Summary
Les émissions d'ammoniac sont une menace majeure pour l'environnement par l'eutrophisation, l'acidification des sols et à la formation de particules fines et proviennent principalement de sources agricoles. Cette méthode permet de mesurer la perte de l'ammoniac dans les essais sur le terrain répliquées permettant l'analyse statistique des émissions et des relations entre le développement des cultures et des émissions.
Abstract
Ammoniac agricole (NH 3) les émissions (90% des émissions totales de l' UE) sont responsables d'environ 45% de l' eutrophisation dans l' air, 31% l' acidification des sols et de 12% la formation de poussières fines dans l'UE15. Mais émissions de NH 3 signifient également une perte considérable de nutriments. De nombreuses études sur émissions de NH 3 à partir de l' application d'engrais organiques et minérales ont été réalisées au cours des dernières décennies. Néanmoins, la recherche liée aux émissions de NH 3 après les engrais d'application est encore limitée , en particulier en ce qui concerne les relations d'émissions, le type d'engrais, conditions du site et la croissance des cultures. En raison de la variabilité de la réponse des cultures aux traitements, les effets ne peuvent être validés dans des modèles expérimentaux, y compris la réplication sur le terrain pour les tests statistiques. Les dominantes méthodes de perte d'ammoniac produisant des émissions quantitatives exigent des zones de terrain grandes, des équipements coûteux ou l'alimentation en courant, ce qui limite leur application dans les essais sur le terrain répliquées. Cette protocole décrit une nouvelle méthodologie pour la mesure des émissions de NH 3 sur de nombreuses parcelles reliant une méthode de mesure semi-quantitative simple utilisé dans toutes les parcelles, avec une méthode quantitative par des mesures simultanées en utilisant les deux méthodes sur des parcelles sélectionnées. En tant que procédé semi-quantitatif de mesure échantillonneurs passifs sont utilisés. La deuxième méthode est une méthode de chambre dynamique (Méthode de Dynamic Tube) pour obtenir un quotient de transfert, qui convertit les pertes semi-quantitatives de l'échantillonneur passif quantitatifs pertes (kg d' azote ha -1). Le principe qui sous - tend cette approche est que les échantillonneurs passifs placés dans un champ expérimental homogène ont le même comportement d'absorption de NH 3 dans des conditions environnementales identiques. Par conséquent, un transfert co-efficace obtenu à partir d'échantillonneurs passifs simples peuvent être utilisés à l'échelle les valeurs de tous les échantillonneurs passifs utilisés dans le même essai sur le terrain. La méthode a prouvé valide dans une large gamme de conditions expérimentales et il est recommandé deêtre utilisé dans des conditions avec le sol nu ou de petits auvents (<0,3 m). Les résultats obtenus à partir d'expériences avec des plantes plus hautes doivent être traités avec plus de soin.
Introduction
L' ammoniac (NH 3) est le seul gaz atmosphérique trace principalement (90%) émis par des sources agricoles dans l'UE. Bien que l'agriculture est également une source importante (> 50% des émissions de l'UE), ceux-ci ne contribuent qu'à environ ~ 5% du total de l'UE15 émissions de gaz à effet de serre d'origine anthropique. En revanche, les émissions agricoles NH 3 sont responsables d'environ 45% de l' eutrophisation des émissions dérivés, 31% de l' acidification et de 12% la formation de poussières fines dans l'UE15 1. En plus des effets néfastes sur les écosystèmes et la santé humaine, de l' azote (N) perte par émissions de NH 3 est une perte économique pour les agriculteurs 2. L'engrais azoté est essentiel pour le taux élevé de la production alimentaire fournie par l'agriculture moderne. En dehors des dégâts environnementaux, émissions de NH 3 ainsi, signifie une perte considérable de nutriments, comme NH 3 est dérivé d'engrais d' ammonium, en plus de nitrate les principales espèces d'azote minéral bénéficier directementcapable de l'usine régissant les processus de croissance des cultures et le rendement. Application des engrais azotés contribue 20-80000000000 € de profit par an pour les agriculteurs de l' UE , mais à son tour , il a été estimé que NH 3 rejetés dans l'air de l' agriculture provoque ~ 50 Md € de dommages annuels dans l'UE 3. Par conséquent, la réduction des émissions de NH 3 est essentiel à la fois pour réduire les effets environnementaux et d' accroître l'efficacité du N. appliquée
Dans l' agriculture, NH 3 est principalement émis par les bâtiments d'élevage, fumier (bouillies, digestats anaérobies (AD), fumier solide) de stockage et de gestion, ainsi que l' application sur le terrain du fumier. La propension à émettre NH 3 diffère en fonction de la composition du fumier, par exemple la teneur en matière sèche et de fumier pH. Dans une certaine mesure ammonium et amine à base d' engrais azotés synthétiques que l' urée et le phosphate diammonique contribuent également à émissions de NH 3. Bien que le nitrate d'ammonium calcaire (CAN) Est le principal engrais N dans de nombreux pays européens, l'utilisation d'urée granulée a augmenté, et a terminé deuxième CAN en Europe centrale et occidentale en 2012 4. L' urée est particulièrement populaire dans les pays en développement en raison de ses avantages d'une haute teneur en N, la sécurité et le transport facile et est le plus important des engrais azotés synthétiques au monde 5. Cependant, l'augmentation du pH et de la surface du sol NH 4 + -concentrations résultant de l' hydrolyse de l' urée peut donner lieu à de fortes émissions de NH 3. Cela peut provoquer une faible efficacité N d'utilisation, en particulier dans un sol alcalin ou dans le sol avec une capacité de sorption faible, ce qui limite l'utilisation des engrais d'urée en Europe 6,7.
De nombreuses études sur émissions de NH 3 à partir de l' application d'engrais organiques et minéraux et les bâtiments d'élevage ont été réalisées au cours des dernières décennies 6, 8. Néanmoins, la recherche liée à émissions de NH 3 après l' application de l' ammoniac Emitting engrais est encore limitée. Cette applique en particulier à la relation entre les émissions d'ammoniac, type d'engrais utilisé, les conditions du site et la croissance des cultures. Dans des conditions idéales cela nécessite des essais répliqués sur le terrain en raison de la variable de réponse des cultures aux traitements qui ne peuvent être validés dans un modèle expérimental, y compris la réplication sur le terrain pour les tests statistiques.
Les pertes d'ammoniac devraient donc également être déterminés dans des essais sur le terrain multi-terrain répliquées 9, mais les dominant méthodes de perte d'ammoniac produisant des émissions quantitatives (ie kg N / (ha * h)) nécessite de grandes surfaces de terrain (méthodes micrométéorologiques), un équipement coûteux (souffleries ) ou l'alimentation électrique sur le terrain qui rendent leur application dans les essais sur le terrain répliquées difficile, voire impossible. En outre, les paramètres spécifiques des souffleries ont été critiqués en ce qui concerne la précision des valeurs d'émission obtenus 10. Par conséquent, il existe un fort besoin d'unen méthode de perte d'ammoniac pour déterminer les émissions d'ammoniac dans les essais sur le terrain répliqués. Cette méthode pourrait être utilisée pour aider à améliorer les mesures agricoles visant à réduire les émissions d'ammoniac sur la base des effets statistiquement validés des conditions du site, type d'engrais, les méthodes d'application et le développement des cultures.
L'idée de base de la nouvelle méthodologie, échantillonnage passif calibré, est de lier une méthode de mesure semi-quantitative simple pour la mesure sur de nombreuses parcelles, avec une méthode quantitative par des mesures simultanées avec les deux méthodes sur quelques parcelles. Les échantillonneurs passifs modifiés par rapport à la conception dans la publication originale 11 sont utilisées comme une méthode de mesure semi-quantitative. La méthode Dynamic-Tube (DTM) 12, une méthode de chambre dynamique calibrée, est utilisée pour obtenir un coefficient de transfert, qui convertit les pertes semi-quantitatives de l'échantillonneur passif à des pertes quantitatives (kg N ha -1). En raison du taux de change d'air faible dans la chambresystème émissions non étalonnées obtenues à partir du DTM sont d'un ordre de grandeur plus faible que des émissions réelles. Toutefois, ce problème a été résolu par une équation d'étalonnage qui corrige les flux de la chambre en fonction des conditions de vent in-situ 13. Ces équations d'étalonnage ne peuvent être appliquées lorsque les chambres ont le même volume d'espace libre interne et la conception que celles utilisées dans les essais d'étalonnage. Chambers peuvent être insérés directement dans le sol ou placés sur des anneaux de sol. Ce dernier empêche une perturbation excessive du sol et permet une introduction presque étanche à l'air des chambres sur gazons denses ou un sol compacté. En outre, la quantité exacte d'engrais à tester peut être appliqué à l'intérieur des anneaux du sol. Cependant, les mottes de terre sur les anneaux du sol peuvent aussi entraîner de serrage entre la chambre et l'anneau du sol.
