Évaluer le potentiel d'atténuation du changement climatique du compostage des déchets alimentaires

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

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

On estime que plus d'un tiers de la production alimentaire mondiale entre dans le flux de déchets, où il contribue aux émissions de gaz à effet de serre (GES)1,2. Les émissions moyennes de GES du cycle de vie provenant des pertes et gaspillages alimentaires (FLW) sont estimées à 124 g CO2e par habitant dans le monde et à 315 g CO2e par habitant dans les pays à revenu élevé3. Aux États-Unis, les FLW varient de 73 à 152 MMT/an ou de 223 à 468 kg par habitant et par an4 (MMT = million de tonnes métriques). Les filières de gestion des DGA les plus importantes dans le pays sont la mise en décharge (56 %), la combustion contrôlée (12 %), la co-digestion/digestion anaérobie (8 %), et le traitement des eaux usées/eau (6 %), le compostage ne représentant qu'environ 4,1 %. %5. Les déchets alimentaires contiennent la plus grande fraction de carbone organique décomposable et dégradable (C) par rapport aux autres déchets organiques (bois, papier et déchets de jardin), entraînant le taux constant le plus élevé de production de GES dans les décharges (2708 kg CO2e/t sèche)6. Les décharges sont la troisième plus grande source d'émissions de CH4 dans l'inventaire américain des GES, principalement en raison de la décomposition anaérobie des déchets organiques riches en carbone7,8,9,10. Les études d'analyse du cycle de vie (ACV) suggèrent que des économies considérables de GES pourraient être réalisées si les déchets organiques étaient gérés par compostage aérobie ou digestion anaérobie, plutôt que par des stratégies de gestion conventionnelles11.

Le compostage est une forme de décomposition gérée de la matière organique. Les pratiques typiques de compostage aérobie à l'échelle commerciale comprennent les piles statiques en récipient, en andain et à aération forcée12. Aux États-Unis, le compostage est généralement effectué en andains et en tas statiques dans des installations à ciel ouvert13. La décomposition de la matière organique dans les andains et les tas statiques passe par quatre phases distinctes définies thermiquement pendant le compostage. La décomposition en phase précoce est caractérisée comme mésophile (25–40 °C) avec la conversion du matériau le plus facilement dégradable en dioxyde de carbone (CO2) et en produits microbiens. L'augmentation de l'activité microbienne et des températures associées conduit à une phase thermophile (40 à 65 °C). Des taux élevés d'activité microbienne au cours de cette phase peuvent entraîner un appauvrissement en oxygène (O2) et la prévalence de processus microbiens anaérobies tels que la méthanogénèse14,15. Les tas sont régulièrement retournés mécaniquement pendant le processus de compostage pour limiter le développement de l'anaérobiose. Au fur et à mesure que la quantité de matière facilement dégradable diminue et que la formation de matière organique plus récalcitrante augmente, la décomposition ralentit et les températures commencent à se refroidir pendant la deuxième phase mésophile. La phase finale du compostage est appelée maturation et se caractérise par le déclin de la biomasse bactérienne et l'augmentation des champignons à mesure que les températures reviennent aux niveaux ambiants14.

Les paramètres physicochimiques sont des moteurs importants des flux de GES lors de la décomposition de la matière organique et sont susceptibles d'affecter les émissions lors du compostage. Par exemple, le rapport de C à l'azote (N) détermine la disponibilité microbienne de N pendant la décomposition ; des rapports C:N plus élevés sont généralement trouvés au début par rapport à la fin du processus de compostage16. Le pH, l'humidité, les concentrations d'O2 et la porosité du substrat peuvent affecter les schémas et les taux de décomposition de la matière organique du sol et de la litière17, et sont également susceptibles d'entraîner la décomposition des déchets organiques16,18. Les constituants de la matière organique de départ dans les tas de compost, appelés matières premières, diffèrent par leur teneur en carbone et en éléments nutritifs, leur taux d'humidité, leur teneur en cellulose et la proportion de molécules organiques complexes telles que la lignine19. Les déchets alimentaires sont particulièrement riches en C et en nutriments et humides, ce qui facilite la production et les émissions de flux de GES dans les décharges. Les déchets alimentaires ont la constante de taux la plus élevée pour la génération de CH4 dans les décharges en raison de leur grande fraction de C9 labile. Des concentrations élevées de C et de N dans les déchets alimentaires pourraient entraîner des émissions élevées d'oxyde nitreux (N2O) pendant le processus de compostage, en particulier si le tas est humide et bien aéré. Les conditions aérées peuvent stimuler la nitrification dans les tas de compost20. Des événements anaérobies à court terme ou des microsites à forte teneur en humidité peuvent entraîner une nitrification-dénitrification et une dénitrification canonique produisant du N2O. Cependant, les données sur les modèles et les moteurs associés des émissions de gaz traces provenant du compostage des déchets alimentaires à l'échelle commerciale font défaut. Comprendre comment les modèles spatiaux et temporels de la dynamique biogéochimique sont liés aux émissions de GES pendant le processus de compostage est essentiel pour prédire les flux de GES du compostage.

En Californie, le plus grand État producteur de nourriture des États-Unis, les déchets organiques représentent environ 34 % de l'élimination totale des déchets solides, les aliments jetés représentant 44 % de la contribution en matière organique21. La plupart des 5,3 MMT de déchets alimentaires générés en Californie sont mis en décharge, le reste étant traité par des méthodes de gestion alternatives telles que le compostage, le recyclage, l'incinération et la digestion anaérobie. Silver et al.22 ont suggéré que le détournement des plus grands flux de déchets organiques de l'État de Californie de l'enfouissement vers le compostage pourrait potentiellement entraîner des réductions nettes de GES par rapport aux pratiques de gestion actuelles. Des économies supplémentaires de GES pourraient être réalisées en utilisant le compost comme alternative aux engrais inorganiques ou organiques à forte émission (par exemple, le fumier de bétail) et en augmentant la séquestration du C dans le sol suite aux amendements du compost sur les sols23,24,25,26. La Californie a récemment lancé une politique agressive de détournement de 75 % des déchets organiques de la mise en décharge vers une gestion alternative d'ici 2025 (SB 1383)27,28. Comprendre les modèles et les moteurs des émissions de GES du compostage est essentiel pour déterminer le potentiel d'atténuation du changement climatique de ces types de changements de politique27.

