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Calibrado amostragem passiva - Multi-enredo medições de campo de NH doi: 10.3791/53273 Published: March 21, 2016

Summary

as emissões de amoníaco são uma grande ameaça para o meio ambiente, a eutrofização, a acidificação dos solos ea formação de partículas finas e derivam principalmente de origem agrícola. Este método permite medições de perda de amoníaco em ensaios de campo replicados permitindo análise estatística de emissões e de relações entre o desenvolvimento das culturas e das emissões.

Abstract

Amônia Agrícola (NH 3) as emissões (90% do total de emissões da UE) são responsáveis ​​por cerca de 45% eutrofização transportado por via aérea, 31% acidificação do solo e 12% a formação de poeira fina dentro da UE15. Mas as emissões de NH 3 também significar uma perda considerável de nutrientes. Muitos estudos sobre emissões de NH3 de aplicação de fertilizantes orgânicos e minerais foram realizados nas últimas décadas. No entanto, a investigação relacionada com NH 3 emissões após fertilizantes aplicação ainda é limitada, em particular no que diz respeito às relações com as emissões, tipo de fertilizante, condições do local e de crescimento da cultura. Devido à variável resposta das culturas aos tratamentos, efeitos só podem ser validados em modelos experimentais, incluindo a replicação campo para o teste estatístico. Os métodos de perda de amônia dominando produzindo emissões quantitativos requerem grandes áreas de campo, equipamentos caros ou fornecimento de corrente, o que restringe sua aplicação em ensaios de campo replicados. esta protocol descreve uma nova metodologia para a medição do NH emissões 3 em muitas parcelas que ligam um método de medição semi-quantitativa simples usado em todas as parcelas, com um método quantitativo por medições simultâneas usando ambos os métodos em lotes selecionados. Como um método de medição semi-quantitativa amostradores passivos são utilizados. O segundo método é um método da câmara dinâmica (método do tubo dinâmico) para obter um coeficiente de transferência, que converte as perdas semi-quantitativos do dispositivo de amostragem passivo para perdas quantitativas (azoto kg ha-1). O princípio subjacente a esta abordagem é que amostradores passivos colocados em um campo experimental homogênea têm o mesmo comportamento de absorção de NH3 sob condições ambientais idênticas. Portanto, um co-eficiente obtido a partir de amostradores passivos transferência única pode ser usado para escalar os valores de todos os amostradores passivos usados ​​no mesmo ensaio de campo. O método provou ser válida sob uma ampla gama de condições experimentais e é recomendado paraser utilizado em condições com solo descoberto ou pequenas copas (<0,3 m). Os resultados obtidos a partir de experimentos com plantas mais altas devem ser tratados com mais cuidado.

Introduction

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A amônia (NH3) é o único gás atmosférico traço predominantemente (90%) emitido a partir de fontes agrícolas na UE. Embora a agricultura é também uma fonte importante (> 50% das emissões da UE), estes contribuem apenas para cerca de ~ 5% do total das emissões antropogénicas de gases com efeito de estufa da UE-15. Em contraste, as emissões agrícolas NH 3 são responsáveis ​​por cerca de 45% de eutrofização derivada de emissões, 31% da acidificação e de 12% a formação de poeira fina dentro da UE15 1. Além de efeitos prejudiciais para os ecossistemas ea saúde humana, nitrogênio (N) a perda de NH 3 emissão é uma perda económica para os agricultores 2. fertilizante de nitrogênio é essencial para a elevada taxa de produção de alimentos entregues pela agricultura moderna. Para além do dano ambiental, NH 3 emissões, assim, significa uma perda considerável de nutrientes, como NH3 é derivado de amónio adubo, para além de nitrato as espécies principais de azoto mineral aproveitar directamentecapaz de a planta que regula os processos de crescimento ea produtividade das plantas. Aplicação de fertilizantes nitrogenados contribui € 20-80 bilhões em lucro por ano para os agricultores da UE, mas, por sua vez, foi estimado que NH3 liberado no ar da agricultura provoca ~ € 50 bilhões em danos anuais na UE 3. Portanto, a redução das emissões de NH 3 é essencial tanto para diminuir os efeitos ambientais e o aumento da eficiência da N. aplicada

Na agricultura, NH 3 é emitido principalmente de casas animais, estrume de animais (pastas, digestates anaeróbicas (AD), estrume sólido) de armazenamento e gestão, bem como aplicação de campo estrume. A propensão para emitir NH 3 difere dependendo da composição do estrume, por exemplo, teor de matéria seca e estrume pH. Até certo ponto, amónio e amina com base fertilizantes nitrogenados sintéticos como o fosfato de ureia e de diamónio também contribuem para as emissões de NH 3. Apesar de nitrato de amónio calcário (CAN) É o principal N fertilizante em muitos países europeus, o uso de uréia granular tem aumentado, e foi o segundo a CAN na Europa Central e Ocidental, em 2012 4. A ureia é particularmente popular nos países em desenvolvimento devido às suas vantagens de um elevado teor de N, segurança e transporte fácil e é mais importante fertilizante nitrogenado sintético do mundo 5. No entanto, o aumento do pH e da superfície do solo NH 4 + -concentrations resultantes da hidrólise de ureia pode resultar em emissões elevadas NH 3. Isso pode causar baixa eficiência do uso de N, especialmente em solo alcalino ou o solo com baixa capacidade de sorção, o que limita o uso de fertilizantes de uréia na Europa 6,7.

Muitos estudos sobre emissões de NH3 de aplicação de fertilizantes orgânicos e minerais e estábulos foram realizados nas últimas décadas, 6, 8. No entanto, a pesquisa relacionadas com NH 3 emissões após a aplicação do emitt amôniaing fertilizantes ainda é limitada. Este, em particular, aplica-se à relação entre as emissões de amoníaco, tipo de fertilizante utilizado, condições do local e de crescimento da cultura. Sob condições ideais isso requer testes de campo replicadas devido à variável resposta das culturas de tratamentos que só possam ser validados em um delineamento experimental, incluindo a replicação campo para o teste estatístico.

Perdas de amônia deve, portanto, ser também determinada em ensaios de campo multi-enredo replicados 9, mas os que dominam métodos de perda de amônia produzindo emissões quantitativos (ou seja kg N / (ha * h)) requerem grandes áreas de campo (métodos micrometeorológicos), equipamentos caros (túneis de vento ) ou fornecimento de energia elétrica em campo o que torna a sua aplicação em ensaios de campo replicados difícil ou impossível. Além disso, as configurações específicas de túneis de vento têm sido criticados em relação à precisão dos valores de emissão obtidos 10. Portanto, existe uma forte necessidade de umn método de perda de amoníaco para determinar as emissões de amoníaco em ensaios de campo replicadas. Este método poderia ser usado para ajudar a melhorar as medidas agrícolas para reduzir as emissões de amoníaco com base em efeitos estatisticamente validados de condições do local, tipo de fertilizante, métodos de aplicação e desenvolvimento da cultura.

