Los costes económicos y medioambientales ocultos de eliminar los bordillos

May 23, 2023

Naturaleza Sostenibilidad (2023)Citar este artículo

1659 Accesos

134 Altmetric

Detalles de métricas

Los gobiernos locales brindan recolección de basura y materiales reciclables en los hogares en un horario de rutina, y estos programas de reciclaje representan la oportunidad más visible para que los ciudadanos comunes participen en prácticas sostenibles. Ante desafíos sin precedentes, y citando los costos como el factor principal, muchas comunidades de EE. UU. están reduciendo o eliminando el reciclaje en la acera. Aquí mostramos que, cuando los mercados de productos básicos de reciclaje eran más lucrativos en 2011, los costos netos de reciclaje en EE. $ 34 a US $ 42 por hogar. Esta inversión compensa las emisiones de gases de efecto invernadero de los residuos domésticos no reciclados enterrados en los vertederos. Si los gobiernos locales reestructuran los programas de reciclaje para enfocarse en materiales de mayor valor e intensivos en carbono, el reciclaje puede pagarse por sí mismo y reducir las emisiones de gases de efecto invernadero. Nuestro análisis destaca que el reciclaje en la acera brinda a las comunidades un retorno de la inversión similar o mejor que las estrategias de mitigación del cambio climático, como las compras voluntarias de energía verde y la transición a vehículos eléctricos. Eliminar el reciclaje desperdicia una de las oportunidades más fáciles para que las comunidades y los ciudadanos mitiguen el cambio climático y reduzcan la demanda de recursos naturales.

Quizás la oportunidad más visible que los gobiernos locales brindan a los ciudadanos para participar en un comportamiento ambientalmente sostenible es la participación en un programa de reciclaje1,2,3,4. Los residentes separan los productos y envases reciclables de otros desechos y los colocan en diferentes contenedores para su recolección y transporte a una instalación de recuperación de materiales (MRF). En el MRF, el equipo mecánico y la clasificación manual extraen los materiales objetivo para comercializarlos como materias primas secundarias en nuevos productos. En los últimos años, los gobiernos locales que brindan reciclaje residencial en los Estados Unidos han enfrentado desafíos que no se habían visto desde su creación en las décadas de 1980 y 19905,6 y muchos están reevaluando el beneficio de brindar servicios de reciclaje. Los materiales que históricamente se colocaban en el contenedor o carrito de reciclaje del borde de la acera, como el vidrio y los plásticos mixtos, ya no se aceptan cada vez más, y algunas comunidades han eliminado por completo la recolección de reciclaje residencial7. Estas acciones responden a múltiples factores, incluidas las restricciones en los mercados internacionales de reciclaje8,9,10, la contaminación en el flujo de reciclaje11,12 y los desafíos de la pandemia de COVID-1913,14, pero el factor primordial ha sido el costo. Un refrán común de los funcionarios del gobierno es que el reciclaje es demasiado costoso en comparación con la recolección de basura para su eliminación. Es fundamental evaluar cuánto más costoso es realmente el reciclaje y si en algún momento, históricamente, el valor de reventa de los materiales reciclables fue lo suficientemente lucrativo para que un programa de reciclaje se pague por sí mismo.

Los tiempos difíciles que experimenta la industria del reciclaje coinciden con un mayor reconocimiento generalizado de la relación entre nuestros desechos y el medio ambiente global. Los efectos del cambio climático se vuelven más visibles cada año, y apuntar a mejoras en la gestión de desechos se ha convertido en una estrategia de mitigación favorecida15,16,17,18, ya que el sector de desechos se ve más fácilmente influenciado por la acción del gobierno y porque el reciclaje reduce las emisiones de carbono aguas arriba de las emisiones evitadas. extracción y consumo de materiales19,20,21. Sin embargo, las imágenes de costas cubiertas de plástico, islas de plásticos oceánicos y vida silvestre enredada en plástico22,23 han hecho más para aumentar la conciencia pública sobre las prácticas de flujo de desechos que cualquier otra cosa. La empresa de reciclaje desafiada y la importante relación de los desechos y nuestro medio ambiente requieren un examen cuidadoso de los costos y beneficios reales de las prácticas actuales de recolección y eliminación de desechos, especialmente los beneficios ambientales potenciales del reciclaje. El papel que juega el reciclaje residencial en la mitigación del cambio climático a menudo se pasa por alto y no se incluye en numerosos estudios de consumo y políticas climáticas (refs. 24, 25, 26, 27), sin embargo, la evidencia de las evaluaciones del ciclo de vida (LCA) de gestión de residuos demuestra reciclaje puede evitar grandes magnitudes de emisiones de gases de efecto invernadero (GEI) y reducir la necesidad de recursos naturales vírgenes19,28,29. A medida que las políticas globales continúan apuntando al consumo y la producción sostenibles (por ejemplo, el Objetivo de Desarrollo Sostenible 12, la responsabilidad extendida del productor, la economía circular), priorizar el reciclaje a nivel doméstico se convierte en una estrategia crucial.

Aquí desarrollamos un modelo para simular los flujos másicos, los costos y las emisiones de GEI asociados con la gestión de desechos de un hogar típico de EE. UU. Nos centramos en el nivel de los hogares, ya que este es el segmento del flujo de residuos del que los gobiernos locales son responsables. El modelo se desarrolló en lugar de los modelos de insumo-producto/insumo-producto multirregionales ambientalmente extendidos disponibles porque no existe un modelo único que se centre en los flujos económicos del sistema de gestión de desechos de un hogar de EE. UU. mientras combina sus GEI asociados basados ​​en LCA emisiones Los datos sólidos necesarios para mapear los flujos interconectados de productos, huellas ambientales e indicadores económicos para el sector de gestión de desechos son limitados en muchas partes de los Estados Unidos y en todo el mundo. Por lo tanto, empleamos un marco de modelado para estimar lo siguiente: (1) los flujos másicos para la recolección separada de basura y materiales reciclables, procesamiento de materiales reciclables en una instalación de clasificación, venta de materiales reciclables recuperados para refabricación, eliminación de residuos de la instalación de clasificación y disposición de basura; (2) el costo doméstico mensual de la gestión de desechos para siete regiones de EE. UU. para una serie de tiempo desde abril de 2005 hasta junio de 2021; (3) la correspondiente huella anual de emisiones de GEI asociada a la gestión de residuos domésticos y (4) los impactos en masa, costes y emisiones de GEI cuando el modelo se impuso con hipotéticos cambios en el programa de reciclaje. Como contexto, contrastamos nuestros resultados con el retorno de la inversión de reducción de emisiones de GEI de otras prácticas sostenibles, a saber, comprar energía eléctrica verde a una tasa más alta y hacer la transición de gasolina a vehículos híbridos o eléctricos. Finalmente, exploramos cómo se puede adaptar el sistema de reciclaje de una comunidad para que sea más rentable y, al mismo tiempo, se mantengan los resultados de conservación deseados.

El grado en que un programa de reciclaje proporciona un impulso o un drenaje económico depende de los valores de mercado prevalecientes para los productos básicos recuperados. Como cualquier producto comercializado, los valores de mercado de los materiales reciclables recuperados fluctúan en respuesta a la salud económica, la demanda del producto y el precio y la disponibilidad de recursos competitivos30,31. Históricamente, los Estados Unidos y gran parte del mundo desarrollado dependían de otras naciones como consumidores de productos básicos reciclados, y los recientes cambios de política en los países receptores han alterado drásticamente los mercados y reducido el valor de los productos básicos32,33. Los ingresos por la venta de productos básicos recuperados representan solo un elemento de costo de un programa de reciclaje, ya que también son necesarias inversiones en contenedores de recolección separada, vehículos de recolección especializados y procesamiento en el MRF. Cuantificamos el costo y las emisiones de GEI (para un hogar de EE. UU.; HH) de un sistema de reciclaje y basura residencial generalizado utilizando un marco de modelado que evalúa los precios cambiantes de los productos básicos de desecho durante 15 años (desde abril de 2005 hasta junio de 2021) (Métodos).

