1. IntroductionHome composting is a

1. Introduction

Home composting is an interesting alternative to centralised composting. Since the landfill directive came into force in 1999 (CEC, 1999), the organic fraction of waste going to landfills in the European Union has been diverted to other treatment facilities such as composting plants. This has generated a greater need for well-managed composting plants or the possibility of avoiding organic waste in municipal waste streams by composting at home. The actual amount of organic household waste (OHW) that is composted at home and thereby diverted away from landfills is poorly researched. However, it has been estimated that approximately 20% of OHW could be diverted to home composting in a study area of west London, UK (Smith and Jasim, 2009). This number, however, depends on the motivation of the people in the survey area compared with the motivation of people in the average home composting community.

Like centralised composting, home composting has some advantages such as the production of a nutrient-rich humus-like material for use on soil as a substitute for fertiliser and/or for peat in growth media. When composting organic waste in private gardens, less waste has to be directed to centralised composting (or other treatment facilities) thereby saving emissions related to collection and transportation. The use of electricity, diesel, lubricating oils, and motor oil during the operation of centralised composting plants is also avoided when organic waste is home composted (Andersen et al., in press). Home composting is a unique waste management option because the waste producer is also the processor and end-user of the product. This, however, results in a large variety of operation schemes, which means that there is no standardised procedure for home composting. This is one of the reasons for the lack of scientific knowledge in this field.

Like centralised composting, there are environmental impacts associated with home composting, in which the potential emission of greenhouse gases (GHGs) is one of the most important (Colón et al., 2010). The GHGs of interest are mainly methane (CH4) and nitrous oxide (N2O) because they have high global warming potentials (GWPs) and thereby contribute to climate change. The GWP of CH4 and N2O is 25 and 298 over a 100-year time frame, respectively (Solomon et al., 2007), indicating that they are 25 and 298 times more potent GHGs than (fossil) carbon dioxide (CO2). The CO2 emitted during composting originates from the degradation of plant material and is usually accounted as neutral with respect to global warming (i.e. the GWP is zero) (Christensen et al., 2009 ).

GHG emissions have previously been addressed in composting studies in bench scale (Beck-Friis et al., 2001), pilot scale (Beck-Friis et al., 2000), and full scale (Amlinger et al., 2008 and Andersen et al., 2010) studies, with a variety of waste types such as garden and food waste. In addition, Boldrin et al. (2009) reported on a wide range of estimated and measured GHG emission data in a literature review covering open and closed technologies as well as home composting. Collectively, it was found that CH4 is produced and emitted when composting organic waste even under well-aerated conditions. Nitrous oxide is also produced under all these different operation schemes. GHG emissions have previously been addressed in home composting but with very different approaches and conclusions. Some studies have found GHG emissions to be negligible because the measuring systems were set with too high detection limits. In home composting studies by Wheeler and Parfitt, 2002 and McKinley and Williams, 2007, and Smith and Jasim (2009), CH4 emissions were quantified with measuring equipment with detection limits of 0.1%, 0.1% and 1% (by volume). The detection limit has to be significantly lower (in the μL L−1 level) to measure CH4 emissions from home composting units. Other authors argue that home composting piles are rarely large enough to permit anaerobic conditions and, therefore, their studies neglect CH4 emissions (USEPA, 1998 and Smith et al., 2001). By contrast, Amlinger et al. (2008) reported in a comprehensive experimental setup (high-load home composting) that GHG emissions from home composting are at the same level as from centralised composting. Weidema et al. (2006) modelled (in a lifecycle-based cost-benefit assessment) that home composting is an intermediate between aerobic and anaerobic digestion. This resulted in home composting being the least preferable waste management option in respect to global warming, even worse than central composting and uncontrolled landfills. In a life cycle assessment by Lundie and Peters (2005) different food waste management options were assessed in relation to global warming contributions. The most favourable option was found to be home composting assuming aerobic conditions (no methane) while the least favourable option was home composting assuming anaerobic conditions. These studies show the need for reliable GHG emission factors (EFs) from home composting systems. In this context, EFs are expressed as the mass of the respective gas per mass of input OHW (in kg Mg−1 input wet waste (ww)). Emission factors can be used in green accounts and for environmental assessments, but it is important to gather quantitative data to improve the comparability, consistency, and accuracy of databases and models.

The main objectives of this paper were to establish a representative single-family home composting system and measure the GHG emissions to obtain reliable EFs from home composting of OHW. It was important that the experimental setup represented a common single-family home composting practice based on conditions in Denmark, which is in a temperate climate zone with average winter temperatures of 0.5 °C and average summer temperatures of 15 °C. All EFs given in this paper are representing the contributions from the actual degradation of OHW. All other contributions from for example making the composting unit, collection, transport and mechanical turning have not been included.
2. Materials and methods
2.1. Composting units

The six home composting units (Humus/Genplast, 8230 Åbyhøj, Denmark) used in the study are the most commonly used units in Denmark. They are cone-shaped, made of recycled PE and PP and weigh 22 kg. The total volume is 0.32 m3 and the dimensions are 95 cm in height and 48 cm and 105 cm in diameter (top and bottom, respectively). The composting units are equipped with a lid, a fine-masked steel net at the bottom, which prevents mice and rats from entering, a hatch where the mature compost can be withdrawn, and a net to prevent flies from entering. The bottom has plenty of holes from where the surrounding air can enter the composting unit. A plastic rim, which acted as a base for the flux chamber (used to measure the emissions; see Section 2.5), was inserted below the lid of each unit. The plastic rim was inserted below the anti fly net so it functioned as the only outlet during the emission measurements. A schematic drawing of one of the composting units is shown in Fig. 1 (left) and a picture is shown in Fig. 1 (right). The only differences in the management of the six units were the type and amount of input waste and frequency of mixing. Mixing consisted of manually aerating the material using a mixing stick made of recycled PE and PP (delivered together with the composting unit). Units 1 and 2 represented eager management (mixing every week), which is not considered a likely management approach. Units 3 and 4 were considered the most likely setup for home composting (mixing every sixth week), whereas Units 5 and 6 represented the lazy home composters that spend little time on the process (no mixing). The management of the composting units, the amounts of input waste for one year of composting and the moisture content of the input materials are presented in Table 1.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