Il est difficile de déterminer les émissions du compostage à l'échelle commerciale. La plupart des approches de mesure telles que les chambres statiques, les piles fermées et les essais à court terme introduisent des erreurs associées aux changements dans les facteurs de GES et peuvent manquer des points chauds et des moments chauds d'émissions22 (voir le tableau supplémentaire S2 en ligne). Pour estimer avec précision les conditions réelles, les émissions de compost doivent être mesurées en continu pendant le processus de compostage, capturer toute la période allant de la formation du tas au compost fini et suivre les émissions au cours des procédures typiques à l'échelle commerciale. Très peu d'études ont répondu à ces critères, et les rares qui ont utilisé des approches qui ne sont pas directement comparables18,29,30,31,32,33. Des approches micrométéorologiques ont été proposées comme moyen de mieux quantifier les émissions de GES lors du compostage. Les approches micrométéorologiques peuvent être mises en œuvre sur le terrain et sont non invasives, permettant l'étude de l'ensemble du processus de compostage tout en évitant les problèmes généralement associés à l'enfermement des tas de compost tels que les changements de diffusion de gaz, d'humidité ou de température34. Les méthodes micrométéorologiques ont également le potentiel d'effectuer des mesures continues, réduisant les risques de manquer des points chauds ou des moments chauds d'émissions et produisant ainsi une estimation plus réaliste des émissions de gaz à effet de serre33,35,36,37,38,39. Dans cette étude, nous avons utilisé une approche de bilan de masse micrométéorologique (MMB) pour mesurer les émissions continues de CO2, N2O et CH4 lors du compostage des déchets alimentaires à l'échelle commerciale en Californie, aux États-Unis. Notre optimisation de l'approche du bilan de masse micrométéorologique facilite les mesures de GES à travers une structure tridimensionnelle avec une haute résolution dans l'espace et dans le temps et peut être utilisée à grande échelle. La combinaison des flux terre-atmosphère et de la détection continue dans le tas nous a permis d'échantillonner intensivement l'environnement du compost pour déterminer à la fois les modèles et les moteurs des émissions de GES pendant tout le processus de compostage des déchets alimentaires13. Nous émettons l'hypothèse que les facteurs d'émission de GES (FE) associés au processus de compostage sont inférieurs à ceux dérivés de l'enfouissement conventionnel des déchets alimentaires. Sur la base des facteurs physicochimiques mesurés des flux de GES, nous déterminons les économies potentielles de GES pour la Californie d'ici 2025 et les facteurs biogéochimiques qui atténueraient davantage les GES de cette pratique de gestion.

L'expérience a été menée à l'installation de compostage West Marin à Nicasio, en Californie (38°05′14.9"N 122°42'26.0"W). Nous avons établi un tas d'andains d'environ 15 × 4 × 2 m (longueur, largeur, hauteur) (17 août 2018). L'expérience a duré 80 jours jusqu'à ce que le matériau soit entièrement composté conformément aux directives de l'État32. La composition du tas était de 34,3 % p/p (22 % v/v) de déchets alimentaires avec des débris de jardin comme agent de charge (tableau 1).

Les déchets alimentaires provenaient des marchés fermiers du comté de Marin et des déchets organiques des restaurants. Les contaminants (verre, métal, plastique, etc.) ont été éliminés manuellement, la matière a été mélangée à l'agent de charge et retournée mécaniquement avec un retourneur d'andain41. De l'eau a été ajoutée au début du processus de compostage (9464 L), et le j 18 (946 L), 24 (1893 L), 31 (846 L), 52 (2650 L) et 66 (5243 L) selon les pratiques de compostage commercial standard42.

Les flux de gaz à effet de serre ont été mesurés à l'aide d'une adaptation de la méthode MMB appliquée par Wagner-Riddle et al.38 Quatre tours ont été placées autour de la pile. Chaque tour était équipée de quatre tubes d'échantillonnage de gaz en téflon (1/8″ OD) à des hauteurs de 0,75 m, 1,65 m, 2,50 m et 3,50 m, pour un total de 16 entrées d'échantillonnage de gaz. Chaque entrée d'échantillonnage avait un filtre à membrane de 0,45 mm pour éviter les interférences de particules et la saturation en humidité. Les concentrations atmosphériques de CH4, CO2 et N2O ont été mesurées en continu à l'aide d'un spectromètre à cavité annulaire (CRDS) (G2308, Picarro, Santa Clara, CA). Un sélecteur de voie d'écoulement à sortie commune basse pression (EUTA-VLSF8MWE2, Vici, Houston, TX) avec 16 orifices d'échantillonnage de tube a été connecté aux tubes d'entrée d'échantillon placés à chaque hauteur sur les tours (Fig. 1a). L'air circulait constamment des entrées d'échantillonnage à travers le sélecteur de sortie commun relié à une pompe à vide externe (Fig. 1a). En maintenant un flux d'air continu à travers les lignes d'échantillonnage, nous avons garanti que lorsqu'un flux d'échantillon était prêt pour l'analyse, la masse d'air serait représentative de la hauteur d'entrée d'échantillonnage sélectionnée de la tour. Lorsqu'un flux d'échantillon a été sélectionné pour l'analyse de la concentration de GES, l'air a été acheminé vers le CRDS où les concentrations de GES ont été mesurées à des intervalles d'une minute (Fig. 1a).

(a) Schéma du montage expérimental de la méthode de bilan de masse micrométéorologique. (b) Disposition sur le terrain du tas de compost expérimental (crédit photo : Kris Daum).