Modelamos los costos netos del sistema de dos escenarios de recolección de desechos, uno donde todo lo que se coloca en la acera (de un hogar) se maneja como basura y otro donde el 20% de estos desechos se recolecta por separado para su reciclaje; la tasa de reciclaje promedio para hogares unifamiliares generalmente oscila entre el 15 y el 30 % (refs. 34,35). Los costos netos de gestión de residuos residenciales de EE. UU. cuando todos los materiales del lado de la acera se gestionan como basura ascienden a US$178 HH−1 año−1 (valores de mercado de productos básicos de reciclaje de 2020). Cuando el 20% de los materiales (en masa) se recolectan por separado para su reciclaje, los costos netos aumentan a US$218 HH−1 año−1 (Fig. 1). Como se ilustra en la Fig. 1, los mayores costos del sistema resultan de la recolección de materiales (US$89 HH−1 año−1 para la recolección de basura y US$45 HH−1 año−1 para la recolección de materiales reciclables) y la eliminación en rellenos sanitarios (US$52 HH−1 año−1). −1). Los costos de 2020 reflejan un período de valor de los productos básicos relativamente bajo, con el costo de procesar los materiales reciclables en el MRF (US$115 ton−1) aproximadamente el doble del valor de mercado de los materiales reciclables. La estimación de 2020 sugiere que la carga del gobierno local de EE. UU. para proporcionar un programa de reciclaje en condiciones de mercado desafiantes será del orden de US $ 40 HH-1 año-1, un valor corroborado por los datos financieros del programa de reciclaje existente (Métodos).

En el sistema sin reciclaje, todos los materiales reciclables se recogían como basura y se eliminaban en vertederos o instalaciones de combustión; no fueron procesados ​​ni vendidos. En el sistema con reciclaje, los materiales reciclables se recolectaron por separado, se procesaron en un MRF y se comercializaron utilizando los precios promedio nacionales mensuales de los productos básicos de EE. UU. de 2020. La suma de los valores en negrita no será igual a los valores totales en la parte superior de las barras debido al redondeo.

Los costos domésticos anuales de los servicios de reciclaje en la acera alcanzaron su punto máximo cuando los precios de las materias primas estaban en su punto más bajo después de la Gran Recesión de 2008 y en respuesta a las restricciones del mercado internacional de la década de 2010 (Fig. 2). Nuestro modelo utiliza no solo los mercados de reciclaje máximos (por ejemplo, 2011), sino que también incluye las peores condiciones del mercado de productos básicos (por ejemplo, 2019 y 2020) encontradas en los últimos 15 años. En 2008, los costos de reciclaje promediaron menos de US$14 HH−1 año−1 pero aumentaron a más de US$26 HH−1 año−1 cuando golpeó toda la fuerza de la recesión; los informes de este período citan barcos portacontenedores cargados con productos estadounidenses reciclados que regresan a los puertos asiáticos después de que la demanda de materias primas se derrumbara30,36. Los valores de las materias primas posteriores a la recesión se recuperaron en 2011 y eran lo suficientemente altos como para que los programas de reciclaje en gran parte de los Estados Unidos se pagaran solos. Las políticas promulgadas por el gobierno chino para promover la recepción solo de las importaciones de productos básicos reciclados más limpios, las políticas Green Fence de 2013 y National Sword de 2017, contribuyeron a reducir los precios de los productos básicos durante la última década37. Los costos del programa de reciclaje alcanzaron su punto máximo durante 2019-2020 en aproximadamente US $ 42 HH-1 año-1 como máximo, pero la mayor demanda del mercado de papel, cartón y plásticos mixtos que se produjo en el período pandémico de COVID-19 de hambre de materias primas abandonó el programa de reciclaje. costos en 2021. Informes más recientes (septiembre de 2022) indican que los mercados de reciclaje han fluctuado nuevamente a un mercado de menor valor, lo que ilustra aún más la volatilidad del mercado.

Los costos fluctúan entre abril de 2005 y junio de 2021 debido a las diferencias en los datos regionales (por ejemplo, tarifas de eliminación, porcentaje de residuos eliminados a través de vertederos o tratamiento de combustión, precios de productos básicos reciclables). Las regiones están sombreadas para Sudeste (región 1), Medio Oeste (región 2), Noreste (región 3) y California/Nevada (región 4). Los costos totales incluyeron seis parámetros económicos de gestión de residuos: materiales reciclables y recolección de basura, vertederos y eliminación por combustión y procesamiento e ingresos de materiales reciclables. Los datos regionales no afectaron los costos de recolección. Se supuso que los costos de procesamiento de materiales reciclables eran de US$115 constantes por tonelada de materiales reciclables clasificados en una instalación de recuperación para todos los años. Si bien los precios de los productos básicos reciclables eran específicos de cada mes para cada región y para el promedio nacional, se asumió que los costos de eliminación por combustión y vertederos de cada región serían constantes para todos los años. Los resultados de dos regiones no incluidas aquí se muestran en la Información complementaria. Aquí se destacan cuatro eventos históricos críticos, dos de los cuales se relacionan con las políticas de reciclaje de China.

Nuestro análisis encuentra que, en casi todos los casos, siempre ha sido más costoso para los gobiernos locales proporcionar reciclaje en la acera que recolectar y manejar todos los desechos domésticos como basura. El gasto de recolección y separación de botellas, latas y productos de papel supera el valor de reventa de los materiales recuperados. Los precios de las materias primas, sujetos a cambios en respuesta a los mismos estímulos que otros bienes y servicios comercializados, influyen fuertemente en el costo neto del sistema. Es falso sugerir que solo en los últimos años el reciclaje ha sido un costo para el gobierno local. Podría decirse que el costo no es grande en comparación con los costos generales del sistema de gestión de desechos. En las peores condiciones de mercado de los últimos 15 años, un sistema de gestión de residuos con reciclaje era un 24 % más caro que la recogida solo para eliminación y, en las mejores condiciones, el sistema se pagaba solo.

Si el reciclaje siempre ha costado más que la eliminación, ¿por qué muchos gobiernos locales han comenzado recientemente a considerar la eliminación de estos servicios? Esto se debe a que los programas de reciclaje han sufrido la mayor duración de los mercados de materias primas deprimidos desde su inicio, un período de tiempo que se extiende más allá del ciclo de contrato típico. Los operadores de MRF, que necesitan equilibrar los cargos de procesamiento con su parte de los precios de venta de los productos básicos, han renegociado contratos para proporcionar precios más estables, poniendo más que nunca el costo de los programas de reciclaje en los ojos de los tomadores de decisiones del gobierno local. Los operadores de MRF informan un grado creciente de contaminación en el flujo de reciclaje: materiales no comercializables en el contenedor de reciclaje que requieren separación y eliminación12, como resultado de varios factores. En los Estados Unidos, la mayoría de los programas de reciclaje en la acera han migrado a la recolección de un solo flujo, proporcionando carros grandes para todos los materiales reciclables, alentando a los residentes bien intencionados a colocar todo lo que consideren reciclable en el contenedor y, en ocasiones, a usar los espaciosos contenedores como segundo lugar. botes de basura. La falta de uniformidad de los materiales aceptados para el reciclaje entre los programas locales y la diversidad cada vez mayor de materiales de embalaje compuestos y livianos se suman a la confusión de los residentes sobre lo que pertenece al contenedor de reciclaje. Por lo tanto, cuando los mercados finales internacionales endurecieron los requisitos de pureza, los operadores de MRF se vieron en la necesidad de eliminar aún más contaminantes, reduciendo la masa de materiales destinados a la reutilización y aumentando la cantidad para la eliminación.

El reciclaje en la acera debe entenderse por lo que es: un servicio gubernamental proporcionado a los residentes, similar al suministro de energía y agua, la gestión de basura y aguas residuales y el mantenimiento de carreteras y espacios públicos. El reciclaje tiene un costo, pero más desafiante para el reciclaje en comparación con otros servicios comunitarios es definir el beneficio. Los beneficios reconocidos del reciclaje (reducción de la dependencia de los vertederos y conservación de los recursos) pueden ser difíciles de cuantificar de manera significativa, pero los métodos para rastrear las ventajas del reciclaje, como la reducción de las emisiones de GEI, son más aceptados en el entorno actual de conteo de carbono38. Se obtienen otros beneficios ambientales cuando los materiales recuperados a través de programas de reciclaje sustituyen los recursos vírgenes, incluida la conservación de los recursos abióticos y bióticos, la reducción del uso de agua y la carga de nutrientes y la compensación de las emisiones tóxicas, pero examinamos solo las emisiones de GEI debido a sus datos de inventario de ciclo de vida más sólidos y más. uso común en las evaluaciones de sostenibilidad de los materiales.

Utilizando nuestros escenarios de gestión de residuos modelados junto con las herramientas de LCA centradas en la gestión de residuos, estimamos que durante los últimos 15 años, la huella anual promedio de emisiones de GEI asociada con la gestión de residuos para un hogar estadounidense fue de 0,046 toneladas métricas de equivalentes de CO2 (t CO2eq HH−1 año−1) (fig. 3). Las emisiones de metano de la basura en descomposición en los vertederos son las que más contribuyen (0,27 t CO2eq HH−1 año−1 con base en un horizonte de tiempo de 100 años para el potencial de calentamiento global, y este valor aumentará si se usa un horizonte de tiempo de 20 años), pero estos se compensan en gran medida con el reciclaje (aproximadamente 0,24 t CO2eq HH−1 año−1, contrarrestando casi todas las fuentes de emisiones)39,40. Sobre la base de nuestros resultados, el reciclaje lleva la huella de emisiones de GEI de los desechos domésticos a casi neutral (0,046 t CO2eq HH−1 año−1), lo que sugiere que las inversiones en una mejor tecnología de captura para clasificar y procesar los materiales reciclables pueden brindar beneficios aún mayores.