Figure 1: MeasureMe simultanéent avec des échantillonneurs passifs et méthode de la chambre (DTM) dans la parcelle de terrain. échantillonneur passif est situé dans le centre d'une parcelle carrée de 0,15 m au- dessus du sol / canopée. Mesures avec DTM sont faites au moins 2 emplacements dans une parcelle par date de mesure. Zones dédiées pour la récolte ne devraient pas être affectés par les opérations de chambre et de mesure de l'échantillonneur passif.
Pour calculer le transfert des coefficients mesures sont effectuées simultanément sur un petit nombre de parcelles avec les deux méthodes (Figure 1). Il est important qu'ils soient appliqués avec la même durée de mesure totale et que les mesures sont effectuées en même temps (à moins de 1 h). Le principe de faciliter l'application d'un coefficient de transfert pour de nombreuses parcelles est basée sur le fait que des échantillonneurs passifs placés dans un champ expérimental homogène, avec une distance appropriée à des obstacles perturbant le champ de vent comme les haies, les bâtiments , etc. (au moins 10 fois, idéalement 20 temps de obstacle hauteur) 14, ont le même comportement d'absorption de NH 3 dans des conditions environnementales identiques. Ainsi, par exemple, l'émission de 50% de moins sur un terrain serait traduire directement à 50% de réduction de l'absorption d'ammoniac par une solution de l'échantillonneur. Par conséquent, un coefficient de transfert utilisé pour mise à l'échelle des valeurs de piégeage d'acide sur une seule parcelle peut être utilisée à l'échelle les valeurs de tous les pièges acides utilisés dans le même essai sur le terrain. En raison des effets de différentes conditions environnementales (température, vitesse du vent, la rugosité de surface) sur l' ammoniac absorption efficacité des échantillonneurs passifs 11 le coefficient de transfert doit être calculée pour chaque campagne de mesure, respectivement.
Les caractéristiques générales des deux méthodes appliquées et la conception requise des essais sur le terrain comprennent 4 chambres dynamiques placés sur le sol relié à polytétrafluoroéthylène (PTFE) tubes et ventilé par une pompe à soufflet (DTM), des échantillonneurs passifs et de grandes parcelles expérimentales du second degré avec un grand tampon espaces pour reduCing l'effet de NH 3 dérive entre les parcelles sur la mesure des émissions sur la parcelle réelle.
Les échantillonneurs passifs sont remplis d'acide sulfurique dilué (0,05 MH 2 SO 4) et sont placés au centre des parcelles. La solution dans les échantillonneurs passifs absorbe continuellement l'ammoniac, et elle est remplacée à intervalles réguliers en fonction de l'intensité attendue des émissions. En même temps, NH 3 flux sont mesurés avec le DTM sur deux parcelles de traitement et une parcelle de contrôle à des points spécifiques dans le temps. Contrairement à vent tunnels, les deux méthodes combinées dans l' échantillonnage passif étalonné ont des effets très limités sur l' humidité du sol, la température du sol et des précipitations qui peuvent affecter les pertes des émissions d' ammoniac très fortement 6,8. Alors que des échantillonneurs passifs sont montés à 0,15 m au-dessus du sol et la surface de la canopée, sans aucun effet sur ces variables, les mesures avec les chambres de DTM ne durent que pendant environ 5 min en réduisant les effets potentiels de la chambre à un minimum. Des résultats précis pour NH 4 + concentrations dans la solution d'échantillonnage peuvent être obtenues par des mesures avec des électrodes d'ammonium sensible. Mesures avec flux continu Auto Analyseurs peut être problématique, car la réaction pH couleur sensible appliqué dans ces instruments peuvent par entravées par le pH acide de la solution d'échantillonnage et de produits chimiques utilisés nécessitent une modification. NH 3 concentrations dans l'air qui passe à travers le système de chambre de DTM sont instantanément mesurée avec des tubes lumineux. Les mesurées NH 3 concentrations sont enregistrées sur une feuille de données après chaque mesure.
Pour DTM, NH 3 flux (mg N / (m² * h)) sont calculées à partir mesurées concentrations de NH 3 et du débit d'air dans le système 4 de la chambre et la zone couverte par les chambres (Eq. 1, paragraphe 2.5.1). Les flux résultant de non-étalonné (qui sous-estiment les véritables émissions) sont réduites à des pertes quantitativesavec une équation d'étalonnage (Eq. 2 et 3, voir le paragraphe 2.5.1). Cumulatifs Scaled pertes de NH 3 (kg N / ha) du DTM sont calculées en faisant la moyenne des flux entre deux dates de mesure ultérieures, en multipliant ce flux moyen de la durée de chaque intervalle, et en ajoutant-up toutes les pertes de tous les intervalles de mesure d'une mesure campagne. Cumulatifs qualitatifs pertes de NH 3 (ppm somme) de échantillonneurs passifs sont calculés en additionnant recueillies NH 4 + -concentrations (ppm) sur un terrain au sein d' une campagne expérimentale. Ceci est possible parce que des températures de volume et de mesure identiques, les valeurs ppm se traduisent directement par des quantités capturées d'ammoniac. Pour redimensionner ces pertes qualitatives à des pertes quantitatives du coefficient de transfert (kg N / (ha * ppm)) est obtenue en rapportant la perte finale cumulée du DTM (kg N ha -1) à la somme des concentrations dans les échantillonneurs mesurée sur la mêmes parcelles. Ce coefficient de transfert est ensuite utilisé to convertir les émissions semi-quantitatives de l' échantillonnage passif à des flux quantitatifs (par exemple kg N / ha) en multipliant les concentrations cumulées avec le coefficient de transfert.
La perte d'eau des collecteurs par évaporation ne modifie pas la capacité d'absorption, mais doit être corrigé plus tard pour l'analyse des données. Renverser de la solution en raison de vents forts au cours n'a pas été observée même dans les marais côtiers du nord de l'Allemagne. Décisive pour une application réussie de cette approche est la conception identique de tous les échantillonneurs passifs appliqués dans le domaine, y compris position identique et la hauteur de placement dans une parcelle. Plusieurs modèles d'échantillonneurs passifs ont été appliquées avec succès dans le passé. Ce document propose une conception particulière qui a fait ses preuves et facile à utiliser dans les mesures sur le terrain. L'approche présentée a été testé par rapport aux méthodes de perte d'ammoniac standard (méthodes micrométéorologiques) dans environ 15 Fielessais d confirmant la validité quantitative de la procédure 15,16 et une représentation biaisée de la dynamique des émissions 17. Le coefficient de détermination (R²) des flux calibrés par rapport aux mesures micrométéorologiques dans l'étude d'étalonnage 13 était de 0,84, tout à fait semblable au coefficient obtenu en comparant des capteurs d'ammoniac pour les concentrations d'ammoniac atmosphérique mesurée dans une étude récente 18. L'erreur relative racine carrée moyenne des pertes d'ammoniac cumulés était de 17%, également très proche des valeurs obtenues dans d' autres études comparant les mesures micrométéorologiques 13. Dans la seconde validation où la méthode proposée a été comparée à des mesures micrométéorologiques des émissions d'ammoniac provenant des boues organiques (5 essais séparés), un r² de 0,96 (pente de la courbe ≈ 1) et une erreur racine carrée moyenne relative de 5% a été obtenu pour les émissions finales d'ammoniac cumulés 15. Le procédé est révélé sensibleun essai sur le terrain de 3 ans en utilisant différents engrais azotés synthétiques 19. L'application de cette approche est limitée à des vitesses de vent moyennes ≤4 m / s à 2 m de hauteur que la méthode de la chambre seulement a été validé dans ces conditions 13,15,16.
