食品廃棄物の堆肥化による気候変動緩和の可能性を評価する

Scientific Reports volume 13、記事番号: 7608 (2023) この記事を引用

1849 アクセス

44 オルトメトリック

メトリクスの詳細

食品廃棄物は埋め立て地の主要な有機成分であり、世界的な温室効果ガスの大きな発生源です。食品廃棄物の堆肥化は排出量削減の潜在的な機会をもたらしますが、山全体、商業規模の排出量、および関連する生物地球化学的要因に関するデータが不足しています。私たちは、三次元の商業規模のウインドロー堆肥堆積に最適化された非侵襲的な微気象学的物質収支アプローチを使用して、食品廃棄物の堆肥化中のメタン (CH4)、亜酸化窒素 (N2O)、および二酸化炭素 (CO2) 排出量を継続的に測定しました。温室効果ガスのフラックス測定は、継続的な酸素 (O2) センサーと温度センサー、および生物地球化学プロセスのための集中的なサンプリングによって補完されました。排出係数 (EF) は 6.6 ～ 8.8 kg CH4-C/Mg の湿った食品廃棄物の範囲であり、主に低酸化還元と散水イベントによって引き起こされました。堆肥化により、N2O 排出量が少なくなりました (N2O-N/Mg 湿った食品廃棄物が 0.01 kg)。食品廃棄物の堆肥化の全体的な EF 値 (CH4 + N2O) は、乾燥食品廃棄物 1g あたり 926 kgCO2e でした。堆肥化による排出量は同等の埋め立てフラックスよりも 38 ～ 84% 低く、カリフォルニア州では 2025 年までに正味最小で 1.4 MMT CO2e の削減が見込まれます。私たちの結果は、食品廃棄物の堆肥化が排出量の削減に役立つことを示唆しています。好熱期の回転の増加と全体的な散水の減少により、排出量がさらに削減される可能性があります。

世界の食料生産の 3 分の 1 以上が廃棄物の流れに入り、温室効果ガス (GHG) 排出の一因となっていると推定されています 1,2。食品ロスと廃棄物 (FLW) からの平均ライフサイクル GHG 排出量は、世界では 1 人当たり 124 g CO2e、高所得国では 1 人当たり 315 g CO2e と推定されています3。米国では、FLW は 73 ～ 152 MMT/年、つまり 1 人当たり年間 223 ～ 468 kg の範囲にあります4 (MMT = 100 万トン)。この国で最も重要な FLW 管理経路は、埋め立て (56%)、制御燃焼 (12%)、共消化/嫌気性消化 (8%)、および下水/水処理 (6%) であり、堆肥化は約 4.1 にすぎません。 %5。食品廃棄物は、他の有機廃棄物（木材、紙、庭の端材）と比較した場合、分解可能な有機炭素（C）の割合が最も多く、埋め立て地での GHG 生成速度定数が最も高くなります（2,708 kg CO2e/乾トン）6。埋め立て地は、主に C に富む有機廃棄物の嫌気性分解によるもので、米国の GHG インベントリの中で 3 番目に大きな CH4 排出源です7、8、9、10。ライフサイクル評価 (LCA) 研究では、従来の管理戦略ではなく、好気性堆肥化または嫌気性消化によって有機廃棄物を管理すれば、かなりの GHG 削減が達成できることが示唆されています 11。

堆肥化は、管理された有機物分解の一形態です。典型的な商業規模の好気性堆肥化の実践には、容器内、ウィンドロウ内、および強制曝気静的パイル内での堆肥化が含まれます12。米国では、堆肥化は一般に屋外施設の窓列や静置杭で行われます13。窓条や静置杭における有機物の分解は、堆肥化中に温度的に定義された 4 つの個別の段階を通過します。初期段階の分解は中温性 (25 ～ 40 °C) で特徴づけられ、最も容易に分解可能な物質が二酸化炭素 (CO2) と微生物生成物に変換されます。微生物の活動とそれに伴う温度の上昇により、好熱性相 (40 ～ 65 °C) が生じます。この段階での微生物の活動率が高いと、酸素 (O2) が枯渇し、メタン生成などの嫌気性微生物プロセスが蔓延する可能性があります 14,15。嫌気性の進行を制限するために、堆肥化プロセス中に杭が定期的に機械的に回転されます。易分解性物質の量が減少し、より難分解性の有機物質の生成が増加すると、分解が遅くなり、第 2 中温性相中に温度が下がり始めます。堆肥化の最終段階は成熟と呼ばれ、温度が周囲レベルに戻るにつれて細菌バイオマスが減少し、菌類が増加することが特徴です14。

物理化学的パラメーターは、有機物の分解中の GHG フラックスの重要な要因であり、堆肥化中の排出量に影響を与える可能性があります。たとえば、窒素 (N) に対する C の比率は、分解中の微生物の N 利用可能性を決定します。一般に、堆肥化プロセスの終了時と比較して開始時に高い C:N 比が見られます16。基質の pH、水分、O2 濃度、および空隙率は、土壌有機物および落葉分解のパターンと速度に影響を与える可能性があり 17、有機廃棄物の分解を促進する可能性もあります 16,18。原料と呼ばれる堆肥の山中の出発有機物成分は、C および栄養素の含有量、水分レベル、セルロース含有量、およびリグニンなどの複雑な有機分子の割合が異なります19。食品廃棄物は特に C と栄養素が豊富で湿っているため、埋め立て地での GHG フラックスの生成と排出が促進されます。食品廃棄物には不安定な C9 が多く含まれているため、埋め立て地での CH4 生成速度定数が最も高くなります。食品廃棄物の C および N 濃度が高いと、特に山が湿っていてよく通気されている場合、堆肥化プロセス中に亜酸化窒素 (N2O) が大量に排出される可能性があります。通気条件は堆肥の山の硝化を刺激する可能性があります20。短期間の嫌気性イベントや水分含量の高いマイクロサイトにより、硝化脱窒や標準脱窒が発生して N2O が生成される可能性があります。しかし、商業規模の食品廃棄物堆肥化からの微量ガス排出のパターンとそれに関連する要因に関するデータは不足しています。生物地球化学力学の空間的および時間的パターンが堆肥化プロセス中の GHG 排出にどのように関連しているかを理解することは、堆肥化からの GHG フラックスを予測するために不可欠です。