Deux des tours étaient situées dans le sens de la longueur (Fig. 1a) et équipées de quatre anémomètres soniques 3D (Gill Wind Master Pro, Gill Instrument, Lymington, Angleterre) chacun, installés aux mêmes hauteurs que les orifices d'entrée des échantillons de gaz pour mesurer les variables météorologiques. (vitesse du vent, direction du vent et température sonique) en continu (toutes les 15 s, 1 Hz) pendant tout le processus de compostage. Des échantillons d'air à chacune des quatre hauteurs d'échantillonnage ont été prélevés par paires successives à partir de tours opposées afin de minimiser le temps écoulé entre les échantillons au vent et sous le vent et de maximiser la probabilité que les conditions micrométéorologiques restent similaires pendant les deux périodes d'échantillonnage. Avec cette technique, nous avons mesuré des flux alternant en continu dans le sens de la longueur de la tour 1 (T1) à la tour 3 (T3) et dans le sens de la largeur de la tour 2 (T2) à la tour 4 (T4). Par exemple, des échantillons de gaz prélevés à l'entrée 1 (à partir d'une hauteur de 0,75 m à T1) ont été suivis d'une collecte de gaz à la même hauteur dans la tour opposée (entrée d'échantillon 9, T3) (Fig. 1a). Ce processus a été poursuivi jusqu'à ce que le port d'échantillonnage le plus élevé (3,5 m) soit atteint, puis le cycle a recommencé à la hauteur la plus basse.

L'équation de flux suppose que le flux diffusif turbulent est négligeable et peut être approximé par38 Eq. (1):

où L (m) est la distance linéaire entre les tours de mesure au vent et sous le vent (fetch) et \({\overline{u} }_{z}\), \({\overline{c} }_{z,d }\) et \({\overline{c} }_{z,u}\) sont la vitesse horizontale moyenne du vent (m/s) à chaque hauteur d'échantillon z, et les concentrations de gaz pour les tours sous le vent et sous le vent (mg GES/ m3), respectivement. Nous avons utilisé deux méthodes d'intégration : une règle trapézoïdale et une fonction spline ajustée. La différence de concentration (ΔCi) à une hauteur zi est donnée par la différence entre la concentration de GES sous le vent (Ci-down) moins les côtés au vent (Ci-up) du pieu (Eq. 2). Le flux entre les hauteurs zi et zi-1 est calculé par la moyenne de la différence de concentration multipliée par les vitesses horizontales moyennes respectives du vent (ūi. ΔCi et ūi-1. ΔCi-1). La moyenne est ensuite intégrée sur les deux hauteurs d'échantillonnage (zi et zi-1) (Eq. 3) et divisée par le fetch (L).

Cette méthode néglige le terme diffusif turbulent horizontal et pourrait donc surestimer les flux39. Un test empirique de surestimation potentielle des émissions de CH4 a montré qu'elle était d'environ 5 % en utilisant à la fois des anémomètres à réponse rapide et des méthodes de concentration43. L'instrumentation utilisée ici répondait aux exigences pour minimiser toute surestimation potentielle43,44, et nous n'avons donc pas appliqué de facteur de correction.

Cette méthode suppose que le flux vertical est négligeable. Ceci est réalisé lorsque le port d'échantillonnage le plus élevé est placé au-dessus de la couche de masse d'air où se produit le flux horizontal dominant. Par convention, cette hauteur est déterminée en divisant par dix la distance horizontale la plus longue de la source38. Ici, la longueur diagonale de la base rectangulaire du pieu était de 15,5 m et la hauteur choisie du port d'échantillonnage supérieur était de 3,5 m, ce qui est en théorie suffisamment grand pour garantir qu'aucun flux vertical significatif ne se produise. Pour plus de détails sur l'optimisation de la méthode, reportez-vous au matériel supplémentaire.

Nous avons surveillé en continu la température (CS616, Campbell Scientific, Logan, Utah, USA) et les concentrations d'O2 (SO-110, Apogee Instruments, Logan, Utah, USA) pour mieux évaluer les conditions environnementales liées à la dynamique des gaz à effet de serre. Des capteurs (9 chacun pour la température et O2) ont été insérés horizontalement dans la pile à environ 1 m de profondeur et répartis en 9 emplacements à trois hauteurs (0,5 m, 1,0 m et 1,5 m) à égale distance le long de la pile. Des valeurs moyennes sur une demi-heure ont été rapportées pendant tout le processus de compostage. Les capteurs de température et d'O2 ont été connectés à un enregistreur de données (CR-1000, Campbell Scientific, Logan, Utah, USA). Les sorties en millivolts ont été converties en concentration d'O2 en la corrigeant d'abord par la température locale obtenue dans la pile, puis en utilisant une régression linéaire obtenue lors de l'étalonnage en laboratoire. Le tas était retourné chaque semaine avec un retourneur de compost industriel. Avant le retournement, les quatre tours d'échantillonnage de gaz et les capteurs enterrés ont été retirés de la zone du tas. Immédiatement après avoir tourné, nous avons remplacé les capteurs et déplacé les tours exactement dans la même position en utilisant des marqueurs de sol permanents (c'est-à-dire des piquets en plastique avec une petite plaque plate circulaire au niveau du sol) martelés dans le sol au début de l'expérience. Cela assurait la cohérence de la position angulaire de l'anémomètre par rapport à la direction du vent.

