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Calibrada de muestreo pasivo - Mediciones de campo multi-trama de NH Published: March 21, 2016 doi: 10.3791/53273

Summary

Las emisiones de amoníaco son una gran amenaza para el medio ambiente debido a la eutrofización, la acidificación del suelo y la formación de partículas finas y se derivan principalmente de fuentes agrarias. Este método permite que las mediciones de pérdida de amoníaco en pruebas de campo replicados que permite el análisis estadístico de las emisiones y de las relaciones entre el desarrollo de los cultivos y las emisiones.

Abstract

Amoníaco Agrícola (NH 3) las emisiones (90% de las emisiones totales de la UE) son responsables de alrededor del 45% eutrofización en el aire, el 31% acidificación del suelo y la formación de polvo fino 12% dentro de la UE-15. Pero las emisiones de NH 3 también significan una considerable pérdida de nutrientes. Muchos estudios sobre las emisiones de NH3 a partir de la aplicación de fertilizantes orgánicos y minerales se han realizado en las últimas décadas. Sin embargo, la investigación relacionada con las emisiones de NH 3 después de fertilizantes de aplicación es aún limitada en particular con respecto a las relaciones con las emisiones, el tipo de fertilizante, las condiciones del lugar y el crecimiento de los cultivos. Debido a la variabilidad de respuesta de los cultivos a los tratamientos, los efectos sólo pueden ser validados en los diseños experimentales, incluyendo la replicación de campo para la prueba estadística. Los que dominan métodos de pérdida de amoniaco que producen emisiones cuantitativos requieren áreas de campo grandes, costosos equipos o suministro de corriente, lo que restringe su aplicación en ensayos de campo replicados. esta protocol describe una nueva metodología para la medición de las emisiones de NH 3 en muchas parcelas enlazan un método simple semi-cuantitativo de medición utilizado en todas las parcelas, con un método cuantitativo por mediciones simultáneas utilizando ambos métodos en parcelas seleccionadas. Como un método semi-cuantitativo de medición se utilizan muestreadores pasivos. El segundo método es un método de cámara dinámica (método de tubo dinámico) para obtener un cociente de transferencia, que convierte las pérdidas semi-cuantitativos del muestreador pasivo a cuantitativa pérdidas (kg de nitrógeno ha -1). El principio que subyace en este enfoque es que muestreadores pasivos colocados en un campo experimental homogénea tienen el mismo comportamiento de absorción de NH3 en condiciones ambientales idénticas. Por lo tanto, una transferencia coeficiente obtenido a partir de muestreadores pasivos individuales se puede utilizar para subir los valores de todos los muestreadores pasivos utilizados en la misma prueba de campo. El método resultó válido en virtud de una amplia gama de condiciones experimentales y se recomiendaser utilizado en condiciones con suelo desnudo o marquesinas pequeñas (<0,3 m). Los resultados obtenidos a partir de experimentos con plantas más altas deben ser tratados con más cuidado.

Introduction

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El amoníaco (NH3) es el único gas atmosférico traza predominantemente (90%) emitida a partir de fuentes agrícolas de la UE. Aunque la agricultura es también una fuente importante (> 50% de las emisiones de la UE), éstos sólo contribuyen a alrededor de ~ 5% al ​​total de las emisiones de gases de efecto invernadero antropogénico UE15. Por el contrario, las emisiones de NH3 agrícolas son responsables de aproximadamente el 45% de las emisiones derivadas de la eutrofización, el 31% de la acidificación y la formación de polvo fino 12% dentro de la UE-15 1. Además de los efectos perjudiciales para los ecosistemas y la salud humana, el nitrógeno (N) por la pérdida de NH3 emisión es una pérdida económica para los agricultores 2. El fertilizante de nitrógeno es esencial para la alta tasa de producción de alimentos entregados por la agricultura moderna. Aparte del daño ambiental, NH 3 emisiones por lo tanto, significa una pérdida considerable de nutrientes, como NH 3 se deriva de amonio fertilizantes, además de nitrato las especies clave de nitrógeno mineral aprovechar directamentecapaz de la planta que regula los procesos de crecimiento y rendimiento del cultivo. La aplicación de fertilizantes nitrogenados contribuye 20-80 billón € de beneficio por año para los agricultores de la UE, pero a su vez se estimó que el NH3 liberado en el aire de la agricultura provoca ~ € 50 mil millones en daños anuales en la UE 3. Por lo tanto, la reducción de las emisiones de NH 3 es esencial tanto para la disminución de los efectos ambientales y el aumento de la eficiencia de la N. aplicado

En la agricultura, NH3 es emitido principalmente de casas de animales, estiércol (lodos, lodos anaeróbicos (AD), estiércol sólido) de almacenamiento y gestión, así como la aplicación en campo de estiércol. La propensión a emitir NH 3 difiere dependiendo de la composición del estiércol, por ejemplo, el contenido de materia seca y estiércol pH. Hasta cierto punto, amonio y amina fertilizantes a base de nitrógeno sintético como la urea y el fosfato diamónico también contribuyen a las emisiones de NH 3. A pesar de nitrato de amonio calcáreo (CAN) Es el principal fertilizante nitrogenado en muchos países europeos, el uso de urea granulada se ha incrementado, y fue segundo de la CAN, en Europa central y occidental en 2012 4. La urea es particularmente popular en los países en desarrollo debido a sus ventajas de un alto contenido de N, la seguridad y el transporte fácil y es más importante fertilizante de nitrógeno sintético del mundo 5. Sin embargo, el aumento del pH y de la superficie del suelo NH 4 -concentraciones + resultantes de la hidrólisis de la urea puede resultar en altas emisiones de NH 3. Esto puede causar baja eficiencia de uso de N, especialmente en suelo alcalino o el suelo con una baja capacidad de absorción, lo que limita el uso de fertilizantes de urea en Europa 6,7.

Muchos estudios sobre las emisiones de NH3 a partir de la aplicación de fertilizantes orgánicos y minerales y alojamientos para el ganado se han realizado en las últimas décadas 6, 8. Sin embargo, las investigaciones relacionadas con las emisiones de NH 3 después de la aplicación de amoniaco EMITTing fertilizantes es aún limitada. Esto se aplica en particular a la relación entre las emisiones de amoníaco, el tipo de fertilizante utilizado, las condiciones del lugar y el crecimiento del cultivo. En condiciones ideales esto requiere pruebas de campo replicadas debido a la variable de respuesta de los cultivos a los tratamientos que sólo pueden ser validados en un diseño experimental incluyendo la replicación de campo para la prueba estadística.

Las pérdidas de amoníaco tanto, también deben determinarse en pruebas de campo multi-trama replicados 9, pero los métodos de pérdida de amoníaco que dominan produciendo emisiones cuantitativos (es decir kg de N / (ha * h)) requieren grandes áreas de campo (métodos micrometeorológicas), un equipo costoso (túneles de viento ) o el suministro de energía eléctrica en el campo que hacen su aplicación en ensayos de campo replicados difícil o imposible. Además, la configuración específica de los túneles de viento han sido objeto de críticas con respecto a la exactitud de los valores de emisión obtenidos 10. Por lo tanto, existe una fuerte necesidad de unan método de pérdida de amoníaco para determinar las emisiones de amoníaco en los ensayos de campo replicados. Este método podría ser utilizado para ayudar a mejorar las medidas agrícolas para reducir las emisiones de amoníaco a base de efectos estadísticamente validadas de las condiciones del lugar, el tipo de fertilizantes, métodos de aplicación y desarrollo de los cultivos.

