Subskrypcja JoVE jest wymagana do oglądania tego materiału. Zaloguj się lub rozpocznij bezpłatny okres próbny.

Artykuł metodologiczny

Skalibrowane próbkowanie pasywne - wielopowierzchniowe pomiary terenowe emisji NH3 z kombinacją dynamicznej metody rurkowej i próbników pasywnych

12.1K wyświetleń

⸱

DOI:

10.3791/53273

⸱

21 marca 2016

1Institute of Ecology, Assoc. Institute of Environmental and Sustainable Chemistry, Leuphana University, 2Institute of Crop Science and Plant Breeding, Department of Agronomy and Crop Science, Christian-Albrechts-University Kiel

W tym artykule

Podsumowanie

Emisje amoniaku są głównym zagrożeniem dla środowiska poprzez eutrofizację, zakwaszenie gleby i tworzenie drobnych cząstek i pochodzą głównie ze źródeł rolniczych. Metoda ta umożliwia pomiary ubytków amoniaku w powtórzonych próbach polowych, umożliwiając analizę statystyczną emisji i zależności między rozwojem upraw a emisjami.

Streszczenie

Emisje amoniaku rolniczego (NH3) (90% całkowitych emisji UE) są odpowiedzialne za około 45% eutrofizacji powietrza, 31% zakwaszenie gleby i 12% tworzenie drobnego pyłu w UE15. Ale emisje NH3 oznaczają również znaczną utratę składników odżywczych. W ostatnich dziesięcioleciach przeprowadzono wiele badań nad emisjąNH3 ze stosowania nawozów organicznych i mineralnych. Niemniej jednak badania związane z emisjamiNH3 po zastosowaniu nawozów są nadal ograniczone, w szczególności w odniesieniu do zależności od emisji, rodzaju nawozu, warunków terenowych i wzrostu upraw. Ze względu na zmienną reakcję upraw na zabiegi, efekty można zwalidować tylko w projektach doświadczalnych, w tym w replikacji polowej do celów badań statystycznych. Dominujące metody utraty amoniaku, prowadzące do emisji ilościowych, wymagają dużych obszarów polowych, drogiego sprzętu lub bieżącego zasilania, co ogranicza ich zastosowanie w powtórzonych próbach terenowych. Protokół ten opisuje nową metodykę pomiaru emisji NH3 na wielu powierzchniach łączącą prostą półilościową metodę pomiarową stosowaną na wszystkich powierzchniach, z metodą ilościową poprzez jednoczesne pomiary z użyciem obu metod na wybranych powierzchniach. Jako półilościową metodę pomiaru stosuje się próbniki pasywne. Drugą metodą jest dynamiczna metoda komorowa (Dynamic Tube Method) w celu uzyskania ilorazu transferu, który przekształca ubytki półilościowe próbnika pasywnego na straty ilościowe (kg azotu ha-1). Zasada leżąca u podstaw tego podejścia polega na tym, że pasywne próbniki umieszczone w jednorodnym polu doświadczalnym mają takie samo zachowanie absorpcyjne NH3 w identycznych warunkach środowiskowych. W związku z tym współczynnik transferu uzyskany z pojedynczych próbników pasywnych może być wykorzystany do skalowania wartości wszystkich próbników pasywnych używanych w tym samym badaniu terenowym. Metoda sprawdziła się w szerokim zakresie warunków doświadczalnych i jest zalecana do stosowania w warunkach, w których gleba jest goła lub małe baldachimy (<0,3 m). Wyniki uzyskane z eksperymentów z wyższymi roślinami należy traktować ostrożniej.

Wprowadzenie

Amoniak (NH3) jest jedynym śladowym gazem atmosferycznym emitowanym w UE głównie (90%) ze źródeł rolniczych. Chociaż rolnictwo jest również głównym źródłem (>50% emisji w UE), emisje te stanowią jedynie około ~5% całkowitej emisji antropogenicznych gazów cieplarnianych w UE15. W przeciwieństwie do tego, emisje NH3 z rolnictwa odpowiadają za około 45% eutrofizacji pochodzącej z emisji, 31% zakwaszenia i 12% tworzenia się pyłów zawieszonych w UE151. Poza szkodliwym wpływem na ekosystemy i zdrowie ludzi, utrata azotu (N) poprzez emisję NH3 stanowi stratę ekonomiczną dla rolników2. Nawozy azotowe są niezbędne dla wysokiego poziomu produkcji żywności zapewnianego przez współczesne rolnictwo. Poza szkodami środowiskowymi, emisje NH3 oznaczają zatem znaczną utratę składników odżywczych, ponieważ NH3 pochodzi z amonu zawartego w nawozach, obok azotanów, które są kluczowymi mineralnymi formami azotu bezpośrednio dostępnymi dla roślin, regulującymi procesy wzrostu upraw i plonowanie. Stosowanie nawozów N przynosi rolnikom z UE zysk rzędu 20-80 mld € rocznie, jednak szacuje się, że NH3 uwalniany do powietrza z rolnictwa powoduje roczne szkody w UE w wysokości ~50 mld €3. Dlatego redukcja emisji NH3 jest niezbędna zarówno dla zmniejszenia wpływu na środowisko, jak i dla zwiększenia efektywności wykorzystania dostarczonego N.

W rolnictwie NH3 jest emitowany głównie z budynków inwentarskich, podczas przechowywania i zagospodarowania nawozów naturalnych (gnojowic, pofermentów z procesu beztlenowego (AD), oborników) oraz podczas ich aplikacji na polach. Skłonność do emisji NH3 różni się w zależności od składu nawozu, np. zawartości suchej masy i pH nawozu. W pewnym stopniu do emisji NH3 przyczyniają się również syntetyczne nawozy azotowe na bazie amonu i amin, takie jak mocznik i fosforan dwuamonowy. Choć saletra amonowa z wapniem (CAN) jest głównym nawozem N w wielu krajach europejskich, wzrosło zastosowanie mocznika granulowanego, który w 2012 roku był drugim najczęściej stosowanym nawozem po CAN w Europie Środkowej i Zachodniej4. Mocznik jest szczególnie popularny w krajach rozwijających się ze względu na wysoką zawartość N, bezpieczeństwo oraz łatwość transportu i stanowi najważniejszy na świecie syntetyczny nawóz azotowy5. Jednakże wzrost pH i stężeń NH4+ w wierzchniej warstwie gleby wynikający z hydrolizy mocznika może prowadzić do wysokich emisji NH3. Może to powodować niską efektywność wykorzystania N, szczególnie w glebach zasadowych lub o niskiej pojemności sorpcyjnej, co ogranicza stosowanie nawozów mocznikowych w Europie6,7.

W ostatnich dziesięcioleciach przeprowadzono wiele badań nad emisją NH3 wynikającą ze stosowania nawozów organicznych i mineralnych oraz z chowu zwierząt6, 8. Niemniej jednak badania dotyczące emisji NH3 po zastosowaniu nawozów emitujących amoniak są wciąż ograniczone. Dotyczy to w szczególności zależności między emisją amoniaku, rodzajem zastosowanego nawozu, warunkami siedliskowymi a wzrostem roślin. W warunkach idealnych wymaga to powtórzonych prób polowych ze względu na zmienną odpowiedź roślin na zabiegi, co może zostać potwierdzone jedynie w planie eksperymentalnym obejmującym powtórzenia polowe w celu przeprowadzenia testów statystycznych.