Une campagne de mesure est définie comme une expérience testant les émissions d'ammoniac après l'application d'engrais sur plusieurs parcelles durables pendant plusieurs jours, jusqu'à semaines. Chaque campagne de mesure sur un terrain se compose de plusieurs intervalles ultérieurs d'échantillonnage (échantillonneur passif) ou des dates de mesure (DTM). intervalle d'échantillonnage est définie comme étant la durée séquentielle d'absorption de l'ammoniac émis par une solution d'échantillonnage. Date de mesure est définie comme étant le point séquentiel dans le temps où les mesures DTM sont effectuées sur différentes parcelles utilisées pour dériver le coefficient de transfert.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. Conception expérimentale et instructions opérationnelles générales
- Utilisez relativement grandes parcelles (12 mx 12 m ou 9 mx 9 m) par rapport à la taille habituellement appliquées dans les essais sur le terrain répliqués (par exemple 3 mx 8 m) pour éviter les effets de la distribution d'engrais inégale sur les émissions d'ammoniac (figure 2). Utilisez des formes de tracé carrés pour éviter les effets de décalage directions du vent sur l'ammoniac absorption par les échantillonneurs. Réduire la dérive de NH 3 d'une parcelle à l'autre à un niveau acceptable en gardant une zone tampon de 1 taille de la parcelle entre les parcelles.
Figure 2: conception expérimentale optimale pour multi-terrain perte d'ammoniac mesures avec des échantillonneurs passifs Utilisez relativement grande (12 mx 12 m; 9 mx 9 m) de parcelles de traitement carrés séparés de chaque côté par des parcelles de garde non traités.. Pour éviter les effets de la canopée sur NH3 émissions tampon parcelles peuvent être fécondés avec zéro émission engrais azotés.
- Ajouter parcelles témoins sans application d'engrais distribué entre les parcelles traitées.
- Veuillez indiquer le numéro ou code à chaque parcelle pour une identification simple des parcelles et des échantillons.
- Appliquer l' engrais d'azote organique ou synthétique aux parcelles expérimentales comprises entre 50 et 150 kg ammoniacal (ammonium + urée) azote (N) par ha fait dans des études antérieures 15,16,19.
Note: Quantité d'engrais peut varier en fonction des objectifs expérimentaux. - Sélectionnez deux parcelles de traitement et une parcelle témoin pour la mesure simultanée avec la méthode DTM et échantillonneur passif. Choisissez les parcelles traitées avec des émissions putative élevées (basées sur l'expérience ou de la littérature) donnant un signal de mesure forte.
- Mettre en place au moins deux parcelles supplémentaires avec des engrais distribués uniformément appliqués par les machines d'essai sur le terrain ou exact tuyau de piste ou de la surface d'épandage (variation de Nappliquée entre les parcelles répliquées ~ 10%), s'il y a la distribution d'engrais verticale ou latérale inégale. Notez que la distribution d'engrais irrégulier se produit généralement après l'application de la suspension par application piste de tuyau, les engrais et l'injection de boue, ou l'application d'engrais granulés avec des épandeurs pratiques non-étalonné.
- Effectuer des mesures simultanées avec des échantillonneurs passifs et DTM sur ces parcelles supplémentaires. Utiliser les résultats de ces parcelles pour la dérivation du coefficient de transfert. Vérifiez la quantité d'engrais appliquée par pesée réservoir de boue ou des machines d'application avant et après l'application.
- Enregistrer les variables environnementales suivantes dans le domaine avec un dans l'enregistrement des données de la station météorologique in situ pour des intervalles de temps de 10 min pour calculer la première et corrigée NH 3 taux du DTM de perte au moyen d'équations 1-3 (Voir le fichier de code supplémentaire) et d'éliminer des erreurs dans les mesures des parcelles:
- température de l'air d'enregistrement (1m de hauteur)
- pression d'air barométrique Record (hPa)
- Fiche vitesse du vent à 2 m de hauteur avec de hauts auvents et aussi à 0,2 m de hauteur (m / sec)
- Enregistrez la direction du vent.
Note: Pour faciliter le personnel de l'exploitation de trois personnes est recommandée lors de l'application de l'engrais (date de la première mesure) et l'installation des échantillonneurs (une seule personne pour la méthode de la chambre dynamique, deux pour l'installation d'échantillonneurs et d'échange de solution acide passive). Aux dates de mesure plus tard, deux personnes sont recommandées (un échantillonneur passif, une chambre dynamique); Toutefois, en cas de numéros de parcelles de petite taille (<10), il est gérable pour couvrir toutes les tâches avec une seule personne.
2. Préparatifs avant d'aller au champ
- Préparer pour la mesure avec le DTM en suivant ces étapes:
- Assembler et emballer le système de chambre (Figure 3 et 4) constitué d'éléments donnés dans le tableau 1. Poussez PTFEtube (longueur 0,3 m) sur le tuyau de cuivre plus courte de chaque chambre et relier deux tubes de PTFE avec un connecteur en Y, respectivement. Relier chacun des deux raccords en Y avec un autre tube en PTFE (0,3 m) et connecter à la fois avec un autre connecteur en Y. Déposer le tube de PTFE terminal (0,3 m) sur la seule extrémité de la tige la plus-connecteur.
- Pompe à main Pack ou d'une pompe automatique (figure 4) pour la ventilation du système. Emportez toujours une pompe à main sur le terrain pour le rinçage du système avec de l' air avec une faible concentration de NH 3 (étape 3.4.2). Note: les pompes d'origine par le fabricant doivent être utilisées comme la cinétique de réaction dans le tube indicateur est étroitement lié au flux d'air créé par les pompes. Quand une pompe automatique est utilisé, il ne nécessite pas de mesures de chronomètre supplémentaires au cours des mesures de flux.
- Si une pompe automatique est pas utilisé, avant ou après la prise de mesures, contrôler la durée d'un seul coup de la pompe à main. Pour ce faire, par pompage d'un indicateur ouvert inséré tuêtre (coupé / tête de tube cassé) et en mesurant le temps jusqu'à 10 coups avec un chronomètre (valeurs passées: 4,5 sec / course pour tubes 0,25 / a et 5 / a; 7 secondes / course pour tube 2 / a).
- Charger la batterie pendant automatique à pompe un jour avant le début de l'expérimentation.
Remarque: Les batteries déchargées peuvent conduire à un taux de pompage significativement plus lent. - Préparer un presse-papiers avec des feuilles de calcul pour le suivi des mesures de DTM (de la parcelle ou un traitement, date, heure, tubes, nombre de coups, la concentration, et la durée de mesure si aucun des distributeurs de pompe sont utilisés).
- Préparer un boîtier indicateur de tube (10 tubes de chaque gamme de concentration; tableau 2) à prendre sur le terrain afin d'être préparé pour différentes intensités d' ammoniac de flux (figure 4).
Figure 3: Mise en place et l' application de c dynamiquehambre de la méthode de Dynamic Tube (DTM). Chaque système se compose de 4 chambres reliées par un tube de PTFE, connexion de réduction sont utilisés pour relier toutes les chambres à une pompe. L'air est aspiré à travers un tube de cuivre perforé à l'extrémité inférieure et fermé au bas, passe sur le sol et aspiré dans la partie supérieure du volume interne conique dans un autre tube de cuivre. L'air qui a traversé le système est alors conduit par l'intermédiaire d'un tube de PTFE sur le tube d'indicateur pour déterminer les concentrations d'ammoniac.
Figure 4: tubes Indicateur avec pompe doseuse et la pompe à main droite: pompe à main (course contre, la fenêtre pour le contrôle de la pompe avec une tache blanche) avec tube indicateur utilisé;. côté gauche: pompe doseuse (affichage de commande, boutons de commande) et le nouveau tube indicateur (0,25-3 ppm). remplissage originale du tube indicateur a une couleur jaune. Réaction avec de l'ammoniac résultats dans un changement de couleur pourpre, la couleur avant est disloqué dans l'échelle. Les concentrations d'ammoniac sont obtenus en lisant l'échelle.
| non. | Composants de Dräger système de tubes |
| 1 | 4 acier inoxydable chambres de mesure (Figure 3) |
| 2 | 7 segments de tube en Téflon (7 mm x 6 mm, 0,3 m de longueur chacun); remplacer quand fortement entortillé |
| 3 | 3 y-connecteurs (PP) |
| 4 | En option: anneau de sol, en acier inoxydable (particulièrement recommandé pour les mesures sur les prairies) |
| 5 | Pompe à main (Figure 4) |
| 6 | Tubes indicateurs (1 boîte contient 10 tubes) (figure 4) |
| 7 | En option: distributeur à pompe (Figure 4) |
| 8 | Facultatif: chronomètre, lorsque la pompe à main est utilisé pour les mesures |
Tableau 1: Indicateur tubes (plages de concentration) utilisés pour les mesures de perte d'ammoniac.
| Tube | Gamme de concentration (ppm en volume; ul / l) | Nombre par défaut de coups | Commentaire |
| Ammoniac 0,25 / a | 0,25 à 3 | dix | La plus basse concentration détectable (environ 0,05 volume-ppm) peut être mesurée en augmentant le nombre d'accidents vasculaires cérébraux à un maximum de 50 coups |
| Ammoniaque 2 / a | 2-30 | 5 | |
| L'ammoniac 5 / | 5-70 (600 1 course) | dix |
Table2: Les composants nécessaires à la mise en place d'un système de mesure de la méthode de Dynamic Tube.