La huella se divide en nueve procesos de gestión de residuos y corresponde a una vivienda con una tasa de reciclaje del 20%. El área resaltada por una línea de puntos en el gráfico de barras principal se muestra en detalle en el recuadro.

Los parámetros incorporados en estos resultados del ciclo de vida incluyen la densidad de población, la combinación de redes de energía, la gestión de gases de vertedero, los mecanismos de refabricación (por ejemplo, la cantidad de material reciclado utilizado en lugar de fuentes vírgenes) y las distancias de transporte de material. Cada uno de estos parámetros influye en la huella neta, y evaluamos el impacto potencial de cada tipo de material y su manejo a través de un análisis de sensibilidad de Monte Carlo. Los supuestos de parámetros utilizados como parte de nuestro LCA de gestión de residuos se originan a partir de sólidos inventarios de ciclo de vida pertenecientes a la industria del reciclaje de EE. UU., vertederos e incineradores de residuos sólidos municipales (Métodos). Para algunos parámetros, como los mecanismos de remanufactura, los conjuntos de datos no se han actualizado recientemente41 y asumen altas relaciones de sustitución (muchas cercanas a una relación uno a uno, ref. 42), lo que puede sobreestimar el potencial de mitigación del cambio climático. Por el contrario, nuestros resultados también pueden ser una subestimación para ciertos materiales dado el reciente interés de los fabricantes y la política nacional en aumentar el contenido reciclado de los productos (por ejemplo, plásticos)43. Se necesita investigación adicional para actualizar los inventarios del ciclo de vida de remanufactura para reflejar las tasas de sustitución actuales y comprender el impacto potencial en las compensaciones de emisiones de GEI cuando aumenta el uso de contenido reciclado durante la fabricación de nuevos productos. Intentamos considerar estos impactos como parte del análisis de sensibilidad del reciclaje (la sección 2.7 de información complementaria proporciona la metodología y los resultados).

La inversión de un gobierno local en reciclaje proporciona una reducción de las emisiones de GEI, pero como la mayoría de los funcionarios gubernamentales no presupuestan recursos de forma rutinaria ni toman decisiones basadas en toneladas métricas de equivalentes de dióxido de carbono, proporcionamos un contexto adicional. Utilizando los resultados anteriores, calculamos un retorno de la inversión (ROI) ambiental al normalizar la reducción de las emisiones de GEI asociadas con el reciclaje doméstico al costo correspondiente. En malas condiciones de mercado, como las encontradas en 2020, se compensan 0,0058 t CO2eq por cada dólar estadounidense gastado en reciclaje, y en las mejores condiciones del mercado (por ejemplo, 2011), el ROI aumenta a 0,081 t CO2eq compensado por dólar estadounidense. Para proporcionar una comparación con el ROI logrado a través del reciclaje, también estimamos el ROI para un hogar que: (1) reemplaza sus vehículos con motor de combustión interna con un vehículo eléctrico híbrido o un vehículo eléctrico y (2) cambia de un servicio público de red eléctrica tradicional a un servicio público verde.

Para la primera actividad de ROI, calculamos para un hogar los costos promedio de compra y operación de un vehículo y las emisiones de GEI promedio asociadas con la fabricación y operación de un vehículo. Los datos sobre los costos económicos (en unidades de US$ km−1) y los impactos de las emisiones de GEI (en unidades de g CO2eq km−1) se recopilaron de la literatura44,45,46,47,48,49,50,51 para estimar un costo económico promedio y un factor de emisiones de GEI (Tabla complementaria 20 y Métodos). Luego, estimamos el promedio anual de kilómetros recorridos en automóvil por hogar utilizando datos del Departamento de Transporte de EE. UU., que reporta 1.88 vehículos por hogar52 y datos del Informe anual de viajes del sistema funcional de vehículos, que estima 16,741 km por persona (ref. 53) ( Métodos). Usando esas dos fuentes, el promedio anual total de km recorridos por un hogar en los Estados Unidos se estimó en 31 000 km HH−1 año−1. A este valor se le aplicó el costo económico y los factores de emisión de GEI para estimar el ROI. El ROI promedio se calculó en un rango de 0,007 a 0,016 t CO2eq US$−1 gastado en cambiar de vehículos con motor de combustión interna a vehículos eléctricos y para una compensación de 0,0038 a 0,023 t CO2eq US$−1 gastado en cambiar de motor de combustión interna vehículos a vehículos eléctricos híbridos (Métodos).

En el segundo ROI, evaluamos los beneficios asociados con una práctica en la que algunas empresas de servicios públicos de EE. UU. ofrecen a los clientes la opción de pagar una tarifa adicional para recibir electricidad de fuentes predominantemente renovables en lugar de las tradicionales fuentes mixtas fósiles y no fósiles. Utilizando datos de la Administración de Información de Energía de EE. UU. sobre el consumo mensual promedio (en kWh) y el precio promedio (centavos kWh−1) para los 50 estados de EE. UU. en 202054, calculamos los costos anuales promedio de los hogares (US$963–1,952 HH−1 año−1 ), y utilizando los factores regionales de intensidad de emisiones de GEI de la base de datos eGRID de la Agencia de Protección Ambiental de EE. UU. (Tabla complementaria 23 y Métodos) para la generación de electricidad, estimamos las emisiones de GEI promedio anuales de los hogares (2885–14 095 kg CO2eq HH−1 año−1). Suponiendo que la energía renovable no tendrá emisiones asociadas (es decir, cero intensidad de emisiones de GEI) y usando los datos de la Administración de Información de Energía, el ROI ambiental varió de una compensación de 0,011 a 0,045 t CO2eq US$−1 gastado, según la ubicación y los costos del proveedor (costo adicional de 2,4–3,8 centavos kWh−1 para energía verde).

El ROI ambiental del reciclaje es similar o mayor que el ROI de cambiar a vehículos eléctricos e híbridos y el ROI de los programas voluntarios de compra de energía verde. Incluso en los peores mercados, los beneficios de mitigación del cambio climático del reciclaje están a la par con estas otras iniciativas comunes de mitigación del cambio climático, y durante los mejores mercados, la inversión en reciclaje paga más. Estos resultados destacan que una inversión en el reciclaje en la acera, un costo adicional en la mayoría de los casos en comparación con no ofrecer dichos servicios, es de hecho una estrategia financiera sólida para lograr los resultados de sostenibilidad deseados.

Nuestros resultados respaldan que proporcionar a los hogares un servicio de reciclaje en la acera (asumiendo las condiciones promedio de EE. UU. en los últimos 15 años y una tasa de reciclaje del 20 %) cuesta aproximadamente un 13 % más que un sistema sin reciclaje (Fig. 4a,b), pero reduce los GEI. seis veces las emisiones. Si una comunidad duplicara hipotéticamente su tasa de reciclaje al 40 % (Fig. 4c), los costos generales del sistema disminuirían y la huella de emisiones netas cambiaría de una fuente de emisiones de GEI cuando no se practica el reciclaje (0,29 t CO2eq HH−1 año−1) a las emisiones de GEI compensadas (−0.21 t CO2eq HH−1 año−1). En este enfoque hipotético, nuestro modelo no anticipa los impactos en el mercado o en los precios de las materias primas cuando se introducen fuentes adicionales de materiales secundarios de la infraestructura de reciclaje existente (por ejemplo, los programas actuales junto a la acera y las instalaciones de procesamiento de reciclaje). Sin embargo, aumentar las tasas de reciclaje en las aceras en los Estados Unidos, especialmente a niveles tan altos como el 40 %, no ha resultado práctico debido al nivel necesario de participación y los productos menos que lucrativos que deben agregarse a la basura para alcanzar este objetivo. nivel de recuperación. En cambio, los gobiernos locales se han centrado en la eliminación de materiales con bajo valor comercial, siendo el vidrio el más común55. Cuando se elimina el vidrio del escenario de reciclaje original, se logran ahorros de costos modestos (US$4 HH−1 año−1), pero las emisiones de GEI aumentan (de 0,05 a 0,06 t CO2eq HH−1 año−1; Fig. 4b,d) .

a, Todos los materiales reciclables se recolectaron como basura para su eliminación; no se procesaron ni comercializaron para la venta materiales reciclables. b, El proceso típico de gestión de desechos, incluida la recolección, el procesamiento y la venta de materiales reciclables por separado, se modelaron con una tasa de reciclaje del 20 %. c, Mismo sistema en el escenario a pero usando una tasa de reciclaje del 40%. d, Todos se modelaron bajo el mismo sistema que el escenario a, pero el vidrio se recolectó como basura para su eliminación y no se procesó para la venta. e, El enfoque optimizado se refiere a un proceso típico de gestión de desechos, que incluye la recolección, el procesamiento y la venta de materiales reciclables por separado, se modelaron con una tasa de reciclaje del 18 % basada en el reciclaje del 100 % solo de productos de alto valor (periódicos, cartón, aluminio y latas de acero). , botellas de HDPE y PET). Las barras representan el costo promedio anual de los hogares o las emisiones de GEI para 2005–2020; las líneas rojas y marrones corresponden al valor anual mínimo y máximo.