A idéia básica da nova metodologia, a amostragem passiva calibrada, é ligar um método de medição semi-quantitativa simples para a medição em muitas parcelas, com um método quantitativo por medições simultâneas com ambos os métodos em algumas parcelas. Amostradores passivos modificada em comparação com o desenho na publicação original 11 são utilizados como um método de medição semi-quantitativa. O método dinâmico tubo (DTM) 12, um método da câmara dinâmica calibrado, é empregue para obter um coeficiente de transferência, que converte as perdas semi-quantitativos do dispositivo de amostragem passivo para perdas quantitativas (kg N ha -1). Devido à baixa taxa de câmbio do ar na câmarasistema de emissões não calibrados obtidos a partir de DTM são cerca de uma ordem de grandeza inferior às emissões reais. No entanto, esse problema foi superado por uma equação de calibração que corrige os fluxos de câmara, dependendo das condições do vento in situ 13. Estas equações de calibração pode ser aplicada apenas quando as câmaras têm o mesmo volume de espaço vazio interno e design como os utilizados nos ensaios de calibração. Chambers pode ser inserido directamente no solo ou colocado em anéis de solo. O último evitar perturbação excessiva do solo e permite uma introdução quase hermético das câmaras em pastos de capim-densas ou solo compactado. Além disso, a quantidade exacta de fertilizante a ser testado pode ser aplicado dentro dos anéis de solo. No entanto, de torrões sobre os anéis de solo também pode implicar a fixação entre a câmara e o anel de solo.

figura 1
Figura 1: MeasureMe simultâneant com amostradores passivos e método da câmara (DTM) em parcela de campo. amostrador passivo está localizado no centro de uma parcela quadrada de 0,15 m acima do solo / copa. Medidas com DTM são feitos pelo menos 2 locais dentro de um lote por data de mensuração. Áreas dedicadas para a colheita não deve ser afetada por operações de câmara e de medição amostrador passivo.

Para derivar a transferência medições coeficientes são realizados simultaneamente em um pequeno número de tramas com ambos os métodos (Figura 1). É importante que elas sejam aplicadas com a mesma duração total a medição e que as medições são efectuadas ao mesmo tempo (no prazo de 1 h). O princípio facilitar a aplicação de um coeficiente de transferência para muitas parcelas baseia-se no fato de que amostradores passivos colocado em um campo experimental homogênea, com a distância adequada para os obstáculos que perturbam o campo vento como sebes, edifícios, etc. (pelo menos 10 vezes, de preferência 20 tempos de obstacLe altura) 14, tem o mesmo comportamento de absorção de NH3 sob condições ambientais idênticas. Assim, por exemplo, 50% menor emissão em um terreno iria traduzir diretamente a absorção de amoníaco reduzida de 50% em uma solução amostrador. Portanto, um coeficiente de transferência utilizado para o dimensionamento de valores de armadilha de ácido em uma única trama pode ser usado para escalar os valores de todas as armadilhas de ácidos utilizados no mesmo ensaio de campo. Devido aos efeitos de diferentes condições ambientais (temperatura, velocidade do vento, rugosidade superficial) sobre eficiência de absorção de amônia de amostradores passivos 11 o coeficiente de transferência tem de ser derivado para cada campanha de medição, respectivamente.

As características gerais dos dois métodos aplicados e exigida do projecto de ensaios de campo incluem 4 câmaras dinâmicas colocadas sobre o solo relacionados com Polytetrafluoroethylene tubo (PTFE) e ventilado por uma bomba de fole (DTM), amostradores passivos e grandes parcelas experimentais quadrática com grande buffer espaços para reduciamento o efeito de NH 3 a deriva entre as parcelas na medição das emissões sobre o enredo.

Os amostradores passivos são enchidos com ácido sulfúrico diluído (0,05 H 2 SO 4) e são colocados no centro das parcelas. A solução em amostradores passivos absorve continuamente amónia, e é substituída periodicamente, dependendo da intensidade esperada das emissões. Simultaneamente, NH 3 fluxos são medidos com o DTM em duas parcelas de tratamento e uma parcela de controle em pontos específicos no tempo. Em contraste com o vento túneis, os dois métodos combinados de amostragem passiva calibrados têm apenas efeitos muito limitados sobre a umidade do solo, temperatura do solo e precipitação que podem afetar as perdas de emissão de amônia muito fortemente 6,8. Enquanto amostradores passivos são montadas 0,15 m acima do solo e da superfície da copa, sem qualquer efeito sobre essas variáveis, as medidas com câmaras de DTM só duram cerca de 5 min reduzir os efeitos de câmara potenciais a um mínimo. Resultados precisos para NH 4 + as concentrações na solução de amostra pode ser obtida por meio de medições com eléctrodos sensíveis-amónio. Medidas com a de fluxo contínuo Auto Analisadores pode ser problemático como reação pH cor sensível aplicado nestes instrumentos podem por dificultado pelo pH ácido da solução de amostragem e produtos químicos utilizados exigir a modificação. NH 3 concentrações no ar passado através do sistema de câmara da DTM são instantaneamente medidos com tubos de indicadores. As medidas as concentrações de NH 3 são registrados em uma folha de dados depois de cada medição.

Para DTM, NH 3 fluxos (mg N / (m² * H)) são calculados a partir medidos NH 3 concentrações e caudal de ar através do sistema de câmara de 4 e na área abrangida pelas câmaras (Eq. 1, parágrafo 2.5.1). Os fluxos calibrado-un resultantes (que subestimam as verdadeiras emissões) são dimensionadas para perdas quantitativascom equação de calibração (Eq. 2 e 3, ver o ponto 2.5.1). Escalados cumulativos NH 3 derrotas (kg N / ha) da DTM são calculados pela média dos fluxos entre duas datas de medição subsequentes, multiplicando este fluxo médio com a duração de cada intervalo, e adicionando-se todas as perdas de todos os intervalos de medição de uma medição campanha. Cumulativos qualitativos NH 3 derrotas (soma ppm) de amostradores passivos são calculados somando-se NH 4 + -concentrations recolhidos (ppm) em um terreno dentro de uma campanha experimental. Isso é viável porque, sob temperaturas de volume e de medição idênticos, os valores ppm traduzir diretamente em quantidades capturadas de amônia. Para dimensionar essas perdas qualitativas nas perdas quantitativas o coeficiente de transferência (kg N / (ha * ppm)) é derivado relacionando perda final cumulativo da DTM (kg N ha -1) para a soma total das operações de concentração nos samplers medida no mesmas parcelas. Este coeficiente de transferência é então utilizado to converter as emissões de semi-quantitativos de amostragem passiva aos fluxos quantitativos (por exemplo kg N / ha), multiplicando as concentrações acumuladas com o coeficiente de transferência.

A perda de água a partir dos colectores por meio de evaporação não afecta a capacidade de absorção, mas deve ser corrigido mais tarde para análise de dados. Derramar de uma solução devido a durante ventos fortes não foi observada mesmo nos pântanos costeiros do norte da Alemanha. Decisivo para uma aplicação bem sucedida desta abordagem é o design idêntico de todos os amostradores passivos aplicados no campo, incluindo posição idêntica e altura da colocação dentro de uma trama. Vários modelos de amostradores passivos têm sido aplicados com sucesso no passado. Este artigo sugere um projeto particular que provou ser confiável e fácil de operar em medições de campo. A abordagem apresentada tem sido extensivamente testado por comparação com métodos de perda de amônia padrão (métodos micrometeorológicos) em cerca de 15 fielensaios d confirmando a validade quantitativa do procedimento de 15,16 e uma representação imparcial da dinâmica de emissões 17. O coeficiente de determinação (r²) dos fluxos calibrados em comparação com as medições micrometeorológicas no estudo de calibração 13 foi de 0,84, bastante semelhantes ao coeficiente obtido comparando sensores de amônia para concentrações de amônia atmosféricos medidos em um estudo recente 18. O erro de raiz quadrada média relativa de perdas de amônia acumulado foi de 17%, também muito próximos dos valores obtidos em outros estudos comparando medidas micrometeorológicas 13. Na segunda validação, em que o método proposto foi comparado com medidas micrometeorológicas de emissões de amoníaco de lamas orgânicas (5 ensaios separados), um r² de 0,96 (inclinação da curva de ≈ 1) e um erro de raiz quadrada média relativa de 5% foi obtido para as emissões de amoníaco acumuladas finais 15. O método provou sensível emum ensaio de campo 3 anos usando diferentes fertilizantes nitrogenados sintéticos 19. A aplicação desta abordagem é restrita a velocidade média do vento ≤4 m / seg a 2 m de altura como o método da câmara só foi validado sob essas condições 13,15,16.