- Préparer pour la mesure de l'échantillonneur passif en suivant ces étapes:
- Configurer échantillonneur passif avec les éléments indiqués dans le tableau 3 comme cela est représenté sur la Fig. 5 et préparer des dispositifs supplémentaires pour les mesures de terrain (tableau 3).
- Calculer le nombre de flacons (= nombre d'échantillons) pour l'ensemble de la campagne de mesure.
- Supposons environ 8 flacons par parcelle après l' épandage de fumier (ie la solution est échangée 7 fois) et des nombres plus élevés pour les engrais synthétiques N selon le comportement de dissolution et les émissions spécifiques engrais. Multipliez le nombre d'échantillonnages avec nombre de parcelles pour calculer les échantillons de nombre total (nombre total = nombre de parcelles x nombre d'intervalles d'échantillonnage). Inclure 10 flacons supplémentaires en cas tout déversement se produisent.
- Calculer le volume total de la solution requise en multipliant le nombre total de samplings avec 0,02 L de 0,05 MH 2 SO 4.
- Préparer volume total de 0,05 MH 2 SO 4 par addition de 9,8 g d'acide sulfurique concentré (98%) par litre d'eau distillée.
IMPORTANT: Ajouter de l'eau d'abord, puis d'acide sulfurique concentré, et de porter des lunettes de sécurité. - Peser chaque flacon vide avec couvercle avant de le remplir avec une solution acide ou utiliser un certain nombre de flacons (par exemple 10) et calculer le poids moyen des flacons et des résultats de note.
- Remplissez tous les petits flacons avec 0,02 L de 0,05 MH 2 SO 4, par exemple avec une bouteille-top distributeur.
- Flacons d'étiquettes, à la fois la bouteille et le couvercle avec de l' encre imperméable à l' eau avec le numéro d'essai, numéro de la parcelle, et l' ordre des solutions de l' échantillonneur dans la séquence de mesure, par exemple, B1 P1 T2 (orge essai 1, parcelle 1, 2 e solution: solution après la première remplir au début de l' expérience) ou B1 P23 T1 (orge essai 1, parcelle 23, 1 ère solution).
- Trier smtous les flacons pour chaque événement mesure d'une campagne de mesure dans un sac plastique étiqueté avec le numéro d'expérience, année, etc. Pour les numéros de parcelles plus grandes d' un plateau avec des flacons triées est préférable. Après l'échantillonnage des flacons de transfert à partir du bac aux sacs en plastique étiquetés.
Figure 5:. Mise en place d'échantillonneur passif (piège acide) La partie principale de l'échantillonneur se compose d'une bouteille preuve d'acide avec 1-2 fenêtres de chaque côté ( la taille dépend de la taille de la bouteille). Un trou de forage à un bord supérieur est utilisé pour drainer la bouteille. Par conséquent, les fenêtres sont légèrement décalées de ce coin de ce bord de la bouteille pour permettre une manipulation aisée lors de la vidange. La bouteille est remplie par la bouche dans la partie supérieure avec une solution d'échantillonnage et fixée à l'embouchure du couvercle qui est vissé sur le toit en acier inoxydable. Les toits peuvent être fixés par une vis souple fixationla barre d'acier pour permettre le réglage de différentes hauteurs de couvert en utilisant une seule longueur de la tige d'acier.
| non. | Les composants du système d'échantillonnage passif |
| 1 | tige en acier au point pour toit en plastique de fixation (longueur 0,5 m) |
| 2 | toit en acier inoxydable |
| 3 | échantillonneur passif cubique fabriqué à partir d'une bouteille de PE résistant à l'acide avec des fenêtres 1-2 moustiquaires couvertes de chaque côté. À un bord supérieur d'un trou est percé pour drainer la solution d'échantillonnage utilisée. Décaler les fenêtres légèrement par rapport au centre pour permettre la distribution de la solution à travers le trou avec un faible risque de déborder à travers les fenêtres. Fixer le couvercle de la bouteille avec 2 vis sur le toit en acier. Vissez la bouteille sur le couvercle. |
| 4 | Petits flacons pour le transport et le remplissage de la solution de l' échantillonneur (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> 4 solution) - plusieurs centaines de grands essais |
| 5 | Les grands conteneurs / bouteilles avec une solution de l' échantillonneur (0,05 MH 2 SO 4 de la solution) pour tous les flacons |
| 6 | Bouteille-top distributeur pour remplir les petits récipients avec une solution de collecteur (20 ml) |
| 7 | Congélateur pour l'échantillonnage de stockage de solution |
Tableau 3: Composants nécessaires à la mise en place d' un échantillonneur passif et pour effectuer des mesures d'échantillonnage passif.
3. Après aller sur le terrain et faire des mesures
- Prenez le matériel supplémentaire suivant sur le terrain pour la facilité de fonctionnement: des serviettes en papier et un sac pour l'élimination des serviettes en papier utilisés, presse-papiers pour prendre des notes, plateau pour les flacons (triés), des gants anti-acide pour la manipulation de la solution acide.
- Effectuer une mesure par DTM et échanger des solutions de l'échantillonneur passif simultanément ou wiThoout grandes différences de temps, en particulier au début d'une campagne de mesure ou à haute attendus NH 3 défaites.
- Faire la mesure de contrôle avec le DTM (étape 3.4) sur les parcelles témoins non fécondés au début et à la fin de chaque date d'évaluation. Suivez cette séquence: le contrôle, les traitements, le contrôle.
- Mesurer plus de 3-6 jours pour obtenir des mesures de perte d'ammoniac fiables pour le laps de temps de toute une journée en tenant compte de l'évolution des émissions dues à des températures variables et des vitesses de vent. Faire des mesures à ces moments: tôt le matin (peu après le lever du soleil), en fin de matinée, début d'après midi, la fin de l'après-midi, et peu de temps avant le coucher du soleil.
- Si les anneaux de sol sont utilisés, les anneaux de presse à deux endroits disponibles facilement accessibles dans les parcelles dans le sol. Utilisez quatre anneaux pour chaque emplacement et veiller à ce que les distances entre les anneaux à chaque emplacement peut être atteint par l' une des quatre chambres reliées du système de chambre (figure 3). Insérez rin du solgs dans le sol par une planche de bois placés sur les anneaux pour répartir uniformément la pression.
- Couvrir les anneaux avec de petites feuilles en matière plastique lors de la fécondation des parcelles si des engrais synthétiques (par exemple le nitrate d'ammonium calcaire, de l' urée) est appliquée. Immédiatement après l'application de la machine, appliquer l'aliquote nécessaire d'engrais avec une grande précision à la main dans la zone des anneaux de sol.
- En cas de l' épandage de fumier, d' abord appliquer le fumier (par exemple par des tuyaux de piste), puis insérez des anneaux. Veillez à ce que l'engrais est distribué de façon très homogène.
Remarque: Comme une bonne valeur empirique pour les mesures valides après trail tuyau fertilisation la distribution suivante des chambres a été montré pour fournir des résultats précis 13,14: deux chambres sur la bonne voie fécondé, deux chambres sur la zone non fécondé dans l' intervalle. S'il y a une très grande quantité de boue à faible viscosité appliqué par des tuyaux de piste également placer quatre chambres sur le sol fertilisé. - Procédure de mesure avec DTM
- Réglez le numéro de course à 50 si une pompe automatique est utilisé pour faciliter l'opération.