El enfoque que proporciona el mejor retorno de la inversión no hace hincapié en colocar la mayor cantidad de material en el contenedor de reciclaje, sino en capturar aquellos productos básicos con el mayor valor de mercado y el mayor potencial de compensación de emisiones de GEI cuando se remanufacturan. Considere materiales como periódicos, cartón, latas de aluminio y acero y botellas de plástico de polietileno de alta densidad (HDPE) y tereftalato de polietileno (PET). Si eliminamos todos los materiales, excepto estos, de nuestra línea de base del 20 % de reciclaje y aumentamos la tasa de reciclaje de estos productos básicos de mayor valor al 75 %, la tasa de reciclaje general se reduce al 14 %; sin embargo, el costo neto del sistema disminuye (de US$201 año−1 a US$184 año−1) y las emisiones de GEI disminuyen (de 0,05 t CO2eq HH−1 año−1 a 0,003 t CO2eq HH−1 año−1; Fig. 5). Con una recuperación del 100 % de los materiales de alto valor (Fig. 4e), los costos caen hasta un punto en el que tener un programa de reciclaje ahorra dinero en casi todas las condiciones del mercado y aún proporciona un beneficio considerable de reducción de emisiones de GEI (Fig. 5 complementaria).

Creemos que nuestros hallazgos brindan la información necesaria para los tomadores de decisiones que se enfrentan a la reestructuración o eliminación de los programas de reciclaje en la acera como un servicio comunitario. Sí, los programas de reciclaje en la acera cuestan dinero en comparación con la recolección de basura para su eliminación. Pero siempre ha sido así, no es nuevo. En tiempos de malas condiciones de mercado para los productos básicos reciclados, se deben esperar costos anuales en el rango de US $ 37-42 por hogar. Por otro lado, los mercados de reciclaje sólidos deberían resultar en costos tan bajos como US$ 3 por hogar por año, aunque no se deben descartar los desafíos de mantener mercados sólidos. Nuestro análisis destaca que el beneficio de reducción de emisiones de GEI derivado del reciclaje se compara bien o mejor que otras acciones ciudadanas basadas en la sostenibilidad, incluso en tiempos de mercados desafiantes.

Entre las acciones necesarias para reforzar los programas locales de reciclaje de los inevitables caprichos de los mercados de materiales recuperados, surgen dos de nuestro análisis. Primero, se necesitan políticas para apoyar mercados más resilientes para los recursos extraídos de nuestros desechos. Dichas políticas incluyen la promoción de la responsabilidad extendida del productor, que requiere que los fabricantes sean responsables, financiera y/u operativamente, del reciclaje y la eliminación de sus propios productos. Desde 2021, Maine, Oregón, Colorado y California promulgaron leyes de responsabilidad del productor de envases, que requerirán que los fabricantes brinden apoyo financiero para la infraestructura de reciclaje de cada estado. Otras políticas, como los mandatos de contenido reciclado, requieren que los fabricantes utilicen un cierto porcentaje de materiales post-consumo en la fabricación de nuevos productos. Los estados de EE. UU. como California y Washington han promulgado mandatos de contenido reciclado en 2020-2021 para envases de plástico; los objetivos comienzan en un 15 % de contenido posconsumo y aumentan al 50 % para 2030–2031. Algunos fabricantes de productos de EE. UU. también establecieron objetivos para la integración de materiales secundarios en sus envases o productos (por ejemplo, el objetivo de World Without Waste de Coca-Cola Company de fabricar botellas con un 50 % de contenido reciclado para 2030). En algunos casos, las tasas de recuperación insuficientes impiden la integración generalizada de materiales secundarios incluso cuando existen prácticas de fabricación para producir productos con cantidades sustanciales de contenido reciclado. Para 2021, el Departamento de Reciclaje y Recuperación de Recursos de California informó que 8 de 81 fabricantes de bebidas embotelladas en PET utilizaron más del 15 % de resina de PET posconsumo en sus productos56.

En segundo lugar, los programas de reciclaje en la acera pueden beneficiarse si se enfocan en un número menor de productos básicos de mayor valor. Entendemos que una reducción en los tipos de materiales permitidos en el contenedor de reciclaje del lado de la acera puede no ser popular entre los recicladores ávidos, pero demasiados materiales incorrectos en el contenedor de reciclaje dificultan la optimización del sistema de reciclaje. Dar prioridad a los materiales de mayor valor (tanto desde la perspectiva económica como de la sustentabilidad), especialmente si se adoptan de una manera más uniforme a través de las fronteras políticas, probablemente resultaría en menos material recolectado porque representan aproximadamente el 18% del flujo total de desechos. Tal priorización daría como resultado que una mayor cantidad de los materiales restantes lleguen a los vertederos o a las instalaciones de combustión, y esto posiblemente suprima las innovaciones del mercado para materiales secundarios menos codiciados, pero esto debe equilibrarse con el riesgo de abandonar los programas de reciclaje por completo.

Formulamos un modelo para calcular los costos y las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI) asociados con la gestión de residuos sólidos municipales (MSW) para una casa residencial unifamiliar típica de EE. UU. Usando este modelo, estimamos los flujos de masa recolectados, reciclados, vertederos y quemados de 19 productos (cuatro productos de papel, tres productos de plástico, dos productos de metal, vidrio, desechos de alimentos, basura de jardín y otros siete productos; Tabla complementaria 1). Además, estimamos el costo y las emisiones de GEI de cada proceso de gestión de desechos por hogar para siete regiones de EE. UU. y el promedio nacional de EE. UU. para una serie de tiempo mensual desde abril de 2005 hasta junio de 2021. Diseñamos el modelo para proporcionar resultados para seis procesos de gestión de desechos: la recolección separada de basura y materiales reciclables, el procesamiento de materiales reciclables en una instalación de clasificación, la venta de materiales reciclables recuperados para su refabricación, la eliminación de residuos de la instalación de clasificación y la eliminación de basura. Los costos estimados del modelo se verificaron comparándolos con los costos domésticos reales informados para varias comunidades de EE. UU. (Información complementaria, Sección 5). En la figura complementaria 11 se proporciona una ilustración de los datos generales utilizados y los resultados del modelo.

Luego evaluamos los impactos de masa, costo y emisiones de GEI cuando se impuso el modelo con cambios hipotéticos en el programa de reciclaje. Estos cambios incluyeron la eliminación del programa de reciclaje, la duplicación de la masa reciclada recolectada, la eliminación del vidrio del programa de reciclaje y la optimización del programa de reciclaje. Para estas evaluaciones, nuestro modelo no fue diseñado para depender inherentemente de agregar una nueva infraestructura de reciclaje (por ejemplo, nuevos programas de reciclaje en la acera o instalaciones de proceso de reciclaje). En cambio, el objetivo era comprender el impacto en las comunidades existentes. Además, evaluamos las alternativas del programa de reciclaje para la misma serie temporal mensual, por lo que se utilizaron 15 años de datos de precios variables de productos básicos. Debido a que se utilizaron los datos de precios variables de las materias primas, no se evaluó el impacto en los precios de las materias primas y la capacidad de mercado recuperada (por ejemplo, precios más bajos debido a una mayor oferta). La sección Métodos aquí proporciona una breve descripción general de los pasos clave utilizados para desarrollar el modelo, comenzando con una revisión de los datos de generación, composición y disposición de residuos en masa utilizados, seguido por el enfoque de modelado de emisiones de GEI, el enfoque de modelado de costos y cómo la alternativa escenarios de gestión de residuos se implementaron en el modelo.

