 27). Das C:N-Verhältnis nahm während der Kompostierungsperiode ab, wobei die höchsten Werte in den ersten drei Tagen (27,1 ± 0,95, n = 9) und ein Endwert von 16,9 ± 0,3 (n = 3) gefunden wurden (Abb. 3k). Der gleiche Trend wurde für die gesamten C- und N-Konzentrationen im Bereich von 25,7 ± 1,0 und 0,96 ± 0,04 (n = 9) während der ersten drei Tage bis 20,5 ± 0,5 bzw. 1,21 ± 0,01 (n = 3) am Ende der Kompostierung beobachtet .

Ereignisse mit hohem Treibhausgasfluss korrelierten mit bestimmten Temperatur- und Redoxbedingungen (Abb. 4). Die täglichen mittleren CO2- und N2O-Flüsse waren sehr früh im Experiment am höchsten, wenn die Komposttemperatur zwischen 40 °C und 50 °C lag (p < 0,0001), während die höchsten CH4-Flüsse später bei 60 bis 80 °C auftraten (p < 0,05). das Experiment. Tägliche mittlere CH4-Flüsse traten auf, wenn die O2-Konzentrationen zwischen 0,5 % und 2 % lagen (p < 0,05), wohingegen die mittleren CO2- und N2O-Flüsse nicht direkt mit O2 korrelierten (Abb. 4). Es gab auch Beziehungen zwischen den mittleren täglichen Treibhausgasflüssen und spezifischen physikalisch-chemischen Parametern (Tabelle 2). Beispielsweise korrelierten die CO2-Flüsse negativ mit dem pH-Wert, der Schüttdichte und NO3–N, wohingegen die mittleren N2O-Flüsse positiv mit \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)–N korrelierten und umgekehrt korreliert mit \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) (Tabelle 2). Die täglichen CH4-Flüsse zeigten nur eine leicht positive Korrelation mit dem pH-Wert und der Schüttdichte und eine negative Korrelation mit den N2O-Flüssen (Tabelle 2).

Tägliche mittlere Treibhausgasflüsse bei unterschiedlichen O2-Konzentrationen und Temperaturen. Die Mittellinie ist der Mittelwert und die Ober- und Unterseite des Boxplots sind 75- und 25-Quantilwerte. Statistisch signifikante Unterschiede sind mit Buchstaben gekennzeichnet (p < 0,05).