Des échantillons de compost (environ 1 kg chacun) ont été prélevés chaque semaine sur chacun des 9 sites du tas avant et après le retournement et placés dans des sacs de congélation Ziplock de 1 gallon (n = 18 échantillons par semaine). Les échantillons ont été conservés à 4 °C et analysés dans les 24 h suivant le prélèvement. La teneur en humidité du compost a été déterminée sur des échantillons de 10 g par gravimétrie après séchage à 105 °C pendant 24 h. Les unités d'humidité ont été exprimées en g H2O par gramme de compost sec (g H2O.g−1). La densité apparente a été déterminée en ajoutant du compost jusqu'à une marque de volume de 100 ml dans un bécher et en séchant au four l'échantillon à 105 ° C jusqu'à poids constant. Les unités de masse volumique apparente étaient g de compost sec par cm3 de volume (g cm−3). Le pH du compost a été mesuré dans une bouillie avec 3 g de compost frais dans 5 ml d'eau DI à l'aide d'une électrode de pH (Denver Instruments, Bohemia, New York, USA)45. L'ammonium (NH4+) et le nitrate (NO3-) ont été mesurés après extraction environ 3,5 g de compost frais dans 75 ml de KCl 2 M et analysés sur un analyseur colorimétrique discret (Seal Analytical, Inc. Mequon, WI, USA, modèle : AQ300) ; Le NO3- a été déterminé par réduction du cadmium à l'aide de la méthode de Griess-Ilosvay et le NH4+ a été déterminé par la méthode au bleu d'indophénol46 Les unités de concentration de N inorganique ont été exprimées par g de compost anhydre à 65 °C (μg N·g−1). Les taux potentiels nets de nitrification et de minéralisation de N ont été déterminés en incubant environ 3,5 g de compost dans l'obscurité pendant 7 jours. Le premier a été déterminé par les différences de concentration de \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) pré- et post-incubation et le second par la différence de la somme de \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) {NH}}_{{4}}^{ + }\) et \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) avant et après l'incubation en utilisant la procédure décrite ci-dessus47. Le C et le N totaux ont été déterminés sur des échantillons secs et broyés (SPEX Samples Prep Mixer Mill 8000D, Metuchen, New Jersey, USA) par analyse élémentaire (Carlo Erba Elantech, Lakewood, New Jersey, USA) en utilisant l'atropine comme standard et en corroborant la linéarité par mesurer le standard tous les 10 échantillons47,48. La porosité du compost a été déterminée dans des échantillons prélevés à trois hauteurs dans la partie centrale du tas. Nous avons pesé des échantillons de compost (5 répétitions/emplacement de hauteur) dans un volume de 100 ml, suivi de la tare du flacon, de l'ajout d'eau déminéralisée (DI) jusqu'à la marque de 100 ml et enfin de l'enregistrement de la masse d'eau. La différence de masse entre le compost et l'eau DI a été utilisée pour calculer le volume de l'espace poreux dans l'échantillon d'origine49.

Les flux de gaz à effet de serre mesurés ont été utilisés pour déterminer le FE de gaz à effet de serre dérivé du compostage (GES FEc) selon l'Eq. (4):

où, \({\mathrm{GHG EF}}_{\mathrm{c}}=\) facteur d'émission de gaz à effet de serre dérivé du tas de compost retourné (kg GES-C ou -N/tonne de parc d'engraissement humide ou sec), \({FluxGHG}_{t}=\) flux journalier médian de gaz à effet de serre (kg m−2 j−1) ; \({C}_{f}\)= facteur de conversion pour exprimer les gaz à effet de serre en C ou N ; pour CH4, nous avons utilisé 0,75, pour CO2, nous avons utilisé 0,27 et pour N2O, nous avons utilisé 0,64 ; \(t\)= intervalle de temps, d (d) ; \({BA}_{p}\)= surface du pieu de base au sol (m2) ; et \({m}_{fw}\) = masse de matière première humide ou sèche (déchets alimentaires compostés ou compost total (Mg)). Les valeurs EF sont difficiles à comparer dans la littérature en raison des différences dans les méthodologies, du manque d'unités équivalentes (par exemple, compost humide ou sec) et du manque de données rapportées (par exemple, durée de l'étude). Dans ce travail, nous exprimons nos valeurs EF en plusieurs unités pour faciliter la comparaison entre les études et sont présentées sous forme de moyennes et de valeurs médianes (nous montrons les valeurs médianes reflétant le minimum et le maximum, pour tenir compte des conditions aux limites méthodologiques : distances d'extraction de > 5 à > 13 m long, voir la section méthodes et le matériel supplémentaire).

Le logiciel statistique open source 'R50' a été utilisé pour les calculs des flux de gaz à effet de serre (au moyen de l'équation 1) et pour le filtrage des données mentionné dans le matériel supplémentaire. Pour évaluer la variabilité des propriétés physicochimiques (pH, N inorganique, porosité, densité apparente, teneur en eau gravimétrique, concentrations de gaz, minéralisation de N, nitrification de N, C:N, température et O2) dans le tas (haut, milieu et bas) nous effectué une ANOVA bidirectionnelle à l'aide de JMP Pro 16 (SAS Institute, Cary, Caroline du Nord, États-Unis). Lorsque les données n'étaient pas distribuées normalement, des statistiques non paramétriques ont été appliquées pour la comparaison des variables par la corrélation de rang de Spearman. Les facteurs d'émissions ont été estimés en « R » en intégrant les valeurs médianes quotidiennes de gaz à effet de serre sur la période de compostage à l'aide d'une fonction spline. L'intégrale médiane (gm−2) a été multipliée par le volume du tas et divisée par le fetch du tas (15 m) pour obtenir les quantités médianes finales émises lors du compostage. La signification statistique a été définie comme p < 0,05. Les données sont présentées dans le texte sous forme de moyennes et d'erreurs types, sauf indication contraire.

Au cours de la phase mésophile initiale (les 3 premiers jours du compostage), les émissions de CH4 étaient faibles et les émissions de CO2 et de N2O ont culminé (Fig. 2). Une fois que la température a dépassé 60 °C (phase thermophile commençant le jour 5, Fig. 2a), les émissions de CH4 ont augmenté au fil du temps jusqu'à 4,7 mg CH4 m−2 s−1, après quoi elles ont fortement diminué au jour 70 (pendant la phase de maturation). Les événements d'arrosage correspondaient à des périodes d'émissions élevées de CH4, avec trois pics du jour 28 au jour 35, et aux jours 57 et 69, produisant des émissions de 1,9, 3,3 et 4,7 mg CH4 m−2 s−1, respectivement. Les valeurs les plus élevées ont été trouvées après les deux derniers arrosages aux jours 52 et 66 (respectivement 2659 et 5243 L) (Fig. 2a). Les flux les plus élevés de N2O (entre 12 et 14 µg N2O m−2 s−1) se sont produits après les arrosages initiaux (7571 et 1893 L aux jours 1 et 4, respectivement), au jour 52 après l'arrosage et entre les jours 71 et 80 (Fig. 2b). La plupart des mesures de N2O au cours de l'étude étaient inférieures à la limite de détection de l'instrumentation (<2 µg N2O m−2 s−1).

Les flux de dioxyde de carbone variaient de 0,8 à 148 mg CO2 m−2 s−1 (Figure 2c). Dans l'ensemble, les flux les plus importants se sont produits au cours des 3 premiers jours de l'expérience. En général, des flux plus élevés ont été trouvés avant le jour 38 et ont diminué progressivement par la suite. Les ajouts d'eau n'ont pas entraîné de flux de CO2 significativement plus élevés.