米国最大の食料生産州であるカリフォルニアでは、有機廃棄物が固形廃棄物総処理量の約 34% を占め、廃棄された食品が有機物の寄与分の 44% を占めています21。カリフォルニアで発生する5.3MMTの食品廃棄物のほとんどは埋め立てられ、残りは堆肥化、リサイクル、焼却、嫌気性消化などの代替管理を通じて処理されます。 Silver et al.22 は、カリフォルニア州の最大の有機廃棄物の流れを埋め立てから堆肥化に変更することで、現在の管理慣行と比較して正味の GHG 削減につながる可能性があると示唆しました。無機肥料または高排出有機肥料（家畜糞尿など）の代替として堆肥を使用すること、および土壌への堆肥改良後の土壌 C 隔離の増加により、さらなる GHG 削減が達成できる可能性があります 23、24、25、26。カリフォルニア州は最近、2025 年までに有機廃棄物の 75% を埋め立てから代替管理に転用するという積極的な政策を開始しました (SB 1383)27,28。堆肥化による GHG 排出のパターンと推進要因を理解することは、この種の政策変更による気候変動緩和の可能性を判断するために不可欠です27。

商業規模の堆肥化からの排出量を把握することは困難です。静的チャンバー、密閉パイル、短期分析などのほとんどの測定アプローチでは、GHG 要因の変化に関連する誤差が生じ、排出のホットスポットやホットモーメントを見逃す可能性があります 22 (オンラインの補足表 S2 を参照)。現実世界の状況を正確に推定するには、堆肥化プロセス中に堆肥排出量を継続的に測定し、堆肥形成から完成した堆肥までの全期間を把握し、一般的な商業規模の手順での排出量を追跡する必要があります。これらの基準を満たしている研究はほとんどなく、直接比較できないアプローチを使用した研究もほとんどありません18、29、30、31、32、33。微気象学的アプローチは、堆肥化中の GHG 排出量をより適切に定量化する手段として提案されています。微気象学的アプローチは現場で実施でき、非侵襲的であるため、ガス拡散、水分、温度の変化など、堆肥山の囲いに通常伴う問題を回避しながら、堆肥化プロセス全体の研究が可能になります34。微気象学的手法には、継続的な測定を行う可能性もあり、排出のホットスポットやホットモーメントを見逃す可能性が減り、温室効果ガス排出量のより現実的な推定値が得られる33,35,36,37,38,39。この研究では、微小気象物質収支（MMB）アプローチを使用して、米国カリフォルニア州での商業規模の食品廃棄物堆肥化中の連続的な CO2、N2O、および CH4 排出量を測定しました。微小気象学的物質収支アプローチの最適化により、空間と時間の高分解能で 3 次元構造全体にわたる GHG 測定が容易になり、大規模で使用できます。土地と大気のフラックスとパイル内での継続的なセンシングの組み合わせにより、堆肥環境を集中的にサンプリングして、食品廃棄物の堆肥化プロセス全体における GHG 排出のパターンと要因の両方を決定することができました13。私たちは、堆肥化プロセスに関連する GHG 排出係数 (EF) が、従来の食品廃棄物の埋め立て処分に由来するものよりも小さいという仮説を立てています。測定された GHG フラックスの物理化学的要因に基づいて、カリフォルニア州の 2025 年までの潜在的な GHG 削減量と、この管理実践により GHG をさらに緩和する生物地球化学的要因を決定します。

実験はカリフォルニア州ニカシオのウェストマリン堆肥化施設（北緯38度05分14.9秒、西経222度42分26.0秒）で実施された。約15×4×2m（長さ、幅、高さ）のウィンドローパイルを1本設置しました（2018年8月17日）。実験は、州のガイドラインに基づいて材料が完全に堆肥化されるまで 80 日間実施されました 32。パイルの組成は、増量剤として庭の残骸を含む 34.3% w/w (22% v/v) 食品廃棄物でした (表 1)。

食品廃棄物は、マリン郡のファーマーズマーケットやレストランの有機廃棄物から発生しました。汚染物質（ガラス、金属、プラスチックなど）は手作業で除去され、材料は増量剤と混合され、ウインドローターナーで機械的に回転させられました41。堆肥化プロセスの開始時に水が追加されました（9464 L）。標準的な商業堆肥化慣行に基づいて、18 (946 L)、24 (1893 L)、31 (846 L)、52 (2650 L)、および 66 (5243 L)。

温室効果ガスのフラックスは、Wagner-Riddle らによって適用された MMB 法の適応を使用して測定されました。38 4 つの塔が杭の周囲に配置されました。各タワーには、高さ 0.75 m、1.65 m、2.50 m、および 3.50 m の 4 本のテフロンガスサンプリングチューブ (外径 1/8 インチ) が取り付けられ、合計 16 個のガスサンプリング入口がありました。各サンプリング入口には、粒子の干渉と湿気の飽和を防ぐために 0.45 mm のメンブレンフィルターが付いていました。大気中の CH4、CO2、および N2O 濃度は、キャビティリングダウン分光計 (CRDS) (G2308、Picarro、カリフォルニア州サンタクララ) を使用して連続的に測定されました。 16 個のチューブサンプリングポートを備えた低圧共通出口流路セレクター (EUTA-VLSF8MWE2、Vici、ヒューストン、テキサス州) を、タワーの各高さに配置されたサンプル入口チューブに接続しました (図 1a)。空気はサンプリング入口から外部真空ポンプに接続された共通の出口セレクターを通って常に流れていました (図 1a)。サンプルラインを通る連続的な気流を維持することで、サンプル流が分析の準備ができたときに、空気質量がタワーで選択されたサンプリング入口の高さを表すことを保証しました。 GHG 濃度分析用にサンプル流が選択されると、空気は CRDS に送られ、そこで GHG 濃度が 1 分間隔で測定されました (図 1a)。