Der für eine dreidimensionale geometrische Struktur angepasste MMB-Ansatz ermöglichte es uns, die Treibhausgasflüsse im gesamten System kontinuierlich während des gesamten Kompostierungsprozesses zu messen, ohne die Oberfläche des Haufens zu beeinträchtigen. Hochfrequenzmessungen von Treibhausgasflüssen und physikalisch-chemischen Parametern ermöglichten es uns, die Treiber der Treibhausgasemissionen in Echtzeit zu identifizieren und Verschiebungen in der biogeochemischen Dynamik während des Kompostierungsprozesses zu identifizieren. Die CO2-Flüsse in den Halden waren höher, wenn die Temperaturen niedriger waren (Tabelle 2a, Abb. 4f). Die insgesamt inverse Korrelation der CO2-Flüsse mit der Temperatur legt nahe, dass die heterotrophe Atmung ein dominierender Prozess zu Beginn des Kompostierungsprozesses ist. Dies wird durch den starken Anstieg der NH4+-Konzentrationen in der ersten Woche gestützt (Abb. 3g). Mehr als 40 % der organischen Substanz werden im Allgemeinen in der ersten Woche der Kompostierung abgebaut, wenn die Temperaturen < 60 °C betragen14. Zu Beginn des Kompostierungsprozesses kam es auch zu Lachgasflüssen. Der hohe N-Gehalt von Lebensmittelabfällen könnte möglicherweise zu großen N2O-Emissionen bei der Zersetzung führen26,51,52,53,54. Der oben erwähnte schnelle Anstieg der NH4+-Konzentrationen in der Anfangsphase zusammen mit niedrigeren Temperaturen (25–50 °C an Tag 1–3) sorgten für optimale Bedingungen für autotrophe (bei Temperaturen < 40 °C) und heterotrophe Nitrifikation (bei Temperaturen > 40 °C). °C)51. Letzteres dürfte angesichts des erfassten Temperaturbereichs (> 40 °C) eher der vorherrschende mikrobielle Prozess sein, der möglicherweise für die N2O-Produktion im Komposthaufen verantwortlich ist55 (Abb. 3a). Bei der gesamten Nitrifikationsreaktion werden Wasserstoffionen (H+) freigesetzt, die wahrscheinlich zusammen mit dem Fermentationsprozess zu den niedrigen pH-Werten beigetragen haben, die zu Beginn des Experiments festgestellt wurden20. Dies wird durch die insgesamt umgekehrte Beziehung zwischen N2O- und CO2-Flüssen und der Pfahltemperatur (Tabelle 2a) und den höchsten gemessenen Flüssen in einem Temperaturbereich von 40 bis 50 °C gestützt (Abb. 4e,f). Als sich die thermophile Phase etablierte, sanken die N2O-Flüsse auf Werte unterhalb der Nachweisgrenze der analytischen Instrumente. Dies stand im Einklang mit ungeeigneten Bedingungen für das Wachstum ammoniak- und nitritoxidierender Bakterien (niedrige O2-Konzentration und hohe Temperatur) oder einem erhöhten N2O-Verbrauch durch Denitrifikation (Abb. 4e)52. Die konstant hohen \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)-Konzentrationen während der thermophilen Phase legen nahe, dass \({\text{NH}}_{{4}}^{ + } \) wurde erst später im Experiment verbraucht, als die Temperaturen zu sinken begannen und es wahrscheinlicher war, dass nitrifizierende/denitrifizierende Prozesse auftraten (Abb. 3g).

Wir fanden heraus, dass die CH4-Emissionen während des größten Teils des Kompostierungsprozesses relativ niedrig waren und aufgrund von Bewässerungsereignissen, hohen Temperaturen und geringer O2-Verfügbarkeit zunahmen. Im Gegensatz zu den CO2- und N2O-Flüssen wurden die höchsten CH4-Flüsse bei 60 bis 80 °C und 0,5 bis 4,5 % O2 gefunden (Abb. 4a,d). Dies steht im Einklang mit thermophilen Bedingungen, die die Zersetzung während eines Zeitraums anhaltend niedriger O2-Konzentrationen begünstigen (was wahrscheinlich die anaeroben Bedingungen schafft, die zur Unterstützung der Methanogenese erforderlich sind)53. Auch die Tatsache, dass nach Bewässerungsereignissen immer hohe CH4-Flüsse auftraten, deutet darauf hin, dass Feuchtigkeit in Verbindung mit niedrigen O2-Konzentrationen eine signifikante Rolle bei der Steigerung der CH4-Flüsse, insbesondere während der thermophilen Phase, spielte. In dieser Phase dürfte die Substratverfügbarkeit hoch sein. In den frühen Phasen der Zersetzung setzt leicht abbaubares organisches Material organische und anorganische Säuren frei, die den pH-Wert senken können54,55,56. Ein niedriger pH-Wert wird mit einer sauren Fermentation labiler Kohlenhydrate und Fette in Verbindung gebracht, wodurch flüchtige Fettsäuren (VFAs) wie unter anderem Essig-, Propion- und Buttersäure sowie Alkohole entstehen können56,57. Wir haben zu Beginn des Experiments einen niedrigen pH-Wert gemessen, was darauf hindeutet, dass die Bildung von VFA stattgefunden haben könnte und anschließend für Methanogene verfügbar wurde, als der O2-Gehalt abnahm58,59. Der pH-Wert des Substrats stieg während der thermophilen Phase (Abb. 3f) in Richtung der optimalen pH-Bedingungen für das Wachstum von Methanogenen60 und entsprach höheren CH4-Emissionen (Abb. 2a). Die hohen \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)-Konzentrationen in der gesamten thermophilen Phase könnten durch Hemmung der CH4-Oxidation auch zu erhöhten CH4-Emissionen beigetragen haben61.