A campanha de medição é definida como uma experiência testando as emissões de amoníaco após a aplicação de fertilizantes em várias parcelas que duram vários dias, até semanas. Cada campanha de medição em um terreno consiste em vários intervalos subsequentes de amostragem (amostragem passiva) ou datas de medição (DTM). Intervalo de amostragem é definido como a duração sequencial de absorvância de amoníaco emitida por uma solução de amostragem. data de medição é definida como ponto sequencial no tempo em que as medições DTM são feitas em diferentes parcelas usadas para derivar o coeficiente de transferência.

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Protocol

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1. Desenho Experimental e de instruções gerais

  1. Use comparativamente grandes lotes (12 mx 12 m ou 9 mx 9 m), em comparação com os tamanhos normalmente aplicados em ensaios de campo replicadas (por exemplo, 3 mx 8 m) para evitar efeitos de distribuição desigual de fertilizantes sobre as emissões de amoníaco (Figura 2). Usar formas enredo quadrados para evitar os efeitos de mudança de direção do vento sobre a absorção de amônia pelos samplers. Reduzir a dispersão de NH 3 a partir de um lote para o outro para um grau aceitável, mantendo uma área tampão de 1 tamanho do terreno entre as parcelas.

Figura 2
Figura 2: Projeto experimental Optimum para multi-enredo medições de perda de amoníaco, com amostradores passivos Use relativamente grande (12 mx 12 m; 9 mx 9 m) parcelas de tratamento quadrados separados em cada lado por parcelas de guarda não tratados.. Para evitar efeitos de dossel em NHTampão 3 emissões parcelas podem ser fertilizados com fertilizantes de nitrato de emissão zero.

  1. Adicionar parcelas de controle, sem aplicação de fertilizantes distribuídos entre as parcelas de tratamento.
  2. Dê número ou código para cada parcela de simples identificação de parcelas e amostras.
  3. Aplicar fertilizante de nitrogênio orgânico ou sintético para parcelas experimentais que variam entre 50 e 150 kg amoniacal (de amônio + ureia) de azoto (N) por ha como é feito em estudos anteriores 15,16,19.
    Nota: A quantidade de fertilizante pode variar dependendo objectivos experimentais.
  4. Selecione dois lotes de tratamento e um lote de controle para medição simultânea com o método de DTM e amostrador passivo. Escolheu parcelas de tratamento com emissões putativamente elevadas (com base na experiência ou a literatura), dando um sinal de medição forte.
  5. Configurar pelo menos duas parcelas adicionais com fertilizantes distribuídos uniformemente aplicadas por máquinas de teste de campo ou mangueira trilha exata ou superfície de espalhamento (variação do Naplicado entre as parcelas idênticas, ~ 10%), se houver distribuição de adubo vertical ou lateral desigual. Note-se que a distribuição de fertilizantes desigual geralmente ocorre após a aplicação da suspensão por aplicação trilha mangueira, fertilizantes e injeção de lama, ou a aplicação de fertilizantes granulados com espalhadores de práticas calibrado-un.
    1. Realizar medições simultâneas com amostradores passivos e DTM sobre estas parcelas adicionais. Use os resultados desses lotes para a derivação do coeficiente de transferência. Verifique quantidade de fertilizante aplicado por pesagem tanque de mistura ou máquinas de aplicação antes e após a aplicação.
  6. Grave as seguintes variáveis ​​ambientais em campo com um em dados de registro da estação meteorológica in situ para intervalos de tempo de 10 min para calcular a matéria e corrigidos NH 3 taxas de perda da DTM por meio de equações 1-3 (veja o arquivo Código Suplementar) e eliminar erros nas medições do lote:
    1. Registro da temperatura do ar (1m de altura)
    2. pressão de ar barométrica Record (hPa)
    3. Recorde de velocidade do vento a 2 m de altura com altas copas e também em 0,2 m de altura (m / seg)
    4. Grave direção do vento.
      Nota: Para facilitar a equipe de operação de três pessoas é recomendada a aplicação do fertilizante (primeira data de medição) e instalação dos samplers (uma pessoa por um método da câmara dinâmica, dois para instalação de amostradores passivos e troca de solução de ácido). Em datas posteriores de medição, duas pessoas são recomendados (um amostrador passivo, uma câmara dinâmico); No entanto, em caso de números de gráficos pequenos (<10), que é controlável para cobrir todas as tarefas com uma pessoa.

2. Preparativos Antes de ir para o campo

  1. Prepare-se para a medição com DTM, seguindo estes passos:
    1. Montar e embalar o sistema de câmara (Figura 3 e 4) que consiste em itens indicados no Quadro 1. Pressione PTFEtubo (comprimento 0,3 m) sobre o tubo de cobre mais curto de cada câmara e conectar dois tubos de PTFE com um conector Y, respectivamente. Conectar cada um dos dois conectores Y com um outro tubo de PTFE (0,3 m) e conectar-se tanto com um outro dispositivo de ligação Y. Colocar o tubo PTFE terminal (0,3 m) na única final da superior mais conector.
    2. Bomba de mão pack ou bomba automática (Figura 4) para a ventilação do sistema. Sempre embalar uma bomba de mão para o campo para a lavagem do sistema com ar com baixa concentração de NH 3 (passo 3.4.2). Nota: bombas original pelo fabricante tem que ser utilizado como a cinética da reacção no tubo indicador está estreitamente relacionada com o fluxo de ar criado por as bombas. Quando uma bomba automatizado é usado, ele não necessita de medições cronômetro adicionais durante medições de fluxo.
    3. Se uma bomba automática não é usado, antes ou depois de tomar medidas, verificar a duração de um único golpe da bomba de mão. Faça isso por bombeamento com um indicador inserido aberta tuser (cortar / cabeça do tubo quebrado) e medindo o tempo até 10 golpes com um cronômetro (valores passados: 4,5 seg / curso para tubos 0.25 / A e 5 / a; 7 segundos / curso para o tubo 2 / a).
    4. Carregue a bateria por distribuidor automático da bomba um dia antes do início da experimentação.
      Nota: As baterias descarregadas pode levar a uma taxa de bombeamento significativamente mais lento.
    5. Prepare uma prancheta com planilhas para o acompanhamento das medidas DTM (lote ou tratamento, data, hora, tubos, número de golpes, concentração e duração da medição Se não forem utilizados dispensadores de bomba).
    6. Prepare uma caixa de indicador de tubo (10 tubos de cada faixa de concentração; Tabela 2) para levar para o campo, a fim de estar preparado para diferentes intensidades de amoníaco de fluxo (Figura 4).

Figura 3
Figura 3: Configuração e aplicação de c dinâmicaHamber do Método Dynamic Tube (DTM). Cada sistema é composto de 4 câmaras ligadas por tubos de PTFE, conexão redução são usados ​​para conectar todas as câmaras com uma bomba. O ar é aspirado através de um tubo de cobre perfurada na extremidade inferior e selada na parte inferior, passada sobre o solo, e sugado na parte superior do volume interno cónico para outro tubo de cobre. O ar que passou através do sistema, em seguida, é levado através de uma tubagem de PTFE para o tubo de indicador para a determinação das concentrações de amoníaco.

Figura 4
Figura 4: Tubos de indicador com dispensador de bomba e bomba de mão Lado direito: bomba de mão (contra acidente vascular cerebral, a janela para controlar a bomba com o ponto branco) com o tubo indicador utilizado;. lado esquerdo: dispensador de bomba (display de controle, botões de controle) e novo tubo indicador (0,25-3 ppm). enchimento original do tubo indicador tem uma cor amarela. A reacção com amoníaco resultados em uma mudança de cor roxa, frente cor é deslocado dentro da escala. Os valores de concentração de amoníaco são obtidos através da leitura da escala.

não. Componentes do sistema de tubos Dräger
1 4 câmaras de aço inoxidável de medição (Figura 3)
2 7 segmentos de tubagem de Teflon (7 mm x 6 mm; comprimento 0,3 m cada); substituir quando fortemente dobrada
3 3 conectores Y (PP)
4 Opcional: Anel de solo, aço inoxidável (especialmente recomendado para medições na pastagem)
5 Bomba de mão (Figura 4)
6 Tubos de indicador (1 caixa contém 10 tubos) (Figura 4)
7 Opcional: dispensador de bomba (Figura 4)
8 Opcional: cronômetro, quando a bomba de mão é usada para medições

Tabela 1: Indicador de tubos (intervalos de concentração) usados ​​para medições de perda de amônia.

Tubo Gama de concentração (ppm em volume; l / l) Número padrão de traços Comente
Amónia 0,25 / a 0,25-3 10 Concentração mínima detectável (cerca de 0,05 volumes ppm) pode ser medida através do aumento do número de cursos a um máximo de 50 movimentos
Amônia 2 / a 2-30 5
De amónia a 5 / a 5-70 (600 1 acidente vascular cerebral) 10

Mesa2: Componentes necessários para set-up um sistema de medição Método Dynamic Tube.

  1. Prepare-se para medição de amostradores passivos, seguindo estes passos:
    1. Configurar amostrador passivo com itens apresentados na Tabela 3, conforme ilustrado na Fig. 5 e preparar dispositivos adicionais para medições de campo (Tabela 3).
    2. Calcule o número de frascos (= número de amostras) para toda a campanha de medição.
    3. Suponha cerca de 8 frascos por parcela após a aplicação de estrume (ou seja, a solução é trocado 7 vezes) e os números mais elevados de fertilizantes nitrogenados sintéticos, dependendo comportamento de dissolução e as emissões específicas de fertilizantes. número Multiply de amostragens com número de parcelas para calcular as amostragens Número total (número total = número de parcelas x número de intervalos de amostragem). Incluir 10 frascos extras caso ocorram quaisquer derrames.
    4. Calcular o volume total de solução exigido pela multiplicação do número total de samplings com 0,02 L de 0,05 MH 2 SO 4 solução.
    5. Prepare volume total de 0,05 H 2 SO 4 por adição de solução de 9,8 g de ácido sulfúrico concentrado (98%) por litro de água destilada.
      IMPORTANTE: Adicione água em primeiro lugar, em seguida, ácido sulfúrico concentrado, e usar óculos de segurança.
    6. Pesar cada frasco vazio com tampa antes de encher com solução de ácido ou usar um número de frascos (por exemplo, 10) e calcular o peso médio dos tubos de ensaio e resultados de nota.
    7. Preencher todos os pequenos frascos com 0,02 L de 0,05 MH 2 SO 4, por exemplo, com dispensador de garrafa-top.
    8. Frascos de etiqueta, tanto frasco e tampa com tinta à prova d'água com o número de julgamento, número da parcela, ea ordem das soluções amostrador dentro da sequência de medição, por exemplo, B1 P1 T2 (trial cevada 1, lote 1, 2 nd solução: solução após a primeira preencher no início da experiência) ou B1 P23 T1 (trial cevada 1, lote 23, uma solução de st).
    9. Ordenar smtodos os frascos para cada evento medição de uma campanha de medição em um saco plástico rotulado com o número de experiência, ano, etc Para os números de lote maiores uma bandeja com frascos ordenadas é preferível. Depois de provar frascos de transferência a partir da bandeja aos sacos de plástico etiquetados.

Figura 5
Figura 5:. Set-up de amostrador passivo (armadilha de ácido) A parte principal do dispositivo de amostragem consiste em uma garrafa prova de ácido com 1-2 janelas de cada lado (o tamanho depende do tamanho da garrafa). Um orifício de perfuração num bordo superior é utilizada para drenar a garrafa. Portanto janelas são ligeiramente deslocada a partir deste canto desta borda da garrafa, para permitir fácil manuseio durante a descarga. O frasco é cheio através da boca na parte superior com uma solução de amostragem e fixo com a boca para a tampa que é enroscada para o telhado de aço inoxidável. Telhados pode ser ligado por um parafuso de fixação flexível paraa barra de aço para permitir o ajuste para diferentes alturas do dossel utilizando apenas um comprimento da haste de aço.

não. Componentes do sistema de amostragem passiva
1 haste de aço com ponto de fixação para telhado de plástico (comprimento 0,5 m)
2 telhado de aço inoxidável
3 amostrador passivo cúbica feita a partir de um frasco de PE resistente ao ácido, com janelas cobertas 1-2 mosquito líquidos de cada lado. Em uma borda superior de um buraco é perfurado para drenar solução de amostragem utilizado. Deslocar janelas ligeiramente do centro para permitir a distribuição da solução através do furo com menor risco de derramamento através das janelas. Fixe a tampa da garrafa com 2 parafusos para o telhado de aço. Parafuso garrafa na tampa.
4 Pequenos frascos de transporte e reabastecimento de solução amostrador (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> 4 solução) - várias centenas de grandes ensaios
5 Grandes contentores / frascos com solução de amostragem (0,05 MH 2 SO 4 solução) para todos os frascos
6 distribuidor frasco-topo para encher os recipientes pequenos com uma solução de colector (20 ml)
7 Freezer para armazenamento de solução de amostragem

Tabela 3: Componentes necessários para definir-se um amostrador passivo e para a realização de medições de amostragem passiva.

3. Depois de ir a campo e fazer medições

  1. Tome o seguinte equipamento adicional para o campo para a facilidade de operação: toalhas de papel e saco para eliminação de toalhas de papel usadas, prancheta para fazer anotações, bandeja para frascos (ordenadas), luvas à prova de ácido para o manuseamento da solução de ácido.
  2. Realizar medição de DTM e trocar soluções amostrador passivo simultaneamente ou wiThout grandes diferenças de tempo, especialmente no início de uma campanha de medição ou em esperadas altas NH 3 derrotas.
  3. Faça medição de controle com o DTM (passo 3.4) em parcelas de controle não fertilizados no início e no final de cada data de mensuração. Siga esta sequência: controle, tratamentos, controle.
    1. Medir mais 3-6 dias para obter medições de perda de amoníaco fiáveis ​​para o intervalo de tempo de um dia inteiro de contabilidade para alterar as emissões devidos a diferentes temperaturas e velocidades do vento. Fazer medições nas seguintes ocasiões: de manhã cedo (logo após o nascer do sol), no final da manhã, início da tarde, fim da tarde, e pouco antes do por do sol.
    2. Se os anéis de solo são utilizados, anéis de imprensa em dois locais disponíveis facilmente acessíveis dentro das parcelas no solo. Use quatro argolas para cada local e tomar cuidado para que as distâncias entre os anéis em cada local pode ser alcançado por uma das quatro câmaras conectadas do sistema de câmara (Figura 3). Insira rin sologs no solo por uma placa de madeira colocados sobre os anéis para distribuir uniformemente a pressão.
    3. Cubra os anéis com pequenas folhas de plástico durante a fertilização das parcelas se fertilizantes sintéticos (por exemplo, calcário nitrato de amônia, uréia) é aplicada. Imediatamente após a aplicação da máquina, aplicam-se a alíquota de fertilizante necessária com grande precisão à mão dentro da zona dos anéis de solo.
    4. Em caso de adubação de esterco, primeiro aplique estrume (por exemplo, mangueiras de fuga), em seguida, insira anéis. Tome cuidado para que o fertilizante é muito bem distribuída.
      Nota: Como bom valor empírico para medições válidas após a fertilização trilha mangueira a seguinte distribuição das câmaras foi mostrado para fornecer resultados precisos 13,14: duas câmaras na pista fertilizado, duas câmaras na área não fertilizado no meio. Se houver uma grande quantidade de lama com baixa viscosidade aplicado por mangueiras de fuga, também, colocar quatro câmaras no solo fertilizado.
    5. Processo para a medição com DTM
      1. Defina o número acidente vascular cerebral a 50, se uma bomba automática é usado para facilitar a operação.
        Nota: Esta maneira números de acidente vascular cerebral em entre 5 e 50 cursos podem ser facilmente aplicados, números de acidente vascular cerebral menor do que 50 movimentos podem ser alcançados por parar o processo de bombeamento.
      2. Lavar o sistema com DTM NH3 livre de ar, levantando as câmaras a uma altura de cerca de 1 m acima do solo e bombear o ar através da tubagem de PTFE e câmaras (20-30 AVC) com a bomba manual directamente ligado ao terminal de tubo de PTFE de o sistema de câmara.
      3. DTM câmaras de pressão directamente no solo a uma profundidade de cerca de 15 mm (profundidade é marcada por um rebordo na parte inferior da câmara) ou em anéis de solo (coleiras). Certifique-se de torrões não ficar alojado entre o anel do solo e da câmara.
      4. Execute os primeiros 20 cursos da bomba preparatórias com baixa concentração indicador de tubo usado (0,25-3 ppm, Tabela 1) para criar quase-lugarcondições y estatais.
        Nota: as concentrações de amoníaco, são indicados por uma mudança de cor dos grânulos sensíveis ao pH no interior do tubo de amarelo escuro a púrpura azulada. A parte dianteira desta mudança de cor no interior do tubo mostra a concentração de NH 3, desde que ele está localizado dentro de uma escala impressa sobre o tubo.
      5. Escolheram gama de concentrações (de três possíveis tubos com as gamas de concentrações distintos; Tabela 1) do tubo novo indicador a ser aplicada na próxima medição com base na informação obtida a partir da alteração de cor do tubo utilizado empregue no passo 3.4.4.
        Nota: Na maioria dos casos tubo de '0,25 / a' é usado. Imediatamente após a aplicação da superfície de lama e sob temperaturas elevadas tubos 2a '' e '5a »deve ser usada em muitos casos. Isto é indicado quando os grânulos indicador de um ligeiramente corado utilizado '0,25 / um' tubo foi completamente tornou-se azul após mais de 10 cursos preparatórias.
      6. Abra um novo indicadortubo em ambas as extremidades por quebrar as cabeças utilizando o disjuntor tubo instalado no caso da bomba.
      7. Insira o tubo indicador entre tubos de PTFE terminal e bomba pressionando o tubo termina no tubo de PTFE e da boca da bomba. Inserir extremidade do tubo com menor valor na escala impressa sobre o tubo para dentro do tubo de PTFE, e a extremidade com o valor mais elevado para dentro da boca da bomba. Começar a bombear até o número de traçado padrão pressionando o botão OK da bomba automatizada ou comprimindo a bomba de mão. Manter a pausa entre pré-bombeamento com o tubo utilizado (3.4.4) e o início da medição real tão curto quanto possível.
        Nota: A descrição detalhada da operação da bomba é fornecido pelo fabricante.
      8. Se uma bomba de mão é usada para medições, iniciar o cronômetro em simultâneo com o primeiro golpe da bomba de mão.
      9. Terminar a medição quando o número de cursos standard (10 pancadas, 5 golpes com tubos de 2 / A) é atingido e bomba de mão é totalmente relaxado (valornúmero de cursos padrão aparece no visor da bomba automática ou no contador de curso mecânico da bomba de mão). Com o relaxamento da bomba de mão terminar medição do cronómetro (bomba de mão). Terminar bombeamento automatizado premindo o botão 'stop' quando o número AVC = número de cursos standard - 1 é exibido.
      10. Aumentar o número acidente vascular cerebral para um máximo de 50 movimentos, se a primeira indicação de linha do valor mais baixo da escala impressa no tubo (ver Figura 4) não é alcançada após o número de cursos standard. Use leituras tubo indicador somente quando pelo menos a primeira linha na escala de um tubo indicador é atingido.
      11. Não ultrapasse a linha indicando maior valor na escala. Antes esse valor é atingido reduzir número de tacadas abaixo do número de cursos standard, parar de bombear e registrar o número de acidentes vasculares cerebrais utilizadas.
      12. Leia mais distante mudança de cor no tubo de todos os lados (linha de coloração geralmente é ligeiramente inclinado ou irregular) e record valor de concentração.
      13. Observe os seguintes valores na folha de registo: enredo, data, hora da medição, o número de acidentes vasculares cerebrais (por bomba de mão: duração da medida (s)), a leitura em ppm (ver Suplementar arquivo de código - exemplo folha de registo de campo).
      14. jante limpo das câmaras de degola solo, estrume ou fertilizante componentes com uma toalha de papel limpa.
      15. Levante sistema de DTM do solo e flush (ver 3.4.2).
      16. Fazer várias medições, pelo menos dois, em posições diferentes dentro de um lote para aumentar a fiabilidade das medições.
      17. Repetir as operações 3.4.3-3.4.16 em outras parcelas e nas medições posteriores.
    6. Processo para a medição com amostradores passivos.
      1. Coloque amostradores passivos fixados às hastes de aço no centro da parcela experimental em 0,15 m de altura (a janela do coletor) acima da superfície do solo ou copa imediatamente após a aplicação de fertilizantes em um enredo. Apresse com a pasta appl / fertilizantesicação tractor / sistema para instalar o amostrador sem demora. Em caso de solo seco, inserir a haste de aço no solo com um martelo.
      2. Ande com subdivididas bandeja / saco com frascos ordenados cheias de ácido para o primeiro intervalo de amostragem (por exemplo, B1; P1; T1) para o amostrador passivo. Coloque luvas antes de manusear os frascos com solução de ácido. Retire o frasco para o respectivo lote e amostragem intervalo. Desapertar a garrafa do amostrador passivo. Despeje a solução 0,05 MH 2 SO 4 do frasco na boca da garrafa. Feche a tampa do frasco para injectáveis ​​no frasco vazio e voltar frasco para a bandeja / saco.
      3. Escrever número da parcela no telhado de metal do dispositivo de amostragem para identificação de parcelas.
      4. Tome bandeja subdivididas, com frascos por dois intervalos de amostragem subsequentes de acordo com os intervalos de amostragem real e subsequente (ou dois sacos para intervalos de amostragem diferentes) em todas as outras datas de câmbio.
      5. Voltar para o enredo de trocar 0,05 MH 2 SO
      6. Remover a solução de 0,05 MH 2 SO 4 no amostrador passivo, desapertando cuidado de amostragem passiva e cautelosamente encaminhamento da solução entre as "janelas" através do orifício de descarga em vazio frasco original (por exemplo, B1 / P1 / T1). Amostrador Re-fill através da boca da garrafa com a nova solução de 0,05 MH 2 SO 4 do frasco não utilizado subsequente (B1 / P1 / T2). Parafuso em tampas com legendas corretas em ambos os frascos. Fix amostrador passiva para a vareta enroscando-o sobre a tampa ligada à haste de aço.
      7. número da parcela nota, enchendo-time (= tempo → tempo do fim da amostragem anterior esvaziamento) na folha de registo.
      8. Trocar as soluções de amostragem após 3-6 horas no primeiro dia imediatamente após a aplicação de fertilizantes orgânicos N. Reduzir a taxa de câmbio para 12 horas (ou seja, uma amostragem para as emissões de tempo de noite e durante o dia) no segundo dia e para todas as amostragens de sfertilizantes ynthetic N.
        Nota: amostragem pode ser estendido a 24 horas, no entanto, no verão e temperaturas elevadas sob a evaporação de água pode ser a captação de amónia de alta impedimento.
      9. Medir as concentrações de amónio nas soluções amostrador passivo (conforme descrito abaixo) diretamente após a conclusão das amostras de campanha ou congelar experimentais a -18 ° C para a máxima 1 semana e medir mais tarde.

    4. Cálculo do NH 3 fundentes

    1. Cálculo de amônia fluxos de DTM.
      1. Crie uma planilha para executar automaticamente as seguintes etapas de cálculo.
      2. Em primeiro lugar, calcular os fluxos não corrigidos obtidos a partir da medição com DTMs (mg N / (m² * h)) usando a Eq. 1 (Veja arquivo de código Suplementar) a partir de leituras de concentração (ppm NH3), duração da medição, o volume de ar passaram pelo sistema e área coberta pela câmara.
      3. Converter a dimensão dos fluxos não corrigidos para a dimensão kg nHum hr -1 -1 dividindo por 100.
      4. Escalar esses valores para as emissões quantitativos através da aplicação de fórmulas de calibração (Eq. 2 e 3) 12 (ver arquivo de código Suplementar), que corrigir o efeito de in situ velocidade do vento sobre a diferença entre os fluxos não corrigidas da DTM e as emissões reais. Aplicar duas equações diferentes para explicar as condições particulares em duas classes de copa: Eq. 1 para baixo copa <0,3 m / solo descoberto e Eq. 2 para coberturas> 0,3 m.
      5. Não se aplicam as equações de calibração (Eq. 2-3), quando as câmaras não têm o mesmo volume interno e set-up como utilizado nos ensaios de calibragem de origem 12.
      6. Executar cálculos apenas com leituras ppm obtidas a partir de números de traçado padrão, ou seja, 5 ou 10 acidentes vasculares cerebrais, correspondente a 0,5 L ou 1 L de ar passado através do sistema. Se o número de acidentes vasculares cerebrais desvia, corrigir a leitura ppm e a duração de tempo medido aplicado na Eq. 1 de acordo com to número de acidentes vasculares cerebrais:
        ppm número = ppm * padrão de traços [5, 10] / número de acidente vascular cerebral real durante a medição = leitura do tempo (seg) * número padrão de traços [5, 10] / número de acidente vascular cerebral real durante a medição
      7. Derivar as emissões médias de cada parcela calculando o fluxo médio de medições repetidas dentro de um lote cada data de medição para.
      8. Calcule os fluxos médios de amônia para intervalos de tempo entre duas datas de medição.
      9. Calcular a perda de amoníaco (kg N / ha) para o intervalo de tempo entre duas medições DTM pela multiplicação do fluxo médio (kg N / (ha * h), 4.1.8), através da duração deste intervalo (HR).
      10. Calcular a perda total acumulado para uma determinada parcela somando-se todos os valores de perda de amoníaco (ver 4.1.9) obtidos durante a campanha de medição.
    2. Cálculo dos fluxos dos amostradores passivos:
      1. Descartar valores se solução é perdida por derramar, neste caso, toda a trama pode ser removido a partir dos dados. Verifique se ga dadosP pode ser enchido, por exemplo, os valores médios a partir de lotes em duplicado durante o mesmo intervalo de amostragem.
      2. Determinar o volume da solução: subtrair o peso do frasco (ver passo 2.4) a partir do peso do frasco com uma solução de amostra e assumir uma densidade de 1,0 g / ml.
      3. Medir NH 4 + as concentrações em soluções de amostra utilizando um eléctrodo sensível amoníaco de acordo com as instruções do fabricante.
      4. Se o volume da amostra se desvia do volume padrão, correta concentração: corrigido ppm [mg NH 4 + -N / L] = ppm de medição * volume medido [x ml] de volume / default [20 ml]
      5. Subtrair concentração média obtida a partir de parcelas de controle de lote tratamento de leitura para cada intervalo de amostragem. Definir valores para 0 no caso de valores negativos.
      6. Soma-se os valores ppm em volume e de controlo corrigido de todos os intervalos de medição obtidas a partir de uma trama dentro de uma campanha de medição para obter a concentração cumulativa.
      7. Remover fortementedesviando-se positivamente os valores de emissão NH 3 do conjunto de dados se a causação de viés pode ser identificado. Identificar casos anómalos, tendo em conta a direção do vento durante a amostragem tão fortemente desviar parcelas das outras réplicas são provavelmente afetadas por amônia deriva de parcelas de emissões barlavento elevados.
    3. Calcular as perdas quantitativas de lotes equipados com amostradores passivos, por aplicação do coeficiente de transferência.
      1. Obter coeficiente de transferência (kg N / (ha * ppm)) dividindo perda final cumulativo quantitativa DTM (4.1.10) por captação de amônia cumulativa dos samplers (4.2.6) (Eq. 4). Por exemplo: DTM final: 10 kg N ha -1; Sampler cumulativa: 20 ppm [mg N / L] → coeficiente de transferência = 0,5 kg N / (ha ppm): 1 ppm absorvida NH 3 corresponde 0,5 kg / ha emitida NH 3 -N)
      2. ppm valores multiplicam de todas as amostragens passivas por coeficiente de transferência para obter emissões quantitativos de todos os ensaios parcelas. Derivar a taxa de perda para um intervalo de medição multiplicando a leitura ppm para o intervalo de amostragem pelo coeficiente de transferência e depois dividir por duração do intervalo de amostragem. Por exemplo (captação amostrador 12 ppm após 6 horas): 0,5 kg N ha -1 ppm -1 * 12 ppm / 6 hr = 1 kg N ha -1 -1 hr.

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Representative Results

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No ano de 2014, um ensaio de campo foi criado no centro da Dinamarca para testar os efeitos de vários métodos para reduzir as emissões de amoníaco, após aplicação de gado de chorume: incorporação com uma enxada rotativa, incorporação de lama acidificada e injeção ranhura fechada (injeção de lama em solo com cobertura posterior com o solo). Como uma comparação com uma técnica de aplicação de alta emissão e em particular para a aplicação adequada do método de câmara de aplicação trilha mangueira de suspensão também foi incluído. No total, 24 parcelas foram incluídos neste estudo. Gado pasta foi aplicada a uma taxa de 80 kg NH4 + -N / ha.

Figura 6
Figura 6: cursos Tempo de emissões de amoníaco cumulativos de teste de campo replicado usando diferentes métodos de aplicação pasta pasta gado leiteiro foi aplicado por mangueira de trilha (superfície) do aplicativo, applicat superfície.ion e posterior incorporação, incorporação de lama acidificada com ácido sulfúrico, fechou injecção ranhura (slot injecção coberto com terra). coeficientes de transferência foram obtidos a partir do tratamento de aplicação trilha mangueira, barras de erro representam os desvios-padrão, letras indicam níveis de significância (Tukey HSD) em p <0,05 (one way ANOVA).

O método mostrou-se sensível e emissões muito altas e muito baixas podem ser distinguidos sem forte interferência de amônia deriva de parcelas altas emissões para parcelas de baixa emissão. Como resultado, o método produziu diferenças altamente significativas entre as emissões de amoníaco de lamas aplicadas pelas diferentes técnicas (Figura 6). Como esperado teoricamente, as emissões de mangueiras de fuga foram maiores, enquanto incorporação reduziu as emissões por menos de 60%. redução de perdas mais elevadas foram obtidos por aplicação com injeção ranhura fechada ou acidificação com posterior incorporação (cerca de 90%). Desta forma, o método deu altamente relevant informações sob uma perspectiva prática, como acidificação com posterior incorporação é muito mais trabalho eficiente e mais barato do que a injeção ranhura fechada.

Em outro ensaio realizado na Alemanha em 2012, o efeito de inibidores de urease em emissões de amoníaco a partir de ureia aplicada ao trigo de inverno foi testado. A uréia é o fertilizante sintético mais problemática N com respeito a emissões de amoníaco, mas é globalmente mais importante. As emissões podem ser reduzidos quando da hidrólise de ureia é abrandado através da aplicação de inibidores da urease. Além disso, os inibidores de nitrificação são adicionados para reduzir a built-up de nitrato no solo que pode estimular a emissão do óxido nitroso do gás com efeito de estufa (N 2 O). No entanto, a longa duração com a concentração + sustentada alta NH 4 pode estimular disso NH emissões 3. Neste ensaio ambos, diferentes fertilizantes de uréia e estratégias de aplicação ligados (3 versus 2 pedidos de fertilizantes com inibidores da nitrificação)Foram testadas. Os resultados mostram que as emissões de amoníaco foram fortemente reduzidos pela utilização de inibidores da urease (figura 7) independente da utilização de inibidores de nitrificação. Ureia única combinada com inibidores da nitrificação apresentaram as maiores emissões ligadas a efeitos de solo e clima, estimulando as emissões de amoníaco em datas específicas da aplicação. Esta forte efeito de condições de tempo em diferentes datas de aplicação pode ser visto a partir de cursos de tempo variando de emissões de amoníaco obtidos por este método (Figura 8). As duas primeiras datas de aplicação mostrou emissões relativamente baixas de amônia devido às baixas temperaturas e precipitações regulares, mas pequenas na primeira aplicação, enquanto fortes chuvas diminuíram emissões após os primeiros dias na segunda aplicação. Na terceira e quarta aplicação temperaturas mais elevadas prevaleceu com as mais altas temperaturas e emissões na terceira aplicação. Em ambas as datas emissões foram parados por mais forte ev chuvasentos. O forte efeito das condições meteorológicas sobre a intensidade da emissão em particular, datas de aplicação explica a diferença das emissões médias entre ureia simples (3 aplicações) e ureia com inibidor de nitrificação (2 aplicações) (Figura 7) na forma de uréia planície foi também aplicado na quarta data de aplicação com emissões relativas inferiores.

Figura 7
Figura 7:. Emissões de amoníaco cumulativos após aplicação de diferentes adubos com ureia para diferentes datas de aplicação (gráfico superior) e acumulado para todas as aplicações (gráfico na parte inferior) fertilizantes granulados foram aplicados na superfície para o trigo de inverno em diferentes estágios de crescimento, inibidores são usados para diminuir as emissões de amoníaco (UI) ou para retardar a transformação de nitrato de amónio para (NI) (U = ureia, UI = inibidor de urease, NI = inibidor de nitrificação, CAN =nitrato de amónio calcário); U, CAN, U + UI foram aplicados em três datas, U + NI, U + NI + UI em duas datas, a APP = data da aplicação, barras de erro representam o erro padrão, letras indicam níveis de significância (Tukey HSD) em p <0,05 ( one way ANOVA).

Figura 8
Figura 8: cursos de tempo e condições climáticas de emissões de amoníaco de quatro adubos com ureia e pode aplicado em diferentes datas e doses de trigo de inverno de temperatura e precipitação (gráfico superior) e hora cursos de ar de NH emissões 3 (gráfico na parte inferior), este. Figura exemplifica que, com o método proposto bem diferentes cursos de tempo de emissões de amoníaco podem ser distinguidos dependendo do tipo de fertilizante (U = ureia, UI = inibidor de urease, NI = inibidor de nitrificação, CAN = calcária de nitrato de amónio) e condições climáticas, U, CAN, U + UI foram aplicados em três datas, U + NI, U + NI + UI em twO datas, barras de erro representam o desvio padrão, letras indicam níveis de significância (Tukey HSD) em p <0,05 (one way ANOVA).

A abordagem de medição permite também para testar o efeito das emissões de amoníaco na produção de grãos e absorção de grãos N (Figura 9). Uma análise de covariância foi aplicada para testar o efeito das emissões de amoníaco, a estratégia de aplicação (2 vs. 3 aplicações por período de vegetação) e ano na absorção de grãos N. Existia únicos efeitos significativos das perdas de amônia (inclinação, idêntico entre os anos) e no ano (interceptar) na absorção de grãos N. As intercepções das duas curvas mostram o efeito do ano na absorção de N (clima, condições do solo etc.) enquanto que a inclinação da curva representa o efeito das emissões de amoníaco sobre esta variável. Outras perdas de azoto potenciais que afetam a cultura N-absorção, em particular perdas de N, com água de lixiviação, foram monitoradas por amostragem do solo intensivo e análise (dados não mostrados). Sem lixiviação de nitrato foi observado durante o vegetation período. Portanto, mais surpreendentemente, o valor da inclinação (= 1) mostra que as perdas de amoníaco directamente traduzido em N captação reduzida neste ensaio. Isto também confirma a ordem de grandeza das perdas de amoníaco determinado por este método.

Figura 9
Figura 9:. Relação entre as emissões de amoníaco e absorção de nitrogênio grão de trigo de inverno fertilizada com diferentes adubos com ureia emissões de amônia são perdas de diretamente planta nitrogênio disponível, o que deve ter efeitos sobre o crescimento da planta. Este gráfico mostra que o amoníaco emitida medida com o método de amostragem passivo calibrado pode ser relacionada com a absorção de azoto, os dados analisados ​​por ANOVA de duas vias.