1 การแนะนำ

บ้านหมักเป็นทางเลือกที่น่าสนใจในการหมักส่วนกลาง ตั้งแต่คำสั่งที่ฝังกลบมาใช้บังคับในปี 1999 (CEC, 1999), สารอินทรีย์ของเสียไปฝังกลบในสหภาพยุโรปได้รับการหันเหความสนใจไปสิ่งอำนวยความสะดวกการรักษาอื่น ๆ เช่นพืชหมักนี้ได้สร้างความต้องการมากขึ้นสำหรับการบริหารจัดการที่ดีพืชหมักหรือความเป็นไปได้ในการหลีกเลี่ยงขยะอินทรีย์ในลำธารขยะโดยปุ๋ยหมักที่บ้าน จำนวนเงินที่แท้จริงของขยะในครัวเรือนอินทรีย์ (OHW) ที่หมักที่บ้านและจึงหันเหความสนใจออกไปจากหลุมฝังกลบเป็นวิจัยไม่ดี อย่างไรก็ตามจะได้รับการคาดว่าประมาณ 20% ของ OHW อาจจะหันเหความสนใจไปหมกบ้านในพื้นที่การศึกษาของลอนดอนตะวันตก, สหราชอาณาจักร (smith และ jasim, 2009) จำนวนนี้ แต่ขึ้นอยู่กับแรงจูงใจของผู้คนในพื้นที่สำรวจเมื่อเทียบกับแรงจูงใจของคนในชุมชนหมกบ้านโดยเฉลี่ย.

เช่นหมักส่วนกลางหมกบ้านมีข้อได้เปรียบบางอย่างเช่นการผลิตของวัสดุซากพืชเช่นสารอาหารที่อุดมด้วยสำหรับการใช้งานบนพื้นดินแทนปุ๋ยและ / หรือพรุในสื่อการเจริญเติบโต เมื่อปุ๋ยหมักขยะอินทรีย์ในสวนส่วนตัวเสียน้อยจะต้องมีการกำกับการหมักแบบรวมศูนย์ (หรือสิ่งอำนวยความสะดวกการรักษาอื่น ๆ ) จึงช่วยประหยัดการปล่อยมลพิษที่เกี่ยวข้องกับการจัดเก็บและการขนส่งการใช้ไฟฟ้าดีเซลน้ำมันหล่อลื่นและน้ำมันระหว่างการดำเนินการของพืชหมักส่วนกลางจะหลีกเลี่ยงได้เช่นกันเมื่อขยะอินทรีย์เป็นปุ๋ยที่บ้าน (เซน et al,. ในการกด) หมกบ้านเป็นตัวเลือกการจัดการของเสียที่ไม่ซ้ำกันเนื่องจากผู้ผลิตของเสียยังเป็นโปรเซสเซอร์และผู้ใช้ของผลิตภัณฑ์ นี้ แต่ผลในความหลากหลายของรูปแบบการดำเนินงานซึ่งหมายความว่าไม่มีขั้นตอนที่เป็นมาตรฐานสำหรับการหมักบ้​​าน นี้เป็นหนึ่งในสาเหตุของการขาดความรู้ทางวิทยาศาสตร์ในสาขานี้.

เช่นหมักส่วนกลางมีผลกระทบต่อสิ่งแวดล้อมที่เกี่ยวข้องกับการหมักบ้​​านซึ่งในการปล่อยศักยภาพของก๊าซเรือนกระจก (ก๊าซเรือนกระจก) เป็นหนึ่งในที่สำคัญที่สุด (ลำไส้ใหญ่ และคณะ. 2010)ก๊าซเรือนกระจกที่น่าสนใจส่วนใหญ่จะเป็นก๊าซมีเทน (CH4) และไนตรัสออกไซด์ (N2O) เพราะพวกเขามีศักยภาพสูงภาวะโลกร้อน (gwps) และจึงนำไปสู่​​การเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศ GWP ของ CH4 และ N2O เป็น 25 และ 298 กว่ากรอบเวลา 100 ปีตามลำดับ (โซโลมอนและคณะ. 2007) แสดงให้เห็นว่าพวกเขามี 25 และ 298 ครั้งก๊าซเรือนกระจกที่มีศักยภาพมากกว่า (ฟอสซิล) ก๊าซคาร์บอนไดออกไซด์ (CO2)CO2 ปล่อยออกมาในระหว่างการหมักมาจากการย่อยสลายของวัสดุพืชและมักจะคิดว่าเป็นที่เป็นกลางเกี่ยวกับภาวะโลกร้อน (เช่น GWP เป็นศูนย์) (คริสเอตอัล. 2009).