Die kontinuierlichen Nettonegativ-N-Mineralisierungsraten während des größten Teils des Kompostierungsprozesses waren ein wichtiges Ergebnis und ein Indikator für die Immobilisierung ({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) (Abb. 3i). Die erhöhte mikrobielle Aktivität und N-Assimilation standen wahrscheinlich im Zusammenhang mit dem hohen Anteil an labilem C in Lebensmittelabfällen62. Es ist auch möglich, dass eine abiotische Ammoxidation von Cellulose oder Lignin (oxidative C-Umwandlung mit \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)) stattgefunden hat. Bei hohen Temperaturen (> 70 °C) können Cellulose und Lignin zu Monosacchariden zersetzt werden, die mit \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) zu langkettigen Aminozuckern reagieren , Zuckersäuren und Imidazole63. Es ist auch möglich, dass \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) in huminhaltige Substanzen eingebaut wurde64,65, die am Ende des Kompostierungsprozesses häufiger vorkommen können66. Dieser letzte Prozess könnte für die Immobilisierung großer Mengen von \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) vom 50. Tag bis zum Ende der Kompostierung verantwortlich sein, wenn \({\text{ Die NH}}_{{4}}^{ + }\)-Konzentrationen sanken um die Hälfte und das mittlere C:N-Verhältnis sank signifikant auf Werte < 16 (Abb. 3i). Die Tatsache, dass die N-Mineralisierungsraten vom 50. Tag bis zum Ende des Kompostierungsprozesses zunehmend weniger negativ waren, legt nahe, dass die Assimilation über die oben erwähnte Methode erfolgte Prozesse, Verbrauch durch Nitrifikation und/oder NH3-Verflüchtigung aufgrund des pH-Anstiegs. Eine weitere chemische Charakterisierung des Komposts durch 15N- und 13C-NMR-Spektrometrie und Messungen des während des Kompostierungsprozesses emittierten NH3 würde die Quantifizierung der N-Dynamik während der kompostbedingten Zersetzung erleichtern. Ein wichtiges Ergebnis hierbei ist, dass der Kompostierungsprozess von Lebensmittelabfällen offenbar keine großen Mengen an NO3- produziert (Werte, die mindestens eine Größenordnung kleiner sind als die für \({\text{NH}}_{{4}}^ gefundenen Werte). { + }\), Abb. 3g,h), die sowohl zu höheren N2O-Emissionen führen als auch die lokalen Wasserressourcen verschmutzen könnten.

Diese Ergebnisse deuten darauf hin, dass eine Feinabstimmung des Kompostierungsprozesses die Treibhausgasflüsse weiter reduzieren könnte. Beispielsweise würden kleinere und häufigere Bewässerungsereignisse (z. B. wöchentlich vor dem Wenden) während der anfänglichen bis zur thermophilen Phase wahrscheinlich zu einem ausreichenden Feuchtigkeitsgehalt (~ 0,50 bis 0,65 Gew.-% H2O) führen und gleichzeitig den O2-Verbrauch minimieren12. Turning-Ereignisse stimulieren aerobe Bedingungen, die die CH4-Oxidation begünstigen und die Methanogenese reduzieren; Das Wenden verringert auch die Wahrscheinlichkeit hoher Temperaturen, die die mikrobielle Aktivität beeinträchtigen und die Qualität des Komposts beeinträchtigen12,67,68. Eine Reduzierung der Bewässerungsereignisse gegen Ende des Kompostierungsprozesses könnte die Bildung anaerober Bedingungen minimieren, was besonders günstig zu diesem Zeitpunkt ist, wo die höchste Schüttdichte (Abb. 3d) und die niedrigste Porosität (Abb. 3e) vorliegen. Dies würde sowohl den \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)-Verbrauch als auch die N2O-Emissionen verringern und den N-Gehalt und die Qualität des Komposts verbessern. Dies würde angesichts des hohen Treibhauspotenzials von N2O auch den EF für den gesamten Kompostierungsprozess senken.