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Discussion

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Mostrou-se que o método proposto pode ser utilizado para comparar as emissões de amoníaco a partir de diferentes tratamentos de fertilizantes em ensaios de campo replicado e usar a informação obtida estatisticamente significativa a partir dessas medições para melhorar a gestão dos fertilizantes nitrogenados. A quantidade de emissões obtidos com este método foi validado em estudos anteriores em comparação com as medições micrometeorológicos 13,15,16. Neste trabalho, a validade quantitativa desta abordagem foi indiretamente demonstrado por uma estreita relação linear entre as emissões de amoníaco medidos e absorção da cultura N. Portanto, o método pode ser considerado aplicável para a determinação de perdas de azoto agronomicamente relevantes por as emissões de amoníaco. A aplicação desta abordagem para a quantificação de perdas de amônia é restrito a velocidade média do vento ≤4 m / seg a 2 m de altura, como a calibração do método da câmara só foi validado sob essas condições.

e_content "> No entanto, existem condições que tornam a aplicação desta abordagem difícil. No muito baixo e vento zero acelera dupla contabilização de amônia por re-deposição no local de emissão foi observada 20 e não pode ser explicada por amostragem passiva. Tais situações pode ocorrer durante a noite e em condições geográficas específicas (abrigo de montanhas, altas obstáculos). neste caso, é muito difícil de quantificar as emissões de como o comportamento transporte de amônia emitida é incerta 14. no entanto, este problema afecta quase todos os métodos de emissão de amônia e, do ponto de vista de emissões, emissão zero deve ser assumida em tais condições ou tais intervalos de medição deve ser descartada. Drifted amônia a partir de campos vizinhos para o multi-enredo campo experimental não representa qualquer problema para a metodologia apresentada como eles podem ser explicados por controle medições (sem tratamentos de fertilização). No entanto, se essa influência ultrapassa as concentrações de amônia from as parcelas de tratamento, a determinação das perdas de amônia pode ser impossível. Portanto, a fertilização de campos vizinhos da área experimental deve ser controlada e sem amônia deve ser emitida a partir desses campos. Em condições quando o adubo é desigualmente distribuídos ou (de forma irregular) incorporadas no solo, é difícil ou impossível de aplicar corretamente o sistema de câmara, como fluxos medidos podem não ser representativos para o campo, devido à distribuição de adubo desconhecido. Neste caso, um outro tratamento tem de ser incluído com distribuição de adubo bem conhecido que pode ser adequadamente ser explicada por a colocação das câmaras no solo. Isto pode ser visto de cima dada exemplo, quando a aplicação trilha mangueira foi adicionado como cobertura do solo pelo chorume com mangueiras de fuga estava visivelmente conhecidos. Se essas medidas não são possíveis a metodologia apresentada não pode ser aplicada. No entanto, a amostragem passiva, que não é afetado por essa restrição, seria, pelo menos, dar diferenças semi-quantitativas entre treatments embora sem emissões quantitativos precisos. O problema de não adequadamente representando distribuição de adubo desigual é um problema com todos os sistemas de túneis da câmara ou do vento. No entanto, túneis de vento pode ter maior cobertura do solo, com uma média assim irregularidade micro-escala na distribuição de fertilizantes. Por conseguinte, o método utilizado na câmara esta abordagem pode ser substituído por outro método que dá as emissões a partir de medições quantitativas do lote (por exemplo, túneis de vento). Mas apenas projetos específicos de túneis de vento dar valores quantitativos precisos 10,21 e muitas vezes dão informações erradas, se eles não podem ser removidos antes de eventos de chuva e substituído depois.

Para além do problema específico de distribuição do fertilizante, ainda há um debate em curso sobre a validade dos diferentes sistemas de medição de perdas de amônia precisamente para quantificar as perdas de amoníaco, e os sistemas de câmara são geralmente questionado 20. No entanto, foi demonstrado em estudos anteriores por exemplo, caminho aberto FTIR ou sistemas TDL combinado com modelagem micrometeorológica 18, 20. Mas esses sistemas não são aplicáveis ​​em ensaios de campo replicados.

Altas copas> 0,3 m ainda representam um desafio para o sistema de câmara aplicada e todos os sistemas de câmara dinâmicos, incluindo túneis de vento. testes passado mostrou uma boa concordância entre o método apresentado neste trabalho e os resultados micrometeorológicos. No entanto, testes futuros é necessário para confirmar estes resultados.

No longo prazo, seria mais desejável para usar o SAMP passiva LER resultados sem um método quantitativo, baseado em uma equação de calibração em separado. Os esforços passados ​​para determinar tais uma base equação da velocidade do vento, temperatura, etc., não foram bem sucedidas. Este é provavelmente devido à mudança do design amostrador passivo - método ainda estava em desenvolvimento - e os efeitos do dossel. No futuro, um desenho definido dos amostradores serão propostos e depois de um grande número de experiências, a derivação de uma equação de calibração deve ser possível de ser aplicada para este tipo específico de amostradores passivos. Como uma alternativa para os amostradores passivos self-made neste estudo empregando ácido sulfúrico diluído líquido, armadilhas de ácido prontas 22, por exemplo, samplers ALPHA 23, estão disponíveis onde o ácido está ligado numa matriz sem o risco de derrame e mais facilidade de manuseio . No entanto, estes amostradores pode exigir tempos de exposição mais longos do que as aplicadas no presente método de 22 e ainda não foram testados em uma abordagem semelhante.

e_content "> Um novo método, calibrado amostragem passiva, para medir quantitativamente as emissões de amoníaco em ensaios de campo replicados foi apresentado. O método mostrou-se válido sob uma ampla gama de condições experimentais e é recomendado para ser usado em condições com solo descoberto ou pequenas copas. Resultados obtida a partir de experiências com maiores coberturas de plantas deve ser tratada com mais cuidado. Se um utilizador ainda está em dúvida, no que diz respeito à validade quantitativa do método, que pode ser testado através da combinação desta abordagem com a medição simultânea com a técnica micrometeorológica e câmara sob solo idêntico e as condições de dossel e posterior comparação de emissões obtidos. Os amostradores passivos provou ser uma ferramenta muito robusta para medir qualitativamente as emissões de amoníaco em ensaios de campo multi-enredo e pode ser usado com diferentes métodos de escala para obter um coeficiente de transferência. Exigência de um tal método de escalonamento é a sua aplicabilidade na mesma trama como os utilizados para a amostra passivors. Depois de definir um projeto final dos samplers ou na aplicação dos amostradores passivos prontas, uma equação de calibração separada para tais samplers poderia ser desenvolvido e uma medição simultânea com um método quantitativo pode ser dispensável.

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Disclosures

O autor declara que ele não tem interesses financeiros concorrentes.

Acknowledgments

O autor é grato ao Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, Dr. Robert Quakernack, Dr. Kang Ni pelo seu esforço no desenvolvimento e maior desenvolvimento desta abordagem. Muito obrigado também aos técnicos de campo Doris Ziermann e Jun Yang. As investigações subjacentes foram apoiados pela Deutsche Forschungsgemeinschaft, o Federal Estado Schleswig Holstein, subvenções EFRE da União Europeia e SKW Piesteritz corp. como indicado em detalhe nas publicações 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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Calibrado amostragem passiva - Multi-enredo medições de campo de NH<sub&gt; 3</sub&gt; Emissões com uma combinação de método do tubo Dinâmico e amostradores passivos
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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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