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

Summary

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.

Abstract

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 emisją_NH3 ze stosowania nawozów organicznych i mineralnych. Niemniej jednak badania związane z emisjami_NH3 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.

Introduction

Amoniak (NH₃) jest jedynym śladowym gazem atmosferycznym emitowanym głównie (90%) ze źródeł rolniczych w UE. Chociaż rolnictwo jest również głównym źródłem (>50% emisji w UE), przyczynia się ono jedynie do około ~5% całkowitych antropogenicznych emisji gazów cieplarnianych w UE-15. Z kolei emisje NH₃ w rolnictwie są odpowiedzialne za około 45% eutrofizacji spowodowanej emisjami, 31% zakwaszenia i 12% tworzenia się drobnego pyłu w UE-15¹. Utrata azotu (N) w wyniku emisji NH₃ ma nie tylko szkodliwy wpływ na ekosystemy i zdrowie ludzi, ale także stanowi stratę ekonomiczną dla rolników². Nawóz azotowy jest niezbędny dla wysokiego wskaźnika produkcji żywności dostarczanej przez nowoczesne rolnictwo. Oprócz szkód wyrządzonych środowisku naturalnemu, emisje_NH3 oznaczają zatem znaczne straty składników odżywczych, ponieważ NH₃ pochodzi z nawozu amonowego, a także z azotanów, kluczowych mineralnych gatunków azotu bezpośrednio dostępnych dla rośliny, regulujących procesy wzrostu upraw i plonowania. Stosowanie nawozów azotowych przynosi rolnikom w UE 20–80 mld euro zysku rocznie, ale z kolei oszacowano, że NH₃ uwalniany do powietrza z rolnictwa powoduje szkody w UE o wartości ~50 mld euro rocznie³. W związku z tym redukcja emisji_NH3 jest niezbędna zarówno dla zmniejszenia skutków środowiskowych, jak i zwiększenia efektywności stosowanego azotu.

W rolnictwie NH₃ jest głównie emitowany z pomieszczeń dla zwierząt, przechowywania i zarządzania obornikiem (gnojowica, pofermenty beztlenowe (AD), obornika stałego) oraz stosowania obornika na polu. Skłonność do wydzielania_NH3 różni się w zależności od składu obornika, np. zawartości suchej masy i pH obornika. W pewnym stopniu do emisji NH₃ przyczyniają się również syntetyczne nawozy azotowe na bazie amonu i amonów, takie jak mocznik i fosforan dwuamonowy. Chociaż wapienny azotan amonu (CAN) jest głównym nawozem azotowym w wielu krajach europejskich, stosowanie granulowanego mocznika wzrosło i w 2012 r. było drugim po CAN nawozie w Europie Środkowej i Zachodniej⁴ . Mocznik jest szczególnie popularny w krajach rozwijających się ze względu na swoje zalety związane z wysoką zawartością azotu, bezpieczeństwem i łatwym transportem oraz jest najważniejszym na świecie syntetycznym nawozem azotowym⁵. Jednak wzrost pH i stężeń_NH4⁺ w glebie wynikający z hydrolizy mocznika może skutkować wysokimi emisjami_NH3. Może to powodować niską efektywność wykorzystania azotu, zwłaszcza w glebach zasadowych lub glebach o niskiej zdolności sorpcyjnej, co ogranicza stosowanie nawozów mocznikowych w Europie^6,7.

W ostatnich dziesięcioleciach przeprowadzono wiele badań nad emisją NH₃ z nawozów organicznych i mineralnych oraz pomieszczeń inwentarskich^{6, 8}. Niemniej jednak badania związane z emisją_NH3 po zastosowaniu nawozów emitujących amoniak są nadal ograniczone. Dotyczy to w szczególności zależności między emisjami amoniaku, rodzajem stosowanego nawozu, warunkami terenowymi i wzrostem upraw. W idealnych warunkach wymaga to powtórzeń badań polowych ze względu na zmienną reakcję upraw na zabiegi, które można zwalidować tylko w ramach projektu doświadczalnego, w tym replikacji polowej do celów badań statystycznych.

Straty amoniaku powinny być zatem również określane w powtórzonych wielopowierzchniowych próbach polowych⁹, ale dominujące metody utraty amoniaku dające ilościowe emisje (np. kg N/(ha*h)) wymagają dużych obszarów terenowych (metody mikrometeorologiczne), drogiego sprzętu (tunele aerodynamiczne) lub zasilania elektrycznego w terenie, co utrudnia lub uniemożliwia ich zastosowanie w powtórzonych próbach polowych. Ponadto krytykowano konkretne ustawienia tuneli aerodynamicznych w odniesieniu do dokładności uzyskiwanych wartości emisji¹⁰. W związku z tym istnieje duże zapotrzebowanie na metodę utraty amoniaku w celu określenia emisji amoniaku w powtórzonych próbach terenowych. Metoda ta może być wykorzystana do ulepszenia środków rolniczych w celu zmniejszenia emisji amoniaku w oparciu o statystycznie potwierdzone skutki warunków terenowych, rodzaju nawozów, metod stosowania i rozwoju upraw.

Podstawową ideą nowej metodologii, skalibrowanego pasywnego próbkowania, jest połączenie prostej, półilościowej metody pomiarowej dla pomiaru na wielu powierzchniach, z metodą ilościową poprzez jednoczesne pomiary obiema metodami na kilku powierzchniach. Próbniki pasywne zmodyfikowane w porównaniu z projektem w pierwotnej publikacji¹¹ są stosowane jako półilościowa metoda pomiarowa. Dynamiczna metoda probówkowa (DTM)¹², skalibrowana metoda dynamicznej komory, jest stosowana w celu uzyskania współczynnika przenoszenia, który przekształca półilościowe straty próbnika pasywnego na straty ilościowe (kg N ^ha-1). Ze względu na niski współczynnik wymiany powietrza w układzie komór, nieskalibrowane emisje uzyskane z DTM są o około jeden rząd wielkości niższe niż emisje rzeczywiste. Problem ten został jednak rozwiązany dzięki równaniu kalibracyjnemu, które koryguje strumienie w komorze w zależności od warunków wiatru in-situ¹³. Te równania kalibracyjne mogą być stosowane tylko wtedy, gdy komory mają taką samą wewnętrzną objętość i konstrukcję przestrzeni nad głową, jak te używane w próbach kalibracyjnych. Komory mogą być bezpośrednio wprowadzane do gleby lub umieszczane na pierścieniach glebowych. Te ostatnie zapobiegają nadmiernemu naruszaniu gleby i pozwalają na niemal szczelne wprowadzenie komór na gęste murawy lub zagęszczoną trawę. Co więcej, dokładna ilość badanego nawozu może być aplikowana wewnątrz pierścieni glebowych. Jednak grudki gleby na pierścieniach glebowych mogą również pociągać za sobą zaciskanie między komorą a pierścieniem glebowym.