ปล่อยก๊าซเรือนกระจกที่ได้รับก่อนหน้านี้ที่อยู่ในการศึกษาการหมัก ในระดับม้านั่ง (กวักมือ friis-et al,., 2001) ขนาดนักบิน (กวักมือ friis-et al,., 2000), และขนาดเต็ม (amlinger et al,.ปี 2008 และเซนและคณะ. 2010) การศึกษาที่มีความหลากหลายของชนิดของเสียเช่นสวนและอาหารขยะ นอกจากนี้ boldrin ตอัล (2009) รายงานในความหลากหลายของการวัดและประเมินการปล่อยก๊าซเรือนกระจกข้อมูลในการทบทวนวรรณกรรมที่ครอบคลุมเทคโนโลยีที่เปิดและปิดรวมทั้งหมกบ้าน เรียกรวมกันว่าพบว่า CH4 ผลิตและปล่อยออกมาเมื่อปุ๋ยหมักขยะอินทรีย์แม้ภายใต้เงื่อนไขที่ดีมวลเบา ก๊าซไนตรัสออกไซด์ยังเป็นที่ผลิตภายใต้เหล่านี้แผนการดำเนินงานที่แตกต่างกัน ปล่อยก๊าซเรือนกระจกที่ได้รับก่อนหน้านี้ที่อยู่ในบ้าน แต่หมักด้วยวิธีการที่แตกต่างกันมากและข้อสรุปบางการศึกษาพบว่าการปล่อยก๊าซเรือนกระจกจะเล็กน้อยเพราะระบบการวัดที่ถูกตั้งข้อ จำกัด การตรวจสอบสูงเกินไป ในการศึกษาการหมักบ้​​านโดยล้อและ parfitt, 2002 และ MCKINLEY และวิลเลียมส์ 2007 และสมิ ธ และ jasim (2009), การปล่อยก๊าซ CH4 ถูกวัดด้วยการวัดอุปกรณ์ที่มีข้อ จำกัด ในการตรวจสอบของ 0.1%, 0.1% และ 1% (โดยปริมาตร)ขีด จำกัด การตรวจสอบจะต้องมีการลดลงอย่างมาก (ในระดับลิตร-1 ไมโครลิตร) การวัดการปล่อยก๊าซ CH4 จากหน่วยงานหมกบ้าน ผู้เขียนอื่น ๆ ยืนยันว่ากองปุ๋ยหมักในบ้านที่มีขนาดใหญ่แทบจะไม่เพียงพอที่จะอนุญาตให้มีสภาพไร้อากาศและมีการศึกษาการละเลยการปล่อยก๊าซ CH4 พวกเขา (USEPA, 1998 และสมิทเอตอัล., 2001) ตรงกันข้าม amlinger ตอัล(2008) รายงานว่าในการตั้งค่าการทดลองที่ครอบคลุม (สูงโหลดหมกบ้าน) ที่ปล่อยก๊าซเรือนกระจกจากการหมักบ้​​านอยู่ในระดับเดียวกับการหมักจากส่วนกลาง Weidema ตอัล (2006) รูปแบบ (ในการประเมินค่าใช้จ่ายผลประโยชน์ตามวงจร) หมกบ้านที่อยู่ตรงกลางระหว่างการย่อยอาหารและแอโรบิกแบบไม่ใช้ออกซิเจนนี้มีผลในการหมักบ้​​านเป็นตัวเลือกการจัดการของเสียน้อยกว่าในส่วนที่เกี่ยวกับภาวะโลกร้อนเลวร้ายยิ่งกว่าการหมักกลางและหลุมฝังกลบที่ไม่สามารถควบคุม ในการประเมินวัฏจักรชีวิตโดยการ Lundie และปีเตอร์ (2005) ตัวเลือกในการจัดการของเสียจากอาหารที่แตกต่างกันมีการประเมินที่เกี่ยวข้องกับการมีส่วนร่วมของภาวะโลกร้อนตัวเลือกที่ดีที่สุดก็พบว่าเป็นบ้านหมักเงื่อนไขสมมติว่าแอโรบิก (ไม่มีก๊าซมีเทน) ในขณะที่ตัวเลือกที่ดีอย่างน้อยก็บ้านปุ๋ยหมักแบบไม่ใช้อากาศสมมติว่าเงื่อนไข การศึกษาเหล่านี้แสดงให้เห็นความจำเป็นในการปล่อยก๊าซเรือนกระจกปัจจัยที่น่าเชื่อถือ (EFS) จากระบบหมักบ้​​าน ในบริบทนี้EFS จะแสดงเป็นมวลของก๊าซที่เกี่ยวข้องต่อมวลของ OHW ใส่ (กก. mg-1 ใส่ขยะเปียก (WW)) ปัจจัยการปล่อยสามารถใช้ในบัญชีสีเขียวและการประเมินด้านสิ่งแวดล้อม แต่มันเป็นสิ่งสำคัญที่จะรวบรวมข้อมูลเชิงปริมาณในการปรับปรุงการเปรียบเทียบความสอดคล้องและความถูกต้องของฐานข้อมูลและรูปแบบ.

เป็นวัตถุประสงค์หลักของบทความนี้ที่จะสร้างครอบครัวเดี่ยวระบบหมักบ้​​านตัวแทนและวัดปล่อยก๊าซเรือนกระจกให้ได้ EFS ที่เชื่อถือได้จากการหมักของบ้าน OHW มันเป็นสิ่งสำคัญที่การตั้งค่าการทดลองเป็นตัวแทนของครอบครัวเดี่ยวปฏิบัติหมกบ้านทั่วไปตามเงื่อนไขในเดนมาร์กที่อยู่ในเขตภูมิอากาศอบอุ่นในฤดูหนาวมีอุณหภูมิเฉลี่ย 0.5 องศาเซลเซียสและในฤดูร้อนอุณหภูมิเฉลี่ย 15 องศาเซลเซียส EFS ทั้งหมดที่ให้ไว้ในบทความนี้จะเป็นตัวแทนของการมีส่วนร่วมจากการย่อยสลายที่เกิดขึ้นจริงของ OHW การมีส่วนร่วมอื่น ๆ ทั้งหมดจากตัวอย่างเช่นการทำปุ๋ยหมักหน่วยเก็บการขนส่งและการเปลี่ยนกลไม่ได้รวม.
2 วัสดุและวิธีการ
2.1หน่วยหมัก