Straty amoniaku powinny być zatem określane również w powielonych polowych badaniach wielkopolowych9, jednak dominujące metody określania strat amoniaku, pozwalające na uzyskanie ilościowych emisji (t.j. kg N/(ha*h)), wymagają dużych obszarów polowych (metody mikrometeorologiczne), kosztownego sprzętu (tunele aerodynamiczne) lub zasilania elektrycznego w polu, co utrudnia lub uniemożliwia ich zastosowanie w powielonych badaniach polowych. Ponadto specyficzne ustawienia tuneli aerodynamicznych były krytykowane pod kątem dokładności uzyskanych wartości emisji10. Istnieje zatem pilna potrzeba opracowania metody określania strat amoniaku do wyznaczania emisji w powielonych badaniach polowych. Metoda ta mogłaby pomóc w udoskonaleniu środków rolniczych mających na celu redukcję emisji amoniaku w oparciu o statystycznie zwalidowane efekty warunków siedliskowych, rodzaju nawozu, metod aplikacji oraz rozwoju upraw.

Podstawą nowej metodologii, zwanej kalibrowanym pobieraniem pasywnym, jest powiązanie prostej metody pomiaru półilościowego, stosowanej na wielu powierzchniach badawczych, z metodą ilościową poprzez jednoczesne prowadzenie pomiarów obiema metodami na kilku wybranych powierzchniach. Jako metodę pomiaru półilościowego wykorzystuje się pobieracze pasywne, zmodyfikowane w stosunku do konstrukcji opisanej w oryginalnej publikacji11. W celu uzyskania współczynnika przeniesienia, który pozwala przeliczyć półilościowe straty z pobieracza pasywnego na straty ilościowe (kg N ha-1), stosuje się metodę Dynamic-Tube Method (DTM)12, będącą kalibrowaną metodą komory dynamicznej. Ze względu na niską częstotliwość wymiany powietrza w systemie komory, niekalibrowane emisje otrzymane za pomocą DTM są o około rząd wielkości niższe niż rzeczywiste emisje. Problem ten rozwiązano jednak za pomocą równania kalibracyjnego, które koryguje strumienie w komorze w zależności od warunków wiatru in-situ13. Równania kalibracyjne te można stosować wyłącznie wtedy, gdy komory mają taką samą konstrukcję i objętość wolnej przestrzeni wewnętrznej, jak te użyte w próbach kalibracyjnych. Komory można wprowadzać bezpośrednio do gleby lub umieszczać na pierścieniach glebowych. To drugie rozwiązanie zapobiega nadmiernemu zaburzeniu struktury gleby i umożliwia niemal szczelne osadzenie komór na gęstych darniach traw lub zagęszczonej glebie. Co więcej, wewnątrz pierścieni glebowych można zastosować dokładną ilość testowanego nawozu. Niemniej jednak grudki ziemi na pierścieniach glebowych mogą powodować powstawanie nieszczelności między komorą a pierścieniem.

Schemat rozmieszczenia w terenie, pasywny próbnik, komory dynamiczne z pompą do pomiarów środowiskowych.
Rysunek 1: Równoczesny pomiar przy użyciu pasywnych próbników oraz metody komorowej (DTM) na pole doświadczalnym. Pasywny próbnik znajduje się w centrum kwadratowej działki, 0.15 m nad glebą/okryciem roślinnym. Pomiary metodą DTM są wykonywane w co najmniej 2 lokalizacjach w obrębie działki w każdym dniu pomiaru. Obszary przeznaczone do zbioru nie powinny być naruszone podczas operacji pomiarowych z użyciem komory i pasywnego próbnika.

Aby wyznaczyć współczynniki przeniesienia, pomiary przeprowadza się jednocześnie na niewielkiej liczbie poletek obiema metodami (Rysunek 1). Ważne jest, aby stosowano je przez ten sam całkowity czas pomiaru oraz aby pomiary były wykonywane w tym samym czasie (w odstępie do 1 h). Zasada umożliwiająca zastosowanie współczynnika przeniesienia dla wielu poletek opiera się na fakcie, że pasywne próbniki umieszczone w jednorodnym polu doświadczalnym, w odpowiedniej odległości od przeszkód zakłócających pole wiatru, takich jak żywopłoty, budynki itp. (co najmniej 10, a najlepiej 20 razy wysokość przeszkody)14, wykazują takie samo zachowanie w zakresie absorpcji NH3 w identycznych warunkach środowiskowych. Zatem, na przykład, emisja niższa o 50% na poletce bezpośrednio przekładałaby się na 50% mniejszy pobór amoniaku przez roztwór w próbniku. W związku z tym współczynnik przeniesienia wykorzystany do skalowania wartości pułapek kwasowych na jednym poletku może być użyty do skalowania wartości wszystkich pułapek kwasowych zastosowanych w tym samym badaniu polowym. Ze względu na wpływ zmiennych warunków środowiskowych (temperatury, prędkości wiatru, szorstkości powierzchni) na wydajność poboru amoniaku przez pasywne próbniki11, współczynnik przeniesienia musi być wyznaczany oddzielnie dla każdej kampanii pomiarowej.

Ogólna charakterystyka dwóch zastosowanych metod oraz wymagana konstrukcja prób polowych obejmują 4 dynamiczne komory umieszczone na glebie, połączone rurkami z politetrafluoroetylenu (PTFE) i wentylowane za pomocą pompy miechowej (DTM), próbniki pasywne oraz duże kwadratowe parcele doświadczalne z obszernymi strefami buforowymi, mającymi na celu ograniczenie wpływu dryftu NH3 między parcelami na pomiar emisji z właściwej parceli.

Pasywne próbnik wypełnia się rozcieńczonym kwasem siarkowym (0.05 M H2SO4) i umieszcza w centrum poletek. Roztwór w próbnikach pasywnych stale absorbuje amoniak i jest regularnie wymieniany w zależności od oczekiwanej intensywności emisji. Jednocześnie strumienie NH3 są mierzone za pomocą DTM na dwóch poletkach badawczych oraz na poletku kontrolnym w określonych odstępach czasu. W przeciwieństwie do tuneli aerodynamicznych, obie metody połączone w skalibrowanym pobieraniu pasywnym mają jedynie bardzo ograniczony wpływ na wilgotność gleby, temperaturę gleby i opady, które mogą w znacznym stopniu wpływać na straty emisji amoniaku6,8. Podczas gdy próbniki pasywne są montowane 0.15 m nad powierzchnią gleby i okrywy roślinnej, co nie wpływa na te zmienne, pomiary za pomocą komór DTM trwają tylko około 5 min, co sprowadza potencjalny efekt komory do minimum.

Dokładne wyniki stężeń NH4+ w roztworze pobiernym można uzyskać za pomocą pomiarów z wykorzystaniem elektrod wrażliwych na amon. Pomiary wykonywane za pomocą automatycznych analizatorów przepływowych (Continuous-Flow Auto Analyzers) mogą być problematyczne, ponieważ stosowana w tych urządzeniach reakcja barwna wrażliwa na pH może być utrudniona przez kwasowe pH roztworu pobiernego, a użyte odczynniki wymagają modyfikacji. Stężenia NH3 w powietrzu przepływającym przez system komór DTM są pomiarowane natychmiastowo za pomocą rurek wskaźnikowych. Zmierzone stężenia NH3 są zapisywane w arkuszu danych po każdym pomiarze.

