Name: Skalibrowane próbkowanie pasywne - wielopowierzchniowe pomiary terenowe emisji NH3 z kombinacją dynamicznej metody rurkowej i próbników pasywnych (Wideo) | JoVE Journal
Uploaded: 2016-03-21T13:00:00.000+00:00
Duration: 10 min 29 s
Description: Poznaj metodę pomiaru emisji amoniaku w polowych próbach wielokrotnych bez zasilania elektrycznego. Technika umożliwia analizę statystyczną i ocenę efektywności nawozowej w badaniach agronomicznych.

ai_agent_IP

ai_agent

maintenance

instantTrialDurationMinutes

isBiopharma

enableNewMyJoveSectionDesign

educationFeatures

seoMetaApi

ai_copilot_institution_blacklist

ai_chat_institution_blacklist

freeAccessWindow

ssoRoleCapture

scheduledMaintenanceBanner

joveLabsFeatures

disable_autoplay_for_bots

extended_trial_duration

5 minutes

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.

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

Autor oświadcza, że nie ma konkurencyjnych interesów finansowych.

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...

Amoniak (NH3) jest jedynym śladowym gazem atmosferycznym emitowanym w UE głównie (90%) ze źródeł rolniczych. Chociaż rolnictwo jest również głównym źródłem (&gt;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.
<img alt="Schemat rozmieszczenia w terenie, pasywny próbnik, komory dynamiczne z pompą do pomiarów środowiskowych." src="/files/ftp_upload/53273/53273fig1.jpg" data-altupdatedat="1787630408000" data-alt="Rysunek 1"> 
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.

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

skalibrowane próbkowanie pasywne - wielopowierzchniowe pomiary terenowe emisji nh3 z kombinacją dynamicznej metody rurkowej i próbników pasywnych

Calibrated Passive Sampling - Multi-plot Field Measurements of NH3 Emissions with a Combination of Dynamic Tube Method and Passive Samplers

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.

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...

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.

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

Agricultural ammonia (NH3) emissions (90% of total EU emissions) are responsible for about 45% airborne eutrophication, 31% soil acidification and 12% ...