La idea básica de la nueva metodología, muestreo pasivo calibrado, es vincular un método de medición semi-cuantitativa simple para la medición en muchas parcelas, con un método cuantitativo por mediciones simultáneas con ambos métodos en algunas parcelas. Muestreadores pasivos modificados en comparación con el diseño en la publicación original 11 se utilizan como un método de medición semi-cuantitativa. El método dinámico-Tube (DTM) 12, un método de cámara dinámica calibrado, se emplea para obtener un coeficiente de transferencia, que convierte las pérdidas semi-cuantitativos del muestreador pasivo a las pérdidas cuantitativas (kg de N ha -1). Debido a la baja tasa de intercambio de aire en la cámarasistema de emisiones no calibrados obtenidos a partir del DTM son aproximadamente un orden de magnitud menor que las emisiones reales. Sin embargo, este problema se superó por una ecuación de calibración que corrige los flujos de la cámara en función de las condiciones del viento en-situ 13. Estas ecuaciones de calibración sólo se puede aplicar cuando las cámaras tienen el mismo volumen del espacio superior interno y el diseño como los utilizados en los ensayos de calibración. Cámaras pueden ser insertados directamente en el suelo o colocados en los anillos de suelo. Esta última prevenir la excesiva perturbación del suelo y permite una introducción casi hermético de las cámaras de praderas de césped densos o tierra compactada. Por otra parte, la cantidad exacta de fertilizante a ensayar se puede aplicar dentro de los anillos del suelo. Sin embargo, terrones de suelo en los anillos de suelo también pueden implicar de sujeción entre la cámara y el anillo de suelo.

Figura 1
Figura 1: MeasureMe simultáneant con captadores pasivos y método de la cámara (DTM) en parcelas de campo. muestreador pasivo está situado en el centro de una parcela cuadrada de 0,15 m por encima del suelo / pabellón. Las mediciones con DTM se realizan al menos 2 lugares dentro de una parcela por cada fecha de medición. Áreas dedicadas para la cosecha no deben verse afectadas por las operaciones de la cámara de medición y toma de muestras pasiva.

Para derivar la transferencia mediciones coeficientes se llevan a cabo simultáneamente en un pequeño número de parcelas con ambos métodos (Figura 1). Es importante que se aplican con la misma duración total de medición y que las mediciones se llevan a cabo al mismo tiempo (a menos de 1 hora). El principio de facilitar la aplicación de un coeficiente de transferencia para muchas tramas se basa en el hecho de que muestreadores pasivos colocados en un campo experimental homogénea, con la distancia adecuada a los obstáculos que perturban el campo de viento como coberturas, edificios etc. (al menos 10 veces, idealmente 20 tiempos de obstacLe altura) 14, tiene el mismo comportamiento de absorción de NH3 en condiciones ambientales idénticas. Así, por ejemplo, un 50% menor emisión en una parcela se traduciría directamente a la absorción de amoniaco reducción del 50% en una solución de muestras. Por lo tanto, un coeficiente de transferencia utilizada para el escalado de los valores de trampa de ácido en una sola trama se puede usar para escalar los valores de todas las trampas de ácido utilizado en el mismo ensayo de campo. Debido a los efectos de diferentes condiciones ambientales (temperatura, velocidad del viento, la rugosidad de la superficie) sobre la eficiencia de absorción de amoniaco de muestreadores pasivos 11 el coeficiente de transferencia tiene que ser derivado para cada campaña de medición, respectivamente.

Las características generales de los dos métodos aplicados y el diseño requerido de las pruebas de campo se compone de 4 cámaras dinámicas colocadas sobre el suelo conectada con un tubo de politetrafluoroetileno (PTFE) y ventilado por una bomba de fuelle (DTM), muestreadores pasivos y grandes parcelas experimentales cuadráticas con buffer de gran tamaño espacios para reducing el efecto de la deriva entre NH 3 parcelas en la medición de emisiones en el terreno real.

Los muestreadores pasivos están llenos de ácido sulfúrico diluido (0,05 MH 2 SO 4) y se colocan en el centro de las parcelas. La solución en los muestreadores pasivos absorbe continuamente amoníaco, y se sustituye periódicamente dependiendo de la intensidad prevista de las emisiones. Al mismo tiempo, NH 3 flujos se miden con el DTM en dos parcelas de tratamiento y una parcela de control en puntos específicos en el tiempo. Por el contrario, para cerrar túneles, ambos métodos combinados de muestreo pasivo calibrado sólo tienen efectos muy limitados sobre la humedad del suelo, temperatura del suelo y precipitaciones que pueden afectar a las pérdidas de las emisiones de amoniaco muy fuertemente 6,8. Mientras muestreadores pasivos se montan 0,15 m sobre el suelo y la superficie de toldo, sin ningún efecto sobre estas variables, mediciones con cámaras DTM sólo duran durante aproximadamente 5 min reducir los posibles efectos de la cámara a un mínimo. Resultados precisos para NH 4 + concentraciones en la solución de muestreo se pueden obtener por medio de mediciones con electrodos de amonio y minúsculas. Mediciones con de flujo continuo Auto Analizadores pueden ser problemáticos como reacción de color sensible al pH aplicado en estos instrumentos puede ser obstaculizada por el pH ácido de la solución de muestreo y productos químicos utilizados requieren modificación. NH 3 concentraciones en el aire pasado a través del sistema de cámara de la DTM se miden instantáneamente con tubos indicadores. Los midieron las concentraciones de NH 3 se registran en una hoja de datos después de cada medición.

Para DTM, NH 3 fundentes (mg N / (m² * H)) se calculan a partir medidos NH 3 concentraciones y tasa de flujo de aire a través del sistema de 4 cámaras y el área cubierta por las cámaras (Ec. 1, párrafo 2.5.1). Los flujos sin calibrar resultantes (que subestiman las verdaderas emisiones) se escalan para pérdidas cuantitativascon una ecuación de calibración (Ec. 2 y 3, véase el apartado 2.5.1). Scaled NH 3 pérdidas acumuladas (kg N / ha) de la DTM se calcula como el promedio de los flujos entre dos fechas de valoración posterior, multiplicando este flujo medio con la duración de cada intervalo, y la adición de plano todas las pérdidas de todos los intervalos de medición de una medición Campaña. Acumulativos cualitativos NH 3 derrotas (ppm suma) de muestreadores pasivos se calculan sumando NH4 + -concentraciones recogidos (ppm) en una parcela dentro de una campaña experimental. Esto es factible debido a las temperaturas de volumen y de medición, los valores de ppm se traducen directamente en cantidades capturadas de amoniaco. Para escalar estas pérdidas cualitativas a las pérdidas cuantitativas el coeficiente de transferencia (kg N / (ha * ppm)) se deriva de la relativa pérdida final acumulativo del DTM (kg N ha-1) a la suma total de las concentraciones en las muestras mide en el mismas parcelas. Este coeficiente de transferencia se utiliza entonces to convertir las emisiones semi-cuantitativos de muestreo pasivo a los flujos cuantitativos (por ejemplo kg de N / ha), multiplicando las concentraciones acumuladas con el coeficiente de transferencia.

La pérdida de agua de los colectores a través de la evaporación no afecta a la capacidad de absorción pero tiene que ser corregida más tarde para el análisis de datos. Derramamiento de solución debido a los fuertes vientos durante el que no se ha observado incluso en las marismas costeras del norte de Alemania. Decisivo para una aplicación exitosa de este enfoque es el diseño idéntico de todos los muestreadores pasivos aplicados en el campo, incluyendo idéntica posición y altura de colocación dentro de una parcela. Varios diseños de muestreadores pasivos se han aplicado con éxito en el pasado. Este documento sugiere un diseño particular que ha demostrado ser fiable y fácil de operar en las mediciones de campo. El enfoque que se presenta ha sido ampliamente probado en comparación con los métodos de pérdida de amoníaco (métodos estándar micrometeorológicas) en aproximadamente 15 Field ensayos que confirman la validez cuantitativa del procedimiento de 15,16 y una representación imparcial de la dinámica de emisión 17. El coeficiente de determinación (r²) de los flujos calibrados en comparación con las mediciones micrometeorológicas en el estudio de calibración 13 fue de 0,84, bastante similar al coeficiente obtenido mediante la comparación de sensores de amoníaco para las concentraciones de amoníaco atmosféricos medidos en un estudio reciente 18. El error de la raíz cuadrada de la media relativa de las pérdidas de amoníaco acumulativos fue del 17%, también muy cerca de los valores obtenidos en otros estudios que comparan las mediciones micrometeorológicas 13. En la segunda validación en el que el método propuesto se comparó con mediciones micrometeorológicas de las emisiones de amoniaco a partir de suspensiones orgánicas (5 ensayos independientes), un r² de 0,96 (pendiente de la curva ≈ 1) y un error de la raíz cuadrada media relativa de 5% se obtuvo de las emisiones de amoníaco acumuladas finales 15. El método ha demostrado ser sensible enun ensayo de campo 3 años utilizando diferentes fertilizantes nitrogenados sintéticos 19. La aplicación de este enfoque se limita a velocidades de viento medias ≤4 m / seg a 2 m de altura que el método de cámara única fue validado en esas condiciones 13,15,16.