W przypadku DTM strumienie NH3 (mg N/(m² *h)) oblicza się na podstawie zmierzonych stężeń NH3, szybkości przepływu powietrza przez 4-komorowy system oraz powierzchni objętej komorami (Równanie 1, akapit 2.5.1). Uzyskane niekalibrowane strumienie (które niedoszacowują rzeczywistej emisji) są przeliczane na straty ilościowe za pomocą równania kalibracyjnego (Równania 2 i 3, patrz akapit 2.5.1). Skalowane skumulowane straty NH3 (kg N/ha) dla DTM oblicza się poprzez uśrednienie strumieni między dwiema kolejnymi datami pomiarów, pomnożenie tego średniego strumienia przez czas trwania każdego interwału i zsumowanie wszystkich strat ze wszystkich interwałów pomiarowych w ramach kampanii pomiarowej. Skumulowane jakościowe straty NH3 (suma ppm) z próbników pasywnych oblicza się poprzez zsumowanie zebranych stężeń NH4+ (ppm) na danej działce w ramach kampanii eksperymentalnej. Jest to możliwe, ponieważ przy identycznej objętości i temperaturze pomiaru wartości ppm bezpośrednio przekładają się na wychwycone ilości amoniaku. Aby przeliczyć te straty jakościowe na straty ilościowe, wyznacza się współczynnik przeniesienia (kg N/(ha *ppm)), odnosząc skumulowaną końcową stratę z DTM (kg N ha-1) do całkowitej sumy stężeń w próbnikach zmierzonych na tych samych działkach. Współczynnik przeniesienia jest następnie wykorzystywany do konwersji półilościowych emisji z próbkowania pasywnego na strumienie ilościowe (np. kg N/ha) poprzez pomnożenie skumulowanych stężeń przez wspomniany współczynnik.

Utrata wody z kolektorów w wyniku parowania nie wpływa na zdolność absorpcyjną, lecz musi zostać później skorygowana podczas analizy danych. Nie zaobserwowano rozlania roztworu podczas silnych wiatrów, nawet na obszarach marszów nadmorskich w północnych Niemczech. Decydującym czynnikiem dla skutecznego zastosowania tego podejścia jest identyczna konstrukcja wszystkich pasywnych próbników zastosowanych w terenie, w tym identyczna pozycja i wysokość ich rozmieszczenia w obrębie działki. W przeszłości z powodzeniem zastosowano kilka konstrukcji pasywnych próbników. Niniejsza praca sugeruje jedną konkretną konstrukcję, która okazała się niezawodna i łatwa w obsłudze podczas pomiarów terenowych. Przedstawione podejście zostało szeroko przetestowane poprzez porównanie ze standardowymi metodami pomiaru strat amoniaku (metodami mikrometeorologicznymi) w około 15 badaniach terenowych, co potwierdziło ilościową poprawność procedury15,16 oraz obiektywne odwzorowanie dynamiki emisji17. Współczynnik determinacji (r²) skalibrowanych strumieni w porównaniu z pomiarami mikrometeorologicznymi w badaniu kalibracyjnym13 wyniósł 0,84, co jest zbliżone do współczynnika uzyskanego poprzez porównanie czujników amoniaku dla zmierzonych stężeń amoniaku w atmosferze w niedawnym badaniu18. Względny błąd średniokwadratowy skumulowanych strat amoniaku wyniósł 17%, co również jest bliskie wartościom uzyskanym w innych badaniach porównujących pomiary mikrometeorologiczne13. W drugiej walidacji, w której proponowaną metodę porównano z pomiarami mikrometeorologicznymi emisji amoniaku z gnojowic organicznych (5 oddzielnych prób), dla końcowych skumulowanych emisji amoniaku uzyskano r² na poziomie 0,96 (nachylenie krzywej ≈ 1) oraz względny błąd średniokwadratowy wynoszący 5%15. Metoda ta okazała się czuła w 3-letnim badaniu terenowym z użyciem różnych syntetycznych nawozów azotowych19. Zastosowanie tego podejścia jest ograniczone do średnich prędkości wiatru ≤4 m/sec na wysokości 2 m, ponieważ metoda komorowa została zwalidowana wyłącznie w tych warunkach 13,15,16.

Kampanię pomiarową definiuje się jako eksperyment badający emisję amoniaku po zastosowaniu nawozów na kilku działkach, trwający od kilku dni do kilku tygodni. Każda kampania pomiarowa na działce składa się z kilku następujących po sobie interwałów próbkowania (próbnik pasywny) lub dat pomiarowych (DTM). Interwał próbkowania definiuje się jako następujący po sobie czas absorpcji emitowanego amoniaku przez roztwór próbkowy. Datę pomiarową definiuje się jako następujący po sobie punkt w czasie, w którym wykonywane są pomiary DTM na różnych działkach wykorzystywanych do wyznaczenia współczynnika przenikania.

Dostęp ograniczony. Zaloguj się lub rozpocznij wersję próbną, aby wyświetlić tę treść.

Protokół

1. Projekt eksperymentalny i ogólne instrukcje operacyjne

  1. Należy stosować stosunkowo duże parcele (12 m x 12 m lub 9 m x 9 m) w porównaniu do rozmiarów zazwyczaj stosowanych w powtarzalnych badaniach polowych (np. 3 m x 8 m), aby uniknąć wpływu nierównomiernego rozprzestrzenienia nawozów na emisję amoniaku (Rycina 2). Należy stosować kwadratowe kształty parcel, aby uniknąć wpływu zmieniających się kierunków wiatru na pobór amoniaku przez próbniki. Należy ograniczyć dryft NH3 z jednej parceli do drugiej do akceptowalnego poziomu, zachowując obszar buforowy o wielkości jednej parceli pomiędzy poszczególnymi polami.

Schemat układu pola z działkami doświadczalnymi i stacją pogodową do analizy nawożenia.
Rysunek 2: Optymalny projekt eksperymentalny dla pomiarów strat amoniaku na wielu działkach z użyciem samplerów pasywnych. Należy zastosować stosunkowo duże (12 m x 12 m; 9 m x 9 m) kwadratowe działki zabiegowe, oddzielone z każdej strony nienawożonymi działkami buforowymi. Aby uniknąć wpływu okapu roślin na emisję NH3, działki buforowe można nawozić bezemisyjnymi nawozami azotowymi.

  1. Wyznaczyć działki kontrolne bez aplikacji nawozów, rozmieszczone pomiędzy działkami badawczymi.
  2. Nadać numer lub kod każdej działce w celu łatwej identyfikacji działek i próbek.
  3. Zastosować organiczny lub syntetyczny nawóz azotowy na działkach doświadczalnych w dawkach od 50 do 150 kg azotu (N) amonowego (amoniak + mocznik) na ha, zgodnie z wcześniejszymi badaniami15,16,19.
    Uwaga: Ilość nawozu może się różnić w zależności od celów eksperymentu.
  4. Wybrać dwie działki badawcze i jedną działkę kontrolną do jednoczesnego pomiaru metodą DTM oraz przy użyciu pasywnego próbnika. Wybrać działki badawcze z prawdopodobnie wysoką emisją (na podstawie doświadczenia lub literatury), co zapewni silny sygnał pomiarowy.
  5. Wyznaczyć co najmniej dwie dodatkowe działki z równomiernie rozprowadzonymi nawozami aplikowanymi za pomocą maszyn do prób polowych, precyzyjnego węża aplikacyjnego lub rozsiewu powierzchniowego (zmienność zastosowanego N między powtórzeniami działek ~10%), jeżeli występuje nierównomierny pionowy lub boczny rozkład nawozu. Należy pamiętać, że nierównomierny rozkład nawozu występuje zazwyczaj po aplikacji gnojowicy za pomocą węża aplikacyjnego, wtryskiwaniu nawozów i gnojowicy lub aplikacji nawozów granulowanych niekalibrowanymi rozsiewaczami.
    1. Przeprowadzić jednoczesne pomiary za pomocą pasywnych próbników i DTM na tych dodatkowych działkach. Wykorzystać wyniki z tych działek do wyznaczenia współczynnika przenikania. Sprawdzić ilość zastosowanego nawozu poprzez zważenie zbiornika z gnojowicą lub maszyny aplikacyjnej przed i po aplikacji.
  6. Rejestrować w terenie następujące zmienne środowiskowe za pomocą stacji pogodowej in situ, zapisującej dane w odstępach 10 min, aby obliczyć surowe i skorygowane tempo strat NH3 w metodzie DTM za pomocą równań 1-3 (patrz: Supplemental Code File) oraz wyeliminować błędy w pomiarach na działkach:
    1. Rejestrować temperaturę powietrza (wysokość 1 m)
    2. Rejestrować barometryczne ciśnienie powietrza (hPa)
    3. Rejestrować prędkość wiatru na wysokości 2 m przy wysokich okapach roślin oraz na wysokości 0,2 m (m/sec)
    4. Rejestrować kierunek wiatru.
      Uwaga: Dla ułatwienia pracy podczas aplikacji nawozów (pierwszy termin pomiarów) i instalacji próbników zaleca się zespół trzech osób (jedna osoba do metody komory dynamicznej, dwie do instalacji pasywnych próbników i wymiany roztworu kwasu). W późniejszych terminach pomiarów zalecane są dwie osoby (jedna od pasywnych próbników, jedna od komory dynamicznej); jednak w przypadku niewielkiej liczby działek (<10), jedna osoba jest w stanie wykonać wszystkie zadania.

2. Przygotowania przed wyjazdem w teren

  1. Przygotuj się do pomiaru metodą DTM, wykonując następujące kroki:
    1. Zmontuj i spakuj system komór (Rysunek 3 i 4) składający się z elementów wymienionych w Tabeli 1. Nasuń rurkę PTFE (długość 0,3 m) na krótszą miedzianą rurkę każdej komory, a następnie połącz dwie rurki PTFE za pomocą łącznika w kształcie litery Y. Połącz każdy z dwóch łączników Y kolejną rurką PTFE (0,3 m), a oba z nich połącz za pomocą innego łącznika Y. Na pojedynczy koniec najwyższego łącznika nałóż końcową rurkę PTFE (0,3 m).
    2. Spakuj pompkę ręczną lub pompkę automatyczną (Rysunek 4) do wentylacji systemu. Zawsze zabieraj pompkę ręczną w teren w celu przedmuchania systemu powietrzem o niskim stężeniu NH3 (krok 3.4.2). Uwaga: Należy używać oryginalnych pompek producenta, ponieważ kinetyka reakcji w rurce wskaźnikowej jest ściśle powiązana ze strumieniem powietrza generowanym przez pompki. W przypadku użycia pompki automatycznej nie są wymagane dodatkowe pomiary stoperem podczas pomiarów strumienia.
    3. Jeśli nie jest używana pompka automatyczna, przed lub po wykonaniu pomiarów sprawdź czas trwania jednego cyklu pompki ręcznej. Zrób to, pompując przez otwartą rurkę wskaźnikową (odcięta/złamana głowica rurki) i mierząc czas 10 cykli za pomocą stopera (wartości historyczne: 4,5 s/cykl dla rurek 0,25/a i 5/a; 7 s/cykl dla rurki 2/a).
    4. Naładuj baterię do dozownika pompy automatycznej na dzień przed rozpoczęciem eksperymentu.
      Uwaga: Rozładowane baterie mogą prowadzić do znaczącego spowolnienia tempa pompowania.
    5. Przygotuj podkładkę z arkuszami roboczymi do monitorowania pomiarów DTM (działka lub zabieg, data, godzina, rurki, liczba cykli, stężenie oraz czas trwania pomiaru, jeśli nie są używane dozowniki pomp).
    6. Przygotuj jedno pudełko rurek wskaźnikowych (10 rurek dla każdego zakresu stężeń; Tabela 2), aby zabrać je w teren i być przygotowanym na różne intensywności strumienia amoniaku (Rysunek 4).

Schemat układu do pomiaru respiracji gleby; rurki teflonowe, pompa, komora stożkowa, przepływ powietrza, pomiar w pierścieniu glebowym.
Rysunek 3: Konfiguracja i zastosowanie komory dynamicznej w Metodzie Dynamicznej Rurki (DTM). Każdy układ składa się z 4 komór połączonych rurkami PTFE; do połączenia wszystkich komór z jedną pompą użyto redukcji. Powietrze jest zasysane przez miedzianą rurkę, która jest perforowana na dolnym końcu i uszczelniona na samym spodzie, przepływa nad glebą, a następnie jest zasysane z górnej części stożkowej objętości wewnętrznej do drugiej miedzianej rurki. Powietrze, które przeszło przez układ, jest następnie prowadzone rurkami PTFE do rurki wskaźnikowej w celu oznaczenia stężeń amoniaku.

Urządzenia do pomiaru gazów z rurkami kolorymetrycznymi do analizy jakości powietrza.
Rysunek 4: Rurki wskaźnikowe z dozownikiem pompowym i pompką ręczną. Po prawej stronie: pompka ręczna (licznik skoków, okno kontrolne pompy z białą kropką) z zużytą rurką wskaźnikową; po lewej stronie: dozownik pompowy (wyświetlacz kontrolny, przyciski sterowania) i nowa rurka wskaźnikowa (0.25-3 ppm). Pierwotne wypełnienie rurki wskaźnikowej ma kolor żółty. Reakcja z amoniakiem skutkuje zmianą koloru na fioletowy, a czoło barwy przesuwa się wzdłuż skali. Wartości stężenia amoniaku uzyskuje się poprzez odczyt ze skali.

nrKomponenty systemu rurek Drägera
14 stalowe komory pomiarowe (Rysunek 3)
27 odcinków rurek teflonowych (7 mm x 6 mm; każdy o długości 0.3 m); wymieniać w przypadku silnego załamania
33 łączniki w kształcie litery Y (PP)
4Opcjonalnie: pierścień glebowy, stal nierdzewna (szczególnie zalecany do pomiarów na terenach trawiastych)
5Pompa ręczna (Rysunek 4)
6Rurki wskaźnikowe (1 pudełko zawiera 10 rurek) (Rysunek 4)
7Opcjonalnie: dyspenser pompy (Rysunek 4)
8Opcjonalnie: stoper, gdy pompa ręczna jest używana do pomiarów

Tabela 1: Probówki wskaźnikowe (zakresy stężeń) wykorzystywane do pomiarów strat amoniaku.

Probówkazakres stężeń (ppm obj.; µl/l)Domyślna liczba pociągnięćKomentarz
Amoniak 0,25/a0.25 – 310Najniższe stężenie wykrywalne (ok. (0,05 volume-ppm) można zmierzyć poprzez zwiększenie liczby suwów do maksymalnie 50 suwów
Amoniak 2/a2 – 305
Amoniak 5/a5 – 70 (600 1 pociągnięcie)10

Tabela 2: Komponenty niezbędne do skonfigurowania systemu pomiarowego metodą dynamicznej rurki (Dynamic Tube Method).

  1. Przygotuj pomiar za pomocą pasywnego próbnika, wykonując następujące kroki:
    1. Przygotuj pasywny próbnik z elementami podanymi w Tabeli 3, zgodnie z przedstawionym na Rys. 5, oraz przygotuj dodatkowe urządzenia do pomiarów terenowych (Tabela 3).
    2. Oblicz liczbę fiolek (= liczbę pobrań próbek) dla całej kampanii pomiarowej.
    3. Przyjmij około 8 fiolek na pole po aplikacji obornika (tzn. roztwór jest wymieniany 7 razy) i większą liczbę dla syntetycznych nawozów azotowych, zależnie od specyfiki rozpuszczania i emisji danego nawozu. Pomnóż liczbę pobrań przez liczbę pól, aby obliczyć całkowitą liczbę pobrań (liczba całkowita = liczba pól x liczba interwałów pobierania). Uwzględnij 10 dodatkowych fiolek na wypadek rozlania.
    4. Oblicz całkowitą objętość wymaganego roztworu, mnożąc całkowitą liczbę pobrań przez 0.02 L roztworu 0.05 M H2SO4.
    5. Przygotuj całkowitą objętość roztworu 0.05 M H2SO4, dodając 9.8 g stężonego kwasu siarkowego (98%) na litr wody destylowanej.
      WAŻNE: Najpierw dodaj wodę, a następnie stężony kwas siarkowy; używaj okularów ochronnych.
    6. Zważ każdą pustą fiolkę z nakrętką przed napełnieniem roztworem kwasu lub użyj kilku fiolek (np. 10), oblicz średnią masę fiolek i zapisz wyniki.
    7. Napełnij wszystkie małe fiolki ilością 0.02 L 0.05 M H2SO4, np. za pomocą dozownika nakrętkowego.
    8. Oznacz fiolki (zarówno buteleczkę, jak i nakrętkę) wodoodpornym tuszem, podając numer próby, numer pola oraz kolejność roztworów w próbniku w sekwencji pomiarowej, np., B1 P1 T2 (próba jęczmienia 1, pole 1, 2gi roztwór: roztwór następujący po pierwszym napełnieniu na początku eksperymentu) lub B1 P23 T1 (próba jęczmienia 1, pole 23, 1szy roztwór).
    9. Posortuj małe fiolki dla każdego zdarzenia pomiarowego kampanii w plastikowej torebce oznaczonej numerem eksperymentu, rokiem itp. Przy większej liczbie pól zaleca się stosowanie tacy z posortowanymi fiolkami. Po pobraniu próbek przenieś fiolki z tacy do podpisanych plastikowych torebek.

Schemat pułapki na komary z dachem ochronnym, otworem odpływowym, okienkiem z siatki i prętem stalowym utwierdzonym w glebie.
Rycina 5: Budowa próbnika pasywnego (pułapki kwasowej). Główną część próbnika stanowi odporna na kwasy butelka z 1-2 okienkami po każdej stronie (ich rozmiar zależy od wielkości butelki). Otwór wiertniczy na górnej krawędzi służy do opróżniania butelki. Okienka sąTherefore lekko przesunięte od tego narożnika krawędzi butelki, aby umożliwić łatwą obsługę podczas zlewania cieczy. Butelkę napełnia się przez otwór u góry roztworem do pobierania próbek i mocuje jej szyjką do pokrywy, która jest przykręcona do dachu ze stali nierdzewnej. Dachy można przymocować za pomocą elastycznego mocowania śrubowego do pręta stalowego, co pozwala na regulację wysokości pod zadaszeniem przy użyciu prętów stalowych o jednej długości.

nrKomponenty systemu pobierania pasywnego
1Stalowy pręt z punktem mocowania plastikowego dachu (długość 0,5 m)
2dach ze stali nierdzewnej
3Sześcianowy pobieracz pasywny wykonany z odpornej na kwasy butelki PE z 1–2 oknami przykrytymi moskitierą na każdej ścianie. W górnej krawędzi wywiercono otwór do spustu zużytego roztworu pobierającego. Przesunąć okna lekko z centrum, aby umożliwić wylewanie roztworu przez otwór przy niskim ryzyku rozlania go przez okna. Przymocować pokrywkę butelki do stalowego dachu za pomocą 2 śrub. Przykręcić butelkę do pokrywki.
4Małe fiolki do transportu i uzupełniania roztworu w pobieraczu (20 ml roztworu 0,05 M H2SO4) — kilkaset sztuk do dużych badań
5Duże pojemniki/butelki z roztworem pobierającym (roztwór 0,05 M H2SO4) dla wszystkich fiolek
6Dozownik nakrętkowy do napełniania małych pojemników roztworem kolektora (20 ml)
7Zamrażarka do przechowywania roztworu pobierającego

Tabela 3: Komponenty niezbędne do przygotowania próbnika pasywnego oraz do przeprowadzenia pomiarów za pomocą próbkowania pasywnego.

3. Po wyjściu w teren i dokonaniu pomiarów

  1. Aby ułatwić pracę, należy zabrać w teren następujący dodatkowy sprzęt: ręczniki papierowe oraz worek do utylizacji zużytych ręczników, podkładkę z klipsem do robienia notatek, tackę na (posortowane) fiolki oraz rękawice kwasoodporne do pracy z roztworem kwasu.
  2. Pomiar metodą DTM oraz wymianę roztworów w pasywnych próbnikach należy przeprowadzić jednocześnie lub bez dużych odstępów czasowych, szczególnie na początku kampanii pomiarowej lub w przypadku przewidywanego wysokiego stężenia NH3.3 straty.
  3. Przeprowadź pomiar kontrolny za pomocą DTM (krok 3.4) na nienawożonych polach kontrolnych na początku i na końcu każdego terminu pomiarowego. Postępuj zgodnie z następującą sekwencją: kontrola, warianty doświadczalne, kontrola.
    1. Pomiary należy przeprowadzać przez okres od 3 do 6 dni, aby uzyskać wiarygodne dane dotyczące strat amoniaku w skali całego dnia, uwzględniając zmiany w emisji wynikające ze zmiennej temperatury oraz prędkości wiatru. Pomiary należy wykonywać w następujących porach: wczesnym rankiem (krótko po wschodzie słońca), późnym rankiem, wczesnym popołudniem, późnym popołudniem oraz krótko przed zachodem słońca.
    2. W przypadku użycia pierścieni glebowych, należy wcisnąć pierścienie w glebę w dwóch łatwo dostępnych lokalizacjach w obrębie poletek. W każdej lokalizacji należy zastosować cztery pierścienie, dbając o to, aby odległości między pierścieniami w danej lokalizacji pozwalały na ich połączenie z jedną z czterech połączonych komór systemu komorowego (Rycina 3). Wprowadzić pierścienie glebowe w glebę, kładąc na nich drewnianą deskę w celu równomiernego rozłożenia nacisku.
    3. Przykryć pierścienie małymi arkuszami tworzywa sztucznego podczas nawożenia działek w przypadku stosowania nawozów syntetycznych (np. stosuje się (saletrę amonową wapniową, mocznik). Bezpośrednio po aplikacji maszynowej, w obrębie pierścieni glebowych, należy z wysoką precyzją nanieść ręcznie wymaganą porcję nawozu.
    4. W przypadku nawożenia obornikiem, w pierwszej kolejności należy zastosować obornik (np. (np. za pomocą węży doprowadzających), a następnie włóż pierścienie. Należy zadbać o to, aby nawóz był rozłożony bardzo równomiernie.
      Uwaga: Jako korzystna wartość empiryczna dla wiarygodnych pomiarów po nawożeniu wąż próbnych wykazano, że następujący rozkład komór zapewnia dokładne wyniki13,14dwie komory na torze nawożonym oraz dwie komory na nieużyźnionym obszarze pomiędzy torami. W przypadku aplikacji bardzo dużej ilości gnojowicy o niskiej lepkości za pomocą wlewek, należy umieścić dodatkowo cztery komory na glebie nawożonej.
  4. Procedura pomiaru za pomocą DTM
    1. W przypadku użycia pompy automatycznej, dla ułatwienia obsługi, należy ustawić liczbę suwów na 50.
      Uwaga: W ten sposób można łatwo zastosować liczbę pchnięć mieszczącą się w przedziale od 5 do 50; liczbę pchnięć mniejszą niż 50 można uzyskać poprzez zatrzymanie procesu pompowania.
    2. Przepłucz system DTM za pomocą NH33-usuń powietrze, podnosząc komory na wysokość około 1 m nad ziemią i pompując powietrze przez rurki PTFE oraz komory (20–30 pchnięć) za pomocą pompki ręcznej podłączonej bezpośrednio do końcowej rurki PTFE systemu komór.
    3. Wciśnij komory DTM bezpośrednio w grunt na głębokość około 15 mm (głębokość jest zaznaczona rantem na dnie komory) lub w pierścienie glebowe (kołnierze). Upewnij się, że między pierścień glebowy a komorę nie dostały się grudki ziemi.
    4. Wykonaj pierwsze 20 przygotowawczych pchnięć pompy, używając zużytej probówki wskaźnikowej o niskim zakresie stężeń (0,25–3 ppm, Tabela 1) w celu wytworzenia warunków stanu quasi-stacjonarnego.
      Uwaga: Stężenia amoniaku są sygnalizowane zmianą barwy czułych na pH granulek wewnątrz probówki z ciemnożółtej na niebiesko-fioletową. Front tej zmiany barwy wewnątrz probówki wskazuje na NH33 stężenie, o ile mieści się ono w zakresie skali nadrukowanej na probówce.
    5. Wybierz zakres stężeń (z trzech dostępnych probówek o różnych zakresach stężeń; Tabela 1) nowej probówki wskaźnikowej do zastosowania w kolejnym pomiarze, w oparciu o informacje uzyskane na podstawie zmiany barwy probówki użytej w kroku 3.4.4.
      Uwaga: W większości przypadków stosuje się probówkę „0.25/a”. Bezpośrednio po powierzchniowym naniesieniu zawiesiny oraz w warunkach wysokich temperatur w wielu przypadkach należy stosować probówki „2a” i „5a”. Wskazane jest to w sytuacji, gdy granulki wskaźnika w lekko zabarwionej, zużytej probówce „0.25/a” całkowicie zmieniły kolor na niebieski po wykonaniu ponad 10 pociągnięć przygotowawczych.
    6. Otwórz nową rurkę wskaźnikową z obu końców, odłamując końcówki za pomocą łamacza do rurek zamontowanego w obudowie pompy.
    7. Włóż rurkę wskaźnikową pomiędzy końcowy przewód PTFE a pompę, dociskając końce rurki do przewodu PTFE oraz do wlotu pompy. Końcówkę z najniższą wartością skali nadrukowanej na rurce włóż do przewodu PTFE, a końcówkę z najwyższą wartością do wlotu pompy. Rozpocznij pompowanie do domyślnej liczby suwów, naciskając przycisk OK w pompie automatycznej lub ściskając pompkę ręczną. Przerwę między wstępnym pompowaniem z użyciem zużytej rurki (3.4.4) a rozpoczęciem właściwego pomiaru należy utrzymać na jak najkrótszym poziomie.
      Uwaga: Szczegółowy opis działania pompy został dostarczony przez producenta.
    8. Jeśli do pomiarów używana jest pompa ręczna, należy uruchomić stoper jednocześnie z pierwszym ruchem pompy.
    9. Pomiar należy zakończyć po osiągnięciu standardowej liczby pociągnięć (10 pociągnięć, w przypadku probówek 2/a – 5 pociągnięć) i całkowitym zwolnieniu pompki ręcznej (na wyświetlaczu pompy automatycznej lub na mechanicznym liczniku pociągnięć pompki ręcznej pojawi się wartość domyślnej liczby pociągnięć). W momencie zwolnienia pompki ręcznej należy zatrzymać pomiar stoperem (pompka ręczna). Pompowanie automatyczne należy przerwać, naciskając przycisk „stop”, gdy wyświetlona zostanie wartość: liczba pociągnięć = standardowa liczba pociągnięć - 1.
    10. Zwiększyć liczbę pociągnięć do maksymalnie 50, jeżeli pierwsza linia wskazuje najniższą wartość skali nadrukowanej na probówce (patrz Rysunek 4) nie zostanie osiągnięta po standardowej liczbie pociągnięć. Odczytów z probówki wskaźnikowej należy dokonywać wyłącznie wtedy, gdy zostanie osiągnięta co najmniej pierwsza linia na skali probówki.
    11. Nie należy przekroczyć linii wskazującej najwyższą wartość na skali. Przed osiągnięciem tej wartości należy zmniejszyć liczbę pociągnięć poniżej standardowej liczby pociągnięć, zaprzestać pompowania i odnotować liczbę wykonanych pociągnięć.
    12. Odczytać najwyższy poziom zmiany barwy w probówce z każdej strony (linia zabarwienia jest często lekko skośna lub nierównomierna) i zapisać wartość stężenia.
    13. Zanotuj następujące wartości w arkuszu rejestracyjnym: działkę, datę, godzinę pomiaru, liczbę pociągnięć (w przypadku pompy ręcznej: czas trwania pomiaru (s)), odczyt w ppm (patrz: Supplemental Code File – przykładowy arkusz rejestracyjny z pomiarów terenowych).
    14. Oczyścić krawędzie komór z przyklejonej gleby, obornika lub składników nawozowych za pomocą czystego ręcznika papierowego.
    15. Podnieś system DTM z podłoża i przepłucz (patrz 3.4.2).
    16. Wykonaj kilka pomiarów, co najmniej dwa, w różnych miejscach w obrębie działki, aby zwiększyć wiarygodność pomiarów.
    17. Powtórzyć czynności 3.4.3-3.4.16 na pozostałych poleach doświadczalnych oraz w kolejnych pomiarach.
  5. Procedura pomiaru z wykorzystaniem pasywnych próbników.
    1. Umieść pasywne próbniki przymocowane do stalowych prętów w centrum działki doświadczalnej na wysokości 0,15 m (okno kolektora) nad powierzchnią gleby lub okapem roślin, bezpośrednio po zastosowaniu nawozu na działce. Po aplikacji gnojowicy/nawozu traktorem lub systemem aplikacyjnym, niezwłocznie zainstaluj próbnik. W przypadku suchej gleby wbij stalowy pręt w podłoże za pomocą młotka.
    2. Przenieś podzieloną tackę/worki z posortowanymi, wypełnionymi fiolkami z kwasem dla pierwszego przedziału próbkowania (np. B1;P1;T1) do próbownika pasywnego. Przed kontaktem z fiolkami zawierającymi roztwór kwasu należy założyć rękawiczki. Wyjąć fiolkę przypisaną do odpowiedniej powierzchni i przedziału czasowego próbkowania. Odkręcić butelkę próbownika pasywnego. Wlać 0,05 M H2SO4 przenieść roztwór z fiolki do wlewu butelki. Nakręcić zakrętkę na pustą fiolkę i odłożyć ją do tacki/worka.
    3. Należy zapisać numer działki na metalowym dachu próbownika w celu identyfikacji działek.
    4. W pozostałe daty wymiany należy pobrać tackę z przegrodami i probówkami na dwa kolejne przedziały próbkowania, zgodnie z aktualnym i następnym przedziałem próbkowania (lub dwa worki na różne przedziały próbkowania).
    5. Powrót do wykresu w celu wymiany 0,05 M H2SO4 roztwór po upływie odstępu czasu między próbkami.
    6. Usuń 0,05 M H2SO4 roztwór z próbnika pasywnego, ostrożnie odkręcając próbnik i uważnie przelewając roztwór pomiędzy „oknami” przez otwór wylotowy do pustej oryginalnej fiolki (np. B1/P1/T1). Ponownie napełnij próbnik przez szyjkę butelki nowym roztworem 0,05 M H2SO4 roztwór z kolejnej niewykorzystanej fiolki (B1/P1/T2). Zakręć nakrętki, odpowiednio etykietując obie fiolki. Zamocuj próbnik pasywny do pręta, przykręcając go do nakrętki połączonej ze stalowym prętem.
    7. Zapisz na arkuszu rejestracyjnym numer działki oraz czas napełniania (= czas opróżniania $\rightarrow$ czas zakończenia poprzedniego poboru próbek).
    8. Wymień roztwory pobierające po 3–6 godzinach w pierwszym dniu, bezpośrednio po zastosowaniu organicznych nawozów azotowych. Zmniejsz częstotliwość wymiany do 12 godzin (tj. jeden pobór próbek zarówno dla emisji nocnych, jak i dziennych) w drugim dniu oraz dla wszystkich poborów próbek syntetycznych nawozów azotowych.
      Uwaga: pobieranie próbek można przedłużyć do 24 h, jednak latem i w wysokich temperaturach parowanie wody może być znaczne, co utrudnia pobieranie amoniaku.
    9. Zmierz stężenia amonu w roztworach z pasywnych próbników (zgodnie z opisem poniżej) bezpośrednio po zakończeniu kampanii eksperymentalnej lub zamroź próbki w temperaturze -18 °C przez maksymalnie 1 tydzień, a następnie przeprowadzić pomiar.

4. Obliczanie strumieni NH3

  1. Obliczanie strumieni amoniaku dla DTM.
    1. Utwórz arkusz kalkulacyjny, który automatycznie wykona następujące etapy obliczeń.
    2. W pierwszej kolejności należy obliczyć niepoprawione strumienie uzyskane z pomiaru za pomocą DTM (mg N/(m²*h)), korzystając z równania 1 (patrz: Supplemental Code File) oraz odczytów stężeń (ppm NH4+).3), czasu trwania pomiaru, objętości powietrza przepuszczonego przez system oraz powierzchni objętej komorą.
    3. Przelicz wymiar niepoprawionych strumieni na wymiar kg N ha-1-1 godz.-1 poprzez podzielenie przez 100.
    4. Przelicz wartości te na ilościowe emisje poprzez zastosowanie wzorów kalibracyjnych (Równ. 2 i 3)12 (Patrz: uzupełniający plik kodu), który koryguje wpływ in situ prędkość wiatru na różnicę między niepoprawionymi strumieniami DTM a rzeczywistą emisją. Zastosuj dwa różne równania, aby uwzględnić szczególne warunki w dwóch klasach okapów: równanie 1 dla niskich okapów <0,3 m/teren nieosłonięty oraz równanie 2 dla koron drzew >0,3 m
    5. Nie należy stosować równań kalibracyjnych (równ. 2-3), jeżeli komory nie mają tej samej objętości wewnętrznej i konfiguracji, jakie zastosowano w oryginalnych próbach kalibracyjnych.12.
    6. Obliczenia należy przeprowadzać wyłącznie na podstawie odczytów ppm uzyskanych dla domyślnych liczb suwów, t. j. 5 lub 10 pociągnięć, co odpowiada przepływowi 0,5 l lub 1 l powietrza przez układ. Jeśli liczba pociągnięć ulegnie zmianie, należy skorygować odczyt ppm oraz zmierzony czas zastosowany w równaniu 1 zgodnie z liczbą pociągnięć:
      ppm = ppm * domyślna liczba pociągnięć [5, 10] / rzeczywista liczba pociągnięć podczas pomiaru = czas odczytu (s) * domyślna liczba pociągnięć [5, 10] / rzeczywista liczba pociągnięć podczas pomiaru
    7. Oblicz średnie emisje dla każdej powierzchni badawczej, wyznaczając średni strumień z powtórzonych pomiarów w obrębie danej powierzchni dla każdej daty pomiaru.
    8. Oblicz średnie strumienie amoniaku dla odstępów czasowych między dwiema datami pomiarów.
    9. Oblicz stratę amoniaku (kg N/ha) w odstępie między dwoma pomiarami DTM, mnożąc średni strumień (kg N/(ha*h), 4.1.8) przez czas trwania tego odstępu (h).
    10. Oblicz skumulowaną całkowitą stratę dla konkretnej działki, sumując wszystkie wartości strat amoniaku (patrz 4.1.9) uzyskane podczas kampanii pomiarowej.
  2. Obliczanie strumieni z pasywnych próbników:
    1. Odrzuć wartości w przypadku utraty roztworu wskutek rozlania; w takim przypadku całą pole doświadczalną można usunąć z danych. Sprawdź, czy lukę w danych można uzupełnić, na przykład wartościami średnimi z powtórzeń na innych polach w tym samym przedziale próbkowania.
    2. Wyznacz objętość roztworu: od masy fiolki z roztworem próbki odejmij masę fiolki (patrz krok 2.4), przyjmując gęstość 1,0 g/ml.
    3. Pomiar NH34+ stężenia w roztworach próbek przy użyciu elektrody selektywnej do jonów amonu zgodnie z instrukcjami producenta.
    4. Jeśli objętość próbki odbiega od objętości standardowej, należy skorygować stężenie: skorygowane ppm [mg NH4+-N/L] = zmierzona wartość ppm * pomiar objętości [x ml]/ objętość domyślna [20 ml]
    5. Od każdego odczytu z pól badawczych dla każdego interwału próbkowania odjąć średnie stężenie uzyskane z pól kontrolnych. W przypadku uzyskania wartości ujemnych przyjąć wartość 0.
    6. Zsumuj wartości objętości oraz skorygowane wartości ppm dla wszystkich interwałów pomiarowych uzyskanych z jednej działki w ramach kampanii pomiarowej, aby obliczyć stężenie skumulowane.
    7. Usuń NH wykazujące silne odchylenie dodatnie3 wartości emisji z zestawu danych, jeśli można zidentyfikować przyczynę błędu. Należy zidentyfikować wartości odstające, biorąc pod uwagę kierunek wiatru podczas pobierania próbek, ponieważ działki wykazujące silne odchylenia od pozostałych powtórzeń są prawdopodobnie pod wpływem amoniaku przenoszonego przez wiatr z położonych powyżej działek o wysokiej emisji.
  3. Oblicz straty ilościowe z poletek wyposażonych w pasywne próbniki poprzez zastosowanie współczynnika przeniesienia.
    1. Współczynnik transferu (kg N/(ha*ppm)) wyznacza się poprzez podzielenie końcowej skumulowanej ilościowej straty DTM (4.1.10) przez skumulowany pobór amoniaku przez próbniki (4.2.6) (Równanie 4). Na przykład: DTMkońcowy10 kg N ha⁻¹-1Próbnikskumulowany: 20 ppm [mg N/L]→współczynnik przeniesienia = 0,5 kg N/(ha ppm): 1 ppm zaabsorbowanego NH3 odpowiada 0,5 kg/ha emitowanego NH33-N)
    2. Pomnóż wartości ppm wszystkich pomiarów pasywnych przez współczynnik transferu, aby uzyskać ilościowe emisje ze wszystkich działek badawczych.
    3. Oblicz tempo strat dla interwału pomiarowego, mnożąc odczyt ppm dla interwału próbkowania przez współczynnik przeniesienia, a następnie dzieląc wynik przez czas trwania interwału próbkowania. Na przykład (pobór przez próbnik 12 ppm po 6 h): 0,5 kg N ha-1 ppm-1 * 12 ppm /6 godz. = 1 kg N ha-1-1 godz.-1.

Dostęp ograniczony. Zaloguj się lub rozpocznij wersję próbną, aby wyświetlić tę treść.

Wyniki

W 2014 roku w centralnej Danii przeprowadzono badanie polowe w celu przetestowania wpływu kilku metod ograniczania emisji amoniaku po aplikacji gnojowicy bydlęcej: wymieszania za pomocą bron rotacyjnej, aplikacji gnojowicy zakwaszonej oraz iniekcji szczelinowej (wprowadzania gnojowicy do gleby z późniejszym przykryciem warstwą ziemi). Jako porównanie z techniką aplikacji o wysokiej emisji, a w szczególności w celu prawidłowego zastosowania metody komory, uwzględniono również aplikację gnojowicy za pomocą węży wlekowych. W badaniu ujęto łączn...

Dostęp ograniczony. Zaloguj się lub rozpocznij wersję próbną, aby wyświetlić tę treść.

Dyskusja

Wykazano, że proponowana metoda może być wykorzystana do porównania emisji amoniaku z różnych zabiegów nawozowych w powtórzonych próbach polowych oraz do wykorzystania uzyskanych statystycznie istotnych informacji z tych pomiarów do poprawy zarządzania nawozami N. Wielkość emisji uzyskana przy użyciu tego podejścia została potwierdzona we wcześniejszych badaniach przez porównanie z pomiarami mikrometeorologicznymi13,15,16. W niniejszej pracy ilościowa trafność tego podejścia została pośrednio wykazana przez śc...