El total anual de desechos (basura y materiales reciclables) generados por una casa residencial unifamiliar típica de EE. UU. se estimó utilizando las tasas diarias de generación de desechos domésticos, las estadísticas de población y la densidad de hogares. El total de desechos generados por hogar se modeló para 2005–2021 en base a una tasa de generación diaria de desechos domésticos supuesta de 1,13 kg por persona por día en 2005 que aumentó anualmente en base a una tasa de crecimiento estimada para cada año utilizando la generación de RSU de la Agencia de Protección Ambiental de EE. UU. estadísticas para 2005–201757. La tasa inicial de generación de desechos se determinó asumiendo que aproximadamente el 60 % (ref. 58) del promedio total de desechos generados por persona en los EE. UU. (2 kg por persona por día (ref. 57)) estaba asociado con residentes de viviendas unifamiliares. Para cada año en relación con 2005, se supuso que la población aumentaría en función de una tasa de crecimiento estimada para cada año utilizando las estadísticas de población de EE. UU. para 2005–202159. La densidad de hogares (en personas por casa) fue proporcionada para cada año entre 2005 y 2019 por la Oficina del Censo de EE. UU.60. En los casos en que las fuentes de datos no estaban disponibles para los últimos años, usamos los datos disponibles más recientes (por ejemplo, la densidad de hogares para 2020 también se usó para 2021). Para cada año, el total anual de residuos generados se dividió por 52 para estimar el total semanal de residuos generados por hogar.

El total semanal de residuos generados por hogar se dividió en basura y materiales reciclables generados por hogar para cada año, asumiendo una tasa de desvío de reciclaje del 23 % o una tasa de reciclaje del 20 %. La tasa de reciclaje es menor que la tasa de desvío de reciclaje porque los materiales que no se pueden comercializar para la venta (llamados residuos) no se incluyen en esta métrica; se utilizó el mismo valor para 2005–2021. Seleccionamos una tasa de desvío de reciclaje conservadora, por ejemplo, la tasa de reciclaje residencial en Ontario, Canadá, fue del 62,8 % (ref. 61), la tasa promedio para los cinco distritos de la ciudad de Nueva York osciló entre el 14,6 y el 20,7 % (ref. 62) , la tasa de Seattle fue del 62,7 % (ref. 63) y la tasa de Washington, DC fue del 20,8 % (ref. 64). Los datos sobre la composición de la basura y los reciclables, y las disposiciones de la basura desechada que se utilizaron se encuentran en las Tablas complementarias 1 y 2.

Para cada uno de los 19 productos, medimos las emisiones de GEI asociadas con la recolección como desecho, el procesamiento de los materiales reciclables en una instalación de clasificación, la refabricación y la eliminación a través de vertederos y combustión. El enfoque utilizado para estimar las emisiones de GEI para la gestión de residuos siguió métodos previamente establecidos en los que se desarrollaron factores de impacto de emisiones de GEI (en unidades de toneladas métricas de emisiones de dióxido de carbono por Mg de material gestionado) para cada material y su gestión (por ejemplo, recolección , procesamiento en una instalación de clasificación, refabricación, combustión y vertido)42.

El proceso de estimación de un factor de impacto representativo fue iterativo y comenzó con el desarrollo primero de factores de impacto utilizando tres modelos (o herramientas) de evaluación del ciclo de vida (LCA) específicos de residuos (es decir, Waste Reduction Model (WARM) v15 (consultado en junio de 2020) 65, MSW-Decision Support Tool (MSW-DST) v1 (consultado en junio de 2020)66 y Solid Waste Optimization Life-cycle Framework (SWOLF) v0.9.5 (consultado en junio de 2020)40). Los supuestos de entrada utilizados en estos modelos se proporcionan en detalle en la Sección 2 de información complementaria. Los cambios que se apartaron de los supuestos predeterminados se basaron en debates de expertos con recicladores de EE. UU., operadores de clasificación, operadores de vertederos, datos de gases de vertederos informados por la Agencia de Protección Ambiental de EE. Operadores de incineradores de MSW (MSWI) y resultados de investigaciones anteriores. El objetivo principal de la primera iteración fue determinar qué herramienta LCA utilizar como parte del modelo utilizado para estimar las emisiones de GEI para un hogar residencial unifamiliar típico de EE. UU. En última instancia, se seleccionó el modelo SWOLF porque tiene la mayor flexibilidad para el usuario (por ejemplo, los usuarios pueden cambiar cada suposición de entrada); WARM y MSW-DST v1 limitan los cambios de entrada del usuario. Tenga en cuenta que el MSW-DST v2 (2021) actualizado ha adoptado la mayoría de los mismos supuestos de entrada que SWOLF, pero aún limita los cambios de entrada del usuario.

Como parte de la segunda iteración, se desarrolló un segundo conjunto de factores de impacto utilizando suposiciones de entrada predeterminadas para SWOLF. Se asociaron dos objetivos con esta iteración: (1) comparar los resultados de los impactos de las emisiones netas de GEI para el escenario de tasa de reciclaje del 20 % de referencia y los cuatro escenarios alternativos hipotéticos cuando se utilizan los factores de impacto predeterminados (de la segunda iteración) para cuando utilizando los factores de impacto SWOLF de la primera iteración y (2) utilizar los factores de impacto predeterminados como referencia y compararlos con los resultados de un análisis de sensibilidad de Monte Carlo de los supuestos de entrada clave para los sistemas de reciclaje, vertedero y combustión. Los factores de impacto finales que se utilizaron para generar los resultados en el manuscrito fueron los creados durante la primera iteración de SWOLF (los creados al cambiar los valores predeterminados). Información complementaria La Sección 2.5 proporciona los factores de impacto SWOLF de referencia, los parámetros de entrada que se modificaron para el análisis de sensibilidad, los resultados de cómo se comparan las emisiones netas de GEI cuando se utilizan los factores de impacto SWOLF de referencia con los factores de la primera iteración y los resultados de la iteración de 1000 Análisis de sensibilidad de Monte Carlo (por material, manejo y suposición de entrada).

La Sección 2 de información complementaria también describe, en detalle, los parámetros específicos de LCA incluidos en los límites del sistema de gestión de residuos de reciclaje, vertedero y combustión, los componentes materiales y sus características, los inventarios del ciclo de vida y el método de evaluación del impacto del ciclo de vida. En general, la unidad funcional era 1 Mg de producto (por ejemplo, 1 Mg de periódico) desechado por una casa residencial unifamiliar típica de EE. UU. Todos los modelos, excepto WARM, se basan en una masa razonable de desechos para modelar las emisiones asociadas con la construcción y operación individual de una instalación de tratamiento de desechos. Por tanto, la unidad funcional seguirá siendo una tonelada corta. Sin embargo, para estimar las emisiones asociadas a una tonelada, la masa modelada (o caudal de referencia) fue de 100.000 Mg. Este valor se eligió para representar una comunidad hipotética de 50.000 personas que generan desechos a razón de 2,04 kg por persona por día (equivalente a la masa de desechos reportada generada por un residente de EE. UU.57). En resumen, los tres sistemas de gestión de residuos incluían (1) una instalación de recuperación de materiales (MRF, por sus siglas en inglés) de flujo único en la que el papel, el plástico, el metal y el vidrio se envían a sus respectivos remanufacturadores, (2) una planta tradicional de residuos mixtos sin biorreactor vertedero y (3) un incinerador de residuos sólidos municipales de residuos mixtos de quema masiva. Bajo el supuesto de carga cero, se considera que los desechos que ingresan a cualquiera de estos procesos no llevan ninguna de las emisiones asociadas con la extracción, el procesamiento, la fabricación y el uso (con algunas excepciones); estas etapas de la vida se denominan aguas arriba67,68,69. Esta suposición se adopta comúnmente porque las emisiones asociadas con las etapas anteriores generalmente no se consideran con respecto a la toma de decisiones sobre desechos sólidos; sin embargo, ciertos procesos, como el reciclaje, sí tienen en cuenta las emisiones aguas arriba al suponer que el material reciclado compensa las emisiones asociadas con el uso de un material virgen42. Del mismo modo, cuando la electricidad se genera a partir de gas de vertedero o de combustión, esa electricidad compensa el uso de combustibles fósiles utilizados para producir electricidad70. Información complementaria La Sección 2 brinda más información sobre las posibles fuentes de compensación de emisiones de GEI.

Varios modelos de LCA de residuos dan cuenta de los costos de recolección de basura y materiales reciclables de viviendas unifamiliares40,66. Los modelos SWOLF y MSW-DST estiman los costos de recolección con base en un enfoque de modelado mecánico en el que se utilizan numerosos parámetros interdependientes definidos por el usuario para estimar la cantidad de vehículos de recolección, el consumo de combustible del vehículo y la distancia recorrida por el vehículo. Para este estudio, creamos un modelo mecánico simplificado para estimar los costos de recolección en base a la revisión de los supuestos técnicos de modelado de costos de recolección SWOLF y MSW-DST y las ecuaciones subyacentes y la comunicación directa con los transportistas de desechos públicos y privados para estudiar las prácticas actuales de costos de recolección.

Los costos de recolección por hogar se calcularon como la suma de los costos anuales de combustible del vehículo, los costos anuales de operación y mantenimiento de un vehículo de recolección y los costos de capital anualizados de un vehículo de recolección y un contenedor de almacenamiento. Los costos de recolección se estimaron con base en la determinación del cronograma de recolección, los tiempos de operación de recolección, los requisitos de mano de obra, los parámetros operativos de los vehículos, las velocidades de viaje, las distancias de viaje, las tasas de uso de combustible y los sistemas de almacenamiento de desechos domésticos. Los datos de parámetros específicos utilizados en el modelo se presentan en la Tabla complementaria 9, y se detallan más detalles sobre las ecuaciones utilizadas para calcular los costos de recolección en la Sección de información complementaria 3.

Determinamos para cada una de las siete regiones una tarifa promedio de eliminación de RSU y vertederos mediante la agregación de datos de tarifas de eliminación específicos del estado en sus respectivas regiones (Tablas complementarias 10 y 11). Por ejemplo, las tarifas de eliminación de MSWI y vertederos de la Región 1 se estimaron como el promedio de las tarifas asociadas con los estados incluidos en esa región. Las tarifas de eliminación se aplicaron a la masa de basura recolectada para su eliminación y a la masa residual de una instalación de clasificación de reciclaje. Identificamos la masa de basura/residuos vertidos y quemados (enviados a un MSWI) en función de la agregación de datos de disposición de disposición específicos del estado (porcentaje del total de desechos eliminados en vertederos o quemados)71 en sus respectivas regiones.

Estimamos los ingresos anuales asociados con el reciclaje de una vivienda residencial unifamiliar utilizando la composición de los reciclables clasificados y el precio de los productos básicos de cada material. Los precios de las materias primas se informaron directamente o se pronosticaron, y los precios históricos se inflaron a precios en dólares estadounidenses de 2020 en función del producto interno bruto y un deflactor de 2012 (los datos de precios de las materias primas se proporcionan en Datos complementarios). Los ingresos anuales se estimaron para las siete regiones en función de los datos específicos de la región y la Tabla complementaria 12, Información complementaria, presenta los ingresos familiares anuales. Los datos de los precios de las materias primas pronosticados también están disponibles en los métodos de la Sección 3 de información complementaria.

También estimamos el costo adicional del reciclaje residencial unifamiliar para las siete regiones en dólares estadounidenses por hogar por mes. Los costos se estimaron utilizando tarifas de disposición específicas de la región, disposición de disposición y precios de productos básicos de reciclaje para abril de 2005-junio de 2021. Independientemente del tiempo o la región, aplicamos las mismas suposiciones que describieron anteriormente la tasa de generación de basura y materiales reciclables, las composiciones de flujo de material, 20 % tasa de reciclaje, costos de recolección de basura y reciclables y costos de procesamiento de reciclables. El modelo desarrollado para el estudio se basa en sólidos conjuntos de datos nacionales de EE. UU. para cada estado; por lo tanto, validamos los resultados del modelo compilando datos de costos de manejo de desechos sólidos de toda una región (Florida) y comparando los costos reales incurridos por los residentes con los estimados por el modelo.

Evaluamos los costos residenciales netos anuales y los impactos de las emisiones de GEI (en unidades de US$ por hogar por año y t CO2eq por hogar por año) de aumentar la tasa de reciclaje del 20 % al 40 %, eliminar el reciclaje, eliminar el reciclaje de plástico mixto, eliminar reciclaje de vidrio, eliminando el reciclaje de papel mixto y eliminando ciertos materiales al tiempo que aumenta la tasa de reciclaje de otros (lo que se conoce como un enfoque híbrido). La evaluación se realizó utilizando datos promedio nacionales de EE. UU. sobre costos y utilizando los factores de impacto de emisiones de GEI desarrollados para 2005-2021.

La tasa de reciclaje se incrementó del 20 % al 40 % mediante la identificación de la masa reciclada adicional total necesaria para alcanzar una tasa de reciclaje del 40 % y la distribución de esa masa entre los diez productos reciclables de cada año. Se asumió que la masa reciclada adicional se transfirió de la masa de basura recolectada original a la masa de materiales reciclables recolectados. La masa reciclada adicional se distribuyó de acuerdo con la composición del material de la corriente de basura recolectada para asegurar que la masa adicional no excediera la masa transferible disponible. La masa reciclada adicional osciló entre 4,5 y 4,9 kg por hogar por semana entre 2005 y 2019, y la composición utilizada (independientemente del tiempo) para distribuir esa masa entre PET, HDPE, plásticos mixtos, aluminio, acero, vidrio, papel mixto, periódico , envases de cartón corrugado y cartones asépticos fue del 4%, 2%, 26%, 2%, 3%, 9%, 40%, 5%, 10% y 1%, respectivamente. Los costos netos representaron el aumento en los vehículos de recolección de materiales reciclables, la disminución en los vehículos de recolección de basura, el aumento en los ingresos por materiales reciclables y los costos de procesamiento y la disminución en los costos de eliminación. Las emisiones de GEI representaron una mayor evitación debido al mayor reciclaje y una disminución en las emisiones debido a la reducción de los vertederos/combustión.

Para los escenarios de eliminación de reciclaje, eliminación de plástico mixto, eliminación de vidrio y eliminación de papel mixto, los costos netos y las emisiones de GEI se modelaron utilizando los mismos supuestos para un sistema con una tasa de reciclaje del 20 %, incluida la tasa de generación de basura y reciclables utilizada anteriormente. , composiciones de flujo de materiales, costos de recolección de basura y reciclables y costos de procesamiento de reciclables. Sin embargo, para cada escenario, se modificaron los supuestos de la tasa de generación de basura/reciclables y la composición del flujo de materiales. Para el escenario de eliminación del reciclaje, asumimos que toda la masa reciclada originalmente se recolectaría como basura y no se incluyeron los ingresos por reciclables, los costos de procesamiento o las emisiones de GEI evitadas. En los escenarios en los que se eliminó un material del reciclaje, asumimos que la masa reciclada originalmente para ese material se recolectaría como basura y no contribuiría a los ingresos por reciclables, los costos de procesamiento o las emisiones de GEI evitadas. Tenga en cuenta que en el escenario de eliminación del reciclaje de papel mixto, se asumió que también se eliminarían tanto el papel mixto como los cartones asépticos.

En el escenario de enfoque optimizado, usamos la misma tasa de generación de residuos que el sistema con una tasa de reciclaje del 20 %; pero aquí modelamos los costos netos y las emisiones de GEI asumiendo que solo se reciclaron periódicos, vidrio, acero, aluminio, envases corrugados, PET y HDPE, y cuando se reciclaron, cada material individual alcanzó una tasa de reciclaje del 100 % para una tasa de reciclaje total del 18 %. . Se aplicaron los mismos costos de recolección, eliminación y procesamiento de reciclables que en los otros escenarios. Los ingresos por reciclables y las emisiones de GEI evitadas por el reciclaje se estimaron solo para los siete productos.

Más información sobre el diseño de la investigación está disponible en el Resumen de informes de Nature Portfolio vinculado a este artículo.

Todos los datos utilizados para producir los resultados de nuestro análisis están disponibles en la Información complementaria.

El código de computadora personalizado utilizado para generar los precios de valor de mercado de reciclaje que faltan en este estudio puede estar disponible para los investigadores que lo soliciten.

Anshassi, M., Preuss, B. & Townsend, TG Ir más allá del reciclaje: examinando los pasos para que el gobierno local integre la gestión sostenible de materiales. J. Gestión de Residuos Aéreos. Asoc. 71, 1039–1052 (2021).

Artículo Google Académico

Fitzgerald, GC, Krones, JS y Themelis, NJ Impacto de los gases de efecto invernadero de la recolección y separación de materiales reciclables de flujo doble y flujo único. recurso Conservar reciclar 69, 50–56 (2012).

Artículo Google Académico

Larsen, AW, Merrild, H., Møller, J. & Christensen, TH Sistemas de recolección de residuos para materiales reciclables: una evaluación ambiental y económica para el municipio de Aarhus (Dinamarca). Gestión de residuos. 30, 744–754 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Wagner, TP & Broaddus, N. La generación y el costo de la basura resultante de la recolección de reciclaje en la acera. Gestión de residuos. 50, 3–9 (2016).

Artículo Google Académico

Brooks, AL, Wang, S. & Jambeck, JR La prohibición de importación de China y su impacto en el comercio mundial de desechos plásticos. ciencia Adv. 4, eaat0131 (2018).

Artículo Google Académico

Qu, S. et al. Implicaciones de la prohibición de desechos extranjeros de China en la economía circular global. recurso Conservar reciclar 144, 252–255 (2019).

Artículo Google Académico

Tucker, Brian. ¿Cuántos programas de reciclaje en la acera se han eliminado? Waste Dive (30 de septiembre de 2020).

Endo, Jun. Filipinas cierra la puerta a los desechos plásticos del mundo. Nikkei Asia (14 de septiembre de 2019).

Szczepanski, Mallory. India anuncia planes para prohibir las importaciones de chatarra plástica. Waste360 (3 de julio de 2019).

Implementación de la importación de desechos de materiales tóxicos y no peligrosos como industria de materias primas (Ministro de Comercio, Ministro de Medio Ambiente y Silvicultura, Ministro de Industria Comercial y Jefe de Política Estatal de la República de Indonesia, 2020).

Tanimoto, A. 2019 La Iniciativa de Contaminación de la Costa Oeste: Resultados de California, Oregón y Washington (2020); https://recyclingpartnership.org/blog-the-west-coast-contamination-initiative-results-from-california-oregon-and-washington/. La Asociación de Reciclaje

Townsend, TG & Anshassi, M. Examen de las tasas de contaminación en las instalaciones de recuperación de materiales de Florida (2020); https://flrecycling.org/wp-content/uploads/2020/06/UF-MRF-Contamination-Report-Final.pdf. Fundación de la Asociación de Reciclaje de Florida

Ikiz, E., Maclaren, VW, Alfred, E. & Sivanesan, S. Impacto de COVID-19 en los flujos, desvío y reutilización de desechos domésticos: el caso de edificios multiresidenciales en Toronto, Canadá. recurso Conservar reciclar 164, 105111 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Kulkarni, BN & Anantharama, V. Repercusiones de la pandemia de COVID-19 en la gestión de residuos sólidos municipales: desafíos y oportunidades. ciencia Entorno Total. 743, 140693 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Liao, N. et al. ¿Puede el sistema de gestión de residuos ser un sumidero de gases de efecto invernadero? Perspectiva de Shanghai, China. recurso Conservar reciclar 180, 106170 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Fei, X., Fang, M. & Wang, Y. El cambio climático afecta los desechos depositados en el suelo. Nat. Clima Cambio 11, 1004–1005 (2021).

Artículo Google Académico

Gómez-Sanabria, A., Kiesewetter, G., Klimont, Z., Schoepp, W. & Haberl, H. Potencial para futuras reducciones de GEI globales y contaminantes del aire a partir de sistemas circulares de gestión de residuos. Nat. común 13, 106 (2022).

Artículo Google Académico

Duren, RM et al. Los superemisores de metano de California. Naturaleza 575, 180–184 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Morris, J. LCA comparativos para el reciclaje en la acera frente al vertido o la incineración con recuperación de energía (12 páginas). Int J. Evaluación del ciclo de vida. 10, 273–284 (2005).

Artículo Google Académico

Kaplan, PO, Ranjithan, SR y Barlaz, MA Uso del análisis del ciclo de vida para respaldar la planificación de la gestión de desechos sólidos en Delaware. Reinar. ciencia Tecnología 43, 1264–1270 (2009).

Artículo CAS Google Académico

van Ewijk, S., Stegemann, JA & Ekins, P. Beneficios climáticos limitados del reciclaje global de pulpa y papel. Nat. Sustain 4, 180–187 (2021).

Artículo Google Académico

Borrelle, SB et al. El crecimiento previsto de los desechos plásticos supera los esfuerzos para mitigar la contaminación plástica. Ciencia 369, 1515–1518 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Lau, WWY et al. Evaluación de escenarios hacia la contaminación plástica cero. Ciencia 369, 1455–1461 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Dubois, G. et al. ¿Empieza en casa? Las políticas climáticas dirigidas al consumo de los hogares y las decisiones de comportamiento son clave para futuros bajos en carbono. Res. de energía Soc. ciencia 52, 144–158 (2019).

Artículo Google Académico

Schmidt, S. et al. Comprender las emisiones de GEI del consumo sueco: desafíos actuales para alcanzar la meta generacional. J. Limpio. Pinchar. 212, 428–437 (2019).

Artículo Google Académico

Castellani, V., Beylot, A. & Sala, S. Impactos ambientales del consumo de los hogares en Europa: comparación del LCA basado en procesos y el análisis de insumo-producto ambientalmente extendido. J. Limpio. Pinchar. 240, 117966 (2019).

Artículo Google Académico

Ivanova, D. et al. Cuantificación del potencial de mitigación del cambio climático de las opciones de consumo. Reinar. Res. Letón. https://doi.org/10.1088/1748-9326/ab8589 (2020).

Anshassi, M., Laux, SJ & Townsend, TG Enfoques para integrar la gestión sostenible de materiales en la planificación y política de gestión de residuos. recurso Conservar reciclar 148, 55–66 (2019).

Artículo Google Académico

Andreasi Bassi, S., Christensen, TH & Damgaard, A. Desempeño ambiental de la gestión de residuos domésticos en Europa: un ejemplo de 7 países. Gestión de residuos. 69, 545–557 (2017).

Artículo Google Académico

Gu, F., Wang, J., Guo, J. & Fan, Y. Vínculos dinámicos entre el precio internacional del petróleo, el índice de existencias de plástico y los mercados de plástico reciclado en China. En t. Rev. Econ. Finanzas 68, 167–179 (2020).

Artículo Google Académico

Shamsuyeva, M. y Endres, H.-J. Plásticos en el contexto de la economía circular y el reciclaje sostenible de plásticos: revisión integral sobre desarrollo de investigación, estandarización y mercado. compos. Parte C 6, 100168 (2021).

CAS Google Académico

personal del ISRI. El mercado de chatarra plástica desde la prohibición de importación de China (ISRI, 2019). https://www.isri.org/docs/default-source/commodities/the-plastic-scrap-market-since-china's-import-ban.pdf?sfvrsn=2

Precios de materiales secundarios y precios de fibras secundarias (mercados de reciclaje, 2020); https://www.recyclingmarkets.net/secondarymaterials/

Informe sobre el estado del reciclaje en la acera de 2020 (Asociación de reciclaje, 2020); https://recyclingpartnership.org/wp-content/uploads/dlm_uploads/2020/02/2020-State-of-Curbside-Recycling.pdf

Informes anuales de residuos sólidos de 2018 (Departamento de Protección Ambiental de Florida, 2019); http://southernwasteinformationexchange.com/fdep-solid-waste-annual-reports/

Morris, J. & Pasterz, P. Ritmos y razones en la fijación de precios. Reciclaje de recursos (1 de mayo de 2017).

Huang, Q. et al. Modelando el impacto global de la prohibición de China sobre las importaciones de desechos plásticos. recurso Conservar reciclar 154, 104607 (2020).

Artículo Google Académico

Gephart, JA et al. Desempeño ambiental de los alimentos azules. Naturaleza 597, 360–365 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Christensen, TH et al. Aplicación del modelado LCA en la gestión integrada de residuos. Gestión de residuos. 118, 313–322 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Levis, JW, Barlaz, MA, DeCarolis, JF & Ranjithan, SR Exploración sistemática de estrategias eficientes para gestionar los desechos sólidos en los municipios de los EE. UU.: perspectivas desde el marco del ciclo de vida de optimización de desechos sólidos (SWOLF). Reinar. ciencia Tecnología 48, 3625–3631 (2014).

Artículo CAS Google Académico

Rigamonti, L., Niero, M., Haupt, M., Grosso, M. & Judl, J. Procesos de reciclaje y calidad de materiales secundarios: elementos de reflexión para estudios de evaluación del ciclo de vida orientados a la gestión de residuos. Gestión de residuos. 76, 261–265 (2018).

Artículo Google Académico

Anshassi, M. & Townsend, TG Revisión de los supuestos subyacentes en los modelos LCA de desechos para identificar los impactos en la toma de decisiones sobre la gestión de desechos. J. Limpio. Pinchar. 313, 127913 (2021).

Artículo Google Académico

Circular Matters US Company Análisis de objetivos de contenido de plástico reciclado: oferta y demanda (2021); https://cdn.ymaws.com/www.ameripen.org/resource/resmgr/docs/AMERIPEN-recycled-content-pa.pdf. AMERIPEN

Muneer, T. et al. Desempeño energético, ambiental y económico de los vehículos eléctricos: evaluación experimental. transporte Res. Parte D 35, 40–61 (2015).

Artículo Google Académico

Orsi, F., Muratori, M., Rocco, M., Colombo, E. & Rizzoni, G. Un análisis multidimensional del pozo a las ruedas de los vehículos de pasajeros en diferentes regiones: consumo de energía primaria, emisiones de CO2 y economía costo. aplicación Energía 169, 197–209 (2016).

Artículo Google Académico

Samaras, C. & Meisterling, K. Evaluación del ciclo de vida de las emisiones de gases de efecto invernadero de los vehículos híbridos enchufables: implicaciones para la política. Reinar. ciencia Tecnología 42, 3170–3176 (2008).

Artículo CAS Google Académico

van Vliet, OPR, Kruithof, T., Turkenburg, WC & Faaij, APC Comparación tecnoeconómica de vehículos híbridos en serie, híbridos enchufables, de pila de combustible y normales. J. Fuentes de alimentación 195, 6570–6585 (2010).