(a) 微小気象物質収支法の実験装置の図。 (b) 実験用堆肥山の圃場レイアウト (写真提供者: Kris Daum)。

タワーのうちの 2 つは長さ方向に配置され (図 1a)、それぞれ 4 台の 3D 音速計 (Gill Wind Master Pro、Gill Instrument、英国ライミントン) が装備され、気象変数を測定するためにガスサンプル入口ポートと同じ高さに設置されました。堆肥化プロセス全体を通じて、（風速、風向、音温度）を継続的に（15 秒ごと、1 Hz ごとに）測定します。 4 つのサンプリング高さのそれぞれにおける大気サンプルは、風上サンプルと風下サンプルの間の経過時間を最小限に抑え、微気象条件が両方のサンプリング期間中同様に保たれる可能性を最大にするために、反対側のタワーから連続したペアで採取されました。この手法を使用して、縦方向ではタワー 1 (T1) からタワー 3 (T3) まで、横方向ではタワー 2 (T2) からタワー 4 (T4) まで交互に磁束を連続的に測定しました。たとえば、入口 1 (T1 の高さ 0.75 m) からガスサンプルを収集した後、反対側の塔 (サンプル入口 9、T3) の同じ高さでガスを収集しました (図 1a)。このプロセスは、最も高いサンプリングポート (3.5 m) に到達するまで継続され、その後、サイクルが再び最も低い高さで再開されました。

流束方程式は、乱流拡散流束が無視できるものであり、次の式 38 で近似できると仮定しています。 (1):

ここで、L (m) は風上と風下の測定塔 (取得) と \({\overline{u} }_{z}\)、\({\overline{c} }_{z,d) の間の直線距離です。 }\) と \({\overline{c} }_{z,u}\) は、各サンプル高さ z での平均水平風速 (m/s)、および風下および風上タワーのガス濃度 (mg GHG/) です。 m3)、それぞれ。台形則と近似スプライン関数という 2 つの積分方法を使用しました。高さ zi での濃度差 (ΔCi) は、杭の風下側 (Ci-down) から風上側 (Ci-up) を差し引いた GHG 濃度の差によって与えられます (式 2)。高さ zi と zi-1 の間の流束は、濃度差の平均にそれぞれの平均水平風速を乗算して計算されます (üi. ΔCi および üi-1. ΔCi-1)。次に、平均値が 2 つのサンプリング高さ (zi および zi-1) (式 3) にわたって積分され、フェッチ (L) で除算されます。

この方法では水平方向の乱流拡散項が無視されるため、流束が過大評価される可能性があります 39。 CH4 排出量の潜在的な過大評価に関する経験的テストでは、高速応答風速計と濃度法の両方を使用した場合、それが約 5% であることが示されました 43。ここで使用した計測器は、潜在的な過大評価を最小限に抑えるための要件を満たしていたため、補正係数は適用しませんでした。

この方法は、垂直磁束が無視できることを前提としています。これは、最も高いサンプリングポートが、支配的な水平流束が発生する気団層の上に配置された場合に達成されます。慣例により、この高さは、音源の最長水平距離を 1038 で割ることによって決定されます。ここで、杭の長方形の底部の対角線の長さは 15.5 m で、上部サンプリングポートの選択された高さは 3.5 m でした。これは理論的には、重大な垂直フラックスが発生しないことを保証するのに十分な高さです。メソッドの最適化の詳細については、補足資料を参照してください。

温室効果ガスの動態に関連する環境条件をより適切に評価するために、温度 (CS616、Campbell Scientific、米国ユタ州ローガン) と O2 濃度 (SO-110、Apogee Instruments、米国ユタ州ローガン) を継続的に監視しました。センサー（温度と酸素用に各 9 個）を杭の深さ約 1 m まで水平に挿入し、杭に沿って 3 つの高さ（0.5 m、1.0 m、1.5 m）の 9 か所に等間隔に配置しました。堆肥化プロセス全体を通じて、30 分の平均値が報告されました。温度センサーと O2 センサーは両方ともデータロガー (CR-1000、Campbell Scientific、米国ユタ州ローガン) に接続されました。ミリボルト出力は、まず杭内で得られた局所温度によって補正し、次に実験室校正中に得られた線形回帰を使用することによって O2 濃度に変換されました。産業用堆肥回転機を使用して山を毎週回転させました。向きを変える前に、4 つのガスサンプリング塔すべてと埋設されたセンサーが杭打ちエリアから撤去されました。回転直後にセンサーを交換し、実験の開始時に土壌に打ち込まれた永久地面マーカー（つまり、地面に小さな円形の平板が付いたプラスチック製の杭）を使用して、タワーをまったく同じ位置に再配置しました。これにより、風向に対する風速計の角度位置の一貫性が保証されました。