หน่วยหกหมกบ้าน (ดินดำ / genplast, 8230 Åbyhøj, เดนมาร์ก) ที่ใช้ในการศึกษาเป็นหน่วยงานที่ใช้กันมากที่สุดในประเทศเดนมาร์ก พวกเขาจะมีรูปทรงกรวยที่ทำจาก PE ที่รีไซเคิลและหน้าและชั่งน้ำหนัก 22 กิโลกรัม ปริมาณรวมเป็น 0.32 m3 และมีขนาด 95 ซม. และสูง 48 ซม. และ 105 ซม. เส้นผ่าศูนย์กลาง (ด้านบนและล่างตามลำดับ) หน่วยหมักมีการติดตั้งฝาปิดสุทธิเหล็กปรับสวมหน้ากากที่ด้านล่างซึ่งป้องกันไม่ให้หนูและหนูเข้ามา, ฟักที่ปุ๋ยหมักผู้ใหญ่สามารถถอนและสุทธิเพื่อป้องกันไม่ให้แมลงวันเข้ามา ด้านล่างมีความอุดมสมบูรณ์ของหลุมจากที่อากาศโดยรอบสามารถใส่หน่วยหมัก ขอบพลาสติกซึ่งทำหน้าที่เป็นฐานสำหรับห้องไหล (ใช้ในการวัดการปล่อยก๊าซเรือนกระจก; ดูหัวข้อ 2.5)ใส่ฝาด้านล่างของแต่ละหน่วย ขอบพลาสติกที่ถูกแทรกด้านล่างสุทธิบินป้องกันจึงทำหน้าที่เป็นร้านเฉพาะในช่วงการวัดการปล่อย วาดแผนผังของหนึ่งในหน่วยหมักจะแสดงในมะเดื่อ 1 (ซ้าย) และภาพที่ปรากฏในภาพ 1 (ขวา)ความแตกต่างเพียงอย่างเดียวในการบริหารจัดการของหน่วยงานที่หกมีชนิดและปริมาณของเสียที่นำเข้าและความถี่ของการผสม ผสมประกอบไปด้วยตนเอง aerating วัสดุที่ใช้ไม้ผสมที่ทำจาก PE ที่รีไซเคิลและหน้า (ส่งร่วมกับหน่วยหมัก) หน่วยที่ 1 และการจัดการที่ 2 แสดงความกระตือรือร้น (ผสมทุกสัปดาห์) ซึ่งจะไม่ถือว่าเป็นแนวทางการจัดการแนวโน้มหน่วยที่ 3 และ 4 มีการพิจารณาการตั้งค่าได้มากที่สุดสำหรับการหมักบ้​​าน (ผสมทุกสัปดาห์ที่หก) ในขณะที่หน่วยที่ 5 และ 6 เป็นตัวแทนของ composters บ้านขี้เกียจที่ใช้เวลาเพียงเล็กน้อยในกระบวนการ (ไม่ผสม) การจัดการของหน่วยหมักปริมาณของเสียที่นำเข้าเป็นเวลาหนึ่งปีของการหมักและปริมาณความชื้นของวัสดุที่นำเข้าจะถูกนำเสนอในตารางที่ 1

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

1. แนะนำ

บ้านหมักเป็นทางเลือกน่าสนใจหมักตุลาคม เศษอินทรีย์ของเสียไป landfills ในสหภาพยุโรปได้เปลี่ยนแปลงสิ่งอำนวยความสะดวกการรักษาอื่น ๆ เช่นการหมักพืชนับตั้งแต่คำสั่งฝังกลบมาใช้บังคับในปี 1999 พบกับ (CEC, 1999), นี้ได้สร้างพืช composting จัดการที่ดีหรือโอกาสของการหลีกเลี่ยงขยะอินทรีย์ในเทศบาลเสียด้วยการหมักที่บ้านต้องมากกว่านี้ จำนวนครัวเรือนอินทรีย์ (OHW) ที่เป็น composted ที่บ้าน และทำการเปลี่ยนแปลงจาก landfills จริงเป็นงานวิจัยอย่างต่อเนื่อง อย่างไรก็ตาม มันมีแล้วคาดว่า ประมาณ 20% ของ OHW อาจจะเบี่ยงเบนไปหมักบ้านในพื้นที่ศึกษาของตะวันตกกรุงลอนดอน อังกฤษ (สมิธและ Jasim, 2009) หมายเลขนี้ อย่างไรก็ตาม ขึ้นอยู่กับแรงจูงใจของคนในพื้นที่สำรวจเปรียบเทียบกับแรงจูงใจของคนในบ้านเฉลี่ยหมักชุมชน

เช่นหมักตุลาคม บ้านหมักได้ประโยชน์บางอย่างเช่นการผลิตวัสดุเช่นเกิดการเปลี่ยนแปลงกลายเป็นอุดมไปด้วยสารอาหารสำหรับใช้บนดินทดแทน สำหรับ fertiliser และ/หรือพรุในสื่อเจริญเติบโต เมื่อหมักขยะอินทรีย์ในสวนส่วนตัว เสียน้อยได้นำไปหมักตุลาคม (สิ่งอำนวยความสะดวกอื่น ๆ รักษา) จึงบันทึกปล่อยที่เกี่ยวข้องกับการเก็บรวบรวมและขนส่ง การใช้ไฟฟ้า ดีเซล น้ำมันหล่อลื่น น้ำมันเครื่องระหว่างการทำงานของพืชตุลาคม composting และยังหลีกเลี่ยงเมื่ออินทรีย์ บ้าน composted (แอนเดอร์ et al. ในข่าว) บ้านหมักเป็นตัวจัดการเสียเฉพาะเนื่องจากเป็นผู้ผลิตเสียยังตัวประมวลผลและผู้ใช้ผลิตภัณฑ์ อย่างไรก็ตาม นี้ ผลในหลากหลายรูปแบบการดำเนินงาน ซึ่งหมายความ ว่า มีขั้นตอนแบบไม่หมักที่บ้าน นี้เป็นหนึ่งในเหตุผลสำหรับการขาดความรู้ทางวิทยาศาสตร์ในฟิลด์นี้

เช่นหมักตุลาคม มีสิ่งแวดล้อมผลกระทบที่เกี่ยวข้องกับการหมักภายในบ้าน ในการปล่อยก๊าซที่อาจเกิดขึ้นของก๊าซเรือนกระจก (GHGs) เป็นหนึ่งในของสำคัญ (Colón et al., 2010) GHGs น่าสนใจได้ส่วนใหญ่เป็นมีเทน (CH4) และไนตรัสออกไซด์ (N2O) เนื่องจากพวกเขามีศักยภาพโลกร้อนสูงสากล (GWPs) และจึงนำไปสู่การเปลี่ยนแปลงสภาพภูมิอากาศ GWP CH4 และ N2O เป็น 25 และ 298 เฟรมเวลา 100 ปี ตามลำดับ (โซโลมอน et al., 2007), ระบุว่า พวกเขาเป็น GHGs 25 และมีศักยภาพ 298 ครั้งยิ่งกว่า (ฟอสซิล) คาร์บอนไดออกไซด์ (CO2) CO2 ที่ปล่อยออกในระหว่างการหมักเกิดจากการสลายตัวของวัสดุพืช และเป็นปกติคิดเป็นกลางเกี่ยวกับโลกร้อน (เช่น GWP เป็นศูนย์) (คริสเตนเซ่น et al., 2009)