Rysunek 1: Jednoczesny pomiar za pomocą próbników pasywnych i metody komorowej (DTM) na wykresie terenowym. Próbnik pasywny znajduje się w środku kwadratowej działki na wysokości 0,15 m nad glebą/baldachimem. Pomiary za pomocą NMT wykonuje się w co najmniej 2 miejscach na powierzchni w danym dniu pomiaru. Obszary przeznaczone do odłowu nie powinny być objęte pomiarami w komorze i za pomocą próbnika pasywnego.

Aby obliczyć współczynniki transferu, pomiary są przeprowadzane jednocześnie na niewielkiej liczbie wykresów za pomocą obu metod (Rysunek 1). Ważne jest, aby były one stosowane z tym samym całkowitym czasem trwania pomiaru i aby pomiary były wykonywane w tym samym czasie (w ciągu 1 godziny). Zasada ułatwiająca stosowanie współczynnika przenoszenia dla wielu powierzchni opiera się na fakcie, że próbniki bierne umieszczone na jednorodnym polu doświadczalnym, z zachowaniem odpowiedniej odległości od przeszkód zakłócających pole wiatru, takich jak żywopłoty, budynki itp. (co najmniej 10-krotność, a najlepiej 20-krotność wysokości przeszkody)¹⁴, mają taką samą NH3 zachowanie absorpcyjne w identycznych warunkach środowiskowych. Tak więc, na przykład, o 50% niższa emisja na powierzchni bezpośrednio przełożyłaby się na 50% mniejszy pobór amoniaku przez roztwór próbny. W związku z tym współczynnik przenoszenia stosowany do skalowania wartości pułapek kwasowych na pojedynczym wykresie może być użyty do skalowania wartości wszystkich pułapek kwasowych użytych w tym samym badaniu terenowym. Ze względu na wpływ zmiennych warunków środowiskowych (temperatura, prędkość wiatru, chropowatość powierzchni) na skuteczność absorpcji amoniaku przez próbniki pasywne¹¹, współczynnik przenoszenia należy wyznaczyć odpowiednio dla każdej kampanii pomiarowej.

Ogólne cechy dwóch zastosowanych metod i wymaganego projektu prób terenowych obejmują 4 dynamiczne komory umieszczone na glebie połączone rurkami z politetrafluoroetylenu (PTFE) i wentylowane przez pompę miechową (DTM), pasywne próbniki i duże kwadratowe poletka doświadczalne z dużymi przestrzeniami buforowymi dla zmniejszenia wpływu dryfu NH₃ między powierzchniami na pomiar emisji na rzeczywistej powierzchni

.

Pasywne próbniki są wypełnione rozcieńczonym kwasem siarkowym (0,05 M H₂SO₄) i umieszczane w środku poletek. Roztwór w próbnikach pasywnych w sposób ciągły absorbuje amoniak i jest regularnie wymieniany w zależności od oczekiwanej intensywności emisji. Jednocześnie strumienie NH₃ są mierzone za pomocą DTM na dwóch powierzchniach zabiegowych i wykresie kontrolnym w określonych punktach w czasie. W przeciwieństwie do tuneli aerodynamicznych, obie metody połączone w skalibrowane pobieranie próbek pasywnych mają jedynie bardzo ograniczony wpływ na wilgotność gleby, temperaturę gleby i opady, co może bardzo silnie wpływać na straty emisji amoniaku^6,8. O ile próbniki pasywne montowane są 0,15 m nad powierzchnią gleby i koron drzew, o tyle bez wpływu na te zmienne, o tyle pomiary z komorami DTM trwają tylko około 5 minut, redukując do minimum potencjalne efekty komory.

Dokładne wyniki dla stężeń NH₄⁺ w roztworze do pobierania próbek można uzyskać poprzez pomiary za pomocą elektrod wrażliwych na amon. Pomiary za pomocą automatycznych analizatorów o ciągłym przepływie mogą być problematyczne, ponieważ reakcja barwna wrażliwa na pH stosowana w tych urządzeniach może być utrudniona przez kwaśne pH roztworu do pobierania próbek, a stosowane chemikalia wymagają modyfikacji. Stężenia NH₃ w powietrzu przepuszczanym przez system komór DTM są natychmiast mierzone za pomocą rurek wskaźnikowych. Zmierzone stężenia NH₃ są zapisywane w karcie katalogowej po każdym pomiarze.

Dla DTM, strumienie NH₃ (mg N/(m² *h)) są obliczane na podstawie zmierzonych stężeń NH₃ i natężenia przepływu powietrza przez system 4-komorowy oraz obszaru objętego komorami (Równanie 1, paragraf 2.5.1). Wynikowe nieskalibrowane strumienie (które zaniżają rzeczywiste emisje) są skalowane do strat ilościowych za pomocą równania kalibracyjnego (równanie 2 i 3, zob. pkt 2.5.1). Skalowane skumulowane ubytki NH₃ (kg N/ha) NMT oblicza się, uśredniając strumienie między dwoma kolejnymi datami pomiaru, mnożąc ten średni strumień przez czas trwania każdego przedziału i sumując wszystkie straty ze wszystkich przedziałów pomiarowych w kampanii pomiarowej. Skumulowane jakościowe straty NH₃ (suma ppm) z próbników pasywnych oblicza się poprzez zsumowanie zebranych stężeń NH ⁴⁺ (ppm) na powierzchni w ramach kampanii eksperymentalnej. Jest to wykonalne, ponieważ przy identycznych temperaturach objętości i pomiaru, wartości ppm bezpośrednio przekładają się na wychwycone ilości amoniaku. W celu przekształcenia tych strat jakościowych w straty ilościowe, współczynnik przenoszenia (kg N/(ha *ppm)) wyznacza się poprzez odniesienie skumulowanego ubytku końcowego DTM (kg N ^ha-1) do całkowitej sumy stężeń w próbnikach zmierzonych na tych samych powierzchniach. Ten współczynnik przenoszenia jest następnie wykorzystywany do przeliczania półilościowych emisji z biernego pobierania próbek na strumienie ilościowe (np. kg N/ha) poprzez pomnożenie skumulowanych stężeń przez współczynnik przenoszenia.