Remarque: Les numéros de cette façon d'AVC en entre 5 et 50 coups peuvent être facilement appliquées, les numéros de course inférieure à 50 coups peuvent être atteints par l'arrêt du processus de pompage. - Rincer le système DTM avec NH 3 -free air en soulevant les chambres à une hauteur d'environ 1 m au dessus du sol et de pompage de l' air à travers le tube de PTFE et les chambres (20-30 AVC) avec la pompe à main directement relié au tube de PTFE borne le système de chambre.
- chambres de presse du DTM directement dans le sol à une profondeur d'environ 15 mm (profondeur est marquée par un rebord au fond de la chambre) ou en rondelles de sol (colliers). Assurez-vous que les mottes de terre ne se logent entre l'anneau du sol et la chambre.
- Effectuer les 20 premiers coups de pompe de préparation avec une faible concentration indicateur-tube utilisé (0,25-3 ppm, tableau 1) pour créer quasi-lieuconditions étatiques y.
Nota: Les concentrations d'ammoniac sont indiqués par un changement de couleur des granulés sensibles au pH dans le tube du jaune foncé au bleu-violet. La partie avant de ce changement de couleur à l' intérieur du tube indique la concentration de NH 3 dans la mesure où il est situé à l' intérieur d' une échelle imprimée sur le tube. - Choisissez gamme de concentration (sur trois tubes possibles avec des plages de concentration distinctes; Tableau 1) du nouveau tube indicateur à appliquer dans la mesure suivante sur la base des informations obtenues à partir du changement de couleur du tube utilisé utilisé dans l' étape 3.4.4.
Remarque: Dans la plupart des cas le tube '0,25 / a »est utilisé. Immédiatement après l'application de la surface de la suspension et sous des températures élevées de tubes 2A 'et' 5a 'doit être utilisé dans de nombreux cas. Ceci est indiqué lorsque les granulés indicatrices d'un peu de couleur utilisés '0,25 / un «tube a complètement viré au bleu après plus de 10 coups préparatoires. - Ouvrez un nouvel indicateurle tube aux deux extrémités en brisant les têtes à l'aide du disjoncteur du tube installé sur le boîtier de la pompe.
- Insérez le tube indicateur entre les tubes de PTFE terminal et la pompe en appuyant sur les extrémités du tube dans le tube de PTFE et la bouche de la pompe. Insérer l'extrémité du tube avec la plus faible valeur de l'échelle imprimée sur le tube dans le tube en PTFE, et l'extrémité la plus haute valeur dans la bouche de la pompe. Commencez à pomper jusqu'à le numéro de course par défaut en appuyant sur le bouton OK de la pompe automatique ou la compression de la pompe à main. Gardez la pause entre les pré-pompage avec le tube utilisé (3.4.4) et au début de la mesure réelle aussi courte que possible.
Remarque: Description détaillée du fonctionnement de la pompe est fournie par le fabricant. - Si une pompe à main est utilisé pour les mesures, démarrer le chronomètre en même temps que le premier coup de la pompe à main.
- Termine la mesure où le nombre de course standard (10 coups, 5 coups avec des tubes 2 / a) est atteint et la pompe à main est complètement détendu (valeur denuméro de course par défaut apparaît sur l'affichage de la pompe automatique ou sur compteur mécanique de course de la pompe à main). Avec la détente de la pompe à main fin mesure chronomètre (pompe à main). Terminate pompage automatisé en appuyant sur le bouton «stop» lorsque le nombre de traits = numéro de course standard - 1 est affiché.
- Augmenter le nombre de course à un maximum de 50 coups si la première indication de ligne de la valeur la plus faible de l'échelle imprimée sur le tube (voir la figure 4) ne soit pas atteint après le numéro de course standard. Utilisez indicateur lectures de tube que si au moins la première ligne à l'échelle d'un tube indicateur est atteint.
- Ne dépassez pas la ligne indiquant la valeur la plus élevée sur l'échelle. Avant cette valeur est atteinte à réduire le nombre de coups en dessous du numéro de course standard, arrêter le pompage et enregistrer le nombre de coups employés.
- Lire le changement le plus éloigné de la couleur sur le tube de tous les côtés (ligne de coloration est souvent légèrement inclinée ou inégale) et Record valeur de concentration.
- Notez les valeurs suivantes sur la feuille d'enregistrement: parcelle, date, heure de la mesure, le nombre de coups (pour pompe à main: durée de la mesure (s)), la lecture en ppm (voir le fichier de code supplémentaire - par exemple feuille d'enregistrement sur le terrain).
- jante propre des chambres de coller le sol, le fumier ou d'engrais composants avec une serviette en papier propre.
- Soulever système DTM à partir du sol et rincer (voir 3.4.2).
- Faire plusieurs mesures, au moins deux, à des endroits différents dans un complot visant à accroître la fiabilité des mesures.
- Répéter les opérations 3.4.3-3.4.16 sur d'autres parcelles et dans les mesures ultérieures.
- Réglez le numéro de course à 50 si une pompe automatique est utilisé pour faciliter l'opération.
- Procédure de mesure avec des échantillonneurs passifs.
- Placez des échantillonneurs passifs fixés sur les tiges d'acier dans le centre de la parcelle expérimentale à 0,15 m de hauteur (fenêtre du collecteur) au-dessus surface du sol ou canopée immédiatement après l'application d'engrais à une parcelle. Dépêchez avec la suspension / engrais application tracteur / système pour installer l'échantillonneur sans délai. En cas de sol sec, insérer la tige d'acier dans le sol avec un marteau.
- Marchez avec subdiviser bac / sac avec triées flacons remplis d'acide pour le premier intervalle d'échantillonnage (par exemple B1; P1; T1) à l'échantillonneur passif. Mettez des gants avant de manipuler les flacons avec une solution acide. Retirez le flacon pour la parcelle et l'intervalle d'échantillonnage respectif. Dévissez la bouteille de l'échantillonneur passif. Verser la solution 0,05 MH 2 SO 4 à partir du flacon dans la bouche de la bouteille. Vissez le couvercle du flacon sur le flacon vide et revenir flacon dans le bac / sac.
- Ecrire numéro de la parcelle sur le toit métallique de l'échantillonneur pour l'identification des parcelles.
- Prenez plateau subdiviser avec des flacons pour deux intervalles d'échantillonnage ultérieurs en fonction des intervalles d'échantillonnage réelle et après (ou deux sacs pour des intervalles d'échantillonnage différents) à toutes les autres dates de change.
- Retour à la parcelle d'échanger 0,05 MH 2 SO
- Retirer la solution 0,05 MH 2 SO 4 dans l'échantillonneur passif en dévissant soigneusement l'échantillonneur passif et de routage prudemment la solution entre les «fenêtres» à travers le trou d'évacuation dans vide flacon d' origine (par exemple B1 / P1 / T1). Re-fill sampler par la bouche de la bouteille avec une nouvelle solution du flacon utilisé ultérieurement (B1 / P1 / T2) 0,05 MH 2 SO 4. Visser les couvercles avec un étiquetage correct des deux flacons. Fixer échantillonneur passif à la tige par vissage sur le couvercle, relié à la tige d'acier.
- Remarque numéro de la parcelle, en temps de remplissage (= temps → heure de la fin de l'échantillonnage précédente vidange) sur la feuille d'enregistrement.
- Echanger les solutions d'échantillonnage après 3-6 h le premier jour immédiatement après l'application des engrais azotés organiques. Réduire le taux de change à 12 h (soit un échantillonnage pour les émissions de nuit et pendant la journée) le deuxième jour et pour tous les échantillonnages de synthetic engrais azotés.
Remarque: l'échantillonnage peut être étendue à 24 h, cependant, en été et des températures élevées évaporation de l'eau peut être élevée entrave l'ammoniac absorption.- Mesurer la concentration d'ammonium dans les solutions de l'échantillonneur passif (comme décrit ci-dessous) directement après la conclusion des échantillons de la campagne ou le gel expérimental à -18 ° C pendant 1 semaine maximum et mesurer plus tard.
4. Calcul de NH 3 Fluxes
- Calcul de l'ammoniac flux pour DTM.
- Créer une feuille de calcul pour exécuter automatiquement les étapes de calcul suivantes.
- Tout d'abord, le calcul des flux non corrigées obtenues à partir de la mesure avec DTMs (mg N / (m² * h)) à l'aide de l'équation. 1 (Voir le fichier de code supplémentaire) à partir des lectures de concentration (ppm NH 3), la durée de mesure, le volume d'air traversé système et zone couverte par la chambre.