ปล่อย GHG ได้ก่อนหน้านี้ถูกส่งในการหมักศึกษาในม้า (เบ็ค Friis และ al., 2001), ระดับนำร่อง (เบ็ค Friis และ al., 2000), และแบบเต็มมาตราส่วน (Amlinger et al., 2008 และแอนเดอร์ et al., 2010) ศึกษา กับความหลากหลายของชนิดของขยะเช่นสวนอาหารเสีย นอกจากนี้ Boldrin et al. (2009) รายงานในหลากหลายประเมิน และวัดปริมาณมลพิษข้อมูลในการทบทวนวรรณกรรมที่ครอบคลุมเทคโนโลยีเปิด และปิดเช่นบ้านหมัก โดยรวม จะพบว่า เป็นผลิต และปล่อยออกเมื่อหมักขยะอินทรีย์ได้ภายใต้เงื่อนไขแห่ง aerated CH4 ไนตรัสออกไซด์ยังผลิตภายใต้แผนการดำเนินการต่าง ๆ เหล่านี้ ปล่อย GHG ได้ก่อนหน้านี้ถูกส่ง ในการหมักที่บ้าน แต่ มีวิธีที่แตกต่างกันมากและบทสรุป บางการศึกษาพบการปล่อย GHG เป็นระยะเนื่องจากระบบการวัดที่ มีวงเงินสูงเกินไปตรวจสอบ ในบ้านหมักศึกษาวีลเลอร์ และ Parfitt, 2002 และ McKinley และวิ ลเลียมส์ 2007 สมิธ และ Jasim (2009), CH4 ปล่อยถูก quantified กับอุปกรณ์วัดตรวจสอบวงเงินของ 0.1%, 0.1% และ 1% (โดยปริมาตร) ตรวจสอบวงเงินจะต่ำ (ในระดับ L−1 μL) วัดปล่อย CH4 จากหน่วย composting บ้านได้ คนโต้แย้งว่า กองบ้าน composting ไม่ค่อยใหญ่พอที่จะอนุญาตให้เงื่อนไขที่ไม่ใช้ออกซิเจน และ ดังนั้น นักศึกษาละเลยปล่อย CH4 (USEPA, 1998 และ Smith et al., 2001) โดยคมชัด Amlinger et al (2008) รายงานค่าทดลองคลุม (โหลดสูงบ้านหมัก) ที่ ปล่อยก๊าซ GHG จากบ้านหมักอยู่ในระดับเดียวกันจากหมักตุลาคม Weidema et al. (2006) modelled (ในการใช้วงจรต้นทุนผลประโยชน์ประเมิน) ที่บ้านหมักเป็นกลางระหว่างออกซิเจน และไม่ใช้ย่อยอาหาร ส่งผลให้บ้านหมักเป็นตัวจัดการของเสียน้อยกว่าในภาวะ แย่กว่าหมักกลางและ landfills แพงกว่า ในการประเมินวงจรชีวิตโดย Lundie และ Peters (2005) แตกต่างกันอาหาร ตัวเลือกการจัดการขยะถูกประเมินเกี่ยวกับผลงานโลกร้อน ตัวเลือกที่ดีที่สุดพบจะ หมักบ้านสมมติเงื่อนไขแอโรบิก (มีเทนไม่) ในขณะที่ตัวเลือกที่ดีอย่างน้อยบ้านหมักสมมติว่าเงื่อนไขไม่ใช้ออกซิเจน ศึกษาเหล่านี้ต้องการความน่าเชื่อถือปริมาณมลพิษปัจจัย (EFs) จากระบบบ้าน composting ในบริบทนี้ EFs จะแสดงเป็นมวลของก๊าซนั้น ๆ ต่อมวลของ OHW อินพุต (ในกก. Mg−1 ป้อนน้ำเสีย (ww)) สามารถใช้ปัจจัยมลพิษ ในบัญชีเขียว และประเมินสิ่งแวดล้อม แต่จำเป็นต้องรวบรวมข้อมูลเชิงปริมาณเพื่อปรับปรุงความ สอดคล้อง และความถูกต้องของฐานข้อมูลและแบบจำลอง

วัตถุประสงค์หลักของเอกสารนี้มี การสร้างตัวแทน single-family บ้าน composting ระบบวัดการปล่อยก๊าซ GHG รับ EFs ที่เชื่อถือได้จากบ้านหมัก OHW มันสำคัญที่การตั้งค่าการทดลองแสดงบ้าน single-family ทั่วหมักปฏิบัติตามเงื่อนไขในเดนมาร์ก ซึ่งอยู่ในโซนอุณหภูมิอุณหภูมิหนาวเฉลี่ย 0.5 องศาเซลเซียสและอุณหภูมิในฤดูร้อนเฉลี่ยของ 15 องศาเซลเซียส ทั้งหมด EFs ในกระดาษนี้เป็นตัวแทนการจัดสรรจากการลดประสิทธิภาพที่แท้จริงของ OHW ผลงานอื่น ๆ ทั้งหมดเช่น ทำ composting หน่วย เก็บ ขนส่ง และเปิดเครื่องไม่ได้รวม.
2 วัสดุและวิธีการ
2.1 หมักหน่วย

6 บ้าน composting หน่วย (เกิดการเปลี่ยน แปลงกลาย/Genplast, Åbyhøj เดนมาร์ก 8230) ที่ใช้ในการศึกษาเป็นหน่วยที่ใช้บ่อยที่สุดในเดนมาร์ก มีกรวยรูป ทำจาก PE และ PP รีไซเคิล และน้ำหนัก 22 กิโลกรัม ปริมาตรรวม 0.32 m3 และมิติมีความสูง 95 ซม. และ 48 เซนติเมตร และเส้นผ่าศูนย์กลาง 105 ซม. (บนและล่าง ตามลำดับ) หน่วย composting พร้อมฝา มาสก์ปรับเหล็กสุทธิด้าน ซึ่งป้องกันหนู และหนูเข้า ขณะที่ปุ๋ยผู้ใหญ่สามารถถูกถอน และสุทธิเพื่อป้องกันไม่ให้ แมลงวันเข้า ด้านล่างมีหลุมจากที่อากาศรอบ ๆ สามารถป้อนหน่วย composting มากมาย ริมพลาสติก ซึ่งได้ปฏิบัติเป็นฐานสำหรับหอไหล (ใช้วัดปล่อย ดู 2.5 ส่วน), ที่แทรกอยู่ใต้ฝาของแต่ละหน่วย ขอบพลาสติกถูกแทรกข้างล่างบินสุทธิต่อต้านดังนั้นแยกเป็นร้านเดียวในระหว่างการวัดมลพิษ แสดงรูปวาดแผนผังตัวอย่างหนึ่งของหน่วย composting ใน 1 Fig. (ซ้าย) และภาพแสดงใน Fig. 1 (ขวา) ความแตกต่างเฉพาะในการจัดการหน่วย 6 มีชนิดและจำนวนของเสียที่ป้อนเข้าและความถี่ของการผสม ผสมประกอบด้วยของ aerating วัสดุที่ใช้ทำรีไซเคิล PE และ PP (ส่งพร้อมหน่วย composting) ไม้ผสมด้วยตนเอง หน่วยที่ 1 และ 2 แสดงจัดการกระตือรือร้น (ผสมทุกสัปดาห์), ซึ่งไม่ถือว่าวิธีการจัดการแนวโน้ม 3 หน่วยและ 4 ได้พิจารณาการตั้งค่าที่สำหรับบ้านหมัก (ผสมทุกหกสัปดาห์), ในขณะที่หน่วยที่ 5 และ 6 แสดง composters บ้านซี่ที่ใช้เวลาน้อยในการ (ไม่ผสม) การบริหารหน่วย composting จำนวนของเสียเข้าปีหนึ่งของการหมักและชื้นของวัสดุป้อนเข้าจะแสดงในตารางที่ 1

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

1 . composting

หลักการคือทางเลือกที่น่าสนใจเพื่อเป็นศูนย์กลาง composting นับตั้งแต่ Directive ฝังกลบได้เข้ามามีผลใช้บังคับในปี 1999 ( CEC 1999 )ประกอบรัฐธรรมนูญว่าด้วยเศษของเสียที่จะเกิดขึ้นใน สหภาพ ยุโรปได้รับการปรับเปลี่ยนเพื่อไปบำบัดส่วนอำนวยความสะดวกอื่นๆเช่นพันธุ์ไม้ compostingโรงแรมแห่งนี้ได้ถูกสร้างขึ้นจำเป็นต้องเพิ่มมากขึ้นสำหรับพันธุ์ไม้ composting มีการจัดการที่ดีหรือความเป็นไปได้ของการหลีกเลี่ยงการเสียในสตรีมขยะอินทรีย์โดยเทศบาลเมือง composting ที่บ้าน ตามจำนวนเงินที่จ่ายไปจริงของเกษตรอินทรีย์ขยะจากครัวเรือน( ohw )ที่เป็น composted ที่บ้านและทำให้ปรับเปลี่ยนอยู่ห่างออกไปในระยะทางจะเกิดขึ้นจากวิจัยได้อย่างมี ประสิทธิภาพ แต่ถึงอย่างไรก็ตามมีการประเมินว่าประมาณ 20% ของ ohw สามารถปรับเปลี่ยนเพื่อไป composting บ้านในพื้นที่การศึกษาของ London UK West End (สมิธและ jasim 2009 ) หมายเลขนี้อย่างไรก็ตามขึ้นอยู่กับแรงบันดาลใจของผู้คนที่อยู่ในพื้นที่ซึ่งจากการสำรวจเมื่อเทียบกับแรงบันดาลใจของผู้คนในบ้านโดยเฉลี่ย composting ชุมชน

เหมือน composting จากส่วนกลางcomposting บ้านมีข้อได้เปรียบบางอย่างเช่นการผลิตวัสดุอุดมด้วยสารอาหารซากของพืชที่ผุในดินที่มีลักษณะคล้ายกับการใช้งานในการปรับปรุงดินและใช้ทดแทนได้สำหรับปุ๋ยและ/หรือสำหรับโอเลแอนเดอร์สันในมีเดียการเติบโต เมื่อ composting ขยะอินทรีย์ในสวนส่วนตัวลดปริมาณขยะจะต้องได้รับคำแนะนำในการเป็นศูนย์กลาง composting (หรือส่วนอำนวยความสะดวกด้านการบำบัดอื่นๆ)ซึ่งจะส่งผลให้การปล่อยไอเสียการประหยัดที่เกี่ยวข้องกับบริการรับส่งและคอลเลคชั่นการใช้น้ำมันและน้ำมันหล่อลื่นมอเตอร์ไฟฟ้าน้ำมันดีเซลในระหว่างการทำงานของพันธุ์ไม้ต่างๆจากส่วนกลางคือหลีกเลี่ยง composting เมื่อขยะอินทรีย์เป็นบ้าน composted (แอนเดอร์เซ่น et al .ในกดปุ่ม) composting บ้านเป็นตัวเลือกการจัดการของเสียที่เป็นเอกลักษณ์ไม่เหมือนใครเพราะผู้ผลิตขยะที่มีโปรเซสเซอร์และผู้ใช้ปลายทางของ ผลิตภัณฑ์ ที่ โรงแรมแห่งนี้แต่ถึงอย่างไรก็ตามผลในความหลากหลายขนาดใหญ่ที่มีโครงสร้างการทำงานซึ่งหมายความว่าไม่มีขั้นตอนแบบมาตรฐานสำหรับ composting บ้าน โรงแรมแห่งนี้คือหนึ่งในเหตุผลของการขาดความรู้ทางวิทยาศาสตร์ในฟิลด์นี้.