Dostęp ograniczony. Zaloguj się lub rozpocznij wersję próbną, aby wyświetlić tę treść.

Oświadczenia

Autor oświadcza, że nie ma konkurencyjnych interesów finansowych.

Podziękowania

Autor jest wdzięczny Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirkowi Niekischowi, Dr. Robertowi Quakernackowi, Dr. Kang Ni za ich wysiłek włożony w rozwój i dalszy rozwój tego podejścia. Wielkie podziękowania należą się również technikom terenowym Doris Ziermann i Jun Yang. Dochodzenia były wspierane przez Deutsche Forschungsgemeinschaft, kraj związkowy Szlezwik-Holsztyn, dotacje EFRE Unii Europejskiej oraz SKW Piesteritz corp., jak szczegółowo wskazano w cytowanych publikacjach.

Dostęp ograniczony. Zaloguj się lub rozpocznij wersję próbną, aby wyświetlić tę treść.

Materiały

Lista materiałów użytych w tym artykule
NazwaFirmaNumer katalogowyKomentarze
stal nierdzewna Drä komora ger + pierścienie gleboweFa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kilonia, Niemcybez numerów
dachów i pręta ze stali nierdzewnej do próbnika pasywnegoFa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kilonia, Niemcybez numeru
elektrody amoniakalnej + ławkaThermo scientificCat. Nr 9512BNWP lub 951201
roztwór do napełniania elektrody amoniakalnejThermo scientificCat. Nr 951202
Wzorce kalibracyjne amoniaku; 0,1  M norma chlorku amoniakuThermo scientificCat. Nr 951006 
Drä PompyDräeger Safety AG& Co Kg
Drä RuryDräeger Safety AG& Co Kgtypy: 0,25/a; 2/a; 5/a
kwasoodporne butelki do pobierania próbek pasywnych (butelka Azlon, HDPE)Dunn Labortechnik GmbHCat.No.: BGE230P
małe fiolki (butelki scyntylacyjne PE 60 mm x 27  mm)dowolna
laboratoryjnego 7 mm x 1  mm WDGdowolne łączniki do sklepu
PP Y-Form 6-7 mmdowolny sklep
rurka PTFE do sklepu laboratoryjnego laboratoryjny

Bibliografia

  1. Erisman, J. W., Bleeker, A., Hensen, A., Vermeulen, A. Agricultural air quality in Europe and the future perspectives. Atmos. Environ. 42, 3209-3217 (2008).
  2. Bremner, J. M. Recent research on problems in the use of urea as a nitrogen fertilizer. Fert. Res. 42, 321-329 (1995).
  3. Sutton, M. A., Oenema, O., Erisman, J. W., Leip, A., van Grinsven, H., Winiwarter, W. Too much of a good thing. Nature. 472, 159-161 (2011).
  4. Production and International Trade statistics. , IFA (International Fertilizer Industry Association). Paris, France. Available from: http://www.fertilizer.org/En/Statistics/PIT_Excel_Files.aspx (2014).
  5. Glibert, P. M., Harrison, J., Heil, C., Seitzinger, S. Escalating worldwide use of urea - a global change contributing to coastal eutrophication. Biogeochemistry. 77, 441-463 (2006).
  6. Sommer, S. G., Schjoerring, J. K., Denmead, O. T. Ammonia emission from mineral fertilizers and fertilized crops. Adv. Agron. 82, 557-622 (2004).
  7. Jensen, L. S., et al. Benefits of nitrogen for food, fibre and industrial production. The European Nitrogen Assessment. Sutton, M. A., et al. , Cambridge University Press. Cambridge, UK. (2011).
  8. Sommer, S. G., Hutchings, N. J. Ammonia emission from field applied manure and its reduction - invited paper. Eur. J. Agron. 15, 1-15 (2001).
  9. Shah, S. B., Westerman, P. W., Arogo, J. Measuring ammonia concentrations and emissions from agricultural land and liquid surfaces: A review. J. Air Waste Manage. 56, 945-960 (2006).
  10. Loubet, B., Cellier, P., Flura, D., Genermont, S. An evaluation of the wind-tunnel technique for estimating ammonia volatilization from land: Part 1. Analysis and improvement of accuracy. J. Agr. Eng. Res. 72, 71-81 (1999).
  11. Vandré, R., Kaupenjohann, M. In Situ Measurements of Ammonia Emissions from Organic Fertilizers in Plot Experiments. Soil Sci. Soc. Am. J. 62, 467-473 (1998).
  12. Roelcke, M., Li, S. X., Tian, X. H., Gao, Y. J., Richter, J. In situ comparisons of ammonia volatilization from N fertilizers in Chinese loess soils. Nutr. Cycling Agroecosyst. 62 (1), 73-88 (2002).
  13. Pacholski, A., et al. Calibration of a simple method for determining ammonia volatilization in the field - comparative measurements in Henan Province, China. Nutr. Cycling Agroecosyst. 74, 259-273 (2006).
  14. Flesch, T. K., Harper, L. A., Powell, J. M., Wilson, J. D. Inverse-dispersion calculation of ammonia emissions from Wisconsin dairy farms. Trans. ASABE. 52, 253-265 (2009).
  15. Gericke, D., Pacholski, A., Kage, H. Measurement of ammonia emissions in multi-plot field experiments. Biosystems Eng. 108 (2), 164-173 (2011).
  16. Quakernack, R., Pacholski, A., Techow, A., Herrmann, A., Taube, F., Kage, H. Ammonia volatilization and yield response after application of biogas residues to energy crops in a coastal marsh of Northern Germany. Agric., Ecosyst. Environ. 160, 66-74 (2012).
  17. Ni, K., Pacholski, A., Gericke, D., Kage, H. Measurement duration required for determining total ammonia losses after field application of slurries by trail hoses. J. Agr. Sci. 151 (1), 34-43 (2013).
  18. von Bobrutzki, K., et al. Field inter-comparison of eleven atmospheric ammonia measurement techniques. Atmos. Meas. Tech. 3, 91-112 (2010).
  19. Ni, K., Pacholski, A., Kage, H. Ammonia volatilization after application of urea to winter wheat over 3 years affected by novel urease and nitrification inhibitors. Agric. Ecosyst. Environ. 197, 184-194 (2014).
  20. Sintermann, J., et al. Are ammonia emissions from field-applied slurry substantially over-estimated in European emission inventories. Biogeosciences. 9, 1611-1632 (2012).
  21. Mannheim, T., Braschkat, J., Marschner, H. Measurement of ammonia emission after liquid manure application. 2. Comparison of the wind tunnel and the IHF method under field conditions. J. Plant Nutr. Soil Sci. 158, 215-219 (1995).
  22. Puchalski, M. A., et al. Passive ammonia monitoring in the United States: Comparing three different sampling devices. Environ. Monit. 13 (11), 3156-3167 (2011).
  23. Tang, Y. S., Cape, J. N., Sutton, M. A. Development and types of passive samplers for monitoring atmospheric NO2 and NH3 concentrations. ScientificWorldJournal. 1, 513-529 (2001).

Dostęp ograniczony. Zaloguj się lub rozpocznij wersję próbną, aby wyświetlić tę treść.

Przedruki i uprawnienia

Tagi

Emisje amoniakuilo ciowe oznaczanie NH3pr by wielkopolowewsp czynnik przeniesieniapier cienie glebowefiolki z kwaseminhibitory ureazy
Skalibrowane próbkowanie pasywne - wielopowierzchniowe pomiary terenowe emisji NH3 z kombinacją dynamicznej metody rurkowej i próbników pasywnych
Skontaktuj się z nami
Poleć bibliotece

Prywatność

Warunki Korzystania

Zasady

Copyright © 2026 MyJoVE Corporation. Wszelkie prawa zastrzeżone.