- Convertir la dimension des flux non corrigées dans la dimension kg N hune heure de -1 -1 en divisant par 100.
- Échelle de ces valeurs aux émissions quantitatives par application des formules d'étalonnage (Eq. 2 et 3) 12 (Voir le fichier de code supplémentaire) qui corrige l'effet de la situ vitesse du vent dans la différence entre les flux non corrigées du DTM et les émissions réelles. Appliquer deux équations différentes pour tenir compte des conditions particulières dans deux classes canopée: Eq. 1 pour les basses auvents <0,3 m / sol découvert et Eq. 2 pour auvents> 0,3 m.
- Ne pas appliquer les équations d'étalonnage (Eq. 2-3) lorsque les chambres ne possèdent pas le même volume interne et mis en place tel qu'il est utilisé dans les essais d'étalonnage d' origine 12.
- Effectuer des calculs seulement avec des lectures ppm obtenues à partir des nombres de traits par défaut, soit 5 ou 10 coups, ce qui correspond à 0,5 L ou 1 L air qui passe à travers le système. Si le nombre de coups dévie, corriger la lecture ppm et la durée de temps mesurée dans l'équation appliquée. 1 en fonction de to le nombre de coups:
ppm = ppm * nombre par défaut de coups [5, 10] / numéro de course réelle lors de la mesure = temps de lecture (s) * nombre par défaut de coups [5, 10] / numéro de course réelle pendant la mesure - Déduire les émissions moyennes pour chaque parcelle en calculant le flux moyen de mesures répétées dans une parcelle pour chaque date de mesure.
- Calculer les flux moyens d'ammoniac pour des intervalles de temps entre deux dates de mesure.
- Calculer les pertes d'ammoniac (kg N / ha) pour l'intervalle entre deux mesures de DTM en multipliant le flux moyen (kg N / (ha * h), 4.1.8) par la durée de cet intervalle (h).
- Calculer la perte totale cumulative pour une parcelle particulière en additionnant toutes les valeurs de perte d'ammoniac (voir 4.1.9) obtenus au cours de la campagne de mesure.
- Calcul des flux des échantillonneurs passifs:
- Jeter les valeurs si la solution est perdue en répandant, dans ce cas, l'ensemble de la parcelle peut être retiré à partir des données. Vérifiez si ga de donnéesp peut être rempli, par exemple, les valeurs moyennes des parcelles répétées pendant le même intervalle d'échantillonnage.
- Déterminer le volume de solution: soustraire le poids du flacon (voir étape 2.4) du poids du flacon avec une solution d'échantillon et d'assumer une densité de 1,0 g / ml.
- Mesurer les concentrations NH 4 + dans les solutions d'échantillon à l'aide d' une électrode sensible à l'ammoniac selon les instructions du fabricant.
- Si le volume de l' échantillon dévie de volume standard, la concentration correcte: corrigé ppm [mg NH 4 + -N / L] = mesure * de ppm volume mesuré [x ml] de volume / par défaut [20 ml]
- Soustraire concentration moyenne obtenue à partir de parcelles témoins de la parcelle de traitement de lecture pour chaque intervalle d'échantillonnage. Définir les valeurs à 0 dans le cas des valeurs négatives.
- Résumez les valeurs ppm volume et contrôle corrigée de tous les intervalles de mesure obtenus à partir d'une parcelle dans une campagne de mesure pour obtenir la concentration cumulative.
- Retirer fortementdéviance positive NH 3 valeurs d'émission à partir du jeu si la causalité de biais peut être identifié de données. Identifier les valeurs aberrantes en tenant compte de la direction du vent lors de l'échantillonnage aussi fortement déviant parcelles des autres répétitions sont probablement affectées par l'ammoniac à la dérive de vent élevées parcelles d'émissions.
- Calculer les pertes quantitatives provenant de parcelles équipées d'échantillonneurs passifs par application du coefficient de transfert.
- Obtenir le coefficient de transfert (kg N / (ha * ppm)) en divisant la perte de finale DTM quantitative cumulative (4.1.10) par absorption cumulative d'ammoniac des échantillonneurs (4.2.6) (Eq. 4). Par exemple: DTM final: 10 kg N ha -1; Sampler cumulative: 20 ppm [mg N / L] → coefficient de transfert = 0,5 kg N / (ha ppm): 1 ppm absorbé NH 3 correspond à 0,5 kg / ha émis NH 3 -N)
- ppm-Multiplier les valeurs de tous les échantillonnages passifs par coefficient de transfert pour obtenir des émissions quantitatives de tous les essais parcelles. Calculer le taux de perte pour un intervalle de mesure en multipliant la lecture ppm pour l'intervalle d'échantillonnage par le coefficient de transfert et de diviser ensuite par la durée de l'intervalle d'échantillonnage. Par exemple (échantillonneur absorption 12 ppm après 6 h): 0.5 kg N ha -1 ppm -1 * 12 ppm / 6 h = 1 kg N ha -1 h -1.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Dans l'année 2014, un essai sur le terrain a été mis en place dans le centre du Danemark pour tester les effets de plusieurs méthodes pour réduire les émissions d'ammoniac après l'application de lisier de bovin: incorporation avec un rotoculteur, incorporation du lisier acidifié et injection de fente fermée (injection de lisier dans le sol avec une couverture subséquente avec le sol). En comparaison avec une technique d'application d'émission élevée et en particulier pour l'application correcte de la méthode de la chambre demande piste de tuyau de suspension a également été inclus. Au total, 24 parcelles ont été inclus dans cette étude. Bovins suspension a été appliquée à un taux de 80 kg NH 4 + -N / ha.
Figure 6: cours de temps d'émissions d'ammoniac cumulatifs des essais sur le terrain répliqué à l' aide de différentes méthodes d'application de la suspension Dairy suspension de bovins a été appliqué par le sentier tuyau (de surface) d'application, de applicat de surface.ions et leur incorporation ultérieure, l'incorporation de la suspension acidifiée avec de l'acide sulfurique, l'injection fermé à fente (fente d'injection recouvert de terre). Les coefficients de transfert ont été obtenus à partir d'un traitement d'application piste de tuyau, les barres d'erreur représentent les écarts-types, les lettres indiquent les niveaux de signification (Tukey HSD) à p <0,05 (ANOVA à sens unique).
La méthode a prouvé sensible, et les émissions très élevées et très basses peut être distinguée sans de fortes perturbations de l'ammoniac à la dérive des parcelles d'émissions élevées à des parcelles à faibles émissions. En conséquence, le procédé a abouti à des différences hautement significatives entre les émissions d'ammoniac , de suspensions appliquées par les différentes techniques (figure 6). Comme prévu théoriquement, les émissions des tuyaux de piste étaient les plus élevés tandis que l'incorporation de réduire les émissions de moins de 60%. Les réductions les plus élevées de perte ont été obtenues par l'application à l'injection de la fente fermée ou acidification par incorporation ultérieure (environ 90%). De cette façon, la méthode a donné très relevainformations nt sous un point de vue pratique, que l'acidification avec incorporation ultérieure est beaucoup plus travail efficace et moins cher que l'injection de fente fermée.
Dans un autre essai effectué en Allemagne en 2012, l'effet des inhibiteurs d'uréase sur les émissions d'ammoniac provenant de l'urée appliquée au blé d'hiver a été testé. L'urée est l'engrais synthétique le plus problématique N par rapport aux émissions d'ammoniac, mais est globalement le plus important. Les émissions peuvent être réduites lorsque l'urée hydrolyse est ralentie par l'application d'inhibiteurs d'uréase. En outre, les inhibiteurs de nitrification sont ajoutés pour réduire le construite de nitrate dans le sol qui peut stimuler l'émission d'oxyde d'azote des gaz à effet de serre (N 2 O). Cependant, une plus longue durée avec une concentration soutenue élevée NH 4 + peut stimuler outre émissions de NH 3. Dans cet essai à la fois, différents engrais d'urée et de stratégies d'application connectés (3 contre 2 applications pour les engrais avec inhibiteur de nitrification)ont été testés. Les résultats montrent que les émissions d'ammoniac ont été fortement réduites par l' utilisation d'inhibiteurs de l' uréase (figure 7) , indépendamment de l'utilisation des inhibiteurs de nitrification. Urée seulement combiné avec des inhibiteurs de nitrification a montré les émissions les plus connectés au sol et météorologiques effets stimulants émissions d'ammoniac à des dates spécifiques de l'application. Cette forte incidence des conditions météorologiques à différentes dates d'application peut être vu de différents cours à temps des émissions d'ammoniac obtenues par ce procédé (figure 8). Les deux premières dates d'application ont montré des émissions relativement faibles d'ammoniac en raison de basses températures et des précipitations régulières, mais les petits à la première application, alors que les précipitations plus fortes émissions a diminué après les premiers jours à la deuxième application. A la troisième et la quatrième demande des températures plus élevées avec des températures plus élevées prévalaient et les émissions à la troisième application. Aux deux dates émissions ont été arrêtés par plus fort précipitations events. La forte influence des conditions météorologiques sur l'intensité de l' émission à particulier dates d'application explique la différence des émissions moyennes entre l' urée brut (3 applications) et de l' urée avec l' inhibiteur de nitrification (2 applications) (figure 7) que l' urée brut a également été appliquée à la quatrième date de la demande avec des émissions relativement plus faibles.