Una campaña de medición se define como un experimento a las emisiones de amoníaco después de la aplicación de fertilizantes en varias parcelas que duran varios días, hasta semanas. Cada campaña de medición en una parcela consta de varios intervalos posteriores de muestreo (muestreo pasivo) o fechas de medición (DTM). Intervalo de muestreo se define como la duración secuencial de absorbancia de amoniaco emitido por una solución de muestreo. fecha de la medición se define como punto secuencial en el tiempo en el que las mediciones se realizan en DTM diferentes parcelas utilizados para derivar el coeficiente de transferencia.

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Protocol

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1. Diseño experimental y de consignas generales

  1. Utilice comparativamente grandes parcelas (12 mx 12 m o 9 mx 9 m) en comparación con los tamaños generalmente aplicadas en las pruebas de campo replicadas (por ejemplo, 3 mx 8 m) para evitar los efectos de la distribución desigual de fertilizantes en las emisiones de amoníaco (Figura 2). Utilice formas trama cuadrados para evitar los efectos de cambios de dirección del viento sobre la absorción de amoniaco por los muestreadores. Reducir la deriva de NH3 de una parcela a la otra en un grado aceptable, manteniendo una zona de amortiguamiento de 1 parcela entre las parcelas.

Figura 2
Figura 2: diseño experimental óptimo para la trama de múltiples mediciones de pérdida de amoniaco con muestreadores pasivos Use relativamente grande (12 mx 12 m, 9 mx 9 m) parcelas de tratamiento cuadrados separados en cada lado por parcelas no tratadas de guardia.. Para evitar los efectos de dosel sobre NH3 Las emisiones de tampón parcelas pueden ser fertilizados con fertilizantes de nitrato de emisiones cero.

  1. Añadir parcelas de control sin aplicación de fertilizante distribuido entre las parcelas de tratamiento.
  2. Dar el número o código de cada parcela para la sencilla identificación de parcelas y muestras.
  3. Aplicar fertilizante nitrogenado orgánico o sintético a parcelas experimentales que oscilan entre 50 y 150 kg amoniacal (amonio + urea) de nitrógeno (N) por hectárea como se hizo en estudios anteriores 15,16,19.
    Nota: La cantidad de fertilizante puede variar en función de los objetivos experimentales.
  4. Seleccionar dos parcelas de tratamiento y una parcela de control para la medición simultánea con el método de DTM y muestreador pasivo. Eligió parcelas de tratamiento con altas emisiones supuestamente (basados ​​en la experiencia o la literatura), dando una señal de medición fuerte.
  5. Configurar al menos dos parcelas adicionales con fertilizantes aplicados uniformemente distribuidos por la maquinaria ensayo de campo o la manguera rastro precisa o superficie de dispersión (variación de Naplicada entre las parcelas de reproducción ~ 10%), si hay la distribución de fertilizantes vertical o lateral desigual. Tenga en cuenta que la distribución desigual de fertilizantes por lo general se produce después de la aplicación de los purines mediante la aplicación de la manguera rastro, los fertilizantes y la inyección de lechada, o la aplicación de fertilizantes granulados con esparcidores de prácticas sin calibrar.
    1. Realizar mediciones simultáneas con captadores pasivos y DTM en estas parcelas adicionales. Utilizar los resultados de estas parcelas para la derivación del coeficiente de transferencia. Compruebe cantidad de fertilizante aplicado pesando depósito de suspensión o de la maquinaria de aplicación antes y después de la aplicación.
  6. Registrar las siguientes variables ambientales en el campo con una en el registro de datos de la estación meteorológica in situ para intervalos de tiempo de 10 min para calcular la prima y corregido NH 3 tasas de pérdida del DTM por medio de ecuaciones 1-3 (ver archivo Código Suplementario) y eliminar errores en las mediciones de parcelas:
    1. temperatura del aire de registro (1m de altura)
    2. Registro de la presión barométrica del aire (hPa)
    3. Velocidad del viento récord en 2 m de altura con altas marquesinas y también a 0,2 m de altura (m / seg)
    4. dirección del viento registro.
      Nota: Para facilitar el personal de operación de tres personas que se recomienda en la aplicación del fertilizante (primera fecha de la medición) y la instalación de los muestreadores (una persona por método de cámara dinámica, dos para la instalación de captadores pasivos y el intercambio de solución de ácido). En valoraciones posteriores, se recomiendan dos personas (un muestreador pasivo, una cámara dinámica); sin embargo, en caso de números de las parcelas pequeñas (<10), es manejable para cubrir todas las tareas con una persona.

2. Preparativos Antes de ir al campo

  1. Preparar para la medición, con el DTM siguiendo estos pasos:
    1. Ensamble y empacar el sistema de cámaras (Figura 3 y 4) que consiste en elementos dados en la Tabla 1. Empuje PTFEtubo (longitud 0,3 m) sobre el tubo de cobre más corto de cada cámara y conectar dos tubos de PTFE con un conector en Y, respectivamente. Conectar cada uno de los dos conectores-Y con otro tubo de PTFE (0,3 m) y conectar tanto con otra y-conector. Colocar el tubo de PTFE terminal (0,3 m) en el extremo sencillo del más superior del conector.
    2. Paquete bomba manual o automático de la bomba (Figura 4) para ventilar el sistema. Siempre lleve una bomba de mano al campo para el lavado del sistema de aire con baja concentración de NH3 (paso 3.4.2). Nota: Las bombas originales de los fabricantes tienen que ser utilizados como la cinética de reacción en el tubo indicador está estrechamente relacionado con el flujo de aire creado por las bombas. Cuando se utiliza una bomba automática, que no requiere medidas de cronómetro adicionales durante las mediciones de flujo.
    3. Si no se utiliza una bomba automática, antes o después de tomar las mediciones, comprobar la duración de un solo golpe de la bomba de mano. Para ello, el bombeo con un indicador insertado abierta masea ​​(cortar / cabezal del tubo roto) y midiendo el tiempo hasta 10 golpes con un cronómetro (valores pasados: 4,5 seg / carrera para los tubos de 0,25 / ay 5 / a; 7 segundos / carrera para el tubo 2 / a).
    4. Cargar la batería durante automático dispensador de bomba un día antes de inicio de la experimentación.
      Nota: Las baterías descargadas pueden conducir a una velocidad de bombeo significativamente más lento.
    5. Preparar un sujetapapeles con hojas de trabajo para el seguimiento de las mediciones del DTM (parcela o tratamiento, fecha, hora, tubos, número de golpes, concentración y duración de la medición si no se utilizan los dispensadores de bombeo).
    6. Preparar una caja Indicador de tubo (10 tubos de cada intervalo de concentración; Tabla 2) para llevar al campo con el fin de estar preparados para diferentes intensidades de flujo de amoníaco (Figura 4).

figura 3
Figura 3: Puesta en marcha y aplicación de c dinámicoHamber del método del tubo dinámico (DTM). Cada sistema consta de 4 cámaras conectadas por tubos de PTFE, la reducción conexión se utilizan para conectar todas las cámaras de una bomba. El aire es aspirado a través de un tubo de cobre perforada en el extremo inferior y sellado en la parte inferior, pasa sobre el suelo, y aspirado en la parte superior del volumen interno cónico a otro tubo de cobre. El aire que ha pasado a través del sistema se llevó a continuación a través de PTFE tubo al tubo de indicador para la determinación de las concentraciones de amoníaco.