Tas de compost de déchets alimentaires Flux de GES pendant la période de compostage : CH4 (mg CH4 m−2 s−1) (a), N2O (μg N2O m−2 s−1) (b) et CO2 (mg CO2 m−2 s− 1) (c). Les lignes pointillées en haut de chaque graphique représentent l'ajout d'eau d. Les lignes bleues lissées représentent la moyenne et les intervalles de confiance calculés à l'aide de la fonction spline (λ < 0,05).

Les températures du compost sont rapidement entrées dans la phase thermophile. La température était plus basse pendant les périodes initiales (1 à 20 j) et de refroidissement (60 à 80 j) allant de 63,9 ± 0,10 °C (n = 8163) à 67,2 ± 0,06 °C (n = 7929), respectivement (p < 0,001). Les températures du compost étaient plus élevées entre j 20 et 60 (70,8 ± 0,05 °C, n = 15465) (p < 0,001) (Fig. 3). La température était la plus élevée dans les profondeurs moyennes et basses de la pile et dans la position au vent (p < 0,001). Les températures moyennes les plus basses ont été trouvées au centre du tas (p < 0,001). Les concentrations d'O2 du compost variaient de 0 à 15 % et étaient les plus élevées au cours des 20 premiers jours du processus de compostage (moyenne de 4,28 % ± 0,04, n = 8 163), puis diminuaient jusqu'à des valeurs minimales entre les jours 40 et 60 (moyenne de 0,68 % ± 0,01, n = 7212). Les concentrations d'oxygène ont progressivement augmenté jusqu'à la fin de l'expérience (p < 0,05) (Fig. 3). Les emplacements au vent et au centre du tas avaient des concentrations d'O2 similaires, et l'emplacement sous le vent du tas était généralement plus réduit (p < 0,001); Les concentrations d'O2 ont également diminué du haut vers le bas du tas (p < 0,001).

Variables physicochimiques mesurées lors du compostage : (a) température, (b) oxygène, (c) teneur en eau gravimétrique, (d) densité apparente, (e) porosité, (f) pH, (g) concentration de NH4+, (h) concentration , (i) minéralisation nette de N, (j) nitrification nette et (k) rapport C:N. La courbe moyenne calculée et les intervalles de confiance ombrés ont été déterminés avec la fonction spline de lissage (λ = 0,05).

L'humidité a diminué progressivement après chaque ajout d'eau. La teneur moyenne en eau variait de 0,45 à 0,5 g H2O g de compost humide−1. Des teneurs en eau plus élevées ont été trouvées au sommet du tas et après les événements d'arrosage et de retournement (p < 0,05 et p < 0,001, respectivement). En général, la température et les concentrations d'O2 diminuaient fortement quelques heures après l'arrosage et/ou le retournement et augmentaient progressivement au fur et à mesure que le tas séchait. Le pH du compost a augmenté de façon spectaculaire, suivant une tendance linéaire dans le temps (R2 = 0,96, p < 0,001) de 4,7 au début jusqu'à ce qu'il se stabilise à environ 8,7 au cours des trois dernières semaines du processus de compostage (Fig. 3). Les valeurs de densité apparente du compost ont augmenté de manière significative avec le temps (R2 = 0,38, p < 0,0001) et la porosité (avant le retournement) a diminué avec le temps (R2 = 0,39, p < 0,0001) d'environ 0,7 à 0,6 (Fig. 3) ; il n'y avait pas de modèles statistiquement significatifs de densité apparente ou de porosité avec l'emplacement dans le tas.

Le N inorganique était principalement composé de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\). Les concentrations d'ammonium ont augmenté rapidement de 280 µg \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N g−1 jusqu'à 1297 µg \({\text{NH}}_{{4 }}^{ + }\)–N g−1 sur les 10 premiers jours ; des valeurs élevées ont été maintenues entre le jour 10 et le jour 52 (Fig. 3). Les concentrations d'ammonium ont commencé à diminuer après le jour 59 avec une valeur moyenne finale de 352 ± 36 µg N g−1 au jour 80. Les concentrations de nitrates étaient très faibles tout au long du processus de compostage avec de nombreux échantillons en dessous de la limite de détection analytique (< 0,05 ppm N). Des valeurs \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)–N plus élevées ont été trouvées au cours des deux dernières semaines du processus de compostage (jusqu'à 18,1 µg \({\text{NO}} _{{3}}^{ - }\)–N g1 aux jours 73 et 80) avec une moyenne de 4,0 ± 2,5, µg N g−1, significativement plus élevée par rapport au reste du processus de compostage (p < 0,0001). La plupart des taux de minéralisation de N étaient négatifs (94 %, n = 209) et dans 81 % d'entre eux, \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N les concentrations ont diminué de plus de 50 % pendant la période d'incubation. La minéralisation nette en N était en moyenne de − 106,3 ± 5,3 µg N g−1 j−1 entre j 18 et 52 (Fig. 3). Avant et après cette période, les taux de minéralisation nette de N étaient en moyenne de − 65 ± 4,1 µg N g−1 j−1 (n = 107). Les taux nets de nitrification étaient inférieurs à la limite de détection analytique jusqu'aux deux dernières semaines de la période de compostage, lorsque les valeurs étaient détectables mais faibles (3,3 ± 1,4 µg N g−1 j−1, n = 27). Le rapport C:N a diminué pendant la période de compostage avec les valeurs les plus élevées trouvées pendant les trois premiers jours (27,1 ± 0,95, n = 9) et une valeur finale de 16,9 ± 0,3 (n = 3) (Fig. 3k). La même tendance a été observée pour les concentrations totales de C et N allant de 25,7 ± 1,0 et 0,96 ± 0,04 (n = 9) durant les trois premiers jours à 20,5 ± 0,5 et 1,21 ± 0,01 (n = 3) à la fin du compostage, respectivement .