堆肥サンプル (各約 1 kg) を、裏返す前と後の両方で山内の 9 か所のそれぞれから毎週収集し、1 ガロンのジップロックフリーザーバッグに入れました (n = 毎週 18 サンプル)。サンプルは 4 °C で保存され、収集後 24 時間以内に分析されました。堆肥の水分含量は、105 °C で 24 時間乾燥した後、10 g のサンプルについて重量測定により測定されました。水分単位は、乾燥堆肥のグラムを基準とした g H2O として表されました (g H2O.g-1)。かさ密度は、ビーカーに堆肥を 100 mL の体積マークまで加え、サンプルを 105 °C で一定重量になるまでオーブン乾燥することによって測定しました。かさ密度の単位は、体積 1 cm3 あたりの乾燥堆肥の g (g cm-3) でした。堆肥の pH は、pH 電極 (Denver Instruments、ボヘミア、ニューヨーク、米国) を使用して、5 ml の脱イオン水に 3 g の新鮮な堆肥を加えたスラリーで測定しました45。抽出後にアンモニウム (NH4+) と硝酸塩 (NO3-) を測定しました。約 3.5 g の新鮮な堆肥を 75 mL の 2 M KCl に溶かし、比色分析装置 (Seal Analytical, Inc.、メクオン、ウィスコンシン州、米国、モデル: AQ300) で分析しました。 NO3- は Griess-Ilosvay 法を使用したカドミウム還元によって測定され、NH4+ はインドフェノールブルー法によって測定されました 46。無機 N 濃度の単位は、65 °C でオーブン乾燥した堆肥 1 g あたりで表されました (μg N・g-1)。潜在的な正味の硝化速度と窒素石化速度は、約 3.5 g の堆肥を暗所で 7 日間インキュベートすることによって決定されました。前者はインキュベーション前後の \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) 濃度の差によって決定され、後者は \({\text {NH}}_{{4}}^{ + }\) および \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) は、上記の手順を使用してインキュベーションの前後に行います47。総 C および N は、標準としてアトロピンを使用し、直線性を裏付ける元素分析 (Carlo Erba Elantech、米国ニュージャージー州レイクウッド) によって、乾燥粉砕サンプル (SPEX Samples Prep Mixer Mill 8000D、米国ニュージャージー州メトゥチェン) で測定されました。 10 サンプルごとに標準を測定します47、48。堆肥の空隙率は、山の中央部分の 3 つの高さで収集されたサンプルで測定されました。 100 mL の堆肥サンプル (高さの場所あたり 5 回の反復) の重量を量り、続いてフラスコの風袋を測定し、100 mL の目盛りまで脱イオン (DI) 水を加え、最後に水の質量を記録しました。堆肥と脱イオン水の質量の差を使用して、元のサンプルの細孔空間の体積を計算しました49。

測定された温室効果ガスフラックスを使用して、方程式 1 に従って堆肥化に由来する温室効果ガス EF (GHG EFc) を決定しました。 (4):

ここで、\({\mathrm{GHG EF}}_{\mathrm{c}}=\) 堆肥堆積物から導かれる温室効果ガス排出係数 (kg GHG-C または -N/湿潤または乾燥飼養ロット 1 トン)、 \({FluxGHG}_{t}=\) 1 日当たりの温室効果ガスフラックスの中央値 (kg m−2 d−1); \({C}_{f}\)= 温室効果ガスを C または N として表すための換算係数。 CH4 には 0.75、CO2 には 0.27、N2O には 0.64 を使用しました。 \(t\)= 時間間隔、d (d); \({BA}_{p}\)= 地盤基礎杭面積 (m2); \({m}_{fw}\) = 湿潤または乾燥原料の質量 (堆肥化された食品廃棄物または総堆肥 (Mg))。方法論の違い、同等の単位の欠如（湿式堆肥と乾式堆肥など）、報告されたデータの欠如（研究期間など）のため、EF 値を文献間で比較することは困難です。この研究では、研究間の比較を容易にするために EF 値を複数の単位で表現し、平均値と中央値として提示します (方法論的な境界条件を考慮して最小値と最大値を反映した中央値を示します: 取得距離は 5 メートル以上から 13 メートル以上です長いので、方法のセクションと補足資料を参照してください)。

オープンソースの統計ソフトウェア「R50」は、温室効果ガスのフラックス計算 (式 1 による) と補足資料で言及されているデータのフィルタリングに使用されました。杭（上部、中部、底部）の物理化学的特性（pH、無機窒素、気孔率、嵩密度、重量含水量、ガス濃度、窒素鉱化、窒素硝化、C:N、温度、O2）の変動を評価するために、 JMP Pro 16 (SAS Institute、米国ノースカロライナ州ケアリー) を使用して二元配置分散分析を実行しました。データが正規分布していない場合、スピアマンの順位相関による変数比較にノンパラメトリック統計が適用されました。排出係数は、スプライン関数を使用して堆肥化期間にわたる 1 日当たりの温室効果ガス値の中央値を積分することにより、「R」で推定されました。積分中央値 (gm-2) に堆積物の体積を乗算し、堆積物の採取量 (15 m) で割って、堆肥化中に排出される最終的な中央値を求めました。統計的有意性は p < 0.05 として定義されました。特に断りのない限り、データは平均値および標準誤差として本文中に表示されます。

初期の中温段階（堆肥化の最初の 3 日間）では、CH4 排出量は低く、CO2 と N2O 排出量はピークに達しました（図 2）。温度が60℃を超えると（好熱期は5日目に始まり、図2a）、CH4排出量は時間の経過とともに最大4.7 mg CH4 m-2 s-1まで増加し、その後70日目（成熟期中）に急激に減少しました。散水イベントは CH4 排出量が多い期間に対応し、28 日から 35 日までと 57 日目と 69 日目に 3 つのピークがあり、それぞれ 1.9、3.3、4.7 mg CH4 m-2 s-1 の排出量が得られました。最大値は、52 日目と 66 日目の最後の 2 回の散水イベント後に見つかりました (それぞれ 2659 リットルと 5243 L) (図 2a)。 N2O の最高フラックス (12 ～ 14 µg N2O m-2 s-1) は、最初の散水イベント後 (1 日目と 4 日目にそれぞれ 7571 L と 1893 L)、散水後 52 日目、および 71 日目と 80 日目の間に発生しました。 (図2b)。研究中のほとんどの N2O 測定値は、機器の検出限界を下回りました (<2 μg N2O m-2 s-1)。