Figura 4
Figura 4: Tubos indicadores con dispensador de bomba y bomba de mano Lado derecho: bomba de mano (contador de carreras, la ventana de control de la bomba con el punto blanco) con el tubo indicador utilizado;. lado izquierdo: dispensador de bomba (pantalla de control, botones de control) y el tubo nuevo indicador (0,25-3 ppm). llenado original de tubo indicador tiene un color amarillo. La reacción con amoniaco resultados en un cambio en el color púrpura, el color frontal está dislocada dentro de la escala. valores de concentración de amoniaco se obtienen mediante la lectura de la escala.

no. Los componentes del sistema de tubos Dräger
1 4 cámaras de medición de acero inoxidable (Figura 3)
2 7 segmentos de tubo de teflón (7 mm x 6 mm; 0,3 m de longitud cada uno); sustituir en caso de torceduras fuertemente
3 3 Y-conectores (PP)
4 Opcional: Anillo de suelo, de acero inoxidable (especialmente recomendado para mediciones en pastizales)
5 Bomba de mano (Figura 4)
6 Tubos indicadoras (1 caja contiene 10 tubos) (Figura 4)
7 Opcional: dispensador de bomba (Figura 4)
8 Opcional: cronómetro, cuando se utiliza la bomba de mano para mediciones

Tabla 1: Indicador de tubos (rangos de concentración) para las mediciones de pérdida de amoniaco.

Tubo Rango de la concentración (ppm volumen; l / l) Número predeterminado de golpes Comentario
El amoníaco 0,25 / a 0,25-3 10 Más baja concentración detectable (ca. 0,05 volumen ppm) se puede medir por el aumento del número de carrera hasta un máximo de 50 golpes
El amoniaco 2 / a 2-30 5
Ammonia 5 / a 5-70 (600 1 accidente cerebrovascular) 10

Mesa2: Componentes necesarios para la puesta en marcha de un sistema de medición Método Dynamic Tube.

  1. Preparar para la medición muestreador pasivo siguiendo estos pasos:
    1. Configurar muestreador pasivo con los objetos dados en la Tabla 3 como se muestra en la Fig. 5 y preparar dispositivos adicionales para mediciones de campo (Tabla 3).
    2. Calcular el número de viales (= número de muestras) para toda la campaña de medición.
    3. Asumir unos 8 viales por parcela después de la aplicación de estiércol (es decir, la solución se intercambia 7 veces) y los números más altos para los fertilizantes sintéticos N dependiendo de disolución y las emisiones específicas comportamiento de fertilizantes. Multiplicar el número de muestreos con número de parcelas para el cálculo de las muestras totales de número (número total = número de parcelas número de intervalos de muestreo x). Incluya 10 viales adicionales en caso de que se produzcan derrames.
    4. Calcular el volumen total de la solución requerida por multiplicar el número total de samplings con 0,02 l de solución de 0,05 MH 2 SO 4.
    5. Preparar volumen total de 0,05 MH 2 SO 4 solución mediante la adición de 9,8 g de ácido sulfúrico concentrado (98%) por litro de agua destilada.
      IMPORTANTE: Añadir el agua primero y luego ácido sulfúrico concentrado, y usar gafas de seguridad.
    6. Pesar cada vial vacío con la tapa antes de llenar con solución de ácido o utilizar un número de viales (por ejemplo, 10) y calcular el peso promedio de los viales y los resultados de nota.
    7. Llenar todos los pequeños viales con 0,02 l de 0,05 MH 2 SO 4, por ejemplo, con el dispensador de botella superior.
    8. Viales de etiquetas, tanto en la botella y la tapa con tinta resistente al agua con el número de ensayo, número de parcela, y el orden de las soluciones de toma de muestras dentro de la secuencia de medición, por ejemplo, B1 P1 T2 (cebada ensayo 1, parcela 1, solución al 2 nd: la solución después de la primera rellenar al inicio de experimento) o B1 P23 T1 (cebada ensayo 1, parcela 23, solución al 1 st).
    9. Ordenar smtodos los viales para cada evento medición de una campaña de medición en una bolsa de plástico etiquetada con el número de experimento, año, etc. Para números de las parcelas más grandes es preferible una bandeja con viales ordenados. Después de probar viales de transferencia de bandeja a las bolsas de plástico etiquetadas.

Figura 5
Figura 5:. Montaje de muestreador pasivo (trampa de ácido) La parte principal de la toma de muestras consiste en una botella resistente a los ácidos con 1-2 ventanas en cada lado (tamaño depende del tamaño de la botella). Un agujero de perforación en un borde superior se usa para drenar la botella. Por lo tanto, las ventanas están ligeramente desplazados desde este rincón de este borde de la botella para permitir una manipulación fácil, mientras que el drenaje. La botella se llena a través de la boca en la parte superior con la solución de muestreo y se fija con la boca de la tapa que se atornilla a la cubierta de acero inoxidable. Los techos se pueden unir mediante un tornillo de fijación flexibles parala varilla de acero para permitir el ajuste a diferentes alturas del dosel mediante el uso de sólo una longitud de la barra de acero.

no. Los componentes del sistema de muestreo pasivo
1 barra de acero con punto de fijación para techo de plástico (0,5 m de longitud)
2 techo de acero inoxidable
3 muestreador pasivo cúbico hecho de una botella de PE resistente al ácido con ventanas cubiertas 1-2 de mosquiteros en cada lado. En un borde superior se perfora un agujero para el drenaje de solución de muestreo utilizado. Shift ventanas ligeramente desde el centro para permitir la dispensación de la solución a través del agujero con bajo riesgo de derrame a través de las ventanas. Fijar la tapa de la botella con 2 tornillos al techo de acero. Tornillo de botella en la tapa.
4 Pequeños frascos para el transporte y la reposición del muestreador solución (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> solución de 4) - varios cientos de ensayos de gran tamaño
5 Grandes recipientes / botellas con solución de toma de muestras (0,05 MH 2 SO 4 solución) para todos los viales
6 Dispensador de frascos, para llenar los recipientes pequeños con una solución de colector (20 ml)
7 Congelador para el almacenamiento de solución de muestreo

Tabla 3: Componentes necesarios para configurar un muestreador pasivo y para la realización de mediciones de muestreo pasivo.

3. Después de ir al campo y Mediciones

  1. Tomemos el siguiente equipo adicional para el campo para facilitar la operación: toallas de papel y una bolsa para la eliminación de toallas de papel usadas, el portapapeles para tomar notas, bandeja de viales (clasificados), guantes resistentes a los ácidos para el manejo de la solución de ácido.
  2. Llevar a cabo la medida por el DTM y el intercambio de soluciones de muestreo pasivo, simultáneamente o wisn grandes diferencias de tiempo, especialmente en el comienzo de una campaña de medición o a altas NH 3 pérdidas esperadas.
  3. Realizar mediciones de control con el DTM (paso 3.4) en las parcelas de control sin fertilizar al principio y al final de cada período de medición. Siga esta secuencia: control, tratamientos, control.
    1. Medir más de 3-6 días para obtener las mediciones de pérdida de amoníaco fiables para el tiempo que duró todo un día al tener en cuenta el cambio de las emisiones debidas a diferentes temperaturas y velocidades del viento. Hacer mediciones en estos momentos: la mañana temprano (poco después de la salida del sol), final de la mañana, la tarde, la tarde, y poco antes de la puesta del sol.
    2. Si se usan anillos de suelo, anillos de prensa en dos lugares disponibles fácilmente accesibles dentro de las parcelas en el suelo. Utilice cuatro anillos para cada lugar y tener cuidado de que las distancias entre los anillos en cada lugar puede ser alcanzado por una de las cuatro cámaras conectadas del sistema de cámara (Figura 3). Inserte rin suelogs en el suelo mediante una tabla de madera colocados en los anillos para distribuir uniformemente la presión.
    3. Cubrir los anillos con pequeñas láminas de plástico durante la fertilización de las parcelas si se aplica fertilizantes sintéticos (por ejemplo, nitrato de amonio calcáreo, urea). Inmediatamente después de la aplicación de la máquina, aplique la alícuota requerida de fertilizante con una alta precisión con la mano dentro de la zona de los anillos de suelo.
    4. En el caso de la fertilización del estiércol, el estiércol aplicar en primer lugar (por ejemplo, mediante mangueras rastro), a continuación, insertar los anillos. Tenga cuidado de que el fertilizante se distribuye muy uniformemente.
      Nota: Como buena relación empírica para mediciones válidas después de la fertilización manguera de rastro la siguiente distribución de cámaras fue mostrado para proporcionar resultados precisos 13,14: dos cámaras en la pista fertilizado, dos cámaras en la zona no fertilizado en el medio. Si hay una cantidad muy grande de suspensión con baja viscosidad aplicada por mangueras Trail también colocar cuatro cámaras en el suelo fertilizado.
    5. Procedimiento para la medición con DTM
      1. Establecer el número de carreras a 50 si una bomba automática se utiliza para facilitar la operación.
        Nota: De esta manera los números de accidente cerebrovascular en entre 5 y 50 golpes se puede aplicar fácilmente, números de accidente cerebrovascular menor de 50 golpes, se pueden obtener al detener el proceso de bombeo.
      2. Enjuague el sistema DTM con NH 3 exento de aire mediante el levantamiento de las cámaras a una altura de aproximadamente 1 m por encima del suelo y el bombeo de aire a través del tubo de PTFE y cámaras (20-30 golpes) con la bomba de mano conectada directamente al tubo de PTFE terminal del el sistema de cámara.
      3. cámaras Press DTM directamente en la tierra a una profundidad de aproximadamente 15 mm (profundidad está marcado por un borde en la parte inferior de cámara) o en anillos de suelo (collares). Hacen terrones de suelo seguro que no queden alojados en el suelo entre el anillo y la cámara.
      4. Llevar a cabo las primeras 20 carreras de la bomba de preparación con una concentración baja indicador de tubo utilizado (0,25-3 ppm, Tabla 1) para crear cuasi-Steadcondiciones de estado y.
        Nota: las concentraciones de amoníaco se indican mediante un cambio de color de los gránulos sensibles al pH dentro del tubo de color amarillo oscuro a púrpura azulado. La parte frontal de este cambio de color dentro del tubo de muestra la concentración de NH 3, siempre que se encuentra dentro de una escala impresa en el tubo.
      5. Elegimos intervalo de concentraciones (de tres posibles tubos con distintos intervalos de concentración; Tabla 1) del nuevo tubo de indicador para ser aplicado en la siguiente medición en base a la información obtenida del cambio de color del tubo utilizado empleado en la etapa 3.4.4.
        Nota: En la mayoría de los casos el tubo '0,25 / a "se utiliza. Inmediatamente después de la aplicación superficial de la suspensión y a altas temperaturas tubos '2a' y '5a' debe ser utilizado en muchos casos. Esto se indica cuando los gránulos de un indicador ligeramente coloreado utilizan '0,25 / un "tubo ha vuelto azul por completo después de más de 10 golpes de preparación.
      6. Abrir un nuevo indicadortubo en ambos extremos por romper las cabezas usando el interruptor de tubo instalado en la caja de la bomba.
      7. Insertar el tubo indicador entre tubos de PTFE terminal y la bomba presionando los extremos del tubo en el tubo de PTFE y la boca de la bomba. Insertar el extremo del tubo con el valor más bajo en la escala impresa en el tubo en el tubo de PTFE, y el extremo con el valor más alto en la boca de la bomba. Comenzar a bombear hasta el número de carreras por defecto pulsando el botón OK de la bomba automatizada o la compresión de la bomba de mano. Mantenga la pausa entre pre-bombeo con el tubo utilizado (3.4.4) y comienzo de la medición real lo más corto posible.
        Nota: La descripción detallada del funcionamiento de la bomba es proporcionada por el fabricante.
      8. Si se utiliza una bomba de mano para mediciones, iniciar el cronómetro simultáneamente con la primera carrera de la bomba de mano.
      9. Terminar la medición cuando se alcanza el número de carreras estándar (10 golpes, 5 golpes con tubos de 2 / a) y la bomba de mano es totalmente relajado (valor denúmero de carreras por defecto aparece en la pantalla de la bomba automática o en el contador mecánico de carrera de la bomba de mano). Con la relajación de la bomba de mano por terminado medición del cronógrafo (bomba manual). Terminar el bombeo automático pulsando el botón "stop" cuando el número de carreras = número de carreras estándar - se visualiza 1.
      10. Aumenta número de carreras a un máximo de 50 golpes si la primera indicación de línea del valor más bajo de la escala impresa en el tubo (véase la Figura 4) no se alcanza después de que el número de carreras estándar. Utilice lecturas de tubo indicador sólo cuando se alcanza, al menos, la primera línea en la escala de un tubo de indicador.
      11. No exceda la línea que indica el valor más alto de la escala. Antes de este valor se alcanza a reducir el número de golpes por debajo del número de carreras estándar, deje de bombear y registrar el número de impulsos a utilizar.
      12. Leer el cambio de color más alejado en el tubo de todos los lados (línea de coloración es a menudo ligeramente inclinada o irregular) y record valor de concentración.
      13. Tenga en cuenta los siguientes valores en la hoja de registro: trama, fecha, hora de la medición, número de golpes (por bomba de mano: la duración de la medida (s)), la lectura en ppm (véase el Archivo Código Suplementario - ejemplo de campos de hoja de registro).
      14. llanta limpia de las cámaras se peguen los componentes del suelo, estiércol o fertilizantes con una toalla de papel limpia.
      15. Levante sistema DTM desde el suelo y al ras (véase 3.4.2).
      16. Haga varias mediciones, al menos dos, en diferentes lugares dentro de una parcela para aumentar la fiabilidad de las mediciones.
      17. Repetir las operaciones 3.4.3-3.4.16 en otras parcelas y en las mediciones posteriores.
    6. Procedimiento para la medición con muestreadores pasivos.
      1. Coloque muestreadores pasivos fijados a las varillas de acero en el centro de la parcela experimental de 0,15 m de altura (ventana del colector) por encima del suelo o cubierta superficie inmediatamente después de la aplicación de fertilizantes a una parcela. Darse prisa con la suspensión / apl fertilizantesicación tractor / sistema para instalar la toma de muestras sin demora. En el caso de suelo seco, inserte la varilla de acero en el suelo con un martillo.
      2. Caminar con subdividida bandeja / bolsa con frascos llenos de ácido ordenados para el primer intervalo de muestreo (por ejemplo B1; P1; T1) al muestreador pasivo. Póngase los guantes antes de manipular los viales con solución de ácido. Sacar el vial durante el intervalo de trama y de muestreo respectivo. Desenroscar la botella del muestreador pasivo. Se vierte la solución de 0,05 MH 2 SO 4 del vial en la boca de la botella. Tornillo de la tapa del vial sobre el vial vacío y el vial de volver a la bandeja / bolsa.
      3. Escribe número de la parcela en el techo metálico de la toma de muestras para la identificación de parcelas.
      4. Tome la bandeja subdividida con viales durante dos intervalos de muestreo posteriores de acuerdo con los intervalos de muestreo real y posterior (o dos bolsas para diferentes intervalos de muestreo) en todas las demás fechas de cambio.
      5. Volver a la trama de intercambio de 0,05 MH 2 SO
      6. Eliminar la solución de 0,05 MH 2 SO 4 en el muestreador pasivo aflojando con cuidado el muestreador pasivo y con cuidado la solución de enrutamiento entre las "ventanas" a través del orificio de descarga en vacío vial original (por ejemplo, B1 / P1 / T1). Muestreador-Re relleno a través de la boca de la botella con la nueva solución de 0,05 MH 2 SO 4 del vial sin usar subsiguiente (B1 / P1 / T2). Tornillo en las tapas con un etiquetado correcto en ambos viales. Fijar muestreador pasivo a la varilla atornillándola en la tapa conectada a la barra de acero.
      7. Nota número de parcela, en tiempo de llenado (= tiempo → hora de finalización del muestreo anterior vaciado) en la hoja de registro.
      8. Intercambiar las soluciones de muestreo después de 3-6 horas en el primer día después de la aplicación de abonos orgánicos N. Reducir la tasa de cambio a 12 horas (es decir, una toma de muestras para las emisiones nocturnas y diurnas) en el segundo día y para todos los muestreos de synthetic fertilizantes nitrogenados.
        Nota: el muestreo se puede extender a 24 horas, sin embargo, en verano y en virtud de las altas temperaturas de la evaporación del agua puede ser la absorción de amoniaco obstaculización alta.
      9. Medir las concentraciones de amonio en las soluciones del muestreo pasivo (como se describe más abajo) inmediatamente después de la conclusión de las muestras experimentales de campaña o en congelación a -18 ° C durante un máximo de 1 semana y medir más tarde.

    4. Cálculo de NH 3 fundentes

    1. Cálculo de amoníaco fundentes para DTM.
      1. Crear una hoja de cálculo para realizar automáticamente los siguientes pasos de cálculo.
      2. En primer lugar, el cálculo de los flujos no corregidos obtenidos de la medición con los DTM (mg N / (m² * hr)) utilizando la ecuación. 1 (Ver archivo de código suplementario) a partir de las lecturas de concentración (ppm NH 3), duración de la medición, el volumen de aire pasan a través del sistema y área cubierta por la cámara.
      3. Convertir la dimensión de los flujos no corregidos en la dimensión kg N huna hr -1 -1 dividiendo por 100.
      4. Escala estos valores a las emisiones cuantitativos mediante la aplicación de fórmulas de calibración (Ec. 2 y 3) 12 (Ver archivo de código suplementario) que corrige el efecto de la velocidad del viento situ en la diferencia entre los flujos no corregida del DTM y los verdaderos emisiones. Aplicar dos ecuaciones diferentes para tener en cuenta las condiciones particulares de dos clases de dosel: Ec. 1 para los pabellones de baja <0,3 m / suelo descubierto y Eq. 2 para los pabellones> 0,3 m.
      5. No aplicar las ecuaciones de calibración (Ec. 2-3), cuando las cámaras no tienen el mismo volumen interno y la puesta a punto tal como se utiliza en los ensayos iniciales de calibración 12.
      6. Realizar cálculos sólo con lecturas ppm obtenidos a partir de los números de carrera predeterminada, es decir, 5 o 10 golpes, que corresponde a 0,5 L o 1 L aire pasado a través del sistema. Si el número de golpes se desvía, corregir la lectura ppm y la duración de tiempo medido aplicado en la ecuación. 1 t de acuerdoo el número de golpes:
        = ppm ppm * número predeterminado de golpes [5, 10] / número de carreras real durante la medición = lectura de tiempo (seg) * número predeterminado de golpes [5, 10] / número de carreras real durante la medición
      7. Derivar las emisiones medias para cada parcela mediante el cálculo del flujo medio de mediciones repetidas dentro de una parcela para cada fecha de medición.
      8. Calcular los flujos de medios de amoníaco durante intervalos de tiempo entre dos fechas de medición.
      9. Calcular la pérdida de amoníaco (kg N / ha) para el intervalo entre dos mediciones DTM multiplicando flujo medio (kg N / (ha * hr), 4.1.8) por la duración de este intervalo (h).
      10. Calcular la pérdida total acumulada de una parcela en particular mediante la suma de todos los valores de pérdida de amoniaco (véase 4.1.9) obtenidos durante la campaña de medición.
    2. El cálculo de los flujos de los muestreadores pasivos:
      1. Descartar los valores si la solución se pierde por derrame, en este caso toda la trama puede ser eliminado de los datos. Comprobar si los datos gap puede ser llenado, por ejemplo, los valores promedio de las parcelas de reproducción durante el mismo intervalo de muestreo.
      2. Determinar el volumen de la solución: restar peso vial (véase el paso 2.4) de peso de vial con solución de muestra y asumir una densidad de 1,0 g / ml.
      3. Medir NH 4 + concentraciones en soluciones de muestra usando un electrodo sensible de amoníaco de acuerdo con las instrucciones del fabricante.
      4. Si el volumen de la muestra se desvía de volumen estándar, la concentración correcta: corregido ppm [mg NH4 + -N / L] = medido ppm Medición de volumen * [x ml] volumen predeterminado / [20 ml]
      5. Restar concentración promedio obtenido de las parcelas de control de parcela de tratamiento de lectura para cada intervalo de muestreo. Establecer los valores a 0 en caso de valores negativos.
      6. Resumiendo los control de volumen y corregida valores de ppm de todos los intervalos de medición obtenidos a partir de una parcela dentro de una campaña de medición para obtener la concentración acumulativa.
      7. Retire fuertementedesviarse positivamente los valores de emisión de NH 3 del conjunto de datos si la causalidad de sesgo puede ser identificado. Identificar los valores extremos, teniendo en cuenta la dirección del viento durante el muestreo tan fuertemente desviarse parcelas de las otras repeticiones están probablemente afectados por amoniaco a la deriva a partir de gráficas contra el viento altas emisiones.
    3. Calcular las pérdidas cuantitativas de las parcelas equipados con captadores pasivos por aplicación del coeficiente de transferencia.
      1. Obtener coeficiente de transferencia (kg N / (ha * ppm)) dividiendo la pérdida definitiva acumulada cuantitativa DTM (4.1.10) mediante la absorción de amoniaco acumulado de los muestreadores (4.2.6) (Ec. 4). Por ejemplo: DTM final: 10 kg N ha-1; Sampler acumulativa: 20 ppm [mg N / L] → = coeficiente de transferencia de 0,5 kg de N / (ha ppm): 1 ppm NH3 absorbido corresponde a 0,5 kg / ha emitido NH3-N)
      2. ppm valores se multiplican de todos los muestreos pasivos por coeficiente de transferencia para obtener las emisiones cuantitativos de todas las parcelas de ensayos. Determinación de la tasa de pérdida para un intervalo de medición de multiplicar la lectura ppm para el intervalo de muestreo por el coeficiente de transferencia y, posteriormente, dividir por la duración de intervalo de muestreo. Por ejemplo (captación de muestras 12 ppm después de 6 h): 0,5 kg de N ha-1 ppm -1 * 12 ppm / 6 h = 1 kg de N ha -1 h -1.

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Representative Results

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En el año 2014, un ensayo de campo se estableció en el centro de Dinamarca para probar los efectos de varios métodos para reducir las emisiones de amoníaco después de la aplicación de purín de vacuno: incorporación con un cultivador rotativo, la incorporación de suspensión acidificada y la inyección ranura cerrada (inyección de lechada en el suelo con la cobertura posterior con el suelo). A modo de comparación con una técnica de aplicación de alta emisión y, en particular, para la correcta aplicación de la aplicación de la manguera rastro método de la cámara de suspensión también fue incluido. En total, 24 parcelas se incluyeron en este estudio. Cattle suspensión se aplica a una tasa de 80 kg NH 4 + -N / ha.

Figura 6
Figura 6: evolución temporal de las emisiones de amoníaco acumuladas de prueba de campo replicado utilizando diferentes métodos de aplicación de abonos suspensión ganado lechero fue aplicada por la manguera de rastro (superficie) de aplicación, applicat superficie.ion y posterior incorporación, la incorporación de suspensión acidificada con ácido sulfúrico, cerrados inyección ranura (slot inyección cubierto con tierra). Los coeficientes de transferencia se obtuvieron de tratamiento de aplicación de la manguera rastro, barras de error representan las desviaciones estándar, letras indican niveles de significancia de Tukey (HSD) en p <0,05 (ANOVA de una vía).

El método demostró ser sensible y emisiones muy altas y muy bajas podía distinguirse sin interferencia fuerte de amoníaco a la deriva a partir de gráficos de alta emisión a parcelas de baja emisión. Como resultado, el método produjo diferencias altamente significativas entre las emisiones de amoníaco de suspensiones aplicadas por las distintas técnicas (Figura 6). Como era de esperar teóricamente, las emisiones de los tubos de senderos fueron más altos, mientras que la incorporación reducido las emisiones de menos de 60%. Más altas reducciones de pérdida se obtuvieron mediante la aplicación con la inyección de ranura cerrada o acidificación con incorporación posterior (aproximadamente 90%). De esta manera el método dio altamente relevainformación nt bajo un punto de vista práctico, ya que la acidificación con incorporación posterior es mucho más trabajo eficiente y más barato que la inyección de ranura cerrada.

En otro ensayo llevado a cabo en Alemania en 2012, el efecto de los inhibidores de la ureasa en las emisiones de amoníaco de la urea aplicada al trigo de invierno se puso a prueba. La urea es el fertilizante N sintética más problemática con respecto a las emisiones de amoníaco, pero es más importante a nivel mundial. Las emisiones pueden reducirse cuando la hidrólisis de la urea se ralentiza por aplicación de inhibidores de la ureasa. Además, se añaden inhibidores de la nitrificación para reducir el construida de nitrato en el suelo que puede estimular la emisión del óxido nitroso gas de efecto invernadero (N 2 O). Sin embargo, la duración más larga con alta concentración sostenida NH4 + puede estimular además NH 3 emisiones. En este ensayo tanto, diferentes fertilizantes de urea y estrategias de aplicación conectados (3 frente a 2 aplicaciones de fertilizantes con inhibidor de la nitrificación)fueron probados. Los resultados muestran que las emisiones de amoníaco fueron fuertemente reducirse por el uso de inhibidores de ureasa (Figura 7) independiente de la utilización de inhibidores de la nitrificación. La urea solamente en combinación con inhibidores de la nitrificación mostró los mayores emisiones conectados al suelo y clima efectos estimulantes emisiones de amoníaco en las fechas de aplicación específicos. Este fuerte efecto de las condiciones meteorológicas en diferentes fechas de aplicación se puede ver desde variando la evolución temporal de las emisiones de amoniaco obtenidos por este método (Figura 8). Las dos primeras fechas de aplicación mostraron las emisiones de amoníaco comparativamente bajos debido a las bajas temperaturas y eventos regulares pero pequeñas precipitaciones en la primera aplicación, mientras que las precipitaciones más fuertes disminuye las emisiones después de los primeros días de la segunda aplicación. En la tercera y cuarta aplicación temperaturas más altas prevalecieron con temperaturas más altas y las emisiones en la tercera aplicación. En ambas fechas emisiones fueron detenidos por fuertes precipitaciones eventos. El fuerte efecto de las condiciones climáticas de la intensidad de emisión a las fechas de aplicación particulares explica la diferencia de las emisiones medias entre la urea llano (3 aplicaciones) y urea con inhibidor de la nitrificación (2 aplicaciones) (Figura 7) en forma de urea normal se aplicó también en la cuarta fecha de la solicitud con las emisiones relativas más bajas.

Figura 7
Figura 7:. Emisiones de amoníaco acumuladas después de la aplicación de diferentes fertilizantes de urea para diferentes fechas de aplicación (gráfico superior) y acumulada para todas las aplicaciones (gráfico en la parte inferior) Los fertilizantes granulados se aplicaron a la superficie de trigo de invierno en las diferentes etapas de crecimiento, se utilizan inhibidores para disminuir las emisiones de amoníaco (UI) o para reducir la velocidad de transformación del nitrato a amonio (nI) (T = urea, IU = inhibidor de la ureasa, nI = inhibidor de la nitrificación, CAN =nitrato de amonio calcáreo); T, CAN, T + IU se aplicaron en tres fechas, T + Ni, T + SS + IU en dos fechas, APP = fecha de la solicitud, las barras de error representan el error estándar, letras indican niveles de significación (Tukey HSD) en p <0,05 ( ANOVA de una vía).

Figura 8
Figura 8: Tiempo de cursos y las condiciones climáticas de las emisiones de amoníaco a partir de cuatro fertilizantes de urea y puede aplicarse en distintas fechas y dosis de trigo de invierno cursos de temperatura y precipitación (gráfico superior) y el tiempo de emisión de NH 3 emisiones (gráfico en la parte inferior), este. la figura es un ejemplo de que con el método propuesto muy diferentes cursos de tiempo de las emisiones de amoniaco se pueden distinguir en función de tipo de abono (U = urea, UI = inhibidor de la ureasa, NI = inhibidor de la nitrificación, CAN = calcárea de nitrato de amonio) y las condiciones meteorológicas, U, CAN, U + IU se aplicaron en tres fechas, U + NI, NI + T + IU en two fechas, las barras de error representan la desviación estándar, letras indican niveles de significancia de Tukey (HSD) en p <0,05 (ANOVA de una vía).

El método de medición permite también para probar el efecto de las emisiones de amoniaco en el rendimiento de grano y la captación de grano N (Figura 9). Se aplicó un análisis de covarianza para probar el efecto de las emisiones de amoniaco, la estrategia de aplicación (2 frente a 3 aplicaciones por periodo vegetativo) y el año en la absorción de grano N. No sólo existían efectos significativos de pérdida de amoníaco (pendiente, idénticos entre años) y el año (el origen) en la absorción de grano N. Las intersecciones de las dos curvas muestran el efecto del año en la absorción de N (si el clima, las condiciones del suelo, etc.), mientras que la pendiente de la curva representa el efecto de las emisiones de amoniaco en esta variable. Otras pérdidas de nitrógeno potenciales que afectan a cultivos N-absorción, en particular, las pérdidas de N con agua de lixiviación, se controlaron mediante el muestreo de suelos intensiva y análisis (datos no mostrados). No se observó ninguna lixiviación de los nitratos en las verdurasvegeta- período. Por lo tanto, lo más sorprendente, el valor de la pendiente (= 1) muestra que las pérdidas de amoníaco traducen directamente en la absorción reducida de N en este ensayo. Esto también confirma el orden de magnitud de las pérdidas de amoníaco determinados por este método.

Figura 9
Figura 9:. Relación entre las emisiones de amoníaco y la absorción de nitrógeno grano de trigo de invierno fertilizado con diversos fertilizantes de urea emisiones de amoníaco son las pérdidas de nitrógeno disponible directamente planta que deberían tener efectos sobre el crecimiento de las plantas. Este gráfico muestra que el amoniaco emitida medido con el método de muestreo pasivo calibrado puede estar relacionado con la absorción de nitrógeno, los datos analizados por ANOVA de dos vías.

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Discussion

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Se demostró que el método propuesto se puede usar para comparar las emisiones de amoníaco de diferentes tratamientos de fertilización en pruebas de campo replicados y utilizar la información estadísticamente significativa resultante de estas mediciones para mejorar la gestión de fertilizantes nitrogenados. La cantidad de emisiones obtenidos por este método ha sido validado en estudios anteriores por comparación con mediciones micrometeorológicas 13,15,16. En este documento, la validez de este enfoque cuantitativo se demostró indirectamente por una relación lineal entre las emisiones de amoníaco cerca medidos y absorción por el cultivo N. Por lo tanto, el método puede ser considerado aplicable para la determinación de las pérdidas de nitrógeno agronómicamente relevantes por las emisiones de amoniaco. La aplicación de este método para la cuantificación de las pérdidas de amoníaco se limita a velocidades de viento medias ≤4 m / seg a 2 m de altura que la calibración del método de cámara única fue validado en esas condiciones.

e_content "> Sin embargo, hay condiciones que hacen que la aplicación de este enfoque difícil. En muy bajo y cero viento acelera la doble contabilidad de amoníaco por la re-deposición en el lugar de emisión se observó 20 y no pueden ser explicados por muestreo pasivo. Este tipo de situaciones se puede producir en la noche y en condiciones geográficas específicas (refugio de montañas, altas obstáculos). en este caso, es muy difícil de cuantificar las emisiones como el comportamiento de transporte de amoniaco emitido es incierto 14. Sin embargo, este problema afecta a casi todos los métodos de emisión de amoníaco y, desde el punto de vista de las emisiones, emisiones cero se debe asumir en tales condiciones o los intervalos de medición deben ser desechados. mandilada amoniaco de los campos colindantes en la naturaleza multi-parcela experimental de campo no plantea ningún problema a la metodología presentada, ya que pueden ser explicadas por el control medidas (no hay tratamientos de fertilización). Sin embargo, si esta influencia supera las concentraciones de amoníaco en desengrasantesM El parcelas de tratamiento, la determinación de las pérdidas de amoníaco puede ser imposible. Por lo tanto, la fertilización de los campos vecinos del sitio experimental debe ser controlada y sin amoniaco debe ser emitida por esos campos. En condiciones cuando el fertilizante se distribuye de manera desigual o (desigual) incorporado en el suelo, es difícil o imposible de aplicar correctamente el sistema de cámaras como los flujos medidos pueden no ser representativos para el campo debido a la distribución de fertilizantes desconocido. En este caso otro tratamiento tiene que ser incluido con la distribución de fertilizantes bien conocido que puede ser adecuadamente explicarse por la colocación de las cámaras en el suelo. Esto se puede ver a partir del ejemplo anteriormente dado en el que se añadió aplicación manguera rastro como cobertura del suelo por suspensión con mangueras sendero era visiblemente conocidos. Si estas medidas no son posibles la metodología presentada no se puede aplicar. Sin embargo, el muestreo pasivo, que no se ve afectada por esta restricción, al menos daría diferencias semi-cuantitativas entre treatments aunque sin emisiones cuantitativas precisas. El problema de no adecuada contabilidad de la distribución desigual de fertilizantes es un problema con todos los sistemas de túneles de viento o cámara. Sin embargo, los túneles de viento pueden tener una mayor cobertura del suelo, con un promedio de ese modo desnivel micro-escala en la distribución de fertilizantes. Por lo tanto, el método de la cámara utilizada en este enfoque puede ser sustituido por otro método que produzca emisiones cuantitativos a partir de mediciones de la trama (por ejemplo, túneles de viento). Pero sólo los diseños específicos de los túneles de viento dan valores cuantitativos precisos 10,21 y, a menudo dan información incorrecta si no pueden ser removidos antes de los eventos de lluvia y reemplazados a partir de entonces.

Aparte del problema específico de la distribución de fertilizantes, todavía hay un debate en curso sobre la validez de los diferentes sistemas de medición de la pérdida de amoníaco para cuantificar con precisión las pérdidas de amoníaco, y sistemas de cámara están generalmente en tela de juicio 20. Sin embargo, se ha demostrado en estudios anteriores por ejemplo, trazado abierto o sistemas FTIR TDL combinan con el modelado micrometeorológica 18, 20. Sin embargo, estos sistemas no son aplicables en las pruebas de campo replicados.

Altas marquesinas> 0,3 m siguen planteando un desafío para el sistema de cámaras aplicado y todos los sistemas de cámara dinámicos, incluidos los túneles de viento. Pasado prueba mostró una buena concordancia entre el método presentado en este documento y los resultados micrometeorológicas. Sin embargo, las pruebas futuras son necesarias para confirmar estos resultados.

A la larga, sería más conveniente utilizar el samp pasiva ler resultados sin un método cuantitativo basado en una ecuación de calibración separada. Los esfuerzos anteriores para obtener una base tal ecuación de la velocidad del viento, temperatura, etc., no tuvieron éxito. Esto es probablemente debido a los cambios de diseño muestreador pasivo - método era todavía en desarrollo - y los efectos del dosel. En el futuro, se propondrá un diseño definido de los muestreadores y después de un gran número de experimentos de la derivación de una ecuación de calibración debe ser posible para ser aplicado para este tipo específico de muestreadores pasivos. Como alternativa a los muestreadores pasivos hecho a sí mismo en este estudio que emplean diluida de ácido sulfúrico líquido, trampas de ácido confeccionadas 22, por ejemplo, muestreadores ALPHA 23, se dispone que el ácido se une en una matriz sin riesgo de derrame y más facilidad de manejo . Sin embargo, estas muestras pueden requerir tiempos de exposición más largos que los que se aplican en este método 22 y aún no han sido probados en un enfoque similar.

e_content "> Un nuevo método, calibrado de muestreo pasivo, para medir cuantitativamente las emisiones de amoníaco en los ensayos de campo replicados fue presentado. El método demostró ser válido en virtud de una amplia gama de condiciones experimentales y se recomienda su uso en condiciones con suelo desnudo o pequeñas marquesinas. Resultados obtenido a partir de experimentos con dosel de las plantas más grandes deben ser tratadas con más cuidado. Si un usuario se encuentra todavía en duda con respecto a la validez cuantitativa del método, se puede probar mediante la combinación de este método con una medición simultánea con la técnica micrometeorológica y la cámara bajo el suelo idéntico y las condiciones de dosel y la posterior comparación de emisiones obtenidos. Los muestreadores pasivos demostrado ser una herramienta muy robusto para medir cualitativamente las emisiones de amoníaco en pruebas de campo multi-trama y puede ser utilizado con diferentes métodos de escalado para obtener un coeficiente de transferencia. requisito para un método de este tipo de escala se su aplicabilidad en la misma parcela que las empleadas para la muestra pasivars. Después de definir el diseño final de las muestras o en la aplicación de muestreadores pasivos ya preparadas, una ecuación de calibración específico para estos muestreadores podría ser desarrollada y una medición simultánea con un método cuantitativo puede ser prescindible.

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Disclosures

El autor declara que no tiene intereses financieros en competencia.

Acknowledgments

El autor agradece al Dr. Marco Roelcke, el Dr. Dirk Niekisch, el Dr. Robert Quakernack, el Dr. Kang Ni por su esfuerzo en el desarrollo y un mayor desarrollo de este enfoque. Muchas gracias también a los técnicos de campo Doris Ziermann y Jun Yang. Las investigaciones subyacentes fueron apoyados por el Deutsche Forschungsgemeinschaft, el Estado Federal de Schleswig-Holstein, subvenciones efre de la Unión Europea y SKW Piesteritz corp. como se indica en detalle en las publicaciones citadas.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
stainless steel Dräger chamber + soil rings Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kiel, Germany no number
roofs and stainless steel rod for passive sampler Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kiel, Germany no number
ammonia electrode + bench Thermo scientific Cat. No. 9512BNWP or 951201
ammonia electrode filling solution Thermo scientific Cat. No. 951202
Ammonia calibration standards; 0.1 M ammonia chloride standard Thermo scientific Cat. No. 951006 
Dräger pumps Draeger Safety AG& Co Kg
Dräger tubes Draeger Safety AG& Co Kg types: 0.25/a; 2/a; 5/a
acid resistant passive sampling bottles (Azlon bottle, HDPE) Dunn Labortechnik GmbH Cat.No.: BGE230P
small vials (scintillation bottles PE 60 mm x 27 mm) any laboratory store
PTFE tubing 7 mm x 1 mm WDG any laboratory store
connectors PP Y-Form 6-7 mm any laboratory store

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References

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Calibrada de muestreo pasivo - Mediciones de campo multi-trama de NH<sub&gt; 3</sub&gt; Las emisiones con una combinación del método Dynamic Tube y muestreadores pasivos
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Pacholski, A. Calibrated Passive Sampling - Multi-plot Field Measurements of NH3 Emissions with a Combination of Dynamic Tube Method and Passive Samplers. J. Vis. Exp. (109), e53273, doi:10.3791/53273 (2016).More

Pacholski, A. Calibrated Passive Sampling - Multi-plot Field Measurements of NH3 Emissions with a Combination of Dynamic Tube Method and Passive Samplers. J. Vis. Exp. (109), e53273, doi:10.3791/53273 (2016).

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