Figure 7:. Les émissions d'ammoniac cumulatifs après l' application de différents engrais d'urée pour différentes dates d'application (graphique supérieur) et cumulée pour toutes les applications (graphique en bas) les engrais granulaires ont été appliqués à la surface pour le blé d'hiver à différents stades de croissance, les inhibiteurs sont utilisés pour réduire les émissions d'ammoniac (UI) ou de ralentir la transformation des nitrates en ammonium (nI) (U = urée, UI = inhibiteur d'uréase, nI = inhibiteur de nitrification, CAN =nitrate d'ammonium calcaire); U, CAN, U + UI ont été appliqués sur trois dates, U + NI, U + NI + UI sur deux dates, APP = date de la demande, les barres d'erreur représentent l'erreur standard, les lettres indiquent les niveaux de signification (Tukey HSD) à p <0,05 ( d'une manière ANOVA).
Figure 8: cours de temps et les conditions météorologiques des émissions d'ammoniac provenant de quatre engrais d'urée et CAN appliquées à différentes dates et doses pour le blé d'hiver température de l' air et des précipitations (graphique supérieur) et le temps des cours de NH 3 émissions (graphique en bas), cela. Figure illustre que la méthode proposée tout à fait différents cours à temps des émissions d'ammoniac peuvent être distingués selon le type d'engrais (U = urée, UI = inhibiteur d'uréase, NI = inhibiteur de nitrification, CAN = calcaire nitrate d'ammonium) et les conditions météorologiques, U, CAN, U + UI ont été appliqués sur trois dates, U + NI, U + NI + UI sur twdates o, les barres d'erreur représentent l'écart type, les lettres indiquent les niveaux de signification (Tukey HSD) à p <0,05 (ANOVA à sens unique).
L'approche de mesure permet également de tester l'effet des émissions d'ammoniac sur le rendement en grains et l' absorption d' azote (Figure 9). Une analyse de covariance a été appliquée pour tester l'effet des émissions d'ammoniac, de la stratégie d'application (2 vs 3 applications par période de végétation) et l'année sur le grain N absorption. Il existe seulement des effets significatifs de la perte d'ammoniac (pente, identique entre les années) et l'année (interception) sur le grain N absorption. Les intersections des deux courbes montrent l'effet de l' exercice sur l' absorption d' azote (météo, les conditions du sol , etc.) , tandis que la pente de la courbe représente l'effet des émissions d'ammoniac sur cette variable. D'autres pertes d'azote potentiels affectant la culture N-absorption, en particulier les pertes d'azote avec de l'eau de lixiviation, ont été contrôlées par échantillonnage intensif et d'analyse (données non présentées). Pas de lessivage des nitrates a été observée au cours de la vegpériode etation. Par conséquent, la plus frappante, la valeur de la pente (= 1) montre que les pertes d'ammoniac directement traduits dans réduite l'absorption d'azote dans ce procès. Cela confirme également l'ordre de grandeur des pertes d'ammoniac déterminées par cette méthode.
Figure 9:. Relation entre les émissions d'ammoniac et l' absorption d'azote des grains de blé d'hiver fécondé avec différents engrais d'urée Les émissions d'ammoniac sont des pertes d'azote disponible directement usine qui devrait avoir des effets sur la croissance des plantes. Ce graphique montre que l'ammoniac émis mesuré par la méthode d'échantillonnage passif calibré peut être lié à l'absorption d'azote, les données analysées par ANOVA à deux voies.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Discussion
Il a été montré que la méthode proposée peut être utilisé pour comparer les émissions d'ammoniac provenant de différents traitements de fertilisation dans les essais sur le terrain répliquées et d'utiliser les informations statistiquement significatives résultant de ces mesures pour améliorer la gestion des engrais azotés. La quantité d'émissions obtenues par cette approche a été validée dans des études antérieures par comparaison avec des mesures micrométéorologiques 13,15,16. Dans cet article, la validité quantitative de cette approche a été indirectement démontrée par une étroite relation linéaire entre les émissions d'ammoniac mesurées et culture N absorption. Par conséquent, le procédé peut être considéré comme applicable pour la détermination des pertes d'azote agronomiquement pertinentes par les émissions d'ammoniac. L'application de cette approche pour la quantification des pertes d'ammoniac est limitée à des vitesses de vent moyennes ≤4 m / s à 2 m de hauteur que l'étalonnage de la méthode de la chambre seulement a été validé dans ces conditions.
e_content "> Cependant, il y a des conditions qui rendent l'application de cette approche difficile. A très faible et des vitesses de vent nul double comptage de l' ammoniac par re-dépôt sur le site d'émission a été observée 20 et ne peuvent pas être pris en compte par échantillonnage passif. Ces situations peut se produire au moment de la nuit et dans des conditions géographiques spécifiques (abri de montagnes, les obstacles élevés). Dans ce cas , il est très difficile de quantifier les émissions que le comportement de transport de l' ammoniac émis est incertain 14. Cependant, ce problème affecte presque toutes les méthodes d'émission d' ammoniac et, du point de vue des émissions, zéro émission doit être assumée dans de telles conditions ou des intervalles de mesure doivent être jetés. Drifted l'ammoniac dans les champs voisins dans le multi-terrain champ expérimental ne pose aucun problème à la méthodologie présentée comme ils peuvent être pris en compte par le contrôle mesures (pas de traitements de fertilisation). Toutefois, si cette influence dépasse les concentrations d'ammoniac from les parcelles de traitement, la détermination des pertes d'ammoniac peut être impossible. Par conséquent, la fertilisation des champs du site expérimental voisins doit être contrôlée et pas d'ammoniac doit être émise à partir de ces champs. Dans des conditions lorsque l'engrais est inégalement répartie ou (inégalement) incorporé dans le sol, il est difficile, voire impossible, d'appliquer correctement le système de chambre que les flux mesurés peuvent ne pas être représentatif pour le champ en raison de la distribution d'engrais inconnu. Dans ce cas, un autre traitement doit être inclus avec la distribution d'engrais bien connu que l'on peut à juste titre être représenté par la mise en place des chambres sur le sol. Cela peut être vu de l'exemple ci-dessus étant donné où l'application piste de tuyau a été ajouté que la couverture du sol en suspension avec des tuyaux de sentiers visiblement connus. Si de telles mesures ne sont pas possibles la méthodologie présentée ne peut pas être appliquée. Toutefois, l'échantillonnage passif, qui ne sont pas affectés par cette restriction, serait au moins donner des différences semi-quantitatives entre treatments quoique pas d'émissions quantitatives précises. Le problème de ne pas comptabiliser de façon appropriée pour la distribution d'engrais inégale est un problème avec tous les systèmes de tunnel chambre ou vent. Cependant, les souffleries peuvent avoir une couverture du sol plus grande, avec une moyenne de ce fait des irrégularités micro-échelle dans la distribution d'engrais. Par conséquent, la méthode de la chambre utilisée dans cette approche peut être remplacée par une autre méthode qui donne des émissions quantitatives à partir de mesures de terrain (par exemple les tunnels de vent). Mais seuls des modèles spécifiques de souffleries donnent des valeurs quantitatives précises 10,21 et donnent souvent des informations erronées si elles ne peuvent pas être enlevés avant que les événements de pluie et remplacés par la suite. En dehors du problème spécifique de la distribution d'engrais, il y a encore un débat en cours sur la validité des différents systèmes de mesure de la perte d'ammoniac pour quantifier précisément les pertes d'ammoniac, et les systèmes de chambre sont généralement remis en question 20. Cependant, il a été montré dans des études antérieures
Hautes auvents> 0,3 m constituent toujours un défi pour le système de chambre appliqué et tous les systèmes de chambre dynamique, y compris des souffleries. test passé a montré une bonne concordance entre la méthode présentée dans le présent document et les résultats micrométéorologiques. Cependant, les essais futurs est nécessaire pour confirmer ces résultats.