二酸化炭素フラックスは 0.8 ～ 148 mg CO2 m-2 s-1 の範囲でした (図 2c)。全体として、最大のフラックスは実験の最初の 3 日間に発生しました。一般に、より高い流量は 38 日目より前に見られ、その後は徐々に減少しました。水を添加しても、CO2 フラックスは大幅に増加しませんでした。

食品廃棄物堆肥パイルの堆肥化期間中の GHG フラックス: CH4 (mg CH4 m−2 s−1) (a)、N2O (μg N2O m−2 s−1) (b) および CO2 (mg CO2 m−2 s− 1) (c)。各グラフの上部の破線は、水の追加量 d を表します。平滑化された青い線は、スプライン関数 (λ < 0.05) を使用して計算された平均値と信頼区間を表します。

堆肥の温度はすぐに好熱期に入りました。初期 (1 ～ 20 日) および冷却期間 (60 ～ 80 日) の温度は低く、それぞれ 63.9 ± 0.10 °C (n = 8163) から 67.2 ± 0.06 °C (n = 7929) の範囲でした (p < 0.001）。堆肥温度は 20 日から 60 日の間で高かった (70.8 ± 0.05 °C、n = 15465) (p < 0.001) (図 3)。温度は杭の中央と最深部、および風上の場所で最高でした (p < 0.001)。平均温度が最も低いのは杭の中心位置でした (p < 0.001)。堆肥の O2 濃度は 0 ～ 15% の範囲で、堆肥化プロセスの最初の 20 日間が最も高く (平均 4.28% ± 0.04、n = 8163)、その後 40 日から 60 日の間に最小値まで減少しました (平均 0.68% ± 0.01、n = 7212)。酸素濃度は実験の終了まで徐々に増加しました (p < 0.05) (図 3)。杭の風上と中心の位置では O2 濃度が同様であり、杭の風下では一般に O2 濃度がより減少しました (p < 0.001)。 O2 濃度も杭の上部から底部の深さに向かって減少しました (p < 0.001)。

堆肥化中に測定される物理化学的変数: (a) 温度、(b) 酸素、(c) 重量含水量、(d) かさ密度、(e) 空隙率、(f) pH、(g) NH4+ 濃度、(h) 濃度、(i) 純窒素鉱化、(j) 純硝化、および (k) C:N 比。計算された平均曲線と陰影付き信頼区間は、平滑化スプライン関数 (λ = 0.05) を使用して決定されました。

水を加えるたびに、水分は徐々に減少しました。平均含水量は 0.45 ～ 0.5 g H2O g 湿った堆肥 -1 の範囲でした。より高い含水量が、杭の最上部、および散水および反転イベントの後において見出された（それぞれ、ｐ＜０．０５およびｐ＜０．００１）。一般に、水やりおよび/または向きを変えてから数時間後には、温度と O2 濃度の両方が急激に減少し、パイルが乾燥するにつれて徐々に増加しました。堆肥の pH は、最初の 4.7 から堆肥化プロセスの最後の 3 週間で約 8.7 で安定するまで、時間の経過とともに直線的な傾向 (R2 = 0.96、p < 0.001) に従って劇的に増加しました (図 3)。堆肥のかさ密度値は時間の経過とともに大幅に増加し（R2 = 0.38、p < 0.0001）、空隙率（回転前）は時間の経過とともに約 0.7 から 0.6 に減少しました（R2 = 0.39、p < 0.0001）（図 3）。パイル内の位置による嵩密度や気孔率に統計的に有意なパターンはありませんでした。

無機 N は主に \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) で構成されていました。アンモニウム濃度は 280 µg \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N g−1 から 1297 µg \({\text{NH}}_{{4最初の 10 日間は }}^{ + }\)–N g−1。高い値は 10 日目から 52 日目まで維持されました (図 3)。アンモニウム濃度は 59 日目以降減少し始め、80 日目の最終平均値は 352 ± 36 µg N g-1 でした。硝酸塩濃度は堆肥化プロセス全体を通じて非常に低く、多くのサンプルが分析検出限界 (< 0.05 ppm N) を下回っていました。堆肥化プロセスの最後の 2 週間で、より高い \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)-N 値が検出されました (最大 18.1 µg \({\text{NO}}) 73 日目と 80 日目の _{{3}}^{ - }\)–N g1) は平均 4.0 ± 2.5、μg N g−1 で、堆肥化プロセスの残りの部分と比較すると有意に高かった (p < 0.0001)。ほとんどの N 石灰化率はマイナスであり (94%、n = 209)、そのうち 81% で \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\)–N 濃度が 50 以上減少しました。潜伏期間中の%。 18 日から 52 日までの正味 N 石灰化の平均値は − 106.3 ± 5.3 µg N g−1 d−1 (図 3)。その期間の前後で、正味 N 石灰化速度は平均 - 65 ± 4.1 µg N g-1 d-1 (n = 107) でした。正味の硝化率は、堆肥化期間の最後の 2 週間までは分析検出限界を下回っていましたが、値は検出可能ではありましたが低かった (3.3 ± 1.4 µg N g−1 d−1、n = 27)。 C:N 比は堆肥化期間中に減少し、最初の 3 日間で最高値 (27.1 ± 0.95、n = 9)、最終値は 16.9 ± 0.3 (n = 3) でした (図 3k)。同じ傾向が、最初の 3 日間の 25.7 ± 1.0 および 0.96 ± 0.04 (n = 9) から、堆肥化終了時のそれぞれ 20.5 ± 0.5 および 1.21 ± 0.01 (n = 3) の範囲の C および N の合計濃度で観察されました。。

高 GHG フラックス事象は、特定の温度および酸化還元条件と相関していました (図 4)。日平均 CO2 および N2O フラックスは、実験の非常に早い段階で堆肥温度が 40 °C ～ 50 °C のときに最も高くなりました (p < 0.0001)。一方、最も高い CH4 フラックスは実験後半の 60 ～ 80 °C で発生しました (p < 0.05)。実験。 1 日の平均 CH4 フラックスは、O2 濃度が 0.5% ～ 2% のときに発生しました (p < 0.05)。一方、平均 CO2 および N2O フラックスは O2 と直接相関しませんでした (図 4)。また、1 日あたりの平均 GHG フラックスと特定の物理化学的パラメーターの間には関係がありました (表 2)。たとえば、CO2 フラックスは pH、かさ密度、NO3-N と負の相関関係にありましたが、N2O 平均フラックスは \({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\)-N と正の相関関係がありました。 \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) と逆相関があります (表 2)。毎日の CH4 フラックスは、pH およびかさ密度とのみわずかな正の相関を示し、N2O フラックスと負の相関を示しました (表 2)。

さまざまな O2 濃度および温度における 1 日あたりの平均 GHG フラックス。中心線は平均値で、箱ひげ図の上側と下側は分位値 75 と 25 です。統計的に有意な差は文字でマークされます (p < 0.05)。

三次元幾何学的構造に適応した MMB アプローチにより、パイル表面を乱すことなく、堆肥化プロセス全体を通じてシステム全体の温室効果ガスフラックスを連続的に測定することができました。 GHG フラックスと物理化学的パラメーターの高周波測定により、GHG 排出の要因をリアルタイムで特定し、堆肥化プロセス中の生物地球化学的動態の変化を特定することができました。パイルの CO2 フラックスは、温度が低いほど高くなりました (表 2a、図 4f)。 CO2 フラックスと温度の全体的な逆相関は、従属栄養呼吸が堆肥化プロセスの開始時に支配的なプロセスであることを示唆しています。これは、最初の週の NH4+ 濃度の大幅な増加によって裏付けられています (図 3g)。一般に、温度が 60°C 未満の場合、堆肥化の最初の 1 週間で有機物の 40% 以上が分解されます14。亜酸化窒素フラックスは堆肥化プロセスの開始時にも発生しました。食品廃棄物の窒素含有量が高いと、分解中に大量の N2O 排出が促進される可能性があります 26,51,52,53,54。上述した初期段階での NH4+ 濃度の急速な上昇と低温 (1 ～ 3 日目の 25 ～ 50 °C) により、独立栄養性 (温度 < 40 °C) および従属栄養性硝化 (温度 > 40 °C) に最適な条件が提供されました。 ℃）５１．後者は、記録された温度範囲 (> 40 °C) を考慮すると、堆肥パイル内での N2O 生成の潜在的な原因となる一般的な微生物プロセスである可能性が高くなります 55 (図 3a)。全体的な硝化反応により水素イオン (H+) が放出され、これが発酵プロセスとともに、実験の開始時に見られた低い pH 値に寄与したと考えられます。これは、N2OとCO2のフラックスとパイル温度の間の全体的な逆関係（表2a）、および40〜50°Cの温度範囲で見つかった最高測定フラックス（図4e、f）によって裏付けられています。好熱性相が確立すると、N2O フラックスは分析機器の検出限界を下回るレベルまで減少しました。これは、アンモニアおよび亜硝酸酸化細菌の増殖に不適当な条件（低O2濃度および高温）または脱窒によるN2O消費の増加と一致していました（図4e）52。好熱期中の \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) 濃度が一貫して高いことは、\({\text{NH}}_{{4}}^{ + } \）は、温度が下がり始め、硝化/脱窒プロセスが発生する可能性が高くなった実験の後半まで消費されませんでした（図3g）。

CH4 の排出量は、ほとんどの堆肥化プロセスでは比較的低く、水やりイベント、高温、O2 利用可能性の低下の結果として増加することがわかりました。 CO2 および N2O フラックスとは対照的に、最も高い CH4 フラックスは 60 ～ 80 °C および 0.5 ～ 4.5% O2 で見られました (図 4a、d)。これは、持続的な低酸素濃度の期間中に分解を促進する好熱性条件と一致しています（メタン生成を支援するために必要な嫌気性条件を提供している可能性があります）53。また、高い CH4 フラックスが常に散水イベント後に発生したという事実は、低 O2 濃度と併せて、湿気が特に好熱性相中の CH4 フラックスの増加に重要な役割を果たしたことを示しています。この段階では、基質の可用性が高くなる可能性があります。分解の初期段階で、分解しやすい有機物は有機酸や無機酸を放出し、pH 54、55、56 を低下させる可能性があります。低い pH は、不安定な炭水化物や脂肪の酸生成発酵に関連しており、酢酸、プロピオン酸、酪酸などの揮発性脂肪酸 (VFA) やアルコールが生成される可能性があります 56,57。実験の開始時に低い pH を測定したところ、VFA の形成が起こり、その後 O2 が減少するにつれてメタン生成菌が利用できるようになった可能性が示唆されました 58,59。基質の pH は、好熱期中にメタン生成菌の増殖に最適な pH 条件に向かって増加し (図 3f)、これはより高い CH4 放出に対応しました (図 2a)。好熱相全体で見られる高い \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) 濃度も、CH4 酸化の阻害による CH4 放出の増加に寄与している可能性があります61。

ほとんどの堆肥化プロセス中の継続的な正味負の窒素石化速度は重要な発見であり、\({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) 固定化の指標です（図3i）。微生物の活動と窒素同化の強化は、食品廃棄物中に大量に存在する不安定な炭素に関連している可能性があります62。セルロースまたはリグニンの非生物的アンモ酸化 (\({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) による酸化的 C 変換) が発生した可能性もあります。高温 (70 °C 以上) では、セルロースとリグニンが単糖に分解され、\({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) と反応して長鎖アミノ糖が形成されます。、糖酸、イミダゾール63． \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) が腐植物質様物質 64,65 に取り込まれた可能性もあり、堆肥化プロセスの最後でより蔓延する可能性があります 66。この最後のプロセスは、50 日目から堆肥化の終了までの大量の \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) の固定化に関与している可能性があります。 NH}}_{{4}}^{ + }\) 濃度は半分に低下し、平均 C:N 比は値 < 16 に大幅に減少しました (図 3i)。窒素の石化速度が、50 日目から堆肥化プロセスの終了まで徐々にマイナスでなくなったという事実は、\({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\) の同化が上記の物質を介して起こったことを示唆しています。 pH の上昇によるプロセス、硝化による消費、および/または NH3 の揮発。 15N-および13C-NMR分光法によるさらなる堆肥の化学的特性評価と、堆肥プロセス中に放出されるNH3の測定により、堆肥関連の分解中のN動力学の定量化が容易になるでしょう。ここでの重要な結果は、食品廃棄物の堆肥化プロセスでは大量の NO3- が生成されないようだったということです (値は \({\text{NH}}_{{4}}^ で見つかった値よりも少なくとも 1 桁小さい) { + }\)、図 3g、h)、N2O 排出量の増加と地元の水資源の汚染の両方を引き起こす可能性があります。

これらの発見は、堆肥化プロセスを微調整することで GHG フラックスをさらに削減できる可能性があることを示唆しています。例えば、初期から好熱期に至るまでの、より小規模でより頻繁な散水イベント（例、転向前に毎週）は、O2 消費を最小限に抑えながら十分な水分含量（約 0.50 ～ 0.65%w/w H2O）を生成する可能性があります12。転換現象は好気性条件を刺激し、CH4 の酸化を促進し、メタン生成を減少させます。また、ひっくり返すことにより、微生物の活動を妨げ、堆肥の品質を低下させる高温の可能性も低くなります12,67,68。堆肥化プロセスの終わりに向けて散水イベントを減らすと、嫌気性条件の形成を最小限に抑えることができ、最高のかさ密度（図3d）と最低の空隙率（図3e）が見られるこの時点では特に有利です。これにより、\({\text{NO}}_{{3}}^{ - }\) の消費量と N2O 排出量の両方が減少し、堆肥の N 含有量と品質が向上します。 N2O の高い地球温暖化係数を考慮すると、これにより堆肥化プロセス全体の EF も低下します。

CH4-C/Mg 湿式 FW 6.6 ～ 8.8 kg、N2O-N/Mg 湿式 FW 0.010 ～ 0.013 kg、CO2/Mg 湿式 FW 441 ～ 596 kg の EF 中央値を計算しました (表 3、詳細については補足資料を参照)。範囲）。 CH4-C/Mg 湿潤 FW 8.8 kg の CH4 EF の中央値は、堆肥山のより代表的な EF として選択されました (採取値 > 13 m から導出された値、補足資料を参照)。この CH4 EF は、勾配濃度法を使用してドイツの都市廃棄物処理施設の静的通気パイルで堆肥化された食品廃棄物について報告された値 (最大 8.6 kg CH4-C/Mg 湿式 FW、表 S2 補足資料) に類似しています 69。静的および動的チャンバーが使用された他の結果よりも大きくなりました (表 S2 を参照)。 EF 値の推定値は、実験的アプローチ、特に堆積物のサイズ、測定頻度、増量材の種類、食品廃棄物/増量材の比率、堆肥化時間の長さに影響される可能性があります。施設規模で実施された研究では、一般的により大きなEF値が得られることがわかりました29,69。最近の研究では、同様のMMBアプローチと、緑の廃棄物をウインドロー堆肥にした動的チャンバー法を比較し、動的チャンバー法のEF推定値が常に小さく、CO2、CH4、およびN2Oについては40、54、および244%の差異があることがわかりました。、それぞれ37。食品廃棄物の堆肥化による GHG EF 推定に関するこれまでの研究のほとんどは、より小さなサイズの杭、実験室の培養施設、静的チャンバー、または完全に密閉された大型のオープン動的トンネルを使用していました (表 2S を参照)。これらの方法論的アプローチはすべて、施設規模の杭条件下での堆肥化プロセスと、適用された各方法に関連する継承された干渉の両方を捉えるには限界があります。私たちの知る限り、ここで報告されているような高周波 GHG フラックスを測定する施設規模で食品廃棄物の堆肥化に関する研究が行われたことはありません。したがって、現在のアプローチは堆肥化プロセス中の総フラックスをより適切に捕捉できた可能性があります。

CH4 生成の一次減衰速度定数 (k) (0.7 年−1) が大きいことを考えると、埋め立て地では一般に食品廃棄物が CH4 生成の大部分を占め、これは他の有機固形廃棄物 (緑廃棄物、紙、廃棄物) よりも少なくとも 3 倍大きくなります。木）9．その結果、食品廃棄物は埋め立て地で最も大きな CH4 EF を持つ原料となり、その値は 41 ～ 161kg CH4-C/Mg 乾燥 FW6,70,71 の範囲にあります。食品廃棄物の堆肥化による CH4 EF 値は、公表されている推定値 (表 3) を使用した埋め立て地で見つかった値より 38 ～ 84% 低く、ここで調査した堆肥の全組成 (食品廃棄物 + 庭の残骸) が廃棄物処理施設に処分された場合は 79% 小さくなります。埋め立て地。したがって、CH4 と N2O は堆肥化から検出されましたが、全体的な GHG 排出量は、この物質を埋め立てするという反事実的な運命よりもはるかに低かったのです。この研究の結果は、ある程度類似した MMB 法を使用した以前の 2 つの研究と最もよく似ています。この研究の CH4-EF 値 5.90 ± 0.73 kg CH4-C/Mg 乾燥堆肥は、庭の廃棄物 (3.18 kg CH4-C/Mg 乾燥堆肥37) および肥料および緑廃棄物の堆肥化 (2.90 ± 0.60 kg) で見つかった値のほぼ 2 倍でした。 CH4-C/Mg 乾燥堆肥 36) (表 3)。私たちの研究で見つかったより大きな値は、緑の廃棄物や肥料廃棄物で見つかったものと比較して食品廃棄物で見つかったより大きな不安定な C 源と一致しており、関連する C と栄養素の濃度、およびサンプリング期間の長さの違いと一致しています。

カリフォルニア州は、2025 年までに 16.3 MMT の有機廃棄物を管理する計画を立てています。最近の法律 (SB 1383) は、同年までに食用食品の少なくとも 20% を回収することを目標としています27。現在の食品廃棄物の割合 (44%) が 2025 年までに同じであると仮定し、必要としているカリフォルニア州民への食料への 20% の転用を差し引くと、5.7 MMT の食品廃棄物を管理する必要があることになります。この物質が堆肥化されれば、食品廃棄物の埋め立てと比較して、2025 年までに 1.4 ～ 11.2 MMT CO2e の GHG 削減可能性が達成される可能性があります。これは、CH4 排出量の 39 ～ 84% 削減に相当します (表 4)。

食品廃棄物は、廃棄物分野における GHG 排出の大きな原因となっています6。ここで我々は、食品廃棄物の堆肥化中のGHG排出量と関連要因に関する最も包括的な商業規模の全山研究の1つを報告した。 MMB アプローチを使用すると、包括的ではない測定方法よりも高い GHG EF が得られることがわかりました。これはおそらく、MMB アプローチが、他の方法論によって提供される空間と時間の頻度の低い測定よりも、GHG フラックスの連続的な山全体の評価からはるかに高い解像度のデータを提供したためであると考えられます。 EF は以前の研究よりも高かったにもかかわらず、食品廃棄物の堆肥化は埋め立てよりも CH4 排出量が 39 ～ 84% 低いことがわかりました。パイルの CH4 排出量は、堆肥化の好熱期およびプロセスの終了時の湿潤イベントの後により多くなりました。旋削はパイルに通気し、CH4 排出量を一時的に低下させるのに役立ちました。堆肥化プロセスの開始時と終了時に山からの N2O 排出が検出されましたが、ほとんどがこの方法の検出限界を下回っていました。 N2O フラックスのパターンは、実験開始時の低温と基質の利用可能性の高さ、プロセス終了近くの低温、高湿度、低酸化還元条件など、有機物の分解にとってより最適な条件を反映していると考えられます。脱窒の主な基質である NO3 の利用可能性が持続的に低いことが、全体的な N2O 排出量の低下に寄与している可能性があります。私たちの結果は、特に堆肥化プロセスの中間と最後において、パイルのエアレーションを増やし、水やりの量や頻度を減らすことで、CH4 排出量をさらに削減できる可能性があることを示唆しています。我々は、食品廃棄物の堆肥化からの温室効果ガス排出量が埋め立てよりも低いことを示し、ここで説明したような継続的測定アプローチの将来の展開が排出量のさらなる削減に役立ち、気候変動の緩和に貢献できることを示唆しています。

データは T. Pérez へのリクエストに応じて入手可能です。

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この研究は、バークレーエネルギーと気候イニシアティブおよびラスマンファミリー財団を通じたカリフォルニア州の第 4 回気候変動評価からの資金提供によって支援されました。 McIntire Stennis の CA-B-ECO-0315-MS および CA-B-ECO-7673-MS (WLS への) 助成金に感謝します。私たちは、ウェストマリン堆肥施設での実験の確立と毎週の堆肥山の管理を促進してくださった、ラフランキ酪農場、ウィル・バックス、ホセ・ガルシアの支援に感謝します。また、ジョンウィックのビジョンと、実験装置を現場に展開するためのインフラストラクチャを提供してくれたサポートにも非常に感謝しています。我々は、食品廃棄物の収集と実験の準備に関して、炭素循環研究所の Jeff Creque 博士の計り知れないほどの貴重な支援に感謝します。私たちは、堆肥の山を作るために使用される食品廃棄物を提供した Recology に感謝します。最後に、貴重な現場支援とデータ処理をしていただいた Kris Daum に感謝します。私たちはこの原稿を、廃棄物を堆肥化することで持続可能性を向上させるという情熱的な提唱にインスピレーションを与えたウィル・バックスの追悼に捧げます。

カリフォルニア大学環境科学・政策・管理学部、バークレー、カリフォルニア州、94720、米国

ティビセイ・ペレス & ウェンディー・L・シルバー

大気科学および生物地球化学センター、ベネズエラ科学研究所、カラカス、Aptdo 1020A、ベネズエラ

ティビサイ・ペレス

環境資源工学部、フンボルト州立大学、1 Harpst Street、Arcata、CA、95521、米国

シンタナ・E・ベルガラ

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TP: メソッドの最適化、データの収集と分析、および書き込み。 WLS: データ分析とライティング。 SEV: 執筆、レビュー、編集。

ティビサイ・ペレスへの通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

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転載と許可

ペレス、T.、ベルガラ、SE、シルバー、WL 食品廃棄物の堆肥化による気候変動緩和の可能性を評価。 Sci Rep 13、7608 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s41598-023-34174-z

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受信日: 2022 年 9 月 12 日

受理日: 2023 年 4 月 25 日

公開日: 2023 年 5 月 10 日

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

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