Ogólnym celem tej prostej metody terenowej in situ jest ilościowe określenie emisji amoniaku z powtórzonych poletek w wielkopolowych badaniach polowych, co ułatwia testowanie statystyczne i identyfikację efektów zabiegów. Metoda ta może pomóc w odpowiedzi na kluczowe pytania w dziedzinie agronomii i agroekologii, takie jak kwantyfikacja i ograniczanie emisji amoniaku, określanie efektywności wykorzystania nawozów oraz ocena środowiskowa. Główną zaletą tej metody jest to, że umożliwia ona ilościowe określenie emisji amoniaku in situ w wielkopolowych badaniach polowych niezależnie od zasilania energią elektryczną.Procedurę tę zaprezentuję wraz z Christianem Wagnerem, studentem studiów magisterskich z mojego laboratorium. Należy stosować działki o stosunkowo dużej powierzchni w porównaniu do rozmiarów zazwyczaj stosowanych w powtórzonych badaniach polowych, aby uniknąć wpływu nierównomiernego rozłożenia nawozów na emisję amoniaku. Należy stosować kwadratowe kształty działek, aby uniknąć wpływu zmian kierunku wiatru na pobór amoniaku przez próbniki.Ogranicz dryft amoniaku z jednej działki na drugą, zachowując obszar buforowy o wielkości jednej działki pomiędzy nimi. Wybierz dwie działki badawcze i jedną działkę kontrolną do jednoczesnego pomiaru metodą dynamicznej rurki (dynamic tube method, DTM) oraz próbnikami pasywnymi. Wybierz działki badawcze o bardzo wysokiej emisji, aby uzyskać silny sygnał pomiarowy.Po wykonaniu przygotowań szczegółowo opisanych w protokole tekstowym, pomiar kontrolny za pomocą DTM przeprowadza się na nienawożonych polach kontrolnych na początku i na końcu każdego dnia pomiarowego, stosując sekwencję: kontrola, badanie, kontrola. Pomiary należy prowadzić przez okres od trzech do sześciu dni, aby uzyskać wiarygodne dane dotyczące strat amoniaku w skali całego dnia, uwzględniając zmienność emisji wynikającą z różnic w temperaturze i prędkości wiatru. Pomiary należy wykonywać wczesnym rankiem, późnym rankiem, wczesnym popołudniem, późnym popołudniem oraz krótko przed zachodem słońca.Aby przeprowadzić pomiar, należy najpierw przepłukać system DTM powietrzem bezaomoniakalnym, podnosząc komory na wysokość około jednego metra nad ziemią. Następnie należy przepompować powietrze przez rurki z politetrafluoroetylenu (PTFE) oraz komory za pomocą pompy ręcznej podłączonej bezpośrednio do końcowej rurki PTFE systemu komór. Należy docisnąć komory DTM bezpośrednio do gruntu na głębokość około 15 mm, wyznaczoną przez rant na dnie komory.Alternatywnie, wciśnij komory DTM w pierścienie glebowe. Upewnij się, że grudki ziemi nie utknęły pomiędzy pierścieniem glebowym a komorą. Wykonaj pierwsze 20 przygotowawczych pociągnięć pompy, używając zużytej probówki wskaźnikowej o niskim stężeniu, aby stworzyć warunki quasi-stanu stacjonarnego.Stężenia amoniaku są wskazywane przez zmianę barwy wrażliwych na pH granulek wewnątrz probówki, od ciemnożółtej do niebiesko-fioletowej, i mogą być odczytywane tak długo, jak zmiana barwy mieści się w skali nadrukowanej na probówce. Na podstawie informacji uzyskanych z zaobserwowanej zmiany barwy zużytej probówki należy wybrać zakres stężenia nowej probówki wskaźnikowej do zastosowania w kolejnym pomiarze. Otwórz nową probówkę wskaźnikową z obu końców, odłamując końcówki za pomocą łamacza do probówek zamontowanego na obudowie pompy.Wstaw rurkę wskaźnikową pomiędzy końcowy przewód PTFE a pompę, dociskając końce rurki do przewodu PTFE i wlotu pompy. Końcówkę rurki z najniższą wartością na nadrukowanej skali wsuń do przewodu PTFE, a końcówkę z najwyższą wartością do wlotu pompy. Rozpocznij pompowanie do domyślnej liczby skoków, naciskając przycisk OK pompy automatycznej lub ściskając pompkę ręczną.Należy maksymalnie skrócić przerwę między wstępnym pompowaniem za pomocą użytej rurki a rozpoczęciem właściwego pomiaru. W przypadku stosowania pompki ręcznej do pomiarów, należy uruchomić stoper jednocześnie z pierwszym ruchem pompki. Pomiar kończy się po osiągnięciu standardowej liczby ruchów i całkowitym zwolnieniu pompki ręcznej.Po zwolnieniu pompy ręcznej, gdy osiągnięte zostanie końcowe pociągnięcie, należy zatrzymać pomiar stoperem. Zwiększyć liczbę pociągnięć do maksymalnie 50, jeżeli po standardowej liczbie pociągnięć nie zostanie osiągnięta pierwsza kreska wskazująca najniższą wartość skali nadrukowanej na probówce. Po zakończeniu pompowania odczyty z probówki wskaźnikowej należy brać pod uwagę tylko wtedy, gdy osiągnięto co najmniej pierwszą kreskę na skali probówki wskaźnikowej.Odczytaj najdalszą zmianę barwy w probówce, obserwując ją z wszystkich stron, ponieważ linia przebarwienia jest często lekko pochylona lub nierówna, a następnie zapisz wartość stężenia. Na arkuszu wyników zanotuj działkę, datę, godzinę pomiaru, liczbę pociągnięć oraz odczyt w PPM. Oczyść krawędzie komór z przyklejonych cząstek gleby, obornika lub składników nawozów za pomocą czystego ręcznika papierowego.Następnie podnieś system DTM z ziemi i przepłucz go w ten sam sposób co wcześniej. Wykonaj kilka pomiarów w różnych miejscach w obrębie jednej parceli, aby zwiększyć wiarygodność wyników. Bezpośrednio po zastosowaniu nawozu na parcelę, umieść pasywne próbniki przymocowane do stalowych prętów w centrum parceli doświadczalnej na wysokości 0,15 metra nad powierzchnią gleby lub okrywy roślinnej.Należy niezwłocznie podjechać traktorem lub systemem do aplikacji gnojowicy, aby bez zwłoki zainstalować próbnik. W przypadku suchej gleby pręt stalowy należy wbić w ziemię za pomocą młotka. Po rozmieszczeniu próbników pasywnych należy podejść do każdego z nich z taca z przegrodami lub torbą z posegregowanymi, napełnionymi fiolkami z kwasem przeznaczonymi na pierwszy przedział czasowy poboru prób.Przed kontaktem z fiolkami zawierającymi roztwór kwasu należy założyć rękawiczki. Wyjąć fiolkę przypisaną do odpowiedniej działki i przedziału czasowego próbkowania. Odkręcić butelkę próbnika pasywnego i wlać z fiolki 0,05 molarny roztwór kwasu siarkowego do wlewu butelki.Następnie zakręć ponownie zakrętkę fiolki i odłóż ją do tacki lub torebki. Aby wymienić 0,05 molarny roztwór kwasu siarkowego w próbniku pasywnym po zakończeniu interwału poboru próbek, ostrożnie odkręć próbnik pasywny i ostrożnie przelej roztwór znajdujący się między okienkami przez otwór odpływowy do pustej oryginalnej fiolki. Napełnij próbnik przez wlew nowym 0,05 molarnym roztworem kwasu siarkowego z kolejnej, niewykorzystanej fiolki.Zakręć pokrywki obu fiolek i odpowiednio je opisz. Przymocuj próbnik pasywny do pręta, przykręcając go do pokrywki połączonej ze stalowym prętem. Zapisz numer działki oraz godzinę napełnienia w arkuszu ewidencji.Oblicz strumienie amoniaku zgodnie z opisem w protokole tekstowym. Wyniki próby polowej badającej wpływ kilku metod redukcji emisji amoniaku po aplikacji gnojowicy bydlęcej w porównaniu z aplikacją za pomocą wężów rozlewowych przedstawiono w treści. Badanie obejmowało m.in. wymieszanie z glebą za pomocą bronowrotacyjnej, aplikację gnojowicy zakwaszonej z późniejszym wymieszaniem oraz iniekcję szczelinową. Metoda ta wykazała wysoce istotne różnice w emisjach amoniaku, przy czym największą redukcję strat odnotowano w przypadku iniekcji szczelinowej oraz zakwaszania z późniejszym wymieszaniem.Wykresy te przedstawiają różnice w skumulowanej emisji amoniaku po zastosowaniu różnych nawozów mocznikowych z dodatkiem i bez dodatku inhibitorów ureazy oraz nitryfikacji. Emisja amoniaku została znacznie zredukowana dzięki zastosowaniu inhibitorów ureazy, niezależnie od użycia inhibitorów nitryfikacji. Najwyższą emisję odnotowano w przypadku zastosowania samego mocznika w połączeniu z inhibitorami nitryfikacji.Przedstawiona metoda ukazuje silny wpływ warunków pogodowych na emisję amoniaku z nawozów mocznikowych oraz saletrzaku wapniowego, co odzwierciedlają zmienne przebiegi czasowe i poziomy emisji w różnych terminach aplikacji. Niskie temperatury i opady znacząco ograniczają emisję, podczas gdy wysokie temperatury zwiększają straty względne oraz prędkość procesu. Wykazano wpływ zmiennych emisji amoniaku na pobieranie azotu przez ziarno pszenicy ozimej, co można udowodnić jedynie w wielkopolowych badaniach polowych.Pobór azotu przez ziarno malał liniowo wraz ze wzrostem emisji amoniaku. Postępowanie zgodnie z tą procedurą pozwala również na zastosowanie innych metod, takich jak pomiary gazów cieplarnianych w komorach, pobieranie próbek gleby oraz pobieranie próbek roślin, w celu określenia efektywności agronomicznej i ogólnej zrównoważoności środowiskowej. Dziękujemy za obejrzenie tego filmu i życzymy sukcesów w stosowaniu proponowanej metody.

calibrated-passive-sampling-multi-plot-field-measurements-nh3

Research

JoVE Journal

Environment

Środowisko

Amoniak jest ważnym metabolitem fizjologicznym istotnym dla różnych stanów chorobowych i zdrowotnych. Jest to również cząsteczka trudna do zmierzenia w wydychanym powietrzu, co wymaga podjęcia szczególnych środków ostrożności w celu uzyskania dokładnych wyników. Nie wszystkie czynniki wpływające na amoniak są znane, ale postęp może być trudny bez uwzględnienia tych czynników.

Szybki i dokładny pomiar amoniaku w wydychanym powietrzu

Ten artykuł przedstawia metodę statycznego pomiaru strumienia gazów cieplarnianych z systemów glebowych. Przy stosunkowo niewielkich inwestycjach w infrastrukturę, pomiary można uzyskać z wielu zabiegów/lokalizacji i w ramach czasowych od godzin do lat.

Pomiar strumienia gazów cieplarnianych z gleb rolniczych za pomocą komór statycznych

Opisano protokół, w którym biodegradacja CO2 zmineralizowanego z zanieczyszczeń organicznych (pochodzących z surowców ropopochodnych) jest wychwytywana, oznaczana ilościowo i analizowana pod kątem zawartości 14C. Opracowano model w celu określenia zasięgu przestrzennego strefy wychwytywania CO2 . Pomiary przestrzenne i czasowe pozwalają na integrację wskaźników mineralizacji zanieczyszczeń w celu przewidywania zakresu i czasu remediacji.

Pomiar mineralizacji zanieczyszczeń na bazie węgla przy użyciu połączonych analiz strumienia CO2 i radiowęgla

Zaprojektowaliśmy, opracowaliśmy i wdrożyliśmy nowatorski system próbkowania pełnego przepływu (FFS) do ilościowego oznaczania emisji metanu i gazów cieplarnianych z całego łańcucha dostaw gazu ziemnego.

Projektowanie i stosowanie układu pobierania próbek przepływu pełnego (FFS) do ilościowego określania wielkości emisji metanu

Poprzednie prace sugerują, że skład izotopowy atmosferycznych tlenków azotu może rozróżniać wpływ różnych źródeł w środowisku. Przedstawiamy zautomatyzowaną, mobilną, opartą na terenie metodę zapewniającą wysoką skuteczność zbierania atmosferycznej analizy izotopowej NOx dla N w rozdzielczości godzinowej.

Zautomatyzowany, mobilny system zbierania o wysokiej rozdzielczości do analizy izotopowej azotu NOx

Ten artykuł opisuje procedurę działania reaktora przepływowego i związane z tym zbieranie danych. Pokazuje protokoły ustawiania eksperymentów, rejestrowania danych i generowania rozkładu liczbowo-średnicowego, a także informacji o masie cząstek, które dostarczają użytecznych informacji o właściwościach chemicznych i fizycznych aerozoli organicznych.

Produkcja i pomiar cząstek organicznych w reaktorze przepływowym

Tutaj prezentujemy protokół pomiaru in situ węgla w glebie za pomocą techniki neutron-gamma dla pomiarów jednopunktowych (tryb statyczny) lub średnich terenowych (tryb skanowania). Opisujemy również budowę systemu i rozbudowane procedury przetwarzania danych.

Pomiary węgla w glebie za pomocą analizy neutronowo-gamma w trybie statycznym i skaningowym

Ogólnym celem tego protokołu jest pomiar emisji gazów cieplarnianych z pól ryżowych za pomocą techniki statycznej zamkniętej komory. System pomiarowy wymaga specjalnych regulacji ze względu na obecność zarówno stałej warstwy wody na polu, jak i roślin w przestrzeni nadprożowej komory.

Ocena strumieni metanu i podtlenku azotu z pola ryżowego za pomocą statycznych zamkniętych komór utrzymujących rośliny w przestrzeni nadbrzeżnej

Protokół został opracowany do pomiaru gazów, zapachów i składu składników odżywczych w laboratoryjnych opakowaniach obornika, który może być wykorzystany do badania sposobów poprawy jakości powietrza w komercyjnych obiektach hodowli bydła przy użyciu głęboko osadzonych pakietów obornika.

Model laboratoryjny do oceny zapachów i stężeń gazów emitowanych przez obornik z głębokich łóżek

Szczegółowo przedstawiono szereg metod do określania potencjalnego wskaźnika DNRA na podstawie 14analiz NH4+/15NH4+. NH4+ jest przekształcany wN2Ow kilku etapach i analizowany za pomocą kwadrupolowej chromatografii gazowej ze spektrometrią mas.

Pomiar potencjalnych szybkości dysymilacyjnej redukcji azotanów do amonu na podstawie 14analiz NH4+/15NH4+ poprzez sekwencyjną konwersję doN2O

Prezentowany tutaj jest przenośny system pomiaru emisji DownToTen (DTT) do oceny rzeczywistych emisji samochodowych cząstek poniżej 23 nm.

Pomiar rzeczywistej liczby cząstek stałych w ruchu poniżej 23 nanometrów za pomocą przenośnego systemu pobierania próbek DownToTen

Poznaj metodę pomiaru emisji amoniaku w polowych próbach wielokrotnych bez zasilania elektrycznego. Technika umożliwia analizę statystyczną i ocenę efektywności nawozowej w badaniach agronomicznych.

Skalibrowane próbkowanie pasywne - wielopowierzchniowe pomiary terenowe emisji NH3 z kombinacją dynamicznej metody rurkowej i próbników pasywnych (Wideo) | JoVE Journal

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

Przeglądaj więcej filmów