Utrata wody z kolektorów przez parowanie nie wpływa na zdolność absorpcji, ale musi być później skorygowana do analizy danych. Rozlewania się roztworu w wyniku silnych wiatrów nie zaobserwowano nawet na przybrzeżnych bagnach północnych Niemiec. Decydujące znaczenie dla pomyślnego zastosowania tego podejścia ma identyczna konstrukcja wszystkich próbników pasywnych stosowanych w terenie, w tym identyczne położenie i wysokość umieszczenia na poletku. W przeszłości z powodzeniem zastosowano kilka konstrukcji próbników pasywnych. Niniejszy artykuł sugeruje jedną konkretną konstrukcję, która okazała się niezawodna i łatwa w obsłudze w pomiarach terenowych. Przedstawione podejście zostało gruntownie przetestowane w porównaniu ze standardowymi metodami strat amoniaku (metodami mikrometeorologicznymi) w około 15 próbach terenowych, potwierdzając ilościową zasadność procedury^15,16 i bezstronne odwzorowanie dynamiki emisji¹⁷. Współczynnik determinacji (r²) skalibrowanych strumieni w porównaniu z pomiarami mikrometeorologicznymi w badaniu kalibracyjnym¹³ wynosił 0,84, co jest dość podobne do współczynnika uzyskanego przez porównanie czujników amoniaku dla zmierzonych stężeń amoniaku w atmosferze w niedawnym badaniu¹⁸. Względny błąd średniokwadratowy skumulowanych strat amoniaku wynosił 17%, również dość zbliżony do wartości uzyskanych w innych badaniach porównujących pomiary mikrometeorologiczne¹³. W drugiej walidacji, w której proponowaną metodę porównano z pomiarami mikrometeorologicznymi emisji amoniaku z zawiesin organicznych (5 oddzielnych prób), uzyskano r² 0,96 (nachylenie krzywej ≈ 1) i względny błąd średniokwadratowy wynoszący 5% dla końcowych skumulowanych emisji amoniaku¹⁵. 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/s na wysokości 2 m, ponieważ metoda komorowa została zwalidowana tylko w tych warunkach ^13,15,16.

Kampania pomiarowa jest zdefiniowana jako eksperyment testujący emisję amoniaku po zastosowaniu nawozów na kilku poletkach, trwający przez kilka dni, do tygodni. Każda kampania pomiarowa na powierzchni składa się z kilku kolejnych interwałów pobierania próbek (próbnik pasywny) lub dat pomiarów (NMT). Interwał pobierania próbek definiuje się jako sekwencyjny czas trwania absorbancji emitowanego amoniaku przez roztwór do pobierania próbek. Datę pomiaru definiuje się jako sekwencyjny punkt w czasie, w którym wykonywane są pomiary NMT na różnych wykresach wykorzystywanych do wyprowadzenia współczynnika transferu.

Protocol

1. Projekt eksperymentalny i ogólne instrukcje operacyjne

1. Aby uniknąć wpływu nierównomiernego rozprowadzania nawozów na emisje amoniaku, należy stosować stosunkowo duże powierzchnie (12 m x 12 m lub 9 m x 9 m) w porównaniu z rozmiarami zwykle stosowanymi w powtórzonych badaniach polowych (np. 3 m x 8 m). Należy używać kwadratowych kształtów wykresów, aby uniknąć wpływu zmieniających się kierunków wiatru na pobieranie amoniaku przez próbniki. Zmniejszyć dryft NH₃ z jednej powierzchni na drugą do akceptowalnego stopnia, utrzymując obszar buforowy o wielkości 1 powierzchni między powierzchniami.

Rysunek 2: Optymalny projekt eksperymentalny dla wielopowierzchniowych pomiarów ubytków amoniaku za pomocą próbników pasywnych. Stosować stosunkowo duże (12 m x 12 m; 9 m x 9 m) kwadratowe powierzchnie zabiegowe oddzielone z każdej strony niepoddanymi działaniu środka powierzchniami ochronnymi. Aby uniknąć wpływu koron drzew na emisje NH₃, poletka buforowe mogą być nawożone bezemisyjnymi nawozami azotanowymi.

2. Dodaj poletka kontrolne bez nawożenia rozłożone między poletkami zabiegowymi.
3. Każdej powierzchni należy nadać numer lub kod w celu łatwej identyfikacji powierzchni i próbek.
4. Na poletkach doświadczalnych o zawartości od 50 do 150 kg azotu amonowego (amonowego + mocznikowego) azotu (N) na ha, należy stosować organiczny lub syntetyczny nawóz azotowy, tak jak to miało miejsce we wcześniejszych badaniach^15,16,19.
   Uwaga: Ilość nawozu może się różnić w zależności od celów eksperymentalnych.
5. Wybrać dwie poletka zabiegowe i jedną poletko kontrolne do jednoczesnego pomiaru metodą DTM i próbnikiem pasywnym. Wybrano poletka uzdatniania wody o przypuszczalnie wysokich emisjach (na podstawie doświadczenia lub literatury) dających silny sygnał pomiarowy.
6. W przypadku nierównomiernego pionowego lub bocznego rozprowadzania nawozów należy ustawić co najmniej dwie dodatkowe powierzchnie z równomiernie rozłożonymi nawozami za pomocą maszyn do prób polowych lub dokładnym wężem szlakowym lub rozsiewem powierzchniowym (zmiana azotu zastosowana między powtórzonymi powierzchniami ~10%), jeśli występuje nierównomierny pionowy lub boczny rozkład nawozów. Należy pamiętać, że nierównomierne rozprowadzenie nawozu następuje zwykle po zastosowaniu gnojowicy poprzez aplikację węża szlakowego, wtryskiwanie nawozu i gnojowicy lub stosowanie nawozów granulowanych za pomocą nieskalibrowanych rozsiewaczy praktycznych.
   1. Na tych dodatkowych powierzchniach należy wykonywać równoczesne pomiary za pomocą próbników pasywnych i NMT. Wyniki z tych wykresów służą do wyznaczenia współczynnika transferu. Sprawdź ilość zastosowanego nawozu, ważąc zbiornik gnojowicy lub maszynę do aplikacji przed i po aplikacji.
7. Rejestrować następujące zmienne środowiskowe w terenie za pomocą stacji meteorologicznej in situ, rejestrując dane w odstępach 10 minut, aby obliczyć surowe i skorygowane wskaźniki strat NH₃ NMT za pomocą równań 1-3 (patrz plik kodu uzupełniającego) oraz w celu wyeliminowania błędów w pomiarach wykresu:
   1. Rekordowa temperatura powietrza (1 m wysokości)
   2. Rekordowe ciśnienie atmosferyczne (hPa)
   3. Rekordowa prędkość wiatru na wysokości 2 m z wysokimi zadaszeniami, a także na wysokości 0,2 m (m/s)
   4. Zapisz kierunek wiatru.
      Uwaga: W celu ułatwienia obsługi zaleca się, aby przy aplikacji nawozu (data pierwszego pomiaru) i instalacji próbników (jedna osoba w przypadku dynamicznej metody komorowej, dwie osoby w przypadku instalacji próbników pasywnych i wymiany roztworu kwasu) pozostały trzy osoby. W późniejszych terminach pomiarów zaleca się dwie osoby (jeden próbnik pasywny, jedna komora dynamiczna); Jednak w przypadku małych numerów działek (<10) możliwe jest wykonanie wszystkich zadań przez jedną osobę.

2. Przygotowania przed wyjściem na pole

1. Przygotuj się do pomiaru za pomocą DTM, wykonując następujące czynności:
   1. Zmontować i spakować system komór (rysunki 3 i 4) składający się z elementów podanych w tabeli 1. Przeciągnij rurkę PTFE (długość 0,3 m) przez krótszą rurkę miedzianą każdej komory i połącz odpowiednio dwie rurki PTFE za pomocą łącznika Y. Połącz każde z dwóch złączy Y z innym łącznikiem PTFE (0,3 m) i połącz oba za pomocą innego łącznika Y. Umieść końcówkę rurki PTFE (0.3 m) na jednym końcu najwyższego złącza.
   2. Zestaw pomp ręcznych lub automatycznych (Rysunek 4) do wentylacji systemu. Zawsze pakuj pompę ręczną w teren w celu przepłukania systemu powietrzem o niskim stężeniu NH₃ (krok 3.4.2). Uwaga: Należy stosować oryginalne pompy producenta, ponieważ kinetyka reakcji w rurce wskaźnikowej jest ściśle związana ze strumieniem powietrza wytwarzanym przez pompy. W przypadku zastosowania pompy automatycznej nie wymaga ona dodatkowych pomiarów stoperem podczas pomiarów strumienia.
   3. Jeśli pompka automatyczna nie jest używana, przed lub po wykonaniu pomiarów, sprawdź czas trwania pojedynczego skoku pompy ręcznej. W tym celu należy pompować z otwartą, włożoną rurką wskaźnikową (odcięta/złamana głowica rurki) i mierząc czas do 10 uderzeń stoperem (wartości z przeszłości: 4,5 sekundy/skok dla rurek 0,25/a i 5/a; 7 sekund/skok dla rurki 2/a).
   4. Naładuj baterię automatycznego dozownika z pompką na dzień przed rozpoczęciem eksperymentów.
      Uwaga: Rozładowane akumulatory mogą prowadzić do znacznie wolniejszego tempa pompowania.
   5. Przygotuj schowek z arkuszami do monitorowania pomiarów DTM (wykres lub zabieg, data, godzina, probówki, liczba uderzeń, stężenie i czas trwania pomiaru, jeśli nie są używane dozowniki z pompką).
   6. Przygotować jedno pudełko z probówkami wskaźnikowymi (10 probówek z każdego zakresu stężeń; Tabela 2) do zabrania w teren, aby być przygotowanym na różne intensywności strumienia amoniaku (rysunek 4).

Rysunek 3: Ustawienie i zastosowanie komory dynamicznej metodą dynamicznej rury (DTM). Każdy system składa się z 4 komór połączonych rurkami PTFE, króćce redukcyjne służą do połączenia wszystkich komór z jedną pompą. Powietrze jest zasysane przez miedzianą rurkę perforowaną na dolnym końcu i uszczelnioną na samym dole, przepuszczane przez glebę i zasysane na górze stożkowej objętości wewnętrznej do innej miedzianej rurki. Powietrze, które przeszło przez system, jest następnie kierowane rurką PTFE do rurki wskaźnikowej w celu określenia stężenia amoniaku.

Rysunek 4: Rurki wskaźnikowe z dozownikiem pompki i pompką ręczną. Prawa strona: pompa ręczna (licznik skoków, okienko do sterowania pompą z białą plamką) z używaną rurką wskaźnikową; Lewa strona: dozownik pompy (wyświetlacz kontrolny, przyciski sterujące) i nowa rurka wskaźnikowa (0,25-3 ppm). Oryginalne wypełnienie rurki wskaźnikowej ma żółty kolor. Reakcja z amoniakiem powoduje zmianę koloru na fioletowy, front barwny ulega przemieszczeniu w obrębie skali. Wartości stężenia amoniaku uzyskuje się poprzez odczyt skali.

Nie. Elementy systemu rurowego Dräger 1 4 komory pomiarowe ze stali nierdzewnej (rysunek 3) cyfra arabska 7 odcinków rurki teflonowej (7 mm x 6 mm; długość 0,3 m każdy); wymieniać w przypadku silnych zagięć 3 3 łączniki Y (PP) 4 Opcjonalnie: pierścień glebowy, stal nierdzewna (szczególnie zalecany do pomiarów na użytkach zielonych) 5 Pompa ręczna (Rysunek 4) 6 Rurki wskaźnikowe (1 pudełko zawiera 10 probówek) (Rysunek 4) 7 Opcjonalnie: dozownik z pompką (Rysunek 4) 8 Opcjonalnie: stoper, gdy do pomiarów używana jest pompka ręczna

Tabela 1: Probówki wskaźnikowe (zakresy stężeń) używane do pomiarów ubytków amoniaku.

rura Zakres stężeń (objętość ppm; μl/l) Domyślna liczba uderzeń komentarz Amoniak 0,25/a 0,25 – 3 10 Najniższe wykrywalne stężenie (ok. 0,05 objętości-ppm) można zmierzyć, zwiększając liczbę uderzeń do maksymalnie 50 uderzeń Amoniak 2/a 2 – 30 Okrążeń 5 Amoniak 5/a 5 – 70 (600 1 suw) 10

Tabela 2: Elementy potrzebne do skonfigurowania systemu pomiarowego metodą dynamicznego pomiaru metodą probówki.

2. Przygotuj się do pasywnego pomiaru za pomocą próbnika, wykonując następujące czynności:
   1. Ustawić próbnik pasywny z elementami podanymi w tabeli 3, jak pokazano na rys. 5 i przygotować dodatkowe urządzenia do pomiarów w terenie (tabela 3).
   2. Obliczyć liczbę fiolek (= liczbę próbek) dla całej kampanii pomiarowej.
   3. Załóżmy, że po zastosowaniu obornika na poletko znajduje się około 8 fiolek (tj. roztwór jest wymieniany 7 razy) i wyższe liczby w przypadku syntetycznych nawozów azotowych, w zależności od specyficznego rozpuszczania nawozu i zachowania emisji. Pomnóż liczbę próbek przez liczbę powierzchni, aby obliczyć całkowitą liczbę próbek (całkowita liczba = liczba powierzchni x liczba okresów pobierania próbek). Dołącz 10 dodatkowych fiolek na wypadek rozlania.
   4. Obliczyć całkowitą wymaganą objętość roztworu, mnożąc całkowitą liczbę próbek przez 0,02 l roztworu o stężeniu 0,05 M H₂SO₄ .
   5. Przygotować całkowitą objętość roztworu 0,05 M_{H 2SO4} przez dodanie 9,8 g stężonego kwasu siarkowego (98%) na litr wody destylowanej.
      WAŻNE: Najpierw dodaj wodę, a następnie stężony kwas siarkowy i załóż okulary ochronne.
   6. Zważyć każdą pustą fiolkę z pokrywką przed napełnieniem roztworem kwasu lub użyć kilku fiolek (np. 10) i obliczyć średnią masę fiolek oraz zanotować wyniki.
   7. Napełnić wszystkie małe fiolki 0,02 l 0,05 M H₂SO₄, np. za pomocą dozownika typu butelkowego.
   8. Oznaczyć fiolki, zarówno butelkę, jak i wieczko, wodoodpornym tuszem, numerem próby, numerem działki i kolejnością roztworów próbnika w sekwencji pomiarowej, np. B1 P1 T2 (próba jęczmienna 1, działka 1, 2 roztwór: roztwór po pierwszym napełnieniu na początku doświadczenia) lub B1 P23 T1 (próba jęczmienia 1, działka 23, pierwszy roztwór).
   9. Sortuj małe fiolki dla każdego zdarzenia pomiarowego kampanii pomiarowej w plastikowej torbie oznaczonej numerem eksperymentu, rokiem itp. W przypadku większych numerów działek preferowana jest taca z posortowanymi fiolkami. Po pobraniu próbek przenieść fiolki z tacki do oznakowanych torebek plastikowych.

Rysunek 5: Konfiguracja próbnika pasywnego (pułapki kwasu). Główna część próbnika składa się z butelki kwasoodpornej z 1-2 okienkami z każdej strony (wielkość zależy od wielkości butelki). Wywiercony otwór na górnej krawędzi służy do opróżniania butelki. Dlatego okienka są lekko przesunięte od tego rogu tej krawędzi butelki, aby umożliwić łatwą obsługę podczas opróżniania. Butelkę napełnia się przez usta u góry roztworem do pobierania próbek i mocuje ustami do pokrywki, która jest przykręcona do dachu ze stali nierdzewnej. Dachy można przymocować za pomocą elastycznego mocowania śrubowego do pręta stalowego, aby umożliwić dostosowanie do różnych wysokości zadaszenia przy użyciu tylko jednej długości pręta stalowego.

Nie. Elementy pasywnego systemu pobierania próbek 1 Pręt stalowy z punktem mocowania do dachu z tworzywa sztucznego (długość 0,5 m) cyfra arabska Dach ze stali nierdzewnej 3 Próbnik pasywny sześcienny wykonany z butelki PE kwasoodpornej z 1-2 oknami zasłoniętymi moskitierą z każdej strony. Na jednej z górnych krawędzi wierci się otwór do spuszczania zużytego roztworu do pobierania próbek. Przesuń okna nieznacznie od środka, aby umożliwić dozowanie roztworu przez otwór przy niskim ryzyku rozlania przez okna. Przymocuj pokrywkę butelki za pomocą 2 do stalowego dachu. Przykręć butelkę do pokrywki. 4 Małe fiolki do transportu i ponownego napełniania roztworu próbnika (20 ml roztworu 0,05 M_{H 2}SO₄) — kilkaset do dużych prób 5 Duże pojemniki/butelki z roztworem próbnika (roztwór 0,05 M_{H 2}SO₄) do wszystkich fiolek 6 Dozownik butelkowy do napełniania małych pojemników roztworem zbiorczym (20 ml) 7 Zamrażarka do przechowywania roztworu do pobierania próbek

Tabela 3: Elementy niezbędne do skonfigurowania pasywnego próbnika oraz do przeprowadzenia pasywnych pomiarów wyrywkowych.

3. Po udaniu się w teren i wykonaniu pomiarów

1. Aby ułatwić obsługę, zabierz w teren następujące dodatkowe wyposażenie: ręczniki papierowe i worek do wyrzucania zużytych ręczników papierowych, podkładkę do robienia notatek, tackę na (posortowane) fiolki, rękawice kwasoodporne do pracy z roztworem kwasu.
2. Przeprowadzaj pomiary za pomocą DTM i wymieniaj pasywne rozwiązania próbników jednocześnie lub bez dużych różnic czasowych, szczególnie na początku kampanii pomiarowej lub przy spodziewanych wysokich stratach_NH3.
3. Pomiar kontrolny za pomocą NMT (krok 3.4) należy wykonać na nienawożonych powierzchniach kontrolnych na początku i na końcu każdego dnia pomiaru. Postępuj zgodnie z tą sekwencją: kontrola, zabiegi, kontrola.
   1. Pomiar przez 3-6 dni w celu uzyskania wiarygodnych pomiarów strat amoniaku w ciągu całego dnia, biorąc pod uwagę zmieniające się emisje spowodowane zmiennymi temperaturami i prędkościami wiatru. Wykonuj pomiary w następujących godzinach: wcześnie rano (krótko po wschodzie słońca), późnym rankiem, wczesnym popołudniem, późnym popołudniem i krótko przed zachodem słońca.
   2. Jeśli stosowane są pierścienie glebowe, należy wciskać pierścienie w dwa łatwo dostępne miejsca na działkach w glebę. Użyj czterech pierścieni dla każdego miejsca i upewnij się, że odległości między pierścieniami w każdym miejscu mogą być osiągnięte przez jedną z czterech połączonych komór systemu komór (Rysunek 3). Włóż pierścienie glebowe do gleby za pomocą drewnianej deski umieszczonej na pierścieniach, aby równomiernie rozłożyć nacisk.
   3. Przykryj pierścienie małymi arkuszami z tworzywa sztucznego podczas nawożenia działek, jeśli stosowany jest nawóz syntetyczny (np. wapienny azotan amonu, mocznik). Bezpośrednio po aplikacji maszyny należy ręcznie nanieść wymaganą porcję nawozu z dużą dokładnością w obszarze słojów glebowych.
   4. W przypadku nawożenia obornikiem należy najpierw rozsypać obornik (np. za pomocą węży szlakowych), a następnie wprowadzić pierścienie. Zadbaj o to, aby nawóz był bardzo równomiernie rozprowadzony.
      Uwaga: Jako dobrą wartość empiryczną dla ważnych pomiarów po nawożeniu wężem szlakowym wykazano, że następujący rozkład komór zapewnia dokładne wyniki^13,14: dwie komory na nawożonym torze, dwie komory na nienawożeniu obszar pomiędzy. W przypadku bardzo dużej ilości gnojowicy o niskiej lepkości podawanej za pomocą węży szlakowych, należy również umieścić cztery komory na nawożonej glebie.
4. Procedura pomiaru za pomocą DTM
   1. Ustaw liczbę skoku na 50, jeśli używana jest pompa automatyczna w celu ułatwienia obsługi.
      Uwaga: W ten sposób można łatwo zastosować numery skoków od 5 do 50 uderzeń, liczby skoków mniejsze niż 50 uderzeń można osiągnąć poprzez zatrzymanie procesu pompowania.
   2. Przepłukać system DTM powietrzem wolnym od NH₃, podnosząc komory na wysokość około 1 m nad ziemią i pompując powietrze przez rurki i komory PTFE (20-30 suwów) za pomocą pompy ręcznej podłączonej bezpośrednio do końcowej rurki PTFE systemu studzienek.
   3. Studzienki DTM wciskać bezpośrednio w grunt na głębokość około 15 mm (głębokość oznaczona jest obrzeżem na dnie studzienki komory) lub w pierścienie glebowe (kołnierze). Upewnij się, że grudki gleby nie utknęły między pierścieniem glebowym a komorą.
   4. Wykonaj pierwsze 20 próbnych ruchów pompy za pomocą zużytej rurki wskaźnikowej o niskim stężeniu (0,25-3 ppm, Tabela 1), aby stworzyć warunki quasi-ustalone.
      Uwaga: Stężenia amoniaku są wskazywane przez zmianę koloru wrażliwych na pH granulek wewnątrz probówki z ciemnożółtego na niebieskawo-fioletowy. Przód tej zmiany koloru w probówce pokazuje stężenie NH₃, o ile znajduje się ono w skali wydrukowanej na probówce.
   5. Wybrany zakres stężeń (z trzech możliwych probówek o różnych zakresach stężeń; Tabela 1) nowej rurki wskaźnikowej, która ma być zastosowana w następnym pomiarze w oparciu o informacje uzyskane ze zmiany koloru używanej rurki zastosowanej w kroku 3.4.4.
      Uwaga: W większości przypadków stosuje się rurkę "0,25/a". W wielu przypadkach bezpośrednio po powierzchniowym nałożeniu gnojowicy i w wysokich temperaturach należy użyć rur "2a" i "5a". Jest to wskazane, gdy granulki wskaźnika w lekko zabarwionej zużytej probówce "0,25/a" całkowicie zmieniły kolor na niebieski po więcej niż 10 pociągnięciach przygotowawczych.
   6. Otwórz nową rurkę wskaźnikową na obu końcach, odrywając głowice za pomocą wyłącznika rurowego zainstalowanego na obudowie pompy.
   7. Włóż rurkę wskaźnikową między końcówkę rurki PTFE a pompę, wciskając końce rurki w rurkę PTFE i wylot pompy. Włóż koniec rurki o najniższej wartości na skali wydrukowanej na rurce do rurki PTFE, a koniec o najwyższej wartości do otworu pompy. Rozpocznij pompowanie do domyślnego numeru skoku, naciskając przycisk OK pompy automatycznej lub ściskając pompę ręczną. Przerwa między wstępnym pompowaniem zużytej rurki (3.4.4) a rozpoczęciem właściwego pomiaru powinna być jak najkrótsza.
      Uwaga: Szczegółowy opis pracy pompy znajduje się w ofercie producenta.
   8. Jeśli do pomiarów używana jest pompka ręczna, uruchom stoper jednocześnie z pierwszym ruchem pompki ręcznej.
   9. Zakończ pomiar, gdy zostanie osiągnięty standardowy numer skoku (10 suwów, 5 suwów z rurkami 2/a) i pompka ręczna zostanie w pełni rozluźniona (wartość domyślnego numeru skoku pojawia się na wyświetlaczu pompy automatycznej lub na mechanicznym liczniku skoków pompy ręcznej). Wraz ze rozluźnieniem pompy ręcznej zakończ pomiar stoperem (pompka ręczna). Zakończ automatyczne pompowanie, naciskając przycisk "stop", gdy wyświetlany jest numer skoku = standardowy numer skoku - 1.
   10. Zwiększ liczbę skoków do maksymalnie 50 skoków, jeśli pierwsza linia wskazująca najniższą wartość skali wydrukowanej na rurze (patrz rysunek 4) nie zostanie osiągnięta po standardowym numerze skoku. Odczytów rurki wskaźnikowej należy używać tylko wtedy, gdy osiągnięta jest co najmniej pierwsza linia na skali rurki wskaźnikowej.
   11. Nie przekraczaj linii wskazującej najwyższą wartość na skali. Zanim ta wartość zostanie osiągnięta, zmniejsz liczbę uderzeń poniżej standardowej liczby uderzeń, przerwij pompowanie i zapisz liczbę zastosowanych uderzeń.
   12. Odczytaj najdalszą zmianę koloru na probówce ze wszystkich stron (linia zabarwienia jest często lekko skośna lub nierówna) i zapisz wartość stężenia.
   13. Na wykresówce należy zwrócić uwagę na następujące wartości: wykres, data, godzina pomiaru, liczba uderzeń (dla pompy ręcznej: czas pomiaru (s)), odczyt w ppm (patrz Plik kodu uzupełniającego - przykładowa karta zapisu pola).
   14. Oczyść brzeg komór z przywierającej ziemi, obornika lub składników nawozu czystym ręcznikiem papierowym.
   15. Podnieść system DTM z podłoża i spłukać (patrz 3.4.2).
   16. Wykonaj kilka pomiarów, co najmniej dwa, w różnych miejscach na wykresie, aby zwiększyć wiarygodność pomiarów.
   17. Powtórzyć czynności opisane w ppkt 3.4.3–3.4.16 na innych powierzchniach i w kolejnych pomiarach.
5. Procedura pomiaru za pomocą próbników pasywnych.
   1. Próbniki pasywne przymocowane do prętów stalowych należy umieścić na środku poletka doświadczalnego na wysokości 0,15 m (okno kolektora) nad powierzchnią gleby lub baldachimu bezpośrednio po zastosowaniu nawozu na powierzchni. Pospiesz się z ciągnikiem/systemem do aplikacji gnojowicy/nawozu, aby jak najszybciej zainstalować próbnik. W przypadku suchej gleby włóż stalowy pręt w glebę za pomocą młotka.
   2. Przejść z podzieloną tacą/torbą z posortowanymi napełnionymi fiolkami z kwasem dla pierwszego interwału pobierania próbek (np. B1; P1; T1) do próbnika pasywnego. Założyć rękawiczki przed kontaktem z fiolkami z roztworem kwasu. Wyjąć fiolkę odpowiadającą odpowiedniej działce i odstępom między próbkami. Odkręć butelkę próbnika pasywnego. Wlać 0,05 M H_2SO4 roztwór z fiolki do wylotu butelki. Przykręcić wieczko fiolki do pustej fiolki i umieścić fiolkę z powrotem na tacy/torbie.
   3. Na metalowym dachu próbnika należy napisać numer działki w celu identyfikacji działek.
   4. Podzielić tacę z fiolkami na dwa kolejne okresy pobierania próbek, zgodnie z rzeczywistym i kolejnymi odstępami między próbkami (lub dwie torebki dla różnych odstępów między próbkami) we wszystkich pozostałych terminach wymiany.
   5. Wrócić na powierzchnię w celu wymiany roztworu 0,05 M H₂SO₄ po upływie okresu między kolejnymi próbkami.
   6. Wyjąć roztwór 0,05 M H₂SO₄ z próbnika pasywnego, ostrożnie odkręcając próbnik pasywny i ostrożnie kierując roztwór między "okienkami" przez otwór wylotowy do pustej oryginalnej fiolki (np. B1/P1/T1). Ponownie napełnić próbnik przez otwór butelki nowym roztworem 0,05 M H₂SO₄ z kolejnej niewykorzystanej fiolki (B1/P1/T2). Zakręcić wieczka z prawidłowym oznakowaniem na obu fiolkach. Przymocuj próbnik pasywny do pręta, przykręcając go do pokrywy połączonej ze stalowym prętem.
   7. Zanotować numer działki, czas napełniania (= czas opróżniania → czas zakończenia poprzedniego pobierania próbek) na wykresówce.
   8. Roztwory do pobierania próbek należy wymienić po 3-6 godzinach pierwszego dnia bezpośrednio po zastosowaniu organicznych nawozów azotowych. Zmniejszyć kurs wymiany do 12 godzin (tj. jedna próbka zarówno dla emisji w nocy, jak i w ciągu dnia) drugiego dnia oraz dla wszystkich próbek syntetycznych nawozów azotowych.
      Uwaga: pobieranie próbek można przedłużyć do 24 godzin, jednak latem i w wysokich temperaturach parowanie wody może być bardzo utrudnione, co utrudnia pobieranie amoniaku.
   9. Zmierzyć stężenie amonu w roztworach próbnika biernego (jak opisano poniżej) bezpośrednio po zakończeniu kampanii doświadczalnej lub zamrozić próbki w temperaturze -18 °C na maksymalnie 1 tydzień i zmierzyć później.

4. Obliczanie strumieni NH₃

1. Obliczanie topników amoniaku dla DTM.
   1. Utwórz arkusz kalkulacyjny, aby automatycznie wykonać następujące kroki obliczeń.
   2. Najpierw obliczyć nieskorygowane strumienie uzyskane z pomiaru za pomocą DTM (mg N/(m²*h)) za pomocą równania 1 (patrz plik kodu uzupełniającego) na podstawie odczytów stężenia (ppm NH₃), czasu trwania pomiaru, objętości powietrza przepływającego przez system i powierzchni objętej komorą.
   3. Przelicz wymiar nieskorygowanych strumieni na wymiar kg N ^{ha-1 hr-1}, dzieląc przez 100.
   4. Przeskalować te wartości do emisji ilościowych poprzez zastosowanie wzorów kalibracyjnych (równanie 2 i 3)¹² (zob. plik kodu uzupełniającego), które korygują wpływ prędkości wiatru in situ na różnicę między nieskorygowanymi strumieniami NMT a rzeczywistymi emisjami. Zastosuj dwa różne równania, aby uwzględnić szczególne warunki w dwóch klasach baldachimu: Równanie 1 dla niskich zadaszeń <0,3 m/odkryty teren i Równanie 2 dla zadaszeń >0,3 m.
   5. Nie należy stosować równań kalibracyjnych (równanie 2-3), gdy komory nie mają takiej samej objętości wewnętrznej i konfiguracji, jak w oryginalnych próbach kalibracyjnych¹².
   6. Obliczenia należy wykonywać tylko przy odczytach ppm uzyskanych z domyślnych numerów skoków, tj. 5 lub 10 cykli, odpowiadających 0,5 l lub 1 litra powietrza przepływającego przez system. Jeśli liczba uderzeń odbiega od normy, skoryguj odczyt ppm i zmierzony czas trwania zastosowany w równaniu 1 zgodnie z liczbą uderzeń:
      ppm = ppm * domyślna liczba uderzeń [5, 10] / rzeczywista liczba uderzeń podczas pomiaru = czas odczytu (s) * domyślna liczba uderzeń [5, 10] / rzeczywista liczba uderzeń podczas pomiaru
   7. Wyprowadza się średnie emisje dla każdej powierzchni, obliczając średni strumień powtarzanych pomiarów na powierzchni dla każdej daty pomiaru.
   8. Obliczyć średnie strumienie amoniaku dla przedziałów czasowych między dwiema datami pomiaru.
   9. Obliczyć ubytek amoniaku (kg N/ha) dla przedziału między dwoma pomiarami NMT, mnożąc średni strumień (kg N/(ha*h), 4.1.8) przez czas trwania tego przedziału (h).
   10. Obliczyć skumulowany całkowity ubytek dla danej powierzchni, sumując wszystkie wartości ubytku amoniaku (patrz ppkt 4.1.9) uzyskane podczas kampanii pomiarowej.
2. Obliczanie strumieni z próbników pasywnych:
   1. Odrzuć wartości, jeśli roztwór zostanie utracony przez rozlanie, w takim przypadku cały wykres może zostać usunięty z danych. Sprawdź, czy lukę w danych można wypełnić, na przykład, średnimi wartościami z wykresów replik w tym samym interwale próbkowania.
   2. Oznaczyć objętość roztworu: odjąć masę fiolki (patrz krok 2.4) od masy fiolki z roztworem próbki i przyjąć gęstość 1,0 g/ml.
   3. Zmierz stężenia NH₄⁺ w roztworach próbek za pomocą elektrody wrażliwej na amoniak zgodnie z instrukcjami producenta.
   4. Jeśli objętość próbki odbiega od objętości standardowej, prawidłowe stężenie: skorygowane ppm [mg NH₄⁺-N/L] = zmierzone ppm * pomiar objętości [x ml]/ objętość domyślna [20 ml]
   5. Odjąć średnie stężenie uzyskane z wykresów kontrolnych od odczytu wykresu poddawania działaniu substancji dla każdego przedziału pobierania próbek. Ustaw wartości na 0 w przypadku wartości ujemnych.
   6. Zsumować skorygowane objętościowo i kontrolne wartości ppm wszystkich przedziałów pomiarowych uzyskanych z wykresu w ramach kampanii pomiarowej w celu uzyskania skumulowanego stężenia.
   7. Należy usunąć ze zbioru danych silnie dodatnio odbiegające wartości emisji NH₃, jeżeli można zidentyfikować przyczynę błędu systematycznego. Należy zidentyfikować wartości odstające, biorąc pod uwagę kierunek wiatru podczas pobierania próbek, ponieważ na silnie odbiegające wykresy od innych kontrprób prawdopodobnie wpływa amoniak dryfujący z wykresów wysokich emisji z wiatrem.
3. Obliczyć straty ilościowe z powierzchni wyposażonych w pasywne próbniki poprzez zastosowanie współczynnika transferu.
   1. Otrzymać współczynnik transferu (kg N/(ha*ppm)) dzieląc końcowy skumulowany ilościowy ubytek DTM (4.1.10) przez skumulowany absorpcję amoniaku przez próbniki (4.2.6) (równanie 4). Na przykład:_{DTM final:} 10 kg N ^ha-1; Próbnik_łącznie: 20 ppm [mg N/L]→współczynnik przenikania = 0,5 kg N/(ha ppm): 1 ppm wchłonięte NH₃ odpowiada 0,5 kg/ha wyemitowane NH_3-N)
   2. Pomnóż wartości ppm wszystkich biernych próbek przez współczynnik przenoszenia, aby otrzymać ilościowe emisje ze wszystkich powierzchni badawczych.
   3. Wskaźnik strat należy wyprowadzić dla przedziału pomiaru, mnożąc odczyt ppm dla przedziału próbkowania przez współczynnik przenoszenia, a następnie podzielić przez czas trwania interwału pobierania próbek. Na przykład (wychwyt z próbnika 12 ppm po 6 godzinach): 0,5 kg N ^{ha-1 ppm-1} * 12 ppm /6 h = 1 kg N ^{ha-1 h-1}.

Results

W 2014 r. w centrum Danii przeprowadzono próbę terenową w celu sprawdzenia efektów kilku metod redukcji emisji amoniaku po zastosowaniu gnojowicy bydlęcej: wprowadzenie za pomocą glebogryzarki, wprowadzenie zakwaszonej gnojowicy i iniekcja z zamkniętą szczeliną (wstrzykiwanie gnojowicy do gleby, a następnie zalanie glebą). W związku z porównaniem z techniką aplikacji wysokoemisyjnej, a w szczególności w odniesieniu do prawidłowego zastosowania metody studzienowej, uwzględniono również aplikację gnojowicy za pomocą węża szlakowego. Łącznie ba...

Discussion

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 mikrometeorologicznymi^13,15,16. W niniejszej pracy ilościowa trafność tego podejścia została pośrednio wykazana przez śc...

Materials

List of materials used in this article

Name	Company	Catalog Number	Comments
stal nierdzewna Drä komora ger + pierścienie glebowe	Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kilonia, Niemcy	bez numerów
dachów i pręta ze stali nierdzewnej do próbnika pasywnego	Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kilonia, Niemcy	bez numeru
elektrody amoniakalnej + ławka	Thermo scientific	Cat. Nr 9512BNWP lub 951201
roztwór do napełniania elektrody amoniakalnej	Thermo scientific	Cat. Nr 951202
Wzorce kalibracyjne amoniaku; 0,1  M norma chlorku amoniaku	Thermo scientific	Cat. Nr 951006
Drä Pompy	Dräeger Safety AG& Co Kg
Drä Rury	Dräeger Safety AG& Co Kg	typy: 0,25/a; 2/a; 5/a
kwasoodporne butelki do pobierania próbek pasywnych (butelka Azlon, HDPE)	Dunn Labortechnik GmbH	Cat.No.: BGE230P
małe fiolki (butelki scyntylacyjne PE 60 mm x 27  mm)	dowolna
laboratoryjnego 7 mm x 1  mm WDG	dowolne łączniki do sklepu
PP Y-Form 6-7 mm	dowolny sklep