Artículo Google Académico

Pero, FD, Delogu, M. & Pierini, M. Evaluación del ciclo de vida en el sector automotriz: un estudio de caso comparativo del motor de combustión interna (ICE) y el automóvil eléctrico. Estructura de procedimiento. Integridad 12, 521–537 (2018).

Artículo Google Académico

Elgowainy, A. et al. Costo de propiedad y emisiones de carbono del pozo a las ruedas/uso de petróleo de combustibles alternativos y tecnologías avanzadas de vehículos ligeros. Sustento de energía. desarrollo 17, 626–641 (2013).

Artículo Google Académico

Doucette, RT & McCulloch, MD Modelización de las perspectivas de los vehículos eléctricos híbridos enchufables para reducir las emisiones de CO2. aplicación Energía 88, 2315–2323 (2011).

Artículo Google Académico

Burnham, A. et al. Cuantificación integral del costo total de propiedad para vehículos con diferentes clases de tamaño y trenes motrices; (OSTI, 2021) https://doi.org/10.2172/1780970

Resumen de Tendencias de Viajes 2017 Encuesta Nacional de Viajes de Hogares (Departamento de Transporte de EE. UU., 2018); https://doi.org/10.2172/885762

Departamento de Transporte de EE.UU. Tabla VM-2M: estadísticas de carreteras de 2019. Serie de estadísticas de carreteras https://www.fhwa.dot.gov/policyinformation/statistics/2019/vm2m.cfm (2020).

Factura mensual promedio de 2020: tabla residencial 5a (Administración de Información de Energía de EE. UU., 2021).

Tucker, Brian. Cómo ha cambiado el reciclaje en los 50 estados. Waste Dive (15 de noviembre de 2019).

Informe de resinas vírgenes y posconsumo de envases de bebidas de plástico de 2021 (CalRecycle, 2022).

Promoción de la gestión sostenible de materiales: hoja informativa de 2017 (EPA de EE. UU., 2019); https://www.epa.gov/sites/production/files/2019-11/documents/2017_facts_and_figures_fact_sheet_final.pdf

Generación, reciclaje y eliminación de residuos sólidos municipales en los Estados Unidos: hechos y cifras para 2010 (US EPA, 2011); https://www.nrc.gov/docs/ML1409/ML14094A389.pdf

Población, Total: Estados Unidos (Banco Mundial, 2020); https://data.worldbank.org/indicator/SP.POP.TOTL?locations=US

Tablas de hogares históricos (Oficina del Censo de EE. UU., 2020); https://www.census.gov/data/tables/time-series/demo/families/households.html

Lakhan, C. Desvío, pero ¿a qué precio? Los desafíos económicos del reciclaje en Ontario. recurso Conservar reciclar 95, 133–142 (2015).

Artículo Google Académico

Informe anual: Estadísticas de reciclaje y desechos municipales en contenedores y en la acera de la ciudad de Nueva York 2020 (Departamento de Saneamiento de la ciudad de Nueva York, 2020); https://dsny.cityofnewyork.us/wp-content/uploads/2020/08/about_dsny-collections-annual-2020.pdf

Servicios Públicos de Seattle. Informe de reciclaje y prevención de residuos de 2018 (servicios públicos de Seattle, 2019); https://www.seattle.gov/Documents/Departments/SPU/Documents/Recycling_Rate_Report_2018.pdf

Informe público sobre reciclaje del año fiscal 2011 (Departamento de Medio Ambiente del Distrito de Washington DC, 2012); https://doee.dc.gov/sites/default/files/dc/sites/ddoe/publication/attachments/FY%202011%20Recycling%20Report%20with%20table%20of%20contents.pdf

ICF International Documentation for Greenhouse Gas Emission and Energy Factors Used in the Waste Reduction Model (WARM): capítulos de antecedentes (US EPA, 2016); https://www.epa.gov/sites/production/files/2016-03/documents/warm_v14_background.pdf

Thorneloe, SA, Weitz, K. & Jambeck, J. Aplicación de la herramienta de apoyo a la toma de decisiones de EE. UU. para la gestión de materiales y residuos. Gestión de residuos. 27, 1006–1020 (2007).

Artículo Google Académico

Ekvall, T., Assefa, G., Björklund, A., Eriksson, O. y Finnveden, G. Qué hace y qué no hace la evaluación del ciclo de vida en las evaluaciones de la gestión de residuos. Gestión de residuos. 27, 989–996 (2007).

Artículo Google Académico

Gentil, CE et al. Modelos para la evaluación del ciclo de vida de los residuos: revisión de supuestos técnicos. Gestión de residuos. 30, 2636–2648 (2010).

Artículo Google Académico

Martin, EW, Chester, MV & Vergara, SE Evaluación del ciclo de vida atribucional y consecuente en biocombustibles: una revisión de la literatura reciente en el contexto de los límites del sistema. actual Sostener. Renovar. Informe de energía 2, 82–89 (2015).

Google Académico

Anshassi, M., Smallwood, T. & Townsend, TG Emisiones de GEI del ciclo de vida del vertido de RSU frente a la incineración: resultados esperados basados ​​en las regulaciones de recolección de gas de vertedero de EE. UU. Gestión de residuos. 142, 44–54 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Michaels, T. & Krishnan, K. Directorio de instalaciones de conversión de residuos en energía del Consejo de Recuperación de Energía 2018 (2018); http://energyrecoverycouncil.org/wp-content/uploads/2019/10/ERC-2018-directory.pdf. Consejo de Recuperación de Energía

Descargar referencias

Este trabajo fue apoyado financieramente por el Centro Hinkley para el Manejo de Residuos Sólidos y Peligrosos en Gainesville, Florida. Agradecemos a N. Robey por su revisión de los Métodos y el manuscrito. Agradecemos a Florida Recycling Partnership Foundation por sus comentarios y debates sobre la planificación y el análisis del documento. Agradecemos los datos de los mercados de productos básicos de reciclaje proporcionados por Recycling Markets Limited y el acceso a los modelos de evaluación del ciclo de vida, el Marco de optimización de residuos sólidos (SWOLF) y la Herramienta de apoyo a la decisión de residuos sólidos municipales (MSW-DST), proporcionados por el estado de Carolina del Norte. University y RTI International, respectivamente. Agradecemos a nuestros colegas de varios condados de Florida (por ejemplo, el condado de Alachua, el condado de Indian River, el condado de Palm Beach, el condado de Hillsborough, el condado de Sarasota, el condado de Orange, el condado de Lee) que apoyaron nuestro análisis a través de sus esfuerzos de recopilación de datos sobre el manejo de desechos sólidos. costes utilizados en el análisis. Los autores son responsables del contenido del artículo y los hallazgos no representan los puntos de vista de las agencias de financiamiento.

Departamento de Ingeniería Ambiental, Universidad Politécnica de Florida, Lakeland, FL, EE. UU.

Malak Anshassi

Departamento de Ciencias de Ingeniería Ambiental, Universidad de Florida, Gainesville, FL, EE. UU.

timothy g.townsend

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

MA realizó la investigación y analizó los datos. TGT concibió la idea y diseñó el estudio. Ambos autores escribieron el manuscrito.

Correspondencia a Timothy G. Townsend.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Nature Sustainability agradece a Costas Velis, Eleni Iacovidou, Matthew Franchetti y George F. Banias por su contribución a la revisión por pares de este trabajo.

Nota del editor Springer Nature se mantiene neutral con respecto a los reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Métodos complementarios, Figs. 1–11 y tablas 1–23.

Hoja de cálculo de datos complementarios que incluye datos de precios de productos básicos, datos de costos de vertederos e incineración, costos detallados y huellas de emisiones de gases de efecto invernadero para los programas de reciclaje alternativos y costos agregados domésticos históricos de reciclaje y gestión de desechos.

Springer Nature o su licenciante (p. ej., una sociedad u otro socio) posee los derechos exclusivos de este artículo en virtud de un acuerdo de publicación con los autores u otros titulares de derechos; el autoarchivo del autor de la versión manuscrita aceptada de este artículo se rige únicamente por los términos de dicho acuerdo de publicación y la ley aplicable.

Reimpresiones y permisos

Anshassi, M., Townsend, TG Los costos económicos y ambientales ocultos de eliminar el reciclaje en la acera. Nat Sustain (2023). https://doi.org/10.1038/s41893-023-01122-8

Descargar cita

Recibido: 20 de octubre de 2022

Aceptado: 18 abril 2023

Publicado: 22 mayo 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41893-023-01122-8

Cualquier persona con la que compartas el siguiente enlace podrá leer este contenido:

Lo sentimos, un enlace para compartir no está disponible actualmente para este artículo.

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenido Springer Nature SharedIt