À long terme, il serait plus souhaitable d'utiliser la samp passive ler résultats sans une méthode quantitative basée sur une équation d'étalonnage séparée. Les efforts passés pour tirer une telle base de l' équation de la vitesse du vent, la température , etc. ont échoué. Ceci est probablement dû à l'évolution de la conception de l'échantillonneur passif - méthode était encore en développement - et les effets de la canopée. Dans l'avenir, une conception définie des échantillonneurs sera proposée et après un grand nombre d'expériences, la dérivation d'une équation d'étalonnage devrait être possible d'appliquer pour ce type spécifique d'échantillonneurs passifs. Comme alternative aux échantillonneurs passifs self-made dans cette étude utilisant de l' acide sulfurique dilué liquide, des pièges ready-made acide 22, par exemple , des échantillonneurs ALPHA 23, sont disponibles , où l' acide est lié dans une matrice sans risque de déversement et une plus grande facilité de manipulation . Cependant, ces échantillonneurs peuvent nécessiter plus longues durées d'exposition que celles appliquées dans ce procédé 22 et n'a pas encore été testé dans une approche similaire.
e_content "> Une nouvelle méthode, étalonné échantillonnage passif, de mesurer quantitativement les émissions d'ammoniac dans les essais sur le terrain répliquées a été présenté. La méthode a prouvé valide dans une large gamme de conditions expérimentales et est recommandé pour être utilisé dans des conditions avec le sol nu ou de petits auvents. Résultats obtenu à partir d'expériences avec de plus grands couverts végétaux doivent être traités avec plus d'attention. Si un utilisateur est encore dans le doute en ce qui concerne la validité quantitative de la méthode, il peut être testé en combinant cette approche avec une mesure simultanée avec la technique micrométéorologique et la chambre sous sol identique et les conditions de la canopée et comparaison ultérieure des émissions obtenues. Les échantillonneurs passifs se sont avérés un outil très robuste pour mesurer qualitativement les émissions d'ammoniac dans les essais sur le terrain multi-terrain et peut être utilisé avec différentes méthodes de mise à l'échelle pour obtenir un coefficient de transfert. Exigence d'une telle méthode de mise à l'échelle est son applicabilité sur le même terrain que ceux utilisés pour l'échantillon passifrs. Après avoir défini une conception finale des échantillonneurs ou dans l'application des échantillonneurs passifs ready-made, une équation d'étalonnage distincte pour ces échantillonneurs pourrait être développée et une mesure simultanée d'une méthode quantitative peut être dispensable.Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Disclosures
L'auteur déclare qu'il n'a pas d'intérêts financiers concurrents.
Acknowledgments
L'auteur remercie le Dr Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, le Dr Robert Quakernack, le Dr Kang Ni pour leurs efforts dans le développement et la poursuite du développement de cette approche. Un grand merci également aux techniciens de terrain Doris Ziermann et Jun Yang. Les enquêtes sous-jacentes ont été pris en charge par la Deutsche Forschungsgemeinschaft, l'Etat fédéral Schleswig Holstein, subventions EFRE de l'Union européenne et SKW Piesteritz corp. comme il est indiqué en détail dans les publications citées.
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 |
References
- Erisman, J. W., Bleeker, A., Hensen, A., Vermeulen, A. Agricultural air quality in Europe and the future perspectives. Atmos. Environ. 42, 3209-3217 (2008).
- Bremner, J. M. Recent research on problems in the use of urea as a nitrogen fertilizer. Fert. Res. 42, 321-329 (1995).
- Sutton, M. A., Oenema, O., Erisman, J. W., Leip, A., van Grinsven, H., Winiwarter, W. Too much of a good thing. Nature. 472, 159-161 (2011).
- Production and International Trade statistics. , IFA (International Fertilizer Industry Association). Paris, France. Available from: http://www.fertilizer.org/En/Statistics/PIT_Excel_Files.aspx (2014).
- Glibert, P. M., Harrison, J., Heil, C., Seitzinger, S. Escalating worldwide use of urea - a global change contributing to coastal eutrophication. Biogeochemistry. 77, 441-463 (2006).
- Sommer, S. G., Schjoerring, J. K., Denmead, O. T. Ammonia emission from mineral fertilizers and fertilized crops. Adv. Agron. 82, 557-622 (2004).
- Jensen, L. S., et al. Benefits of nitrogen for food, fibre and industrial production. The European Nitrogen Assessment. Sutton, M. A., et al. , Cambridge University Press. Cambridge, UK. (2011).
- Sommer, S. G., Hutchings, N. J. Ammonia emission from field applied manure and its reduction - invited paper. Eur. J. Agron. 15, 1-15 (2001).
- Shah, S. B., Westerman, P. W., Arogo, J. Measuring ammonia concentrations and emissions from agricultural land and liquid surfaces: A review. J. Air Waste Manage. 56, 945-960 (2006).
- Loubet, B., Cellier, P., Flura, D., Genermont, S. An evaluation of the wind-tunnel technique for estimating ammonia volatilization from land: Part 1. Analysis and improvement of accuracy. J. Agr. Eng. Res. 72, 71-81 (1999).
- Vandré, R., Kaupenjohann, M. In Situ Measurements of Ammonia Emissions from Organic Fertilizers in Plot Experiments. Soil Sci. Soc. Am. J. 62, 467-473 (1998).
- Roelcke, M., Li, S. X., Tian, X. H., Gao, Y. J., Richter, J. In situ comparisons of ammonia volatilization from N fertilizers in Chinese loess soils. Nutr. Cycling Agroecosyst. 62 (1), 73-88 (2002).
- Pacholski, A., et al. Calibration of a simple method for determining ammonia volatilization in the field - comparative measurements in Henan Province, China. Nutr. Cycling Agroecosyst. 74, 259-273 (2006).
- Flesch, T. K., Harper, L. A., Powell, J. M., Wilson, J. D. Inverse-dispersion calculation of ammonia emissions from Wisconsin dairy farms. Trans. ASABE. 52, 253-265 (2009).
- Gericke, D., Pacholski, A., Kage, H. Measurement of ammonia emissions in multi-plot field experiments. Biosystems Eng. 108 (2), 164-173 (2011).
- Quakernack, R., Pacholski, A., Techow, A., Herrmann, A., Taube, F., Kage, H. Ammonia volatilization and yield response after application of biogas residues to energy crops in a coastal marsh of Northern Germany. Agric., Ecosyst. Environ. 160, 66-74 (2012).
- Ni, K., Pacholski, A., Gericke, D., Kage, H. Measurement duration required for determining total ammonia losses after field application of slurries by trail hoses. J. Agr. Sci. 151 (1), 34-43 (2013).
- von Bobrutzki, K., et al. Field inter-comparison of eleven atmospheric ammonia measurement techniques. Atmos. Meas. Tech. 3, 91-112 (2010).
- Ni, K., Pacholski, A., Kage, H. Ammonia volatilization after application of urea to winter wheat over 3 years affected by novel urease and nitrification inhibitors. Agric. Ecosyst. Environ. 197, 184-194 (2014).
- Sintermann, J., et al. Are ammonia emissions from field-applied slurry substantially over-estimated in European emission inventories. Biogeosciences. 9, 1611-1632 (2012).
- Mannheim, T., Braschkat, J., Marschner, H. Measurement of ammonia emission after liquid manure application. 2. Comparison of the wind tunnel and the IHF method under field conditions. J. Plant Nutr. Soil Sci. 158, 215-219 (1995).
- Puchalski, M. A., et al. Passive ammonia monitoring in the United States: Comparing three different sampling devices. Environ. Monit. 13 (11), 3156-3167 (2011).
- Tang, Y. S., Cape, J. N., Sutton, M. A. Development and types of passive samplers for monitoring atmospheric NO2 and NH3 concentrations. ScientificWorldJournal. 1, 513-529 (2001).