Les événements de flux de GES élevés étaient corrélés avec des conditions de température et d'oxydo-réduction spécifiques (Fig. 4). Les flux quotidiens moyens de CO2 et de N2O étaient les plus élevés lorsque la température du compost se situait entre 40 °C et 50 °C (p < 0,0001) très tôt dans l'expérience, tandis que les flux de CH4 les plus élevés se produisaient entre 60 et 80 °C (p < 0,05) plus tard dans l'expérience. Les flux moyens quotidiens de CH4 se produisaient lorsque les concentrations d'O2 étaient comprises entre 0,5 % et 2 % (p < 0,05), tandis que les flux moyens de CO2 et de N2O n'étaient pas directement corrélés à l'O2 (Fig. 4). Il existe également des relations entre les flux moyens quotidiens de GES et des paramètres physico-chimiques spécifiques (tableau 2). Par exemple, les flux de CO2 étaient corrélés négativement avec le pH, la densité apparente et le NO3–N, tandis que les flux moyens de N2O étaient positivement corrélés avec \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)–N et inversement corrélé à \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) (tableau 2). Les flux quotidiens de CH4 ont montré une légère corrélation positive uniquement avec le pH et la densité apparente et une corrélation négative avec les flux de N2O (tableau 2).

Flux moyens quotidiens de GES à différentes concentrations d'O2 et températures. La ligne centrale est la moyenne et les côtés supérieur et inférieur de la boîte à moustaches sont des valeurs de 75 et 25 quantiles. Les différences statistiquement significatives sont indiquées par des lettres (p < 0,05).

L'approche MMB adaptée à une structure géométrique tridimensionnelle nous a permis de mesurer les flux de gaz à effet de serre de l'ensemble du système en continu tout au long du processus de compostage sans aucune perturbation de la surface du tas. Des mesures à haute fréquence des flux de GES et des paramètres physico-chimiques nous ont permis d'identifier les facteurs d'émissions de GES en temps réel et d'identifier les changements de dynamique biogéochimique au cours du processus de compostage. Les flux de CO2 des piles étaient plus élevés lorsque les températures étaient plus basses (tableau 2a, figure 4f). La corrélation inverse globale des flux de CO2 avec la température suggère que la respiration hétérotrophe est un processus dominant au début du processus de compostage. Ceci est corroboré par la forte augmentation des concentrations de NH4+ au cours de la première semaine (Fig. 3g). Plus de 40% de la matière organique est généralement dégradée lors de la première semaine de compostage lorsque les températures sont < 60°C14. Des flux d'oxyde nitreux se sont également produits au début du processus de compostage. La teneur élevée en N des déchets alimentaires pourrait potentiellement favoriser d'importantes émissions de N2O lors de la décomposition26,51,52,53,54. L'augmentation rapide mentionnée ci-dessus des concentrations de NH4+ dans la phase initiale ainsi que des températures plus basses (25–50 °C les jours 1–3) ont fourni des conditions optimales pour la nitrification autotrophe (à des températures < 40 °C) et hétérotrophe (à des températures > 40 °C)51. Ce dernier est plus susceptible d'être le processus microbien prédominant potentiellement responsable de la production de N2O dans le tas de compost55 compte tenu de la plage de température enregistrée (> 40 °C) (Fig. 3a). La réaction globale de nitrification libère des ions hydrogène (H+), ce qui a probablement contribué, avec le processus de fermentation, aux faibles valeurs de pH trouvées au début de l'expérience20. Ceci est étayé par la relation inverse globale entre les flux de N2O et de CO2 et la température du tas (tableau 2a) et les flux mesurés les plus élevés trouvés dans une plage de température de 40 à 50 ° C (Fig. 4e, f). Au fur et à mesure que la phase thermophile s'est établie, les flux de N2O ont diminué à des niveaux inférieurs à la limite de détection de l'instrumentation analytique. Cela correspondait à des conditions inadaptées à la croissance bactérienne oxydant l'ammoniac et les nitrites (faible concentration d'O2 et température élevée) ou à une consommation accrue de N2O via la dénitrification (Fig. 4e)52. Les concentrations constamment élevées de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) pendant la phase thermophile suggèrent que \({\text{NH}}_{{4}}^{ + } \) n'a été consommé que plus tard dans l'expérience, lorsque les températures ont commencé à baisser, et les processus de nitrification/dénitrification étaient plus susceptibles de se produire (Fig. 3g).

Nous avons constaté que les émissions de CH4 étaient relativement faibles pendant la majeure partie du processus de compostage et augmentaient en raison des événements d'arrosage, des températures élevées et de la faible disponibilité d'O2. Contrairement aux flux de CO2 et de N2O, les flux de CH4 les plus élevés ont été trouvés entre 60 et 80 °C et entre 0,5 et 4,5 % d'O2 (Fig. 4a, d). Ceci est cohérent avec les conditions thermophiles favorisant la décomposition pendant une période de faibles concentrations soutenues d'O2 (fournissant probablement les conditions anaérobies nécessaires pour soutenir la méthanogénèse)53. De plus, le fait que des flux élevés de CH4 se produisent toujours après des événements d'arrosage indique que, conjointement avec de faibles concentrations d'O2, l'humidité a joué un rôle important dans l'amélioration des flux de CH4, en particulier pendant la phase thermophile. La disponibilité du substrat était susceptible d'être élevée au cours de cette phase. Au cours des premières phases de décomposition, la matière organique facilement dégradable libère des acides organiques et inorganiques qui peuvent diminuer le pH54,55,56. Un pH bas a été associé à une fermentation acidogène des glucides et des graisses labiles, qui peuvent produire des acides gras volatils (AGV) tels que les acides acétique, propionique et butyrique, entre autres, ainsi que des alcools56,57. Nous avons mesuré un pH bas au début de l'expérience, ce qui suggère que la formation d'AGV aurait pu se produire et devenir ensuite disponible pour les méthanogènes à mesure que l'O2 diminuait58,59. Le pH du substrat a augmenté pendant la phase thermophile (Fig. 3f) vers les conditions de pH optimales pour la croissance des méthanogènes60 et correspondait à des émissions de CH4 plus élevées (Fig. 2a). Les concentrations élevées de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) trouvées tout au long de la phase thermophile peuvent également avoir contribué à l'augmentation des émissions de CH4 via l'inhibition de l'oxydation du CH461.