เหมือน composting จากส่วนกลางมีผลกระทบต่อสิ่งแวดล้อมที่เกี่ยวข้องกับ composting ในบ้านซึ่งการลดการปลดปล่อย ศักยภาพ ของก๊าซเรือนกระจก(ก๊าซเรือนกระจก)คือหนึ่งในความสำคัญมากที่สุด( colón et al . 2010 )ก๊าซเรือนกระจกที่มีส่วนได้เสียเป็นส่วนใหญ่เลือก( CH 4 )และที่ออกไซด์( N 2 O )เพราะพวกเขามี ศักยภาพ ภาวะ โลกร้อนสูง( gwps )และดังนั้นจึงมีส่วนช่วยในการเปลี่ยนแปลงของ สภาพ อากาศ gwp ของ CH 4 และ N 2 O คือ 25 และ 298 กว่า 100 - เฟรมเวลาปีที่ตามลำดับ(ซาโลมอน et al . 2007 )ระบุว่าพวกเขามี 25 และ 298 ครั้งมากกว่าเป็นก๊าซเรือนกระจกมากกว่า(ฟอสซิล)ปล่อยก๊าซคาร์บอนไดออกไซด์( CO 2 )ให้ความร่วมมือ 2 ปล่อยออกมาในระหว่าง composting เริ่มต้นจากที่การเสื่อม สภาพ ของโรงงานผลิตวัสดุและตามปกติจะคิดเป็นสัดส่วนที่เป็นกลางพร้อมด้วยความเคารพในการลด ภาวะ โลกร้อน(เช่น gwp เป็นศูนย์)( christensen et al ., 2009 ).

การปล่อยก๊าซเรือนกระจกที่มีการระบุไว้ใน composting การศึกษาในม้านั่งตะกรัน( beck-friis et al ., 2001 ),นำร่องขนาด( beck-friis et al ., 2000 ),และเต็มคราบตะกรัน( amlinger et al .,2008 และแอนเดอร์เซ่น et al . 2010 )การศึกษาพร้อมด้วยความหลากหลายของ ประเภท ขยะเช่นขยะอาหารและสวนได้ นอกจากนี้ boldrin et al . ( 2009 )รายงานว่าในทางเลือกที่หลากหลายของข้อมูลการลดการปลดปล่อยก๊าซเรือนกระจกโดยประมาณหลังจากการสั่งซื้อสินค้าและวัดได้ในการตรวจสอบเอกสารที่ครอบคลุมเทคโนโลยีเปิดและปิดทำการรวมถึงใน composting บ้าน. เรียกรวมกันว่าพบว่า CH 4 ถูกผลิตขึ้นและปล่อยออกมาเมื่อ composting ขยะอินทรีย์แม้ว่าจะอยู่ ภายใต้ เงื่อนไขที่มีแก๊สน้อยกว่า ออกไซด์ที่จะได้รับการผลิตขึ้นตามโครงสร้างการทำงานต่างๆเหล่านี้ การปล่อยก๊าซเรือนกระจกได้รับการนำมาพูดใน composting บ้านแต่ด้วยบทสรุปและแนวทางที่แตกต่างอย่างมากก่อนหน้านี้จากการศึกษาพบว่ามีการปล่อยก๊าซเรือนกระจกในการเป็นระบบเพราะระบบการวัดที่ได้รับการตั้งค่าข้อจำกัดการตรวจจับสูงเกินไป ในการศึกษา composting บ้านโดยรถสามล้อและ parfitt 2002 และ McKinley ' s Bar และ Williams 2007 และสมิธและ jasim ( 2009 ) 4 การปล่อย CH ก็คำนวณออกมาเป็นรูปธรรมได้หรือพร้อมด้วยอุปกรณ์ที่มีการจำกัดการวัดการตรวจจับของ 0.1% 0.1% และ 1% (โดยระดับเสียง)การจำกัดการตรวจจับที่มีให้น้อยลงอย่างเห็นได้ชัด(ในระดับ μl L 1 )ในการวัดการปล่อย 4 CH จากชุด composting บ้าน ผู้เขียนรายอื่นๆให้เหตุผลว่าบ้านกอง composting มีขนาดใหญ่แทบจะไม่พอที่จะอนุญาตให้เงื่อนไขเต็นแอโรบิคและการศึกษาของตนเกิดการละเลยหรือไม่ดังนั้นการปล่อย 4 CH (คำแนะนำของ USEPA Microbiological 1998 และสมิธ et al . 2001 ) ในทางตรงกันข้าม amlinger et al .( 2008 )รายงานว่าในการตั้งค่าที่ครอบคลุมแนวทดลอง( composting สูง ภายในบ้าน โหลด)ซึ่งการปล่อยก๊าซเรือนกระจกจาก composting บ้านมีอยู่ในระดับเดียวกับจาก composting ส่วนกลาง. weidema et al . ( 2006 )วางรูปแบบตามอย่าง(ในการประเมินราคาได้รับประโยชน์ตลอดอายุการใช้งานที่)ที่ composting บ้านกลางระหว่างระบบย่อยอาหารแอโรบิกและเต็นแอโรบิค.โรงแรมแห่งนี้เป็นผลทำให้ composting บ้านเป็นตัวเลือกการจัดการของเสียที่ดีกว่าอย่างน้อยในเรื่อง ภาวะ โลกร้อนยิ่งกว่า composting กลางและเกิดขึ้นไม่มีการควบคุม ในการประเมินวงจรชีวิตโดย lundie และปีเตอร์ส( 2005 )ตัวเลือกการจัดการของเสียอาหารแตกต่างกันเป็นการประเมินผลในความสัมพันธ์กับการบริจาค ภาวะ โลกร้อนตัวเลือกมากที่พบว่าเป็นบ้าน composting สันนิษฐานว่าเงื่อนไขแอโรบิก(ไม่มีเทน)ในขณะที่ตัวเลือกดีอย่างน้อยก็ composting บ้านสันนิษฐานว่าเงื่อนไขเต็นแอโรบิค การศึกษาเหล่านี้แสดงความต้องการสำหรับปัจจัยหลักปฏิบัติการปล่อยก๊าซเรือนกระจกและเชื่อถือได้( EFS )จากระบบ composting บ้าน ในบริบทนี้EFS ได้ถูกแสดงออกมาเป็นมวลชนของก๊าซที่เกี่ยวข้องต่อมวลชนของอินพุต ohw (ในขยะเปียกอินพุตกก.มก. 1 (บบ)) การปล่อยคลื่นแม่เหล็กไฟฟ้าปัจจัยสามารถใช้ในบัญชีสีเขียวและสำหรับการประเมินผลด้านสิ่งแวดล้อมแต่เป็นเรื่องสำคัญที่จะต้องรวบรวมข้อมูลเชิงปริมาณในการปรับปรุงความสอดคล้องและความถูกต้องของรุ่น Expansion Module และฐานข้อมูล.

วัตถุประสงค์หลักของเอกสารฉบับนี้เป็นการสร้างระบบ composting บ้านเดี่ยวตัวแทนท้องถิ่นและการวัดการปล่อยก๊าซเรือนกระจกที่จะได้รับใช้ EFS และเชื่อถือได้จาก composting บ้านของ ohw มันเป็นสิ่งสำคัญที่จะต้องปฏิบัติที่ทดลองการตั้งค่าที่แสดง composting บ้านทั่วไปแบบ Single - ครอบครัวตามเงื่อนไขในประเทศเดนมาร์กซึ่งอยู่ในโซนที่ สภาพ อากาศที่เหมาะสมตลอดพร้อมด้วย อุณหภูมิ ฤดูหนาวโดยเฉลี่ยของเมอร์เซเดส - เบนซ์ C 0.5 °และช่วงฤดูร้อนมี อุณหภูมิ โดยเฉลี่ยของ C 15 ° EFS ทั้งหมดที่จัดไว้ในเอกสารนี้จะแสดงถึงการบริจาคเงินให้จากการเสื่อม สภาพ จริงของ ohw การบริจาคอื่นทั้งหมดจากตัวอย่างเช่นการทำให้คอลเลคชั่นชุด composting การขนส่งและการหมุนกลไกไม่ได้อยู่. N 2 วัสดุและวิธีการ
2.1 .composting หน่วย

หกหลัก composting ชุด( genplast ซากของพืชที่ผุในดิน/ 8230 åbyhøj เดนมาร์ก)ที่ใช้ในการศึกษาที่มีชุดส่วนใหญ่มักใช้ในประเทศเดนมาร์ก ห้องพักมีรูปกรวยทำจาก Pe รีไซเคิลและ PP และชั่งน้ำหนัก 22 กก. ระดับเสียงที่มีจำนวน 0.32 ม. 3 และขนาด 95 ซม.ในระดับความสูงและ 48 ซม.และ 105 ซม.ในเส้นผ่านศูนย์กลาง(ด้านบนและด้านล่างตามลำดับ) ชุด composting ที่ได้รับการจัดให้บริการพร้อมด้วยฝาปิดที่สุทธิเหล็กชั้นดีแบบซ่อนเร้นที่ด้านล่างซึ่งจะช่วยป้องกันไม่ให้พวกหนูจากการเข้าสู่ช่องที่สถานที่ซึ่งเป็นผู้ใหญ่ให้ปุ๋ยสามารถเบิกถอนและสุทธิเพื่อป้องกันไม่ให้แมลงวันเข้าไป ด้านล่างที่มีจำนวนมากของรูจากสถานที่ซึ่งทางอากาศโดยรอบที่สามารถใส่ชุด composting ได้ RIM พลาสติกซึ่งทำหน้าที่เป็นฐานสำหรับช่องเก็บเศษหนวด Flux (ใช้ในการวัดการปล่อยให้ดูที่หัวข้อ 2.5 )ได้มีการเสียบด้านล่างปิดฝาของแต่ละเครื่อง RIM พลาสติกที่ได้มีการเสียบด้านล่างสุทธิบินการป้องกันจึงเต็มไปด้วยประโยชน์ใช้สอยเป็นร้านเท่านั้นในระหว่างการวัดการปล่อยคลื่น ภาพ /แผนผังหนึ่งในชุด composting แสดงอยู่ในรูปที่ 1 (ด้านซ้าย)และ ภาพ ที่แสดงอยู่ในรูปที่ 1 (ด้านขวา)ความแตกต่างเพียงแห่งเดียวในการบริหารจัดการของ 6 หน่วยที่มี ประเภท และจำนวนของความถี่และการจัดการน้ำเสียอินพุตของเครื่องผสมอาหาร ประกอบไปด้วยการผสมของด้วยตนเอง aerating วัสดุที่ใช้ Memory Stick ผสมที่ทำจาก Pe นำมารีไซเคิลและ PP (ส่งพร้อมด้วยชุด composting ) ชุด 1 และ 2 แทนลุกลี้ลุกลนการจัดการ(การผสมทุกสัปดาห์)ซึ่งไม่ได้รับการพิจารณาให้แนวทางการจัดการอาจเป็นไปได้ว่าชุด 3 และ 4 ได้รับการพิจารณาให้เป็นการตั้งค่ามากที่สุดสำหรับ composting บ้าน(การผสมทุกสัปดาห์ที่หก)ในขณะที่ชุด 5 และ 6 แทน composters บ้านแบบไหลเอื่อยๆที่ใช้เวลาเพียงเล็กน้อยในกระบวนการ(ไม่มีการผสม) การบริหารจัดการของหน่วย composting จำนวนของขยะอินพุตสำหรับหนึ่งปีของ composting และเนื้อหาความชื้นของวัสดุอินพุตได้ถูกนำเสนอในตารางที่ 1