Wir haben mittlere EF-Werte von 6,6 bis 8,8 kg CH4–C/Mg feuchter FW, 0,010 bis 0,013 kg N2O-N/Mg feuchter FW und 441 bis 596 kg CO2/Mg feuchter FW berechnet (Tabelle 3, Einzelheiten hierzu siehe Zusatzmaterial). Reichweite). Unser mittlerer CH4-EF von 8,8 kg CH4-C/Mg feuchter FW wurde als repräsentativerer EF für den Komposthaufen gewählt (Wert abgeleitet für Abholwerte > 13 m, siehe Zusatzmaterial). Dieser CH4-EF ähnelt dem Wert, der für Lebensmittelabfälle gemeldet wird, die in statischen belüfteten Haufen kommunaler Abfallbehandlungsanlagen in Deutschland unter Verwendung einer Gradientenkonzentrationsmethode kompostiert werden (bis zu 8,6 kg CH4–C/Mg nasses FW, Tabelle S2-Ergänzungsmaterial)69, aber größer als andere Ergebnisse, bei denen statische und dynamische Kammern verwendet wurden (siehe Tabelle S2). Schätzungen der EF-Werte werden wahrscheinlich durch den experimentellen Ansatz beeinflusst, insbesondere durch die Stapelgröße, die Messhäufigkeit, die Art des Schüttguts, das Verhältnis von Lebensmittelabfällen/Schüttgut und die Länge der Kompostierungszeit. Wir fanden im Allgemeinen höhere EF-Werte in Studien, die im Maßstab einer Einrichtung durchgeführt wurden29,69. Eine kürzlich durchgeführte Studie verglich einen ähnlichen MMB-Ansatz und die dynamische Kammermethode in einem Komposthaufen aus Grünabfällen, der in Mieten umgewandelt wurde, und stellte fest, dass die EF-Schätzungen der dynamischen Kammermethode immer kleiner waren, mit einer Diskrepanz von 40, 54 und 244 % für CO2, CH4 und N2O bzw.37. In den meisten früheren Studien zu THG-EF-Schätzungen aus der Kompostierung von Lebensmittelabfällen wurden kleinere Haufen, Laborinkubationen, statische Kammern oder große offene dynamische Tunnel mit vollständiger Umschließung verwendet (siehe Tabelle 2S als Referenz). Alle diese methodischen Ansätze weisen Einschränkungen bei der Erfassung sowohl des Kompostierungsprozesses unter Bedingungen im Anlagenmaßstab als auch der mit jeder angewandten Methode verbundenen vererbten Interferenzen auf. Unseres Wissens nach wurde noch keine Studie zur Kompostierung von Lebensmittelabfällen im Anlagenmaßstab durchgeführt, bei der hochfrequente Treibhausgasflüsse gemessen wurden, wie hier berichtet. Daher ist es möglich, dass der aktuelle Ansatz die Gesamtflüsse während des Kompostierungsprozesses besser erfassen konnte.

Auf Deponien dominieren im Allgemeinen Lebensmittelabfälle die CH4-Produktion, da die Zerfallsgeschwindigkeitskonstante erster Ordnung (k) (0,7 Jahr−1) für die CH4-Produktion groß ist und mindestens dreimal so groß ist wie für andere organische feste Abfälle (Grünabfälle, Papier usw.). Holz)9. Folglich sind Lebensmittelabfälle der Rohstoff mit dem höchsten CH4-EF auf Deponien, mit Werten zwischen 41 und 161 kg CH4–C/Mg trocken FW6,70,71. Unsere CH4-EF-Werte aus der Kompostierung von Lebensmittelabfällen sind um 38 bis 84 % niedriger als diejenigen, die in veröffentlichten Schätzungen auf Deponien gefunden werden (Tabelle 3) und 79 % niedriger, wenn die gesamte Zusammensetzung des hier untersuchten Komposts (Lebensmittelabfälle + Gartenabfälle) auf einer Mülldeponie entsorgt würde Mülldeponie. Obwohl CH4 und N2O bei der Kompostierung nachgewiesen wurden, waren die gesamten Treibhausgasemissionen viel geringer als bei der kontrafaktischen Deponierung dieses Materials. Die Ergebnisse dieser Studie sind am ehesten mit zwei früheren Studien vergleichbar, die eine etwas ähnliche MMB-Methode verwendeten. Der CH4-EF-Wert dieser Studie war mit 5,90 ± 0,73 kg CH4–C/Mg-Trockenkompost fast doppelt so hoch wie der für Gartenabfälle (3,18 kg CH4–C/Mg-Trockenkompost37) und die Mist- und Grünabfallkompostierung (2,90 ± 0,60 kg). CH4–C/Mg-Trockenkompost36) (Tabelle 3). Die in unserer Studie gefundenen größeren Werte stehen im Einklang mit der größeren labilen C-Quelle in Lebensmittelabfällen im Vergleich zu Grün- und Mistabfällen sowie mit Unterschieden in den damit verbundenen C- und Nährstoffkonzentrationen und der Länge des Probenahmezeitraums.

Der Bundesstaat Kalifornien plant, bis zum Jahr 2025 16,3 MMT organische Abfälle zu entsorgen. Die jüngste Gesetzgebung (SB 1383) sieht vor, bis zum selben Jahr mindestens 20 % der essbaren Lebensmittel zurückzugewinnen27. Wenn wir davon ausgehen, dass der derzeitige Anteil der Lebensmittelabfälle (44 %) bis zum Jahr 2025 derselbe ist und eine Umleitung von 20 % zur Ernährung bedürftiger Kalifornier außer Acht lässt, müssten 5,7 MMT Lebensmittelabfälle verwaltet werden. Wenn dieses Material kompostiert wird, könnte im Vergleich zur Deponierung von Lebensmittelabfällen bis zum Jahr 2025 ein Treibhausgas-Reduktionspotenzial von 1,4 bis 11,2 MMT CO2e erreicht werden. Dies entspricht einer Reduzierung der CH4-Emissionen um 39 bis 84 % (Tabelle 4).

Lebensmittelabfälle sind eine große Quelle von Treibhausgasemissionen im Abfallsektor6. Hier haben wir über eine der umfassendsten Ganzhaufenstudien im kommerziellen Maßstab zu Treibhausgasemissionen und den damit verbundenen Treibern bei der Kompostierung von Lebensmittelabfällen berichtet. Mit dem MMB-Ansatz fanden wir höhere Treibhausgas-EFs als mit weniger umfassenden Messmethoden. Dies ist wahrscheinlich darauf zurückzuführen, dass der MMB-Ansatz Daten mit einer viel höheren Auflösung aus der kontinuierlichen Gesamtbewertung der Treibhausgasflüsse lieferte als weniger häufige Messungen in Raum und Zeit, die andere Methoden liefern. Obwohl die EF-Werte höher waren als in früheren Studien, stellten wir fest, dass die Kompostierung von Lebensmittelabfällen zu 39 bis 84 % geringeren CH4-Emissionen führte als die Deponierung. Die CH4-Emissionen des Haufens waren nach Benetzungsereignissen während der thermophilen Phase der Kompostierung und am Ende des Prozesses höher. Durch das Wenden wurde die Halde belüftet und die CH4-Emissionen vorübergehend gesenkt. Die N2O-Emissionen der Halde wurden zu Beginn und am Ende des Kompostierungsprozesses festgestellt, lagen jedoch größtenteils unter der Nachweisgrenze der Methode. Das Muster der N2O-Flüsse spiegelte wahrscheinlich die optimaleren Bedingungen für die Zersetzung organischer Stoffe wider, darunter niedrigere Temperaturen und hohe Substratverfügbarkeit zu Beginn des Experiments sowie kühle Temperaturen, hohe Feuchtigkeit und niedrige Redoxbedingungen gegen Ende des Prozesses. Die anhaltend niedrige NO3-Verfügbarkeit, das Hauptsubstrat für die Denitrifikation, trug wahrscheinlich zu den insgesamt niedrigen N2O-Emissionen bei. Unsere Ergebnisse deuten darauf hin, dass eine Erhöhung der Haufenbelüftung und eine Verringerung der Bewässerungsmenge oder -häufigkeit, insbesondere in der Mitte und am Ende des Kompostierungsprozesses, möglicherweise die CH4-Emissionen weiter senken könnten. Wir zeigen, dass die Treibhausgasemissionen bei der Kompostierung von Lebensmittelabfällen geringer sind als bei der Deponierung und schlagen vor, dass der zukünftige Einsatz kontinuierlicher Messansätze wie der hier beschriebene dazu beitragen kann, die Emissionen weiter zu senken und zum Klimaschutz beizutragen.

Daten sind auf Anfrage bei T. Pérez erhältlich.

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Referenzen herunterladen

Diese Arbeit wurde durch Mittel des 4. Climate Change Assessment in Kalifornien, der Berkeley Energy and Climate Initiative und der Rathmann Family Foundation unterstützt. Wir danken McIntire Stennis für die Zuschüsse CA-B-ECO-0315-MS und CA-B-ECO-7673-MS (an WLS). Wir danken der LaFranchi Dairy Farm, Will Bakx und Jose Garcia für die Unterstützung bei der Einrichtung unseres Experiments in der West Marin Compost Facility und für die wöchentliche Komposthaufenverwaltung. Wir sind auch John Wick sehr dankbar für seine Vision und Unterstützung bei der Bereitstellung der Infrastruktur für den Einsatz unseres Versuchsaufbaus vor Ort. Wir bedanken uns für die unschätzbare Unterstützung von Dr. Jeff Creque vom Carbon Cycle Institute für seine Hilfe bei der Beschaffung von Lebensmittelabfällen und dem Versuchsaufbau. Wir danken Recology für die Bereitstellung der Lebensmittelabfälle, die zur Herstellung des Komposthaufens verwendet werden. Abschließend danken wir Kris Daum für seine unschätzbare Unterstützung vor Ort und die Datenverarbeitung. Wir widmen dieses Manuskript dem Andenken an Will Bakx, der uns mit seinem leidenschaftlichen Eintreten für mehr Nachhaltigkeit durch die Kompostierung von Abfällen als Inspiration diente.

Abteilung für Umweltwissenschaften, -politik und -management, University of California, Berkeley, CA, 94720, USA

Tibisay Perez & Whendee L. Silver

Zentrum für Atmosphärenwissenschaften und Biogeochemie, Venezolanisches Institut für wissenschaftliche Forschung, Caracas, Aptdo 1020A, Venezuela

Tibisay Perez

Abteilung für Umweltressourcentechnik, Humboldt State University, 1 Harpst Street, Arcata, CA, 95521, USA

Sintana E. Vergara

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TP: Methodenoptimierung, Datenerfassung und -analyse und Schreiben. WLS: Datenanalyse und Schreiben. SEV: Schreiben, Überprüfen und Bearbeiten.

Korrespondenz mit Tibisay Pérez.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Pérez, T., Vergara, SE & Silver, WL Bewertung des Potenzials zur Eindämmung des Klimawandels durch die Kompostierung von Lebensmittelabfällen. Sci Rep 13, 7608 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-34174-z

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Eingegangen: 12. September 2022

Angenommen: 25. April 2023

Veröffentlicht: 10. Mai 2023

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

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