Les taux continus de minéralisation nette négative de N pendant la majeure partie du processus de compostage ont été une découverte importante et sont un indicateur de l'immobilisation de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) (Fig. 3i). L'activité microbienne accrue et l'assimilation de N étaient probablement liées à l'important C labile présent dans les déchets alimentaires62. Il est également possible qu'une ammoxydation abiotique de la cellulose ou de la lignine (conversion oxydative du C avec \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)) se soit produite. À des températures élevées (> 70 °C), la cellulose et la lignine peuvent être décomposées en monosaccharides, qui réagissent avec \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) pour former des sucres aminés à longue chaîne , les acides de sucre et les imidazoles63. Il est également possible que \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) ait été incorporé dans des substances de type humique64,65 qui peuvent être plus répandues à la fin du processus de compostage66. Ce dernier processus pourrait être responsable de l'immobilisation de grandes quantités de \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) du jour 50 à la fin du compostage, lorsque \({\text{ Les concentrations de NH}}_{{4}}^{ + }\) ont chuté de moitié et le rapport C:N moyen a diminué de manière significative à des valeurs <16 (Fig. 3i). Le fait que les taux de minéralisation de N aient été progressivement moins négatifs du jour 50 à la fin du processus de compostage suggère que \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) l'assimilation s'est produite via le processus mentionné ci-dessus processus, consommation par nitrification, et/ou volatilisation de NH3 compte tenu de l'augmentation du pH. Une caractérisation chimique plus poussée du compost par spectrométrie RMN 15N et 13C et des mesures de NH3 émis pendant le processus de compostage faciliteraient la quantification de la dynamique de N pendant la décomposition liée au compost. Un résultat clé ici est que le processus de compostage des déchets alimentaires ne semble pas produire de grandes quantités de NO3- (valeurs au moins un ordre de grandeur inférieures à celles trouvées pour \({\text{NH}}_{{4}}^ { + }\), Figs. 3g, h) qui pourraient à la fois entraîner une augmentation des émissions de N2O et polluer les ressources en eau locales.

Ces résultats suggèrent qu'un réglage fin du processus de compostage pourrait réduire davantage les flux de GES. Par exemple, des événements d'arrosage plus petits et plus fréquents (par exemple, une fois par semaine avant le retournement) pendant la phase initiale à thermophile donneraient probablement une teneur en humidité suffisante (~ 0,50 à 0,65 % w/w H2O) tout en minimisant la consommation d'O212. Les événements tournants stimulent les conditions aérobies qui favorisent l'oxydation du CH4 et réduisent la méthanogenèse ; le retournement réduit également la probabilité de températures élevées qui entravent l'activité microbienne et réduisent la qualité du compost12,67,68. La réduction des événements d'arrosage vers la fin du processus de compostage pourrait minimiser la formation de conditions anaérobies, particulièrement favorables à ce moment où la densité apparente la plus élevée (Fig. 3d) et la porosité la plus faible (Fig. 3e) se trouvent. Cela réduirait à la fois la consommation de \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) et les émissions de N2O et améliorerait la teneur en N et la qualité du compost. Cela réduirait également le FE pour l'ensemble du processus de compostage étant donné le potentiel de réchauffement global élevé du N2O.

Nous avons calculé des valeurs EF médianes de 6,6 à 8,8 kg CH4–C/Mg eau humide, 0,010 à 0,013 kg N2O-N/Mg eau humide et 441 à 596 kg CO2/Mg eau humide (tableau 3, voir le matériel supplémentaire pour plus de détails concernant la gamme). Notre CH4 EF médian de 8,8 kg CH4–C/Mg humide FW a été choisi comme EF le plus représentatif pour le tas de compost (valeur dérivée pour les valeurs de récupération > 13 m, voir matériel supplémentaire). Ce CH4 EF est similaire à la valeur rapportée pour les déchets alimentaires compostés dans des tas statiques aérés des usines de traitement des déchets municipaux en Allemagne en utilisant une méthode de concentration par gradient (jusqu'à 8,6 kg CH4–C/Mg humide FW, tableau S2 matériel supplémentaire)69, mais plus grand que les autres résultats où des chambres statiques et dynamiques ont été utilisées (voir tableau S2). Les estimations des valeurs EF sont probablement affectées par l'approche expérimentale, en particulier la taille du tas, la fréquence des mesures, le type de matériau de remplissage, le rapport déchets alimentaires/matériau de remplissage et la durée du compostage. Nous avons trouvé des valeurs EF généralement plus élevées dans les études réalisées à l'échelle d'un établissement29,69. Une étude récente a comparé une approche MMB similaire et la méthode de la chambre dynamique dans un tas de déchets verts transformés en andain de compost et a constaté que les estimations EF de la méthode de la chambre dynamique étaient toujours plus petites, avec un écart de 40, 54 et 244 % pour le CO2, le CH4 et le N2O. , respectivement37. La plupart des études précédentes sur les estimations des GES provenant du compostage des déchets alimentaires ont utilisé des tas de plus petite taille, des incubations de laboratoire, des chambres statiques ou un grand tunnel dynamique ouvert avec une enceinte totale (voir le tableau 2S pour référence). Toutes ces approches méthodologiques ont des limites pour capturer à la fois le processus de compostage dans des conditions de tas à l'échelle de l'installation et les interférences héritées liées à chaque méthode appliquée. À notre connaissance, aucune étude antérieure sur le compostage des déchets alimentaires n'a été réalisée à l'échelle d'une installation mesurant les flux de GES à haute fréquence, comme indiqué ici. Ainsi, il est possible que l'approche actuelle ait pu mieux capter les flux totaux pendant le processus de compostage.

Dans les décharges, les déchets alimentaires dominent généralement la production de CH4 compte tenu de la grande constante de taux de décomposition de premier ordre (k) (0,7 an−1) pour la production de CH4, qui est au moins trois fois plus élevée que pour les autres déchets solides organiques (déchets verts, papier et bois)9. Par conséquent, les déchets alimentaires sont la matière première avec le plus grand CH4 EF dans les décharges, avec des valeurs allant de 41 à 161 kg CH4–C/Mg sec FW6,70,71. Nos valeurs de CH4 EF provenant du compostage des déchets alimentaires sont de 38 à 84 % inférieures à celles trouvées dans les décharges en utilisant les estimations publiées (tableau 3) et 79 % inférieures si la composition complète du compost étudié ici (déchets alimentaires + débris de jardin) était éliminée dans un décharge. Ainsi, alors que du CH4 et du N2O ont été détectés à partir du compostage, les émissions globales de GES étaient bien inférieures à ce qu'elles seraient pour le devenir contrefactuel de la mise en décharge de ce matériau. Les résultats de cette étude sont plus étroitement comparables à ceux de deux études précédentes qui utilisaient une méthode MMB quelque peu similaire. La valeur du CH4 EF de cette étude de 5,90 ± 0,73 kg CH4–C/Mg de compost sec était presque deux fois plus élevée que celles trouvées pour les déchets de jardin (3,18 kg CH4–C/Mg de compost sec37) et le compostage de fumier et de déchets verts (2,90 ± 0,60 kg Compost sec CH4–C/Mg36) (tableau 3). Les valeurs plus élevées trouvées dans notre étude sont cohérentes avec la plus grande source de C labile trouvée dans les déchets alimentaires par rapport à celle trouvée pour les déchets verts et les engrais, ainsi que les différences dans les concentrations associées de C et de nutriments, et la durée de la période d'échantillonnage.

L'État de Californie prévoit de gérer 16,3 MMT de déchets organiques d'ici 2025. Une législation récente (SB 1383) vise à récupérer au moins 20 % des aliments comestibles d'ici la même année27. Si nous supposons que la proportion actuelle de déchets alimentaires (44 %) est la même d'ici 2025 et que nous écartons un détournement de 20 % pour nourrir les Californiens dans le besoin, 5,7 MMT de déchets alimentaires devraient être gérés. Si ce matériau est composté, un potentiel de réduction des GES de 1,4 à 11,2 MMT CO2e pourrait être atteint d'ici 2025 par rapport à l'enfouissement des déchets alimentaires. Cela représente une réduction des émissions de CH4 de 39 à 84 % (tableau 4).

Les déchets alimentaires sont une source importante d'émissions de GES dans le secteur des déchets6. Ici, nous avons rapporté l'une des études de tas entiers à l'échelle commerciale les plus complètes sur les émissions de GES et les facteurs associés lors du compostage des déchets alimentaires. En utilisant l'approche MMB, nous avons trouvé des FE de GES plus élevés que des méthodes de mesure moins complètes. Cela est probablement dû au fait que l'approche MMB a fourni des données de résolution beaucoup plus élevée à partir de l'évaluation continue et complète des flux de GES que les mesures moins fréquentes dans l'espace et le temps fournies par d'autres méthodologies. Même si les FE étaient plus élevés que les études précédentes, nous avons constaté que le compostage des déchets alimentaires entraînait des émissions de CH4 de 39 à 84 % inférieures à celles de la mise en décharge. Les émissions de CH4 des tas étaient plus élevées après les événements de mouillage pendant la phase thermophile du compostage et à la fin du processus. Le retournement a permis d'aérer le tas et de réduire temporairement les émissions de CH4. Les émissions de N2O des tas ont été détectées au début et à la fin du processus de compostage, mais étaient pour la plupart inférieures à la limite de détection de la méthode. Le schéma des flux de N2O reflétait probablement les conditions plus optimales pour la décomposition de la matière organique, notamment des températures plus basses et une disponibilité élevée du substrat au début de l'expérience, ainsi que des températures fraîches, une humidité élevée et des conditions redox faibles vers la fin du processus. La faible disponibilité persistante de NO3-, le substrat principal de la dénitrification, a probablement contribué aux faibles émissions globales de N2O. Nos résultats suggèrent que l'augmentation de l'aération du tas et la diminution de la quantité ou de la fréquence d'arrosage, en particulier au milieu et à la fin du processus de compostage, pourraient potentiellement réduire davantage les émissions de CH4. Nous montrons que les émissions de GES provenant du compostage des déchets alimentaires sont inférieures à celles de la mise en décharge et suggérons que le déploiement futur d'approches de mesure continue telles que celle décrite ici peut aider à réduire davantage les émissions et contribuer à l'atténuation du changement climatique.

Les données sont disponibles sur demande auprès de T. Pérez.

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Ce travail a été soutenu par un financement de la 4e évaluation des changements climatiques de Californie, par le biais de la Berkeley Energy and Climate Initiative et de la Rathmann Family Foundation. Nous remercions McIntire Stennis accorde CA-B-ECO-0315-MS et CA-B-ECO-7673-MS (à WLS). Nous reconnaissons le soutien de LaFranchi Dairy farm, Will Bakx et Jose Garcia pour avoir facilité la mise en place de notre expérience à West Marin Compost Facility et pour la gestion hebdomadaire des tas de compost. Nous sommes également très reconnaissants à John Wick pour sa vision et son soutien dans la fourniture de l'infrastructure nécessaire au déploiement de notre dispositif expérimental sur le terrain. Nous reconnaissons le soutien inestimable du Dr Jeff Creque du Carbon Cycle Institute pour son aide dans l'acquisition des déchets alimentaires et la mise en place expérimentale. Nous reconnaissons Recology pour fournir les déchets alimentaires utilisés pour faire le tas de compost. Enfin, nous remercions Kris Daum pour son aide précieuse sur le terrain et le traitement des données. Nous dédions ce manuscrit à la mémoire de Will Bakx qui a été une source d'inspiration compte tenu de son plaidoyer passionné pour améliorer la durabilité en compostant les déchets.

Département des sciences, politiques et gestion de l'environnement, Université de Californie, Berkeley, CA, 94720, États-Unis

Tibisay Perez et Whendee L. Silver

Centre des sciences de l'atmosphère et de la biogéochimie, Institut vénézuélien de recherche scientifique, Caracas, Aptdo 1020A, Venezuela

Tibisay Perez

Département d'ingénierie des ressources environnementales, Humboldt State University, 1 Harpst Street, Arcata, CA, 95521, États-Unis

Sintana E. Vergara

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TP : Optimisation des méthodes, collecte et analyse des données et rédaction. WLS : Analyse et rédaction de données. SEV : Rédaction, révision et édition.

Correspondance à Tibisay Pérez.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Pérez, T., Vergara, SE & Silver, WL Évaluation du potentiel d'atténuation du changement climatique du compostage des déchets alimentaires. Sci Rep 13, 7608 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-34174-z

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Reçu : 12 septembre 2022

Accepté : 25 avril 2023

Publié: 10 mai 2023

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

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