Waiting
Login processing...

Trial ends in Request Full Access Tell Your Colleague About Jove
JoVE Journal Environment
Click here for the English version

Environment

Kalibreret Passiv Prøveudtagning - Multi-plot Field Målinger af NH Published: March 21, 2016 doi: 10.3791/53273
Automatic Translation
1,2
1Institute of Ecology, Assoc. Institute of Environmental and Sustainable Chemistry, Leuphana University, 2Institute of Crop Science and Plant Breeding, Department of Agronomy and Crop Science, Christian-Albrechts-University Kiel

Summary

Ammoniakemission er en alvorlig trussel mod miljøet ved eutrofiering, forsuring af jordbunden og fine partikler dannelse og stammer hovedsageligt fra landbruget. Denne metode giver ammoniak tab målinger i replikerede feltforsøg muliggør statistisk analyse af emissioner og af relationer mellem afgrøde udvikling og emissioner.

Abstract

Landbrugs ammoniak (NH 3) emissioner (90% af den samlede EU emissioner) er ansvarlige for omkring 45% luftbårne eutrofiering, 31% forsuring af jordbunden og 12% fint støv dannelse inden for EU15. Men NH 3 emissioner betyder også et betydeligt tab af næringsstoffer. Mange undersøgelser af NH3 emission fra organisk og mineralsk gødskning er udført i de seneste årtier. Ikke desto mindre er forskning relateret til NH 3 emissioner efter ansøgning gødning stadig begrænset især med hensyn til relationer til emissioner, gødningstype, bygningskonstruktion og afgrøde vækst. På grund af den variable reaktion af afgrøder på behandlinger, kan virkningerne kun valideres i forsøgsdesign herunder felt replikering til statistisk test. De dominerende ammoniak tab metoder, der giver kvantitative emissioner kræver store felt områder, dyrt udstyr eller strømforsyning, som begrænser deres anvendelse i replikerede markforsøg. Denne pRotocol beskriver en ny metode til måling af NH 3 emissioner på mange plots forbinder en simpel semi-kvantitativ målemetode anvendes i alle parceller, med en kvantitativ metode, samtidige målinger med begge metoder på udvalgte plots. Som en semi-kvantitativ målemetode anvendes passive samplere. Den anden metode er en dynamisk kammer metode (Dynamic Tube Method) at opnå en overførsel kvotient, der konverterer de semikvantitative tab i passive sampler kvantitative tab (kg kvælstof ha -1). Princippet bag denne tilgang er, at passive samplere placeret i et homogent eksperimenterende felt har samme NH3 absorption opførsel under identiske miljøforhold. Derfor kan en overførsel koefficient opnået fra enkelte passive samplere anvendes til at skalere værdierne af alle passive samplere anvendes på samme markforsøg. Metoden viste sig gældende under en lang række af eksperimentelle betingelser og anbefales tilbruges under forhold med bar jord eller små baldakiner (<0,3 m). Resultater opnået fra forsøg med højere planter skal behandles mere forsigtigt.

Introduction

Ammoniak (NH 3) er den eneste atmosfærisk sporgas overvejende (90%), der udsendes fra landbruget i EU. Selvom landbruget er også en vigtig kilde (> 50% af EU-emissioner), disse bidrager kun til omkring ~ 5% til den samlede EU15 menneskeskabte udledning af drivhusgasser. I modsætning hertil landbrugs NH 3 emissioner er ansvarlig for omkring 45% af emission-afledt eutrofiering, 31% af forsuring og 12% fine støvdannelse i EU15 1. Ud over skadelige virkninger for økosystemer og menneskers sundhed, kvælstof (N) tab af NH3 emission er et økonomisk tab for landmændene 2. Kvælstof gødning er afgørende for den høje produktion mad leveret af moderne landbrug. Ud af de miljøskader, NH 3 emissioner dermed betyde et betydeligt tab af næringsstoffer, som NH 3 stammer fra gødning ammonium, foruden nitrat de vigtigste mineral nitrogenforbindelser direkte benyttestand til anlægget regulerer afgrøde vækst processer og udbytte. Anvendelse af N gødning bidrager med 20-80 milliarder € fortjeneste om året for EU-landmænd, men til gengæld blev det anslået, at NH3 frigives til luften fra landbruget forårsager ~ € 50 milliarder i årlige skader i EU 3. Derfor reduktion af NH 3 emissioner er afgørende for både faldende de miljømæssige virkninger, og øge effektiviteten af den anvendte N.

I landbruget er NH3 primært udsendes fra stalde, gødning (slam, anaerobe digestates (AD), fast gødning) opbevaring og ledelse samt gødning marken. Tilbøjeligheden til at udsende NH 3 afviger afhængigt af gylle sammensætning, f.eks tørstofindhold og gødning anliggende pH. Til en vis grad ammonium og amin baseret syntetiske kvælstofgødning urinstof og diammoniumphosphat også bidrage til NH 3 emissioner. Selvom kalkholdige ammoniumnitrat (CAN) Er den vigtigste N gødning i mange europæiske lande, er brugen af granuleret urea steget, og var anden CAN i Central- og Vesteuropa i 2012 4. Urea er særlig populær i udviklingslandene på grund af dens fordele ved et højt N-indhold, sikkerhed, og nem transport og er verdens vigtigste syntetisk kvælstofgødning 5. Forøgelsen af pH og overfladejord NH4 + koncentrationerne skal som følge af urinstof hydrolyse, kan imidlertid resultere i høje NH 3 emissioner. Dette kan forårsage lavt N brug effektivitet, især i basisk jord eller jord med lav sorption kapacitet, der begrænser brugen af urea gødning i Europa 6,7.

Mange undersøgelser af NH3 emission fra organisk og mineralsk gødskning og stalde er udført i de seneste årtier 6, 8. Ikke desto mindre forskning relateret til NH 3 emissioner efter anvendelse af ammoniak emitting gødning er stadig begrænset. Det gælder især på forholdet mellem ammoniakudledninger, gødningstype anvendt, applikationssted og afgrøde vækst. Under ideelle forhold kræver dette replikerede markforsøg på grund af den varierende respons af afgrøder til behandlinger, som kun kan valideres i et eksperimentelt design, herunder felt replikation til statistisk test.

Ammoniak tab bør derfor også fastsættes i replikerede multi-plot markforsøg 9, men de dominerende ammoniak tab metoder giver kvantitative emissioner (dvs. kg N / (ha * h)) kræver store felt områder (micrometeorological metoder), dyrt udstyr (vindtunneler ) eller i marken elektrisk strømforsyning, der gør deres anvendelse i replikerede feltforsøg vanskeligt eller umuligt. Desuden har specifikke indstillinger for vindtunneler blevet kritiseret med hensyn til nøjagtigheden af opnåede emissionsværdier 10. Der er derfor et stort behov for enn ammoniak tab metode til at bestemme ammoniakfordampning i replikerede feltforsøg. Denne metode kan bruges til at hjælpe med at forbedre landbruget foranstaltninger til at reducere emissionen af ​​ammoniak baseret på statistisk validerede effekter af applikationssted, gødningstype, anvendelsesmetoder og afgrøder udvikling.

Den grundlæggende idé med den nye metode, kalibreret passiv sampling, er at forbinde en simpel semikvantitativ måling til måling på mange plots, med en kvantitativ metode ved samtidige målinger med begge metoder på et par grunde. Passive samplere modificerede i forhold til udformningen i den originale publikation 11 anvendes som en semi-kvantitativ målemetode. Dynamic-Tube Method (DTM) 12, en kalibreret dynamisk kammer metode, er ansat til at opnå en overførsel koefficient, som konverterer de semikvantitative tab i passive sampler kvantitative tab (kg N ha -1). På grund af den lave luftskiftet i kammeretsystemet kalibrerede emissioner opnået fra DTM er omkring en størrelsesorden lavere end reelle udledning. Imidlertid var dette problem overvundet ved en kalibreringsligningen som korrigerer kammerets fluxe afhængigt in-situ vindforhold 13. Disse kalibrering ligninger kan kun anvendes, når kamre har den samme interne headspace volumen og design som dem, der anvendes i kalibrering forsøg. Chambers kan indsættes direkte i jord eller placeres på jord ringe. Sidstnævnte forhindre overdreven forstyrrelse af jorden og giver en næsten lufttæt indføring af kamrene på tætte grønsvær eller komprimeret jord. Desuden kan den nøjagtige mængde gødning, der skal testes skal anvendes inde i jordens ringe. Dog kan jord jordklumper i jordbundens ringe også medføre fastklemning mellem kammeret og jorden ring.

figur 1
Figur 1: Samtidige overvånt med passive samplere og kammer metode (DTM) i feltet plot. Passiv sampler er beliggende i centrum af en firkantet plot 0,15 m over jord / baldakin. Målinger med DTM foretages mindst 2 steder inden for et plot per måling dato. Områder dedikeret til høst, bør ikke berøres af Afdeling og passiv sampler måling operationer.

At udlede overføringskoefficienter målinger udføres samtidigt på et lille antal områder med begge metoder (figur 1). Det er vigtigt, at de anvendes med den samme totale måling varighed og at målingerne udføres på samme tid (indenfor 1 time). Princippet lette anvendelsen af en overførsel koefficient for mange grunde er baseret på det faktum, at passive samplere placeret i et homogent eksperimenterende felt, med passende afstand til forhindringer forstyrrer vinden feltet som hække, bygninger mv (mindst 10 gange, ideelt 20 tider med obstacle højde) 14, har den samme NH3 absorption opførsel under identiske miljømæssige betingelser. Så for eksempel, 50% lavere emission på en grund ville direkte oversætte til 50% reduceret ammoniak optagelse af en sampler løsning. Derfor kan en overførsel koefficient anvendes til skalering af sure fælde værdier på en enkelt plot anvendes til at skalere værdierne af alle sure fælder, der anvendes i den samme feltundersøgelse. På grund af virkningerne af varierende miljøforhold (temperatur, vindhastighed, overfladeruhed) på ammoniak optagelse effektiviteten af passive samplere 11 overførsel koefficient skal udledes for hver måling kampagne, hhv.

De generelle træk ved de to metoder anvendes, og at den krævede konstruktions- feltforsøg omfatter 4 dynamiske kamre placeret på jorden i forbindelse med polytetrafluorethylen (PTFE) slange og ventileres ved en bælg pumpe (DTM), passive samplere og store kvadratiske eksperimentelle plots med stor buffer rum til Reducing effekten af NH3 drift mellem parceller på målingen emission på selve grunden.

De passive prøvetagere er fyldt med fortyndet svovlsyre (0,05 MH 2 SO 4) og er placeret i centrum af plottene. Løsningen i de passive samplere absorberer løbende ammoniak, og bliver erstattet regelmæssigt afhængigt af den forventede intensitet af emissionerne. Samtidig er NH 3 fluxe målt med DTM på to behandlingsgrupper plots og en kontrolgruppe plot på bestemte tidspunkter. I modsætning til vindtunneler, begge metoder kombineret i kalibreret passiv sampling har kun meget begrænset indvirkning på jordens fugtighed, jordtemperatur og nedbør, som kan påvirke tab ammoniak emission meget stærkt 6,8. Mens passive prøvetagere er monteret 0,15 m over jorden og baldakin overflade, uden nogen effekt på disse variabler, målinger med DTM kamre sidste kun for omkring 5 min, hvilket reducerer potentielle kammer effekter til et minimum. Bedre resultater af NH4 + koncentrationer i prøvetagning opløsning kan opnås ved målinger med ammonium-følsomme elektroder. Målinger med kontinuerlig gennemstrømning Auto analysatorer kan være problematisk, da pH-følsom farvereaktion anvendes i disse instrumenter kan ved hæmmet af den sure pH i prøveudtagning løsning og kemikalier anvendt kræver modifikation. NH 3 koncentrationer i luften ledes gennem kammeret ifølge den DTM er øjeblikkelige målte med indikatorpapir rør. De målte NH 3 koncentrationer registreres på et datablad efter hver måling.

For DTM, er NH 3 flusmidler (mg N / (m² * h)) beregnet ud fra målte NH 3 koncentrationer og luftmængden gennem 4 kammer-systemet og det område, som kamrene (Eq. 1, punkt 2.5.1). De resulterende un-kalibrerede flusmidler (som undervurderer de sande emissioner) er skaleret kvantitative tabmed en kalibrering ligning (ligning. 2 og 3, se afsnit 2.5.1). Skalerede kumulative NH 3 tab (kg N / ha) af DTM beregnes ved at tage gennemsnittet af de strømme mellem to efterfølgende måling datoer, multiplicere dette gennemsnit flux med varigheden af hvert interval, og tilføje op alle tab fra alle målinger intervaller på en måling kampagne. Kumulative kvalitative NH 3 tab (ppm sum) fra passive prøvetagere er beregnet ved at lægge op indsamlede NH4 + koncentrationerne skal (ppm) på en grund i en eksperimentel kampagne. Dette er muligt, fordi under identiske volumen og måling temperaturer, ppm værdier direkte omsættes til tilfangetagne mængder ammoniak. For at skalere disse kvalitative tab kvantitative tab overførsel koefficient (kg N / (ha * ppm)) er afledt ved at relatere kumulative endelige tab af DTM (kg N ha -1) til den samlede sum af koncentrationer i samplere målt på samme grunde. Denne overførsel koefficient anvendes derefter to konvertere semikvantitative emissioner fra passiv sampling kvantitative flux (f.eks kg N / ha) ved at multiplicere de kumulative koncentrationer med overførslen koefficient.

Tab af vand fra solfangerne ved fordampning påvirker ikke absorptionskapacitet men skal korrigeres senere til dataanalyse. Spilde af løsning på grund af under kraftige vinde er ikke blevet overholdt, også i de kystnære marsken i det nordlige Tyskland. Afgørende for en vellykket anvendelse af denne fremgangsmåde er det identisk design af alle passive samplere anvendes på området, herunder identisk position og højde placering i et plot. Adskillige udformninger af passive prøvetagere med succes er blevet anvendt i fortiden. Dette papir tyder en bestemt design, som har vist sig pålidelig og let at betjene i feltmålinger. Den præsenterede tilgang er blevet grundigt testet ved sammenligning med standard ammoniak tab metoder (micrometeorological metoder) i omkring 15 field forsøg bekræfter den kvantitative gyldighed proceduren 15,16 og en uvildig repræsentation af dynamikken emissioner 17. Determinationskoefficienten (r²) af kalibrerede strømninger i forhold til de micrometeorological målinger i kalibreringen undersøgelsen 13 var 0,84, meget lig den koefficient opnås ved at sammenligne ammoniak sensorer til målte atmosfæriske ammoniak-koncentrationer i en nylig undersøgelse 18. Den relative rod middelværdi square error af samlede tab af ammoniak var 17%, også helt tæt på værdier opnået i andre studier, der sammenligner micrometeorological målinger 13. I den anden validering, hvor den foreslåede metode blev sammenlignet med micrometeorological målinger af ammoniak emissioner fra organiske slam (5 separate forsøg), en r² på 0,96 (hældning ≈ 1) og en relativ rod middelværdi square error på 5% blev opnået til endelige kumuleret ammoniakudledninger 15. Metoden har vist følsomme ien 3 års markforsøg ved hjælp af forskellige syntetiske N kunstgødning 19. Anvendelsen af denne fremgangsmåde er begrænset til gennemsnitlige vindhastigheder ≤4 m / sek ved 2 m højde som kammeret metode kun blev valideret under disse betingelser 13,15,16.

En måling kampagne defineres som et eksperiment tester ammoniakemissionen efter anvendelse af gødning på flere parceller der varer i flere dage, op til uger. Hver måling kampagne på en grund består af flere efterfølgende prøveudtagning intervaller (passiv sampler) eller måling datoer (DTM). Prøvetagningsinterval defineres som sekventiel varighed absorbans af emitteret ammoniak ved en prøveudtagning opløsning. Måling dato er defineret som sekventiel tidspunkt, hvor DTM-målinger er udført på forskellige parceller, der anvendes til at udlede overførsel koefficient.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Eksperimentel Design og General Operationelle instruktioner

  1. Brug forholdsvis store grunde (12 mx 12 m eller 9 mx 9 m) sammenlignet med de størrelser, som sædvanligvis anvendes i replikerede feltforsøg (f.eks 3 mx 8 m) for at undgå virkningerne af ujævn fordeling gødning på ammoniakemissionen (figur 2). Brug firkantede plot figurer for at undgå virkningerne af skiftende vindretninger på ammoniak optagelse af samplere. Reducer afdrift af NH3 fra en plot til den anden til en acceptabel grad ved at holde en buffer på 1 plot størrelse mellem plots.

Figur 2
Figur 2: Optimal eksperimentelle design til multi-plot ammoniak tab målinger med passive samplere Brug relativt stor (12 mx 12 m; 9 mx 9 m) firkantede behandling parceller adskilt på hver side af ubehandlede vagt plots.. For at undgå baldakin virkninger på NH3 emissioner buffer plots kan befrugtes med nul-emission nitratgødning.

  1. Tilføj kontrol parceller uden gødningsmaskiner fordelt mellem behandlings- plots.
  2. Giv nummer eller kode til hver parcel til enkel identifikation af parceller og prøver.
  3. Påfør organisk eller syntetisk kvælstofgødning til eksperimentelle plots på mellem 50 og 150 kg ammoniumkvælstof (ammonium + urea) kvælstof (N) pr ha gjort i tidligere undersøgelser 15,16,19.
    Bemærk: Mængden af ​​gødning kan variere eksperimentelle mål.
  4. Vælg to behandlingsgrupper plots og én styring plot til samtidig måling med DTM metode og passiv sampler. Valgte behandling plots med formodet høje emissioner (baseret på erfaring eller litteratur) giver et stærkt måling signal.
  5. Opsæt mindst to yderligere parceller med jævnt fordelt gødning anvendes af markprøve maskiner eller præcise spor slange eller overflade spredning (variation af Nanvendes mellem replikere plots ~ 10%), hvis der er ujævn lodret eller lateral fordeling gødning. Bemærk, at ujævn fordeling gødning normalt sker efter anvendelse af gylle ved trail slange ansøgning, gødning og gylle injektion, eller anvendelse af granulerede gødninger med un-kalibreret praktiske spredere.
    1. Udfør samtidige målinger med passive samplere og DTM på disse yderligere grunde. Brug resultaterne fra disse grunde til afledning af overdragelsen koefficient. Tjek mængde gødning anvendes ved vejning gyllebeholder eller anvendelsen maskiner før og efter påføring.
  6. Optag følgende miljømæssige variabler i marken med en in situ vejrstation logge data i 10 min tidsintervaller til at beregne den rå og korrigeret NH 3 tabsprocenter i DTM ved hjælp af ligningerne 1-3 (se Supplemental Code File) og fjerne fejl i plot målinger:
    1. Optag lufttemperatur (1m højde)
    2. Optag barometrisk lufttryk (hPa)
    3. Optag vindhastighed på 2 m højde med høje baldakiner og også på 0,2 m højde (m / sek)
    4. Optag vindretning.
      Bemærk: For at lette betjening personale på tre personer anbefales ved anvendelse af gødning (første måling dato) og installation af samplere (én person til dynamisk kammer metode, to til installation af passive prøvetagere og udveksling af syreopløsning). På senere måling datoer, er to personer anbefales (en passiv sampler, en dynamisk kammer); men i tilfælde af små plot tal (<10), er det overskueligt at dække alle de opgaver med én person.

2. Præparater før de går til Field

  1. Forbered måling med DTM ved at følge disse trin:
    1. Saml og pakke kammeret (figur 3 og 4) består af poster i tabel 1. Push PTFErør (længde 0,3 m) over kortere kobberrør af hvert kammer og forbinde to PTFE rør med en y-stik, hhv. Forbinde hver af de to y-stik med en anden PTFE-røret (0,3 m) og forbinde begge med en anden y-konnektor. Sæt terminal PTFE rør (0,3 m) på den ene ende af det øverste mest stik.
    2. Pack håndpumpe eller automatisk pumpe (figur 4) til udluftning af systemet. Pack Altid en håndpumpe til feltet til at skylle systemet med luft med lav NH3-koncentration (trin 3.4.2). Bemærk: Original pumps af fabrikanten nødt til at blive brugt som reaktionskinetikken i indikatoren røret er tæt forbundet med den luft flux skabt af pumperne. Når der anvendes en automatiseret pumpe, kræver det ikke ekstra stopur målinger under flux målinger.
    3. Hvis der ikke anvendes en automatisk pumpe, før eller efter at have taget målinger, se varigheden af ​​et enkelt slag af håndpumpen. Gør dette ved at pumpe med en åben indsat indikator tuvære (afskåret / brudt rør hoved) og måle tiden indtil 10 slag med et stopur (tidligere værdier: 4,5 sek / slag til rør 0,25 / a og 5 / a; 7 sekunder / slag til rør 2 / a).
    4. Oplad batteriet for automatisk pumpe dispenser én dag før start eksperimenter.
      Bemærk: Afladede batterier kan føre til en signifikant langsommere pumpehastighed.
    5. Forbered en clipboard med regneark for overvågning af DTM målinger (plot eller behandling, dato, tid, rør, antallet af slag, koncentration og måling varighed, hvis der ikke anvendes pumpe dispensere).
    6. Forbered en indikator rør kasse (10 rør af hver koncentrationsområde, tabel 2) at tage til området for at være forberedt på forskellige ammoniak flux intensiteter (Figur 4).

Figur 3
Figur 3: Opsætning og anvendelse af dynamisk cHamber af Dynamic Tube Method (DTM). Hvert system består af 4 kamre forbundet med PTFE-slange, der tilslutning reduktion bruges til at forbinde alle kamre til én pumpe. Luft trækkes gennem et kobberrør perforeret ved den nedre ende og forseglet i bunden, ledes hen over jorden, og suget i toppen af ​​den koniske indre volumen til et andet kobberrør. Den luft, der er passeret gennem systemet derefter førte via PTFE-slange til indikatoren rør til bestemmelse af ammoniak-koncentrationer.

Figur 4
Figur 4: Indikator rør med pumpe dispenser og håndpumpe Højre side: håndpumpe (slagtilfælde tæller, vindue til pumpestyring med hvid plet) med brugt indikator rør;. venstre side: pumpe dispenser (kontrol display, betjeningsknapper) og ny indikator rør (0,25-3 ppm). Oprindelige fyldning af indikator rør har en gul farve. Reaktion med ammoniak resultater i en ændring af lilla farve, er farve foran forvredet i skalaen. Ammoniak koncentrationsværdier er opnået ved at aflæse skalaen.

ingen. Komponenter af Dräger rørsystem
1 4 rustfri stål målekamre (figur 3)
2 7 segmenter af Teflon-rør (7 mm x 6 mm; 0,3 m længde hver); erstatte, når stærkt knæk
3 3 y-stik (PP)
4 Valgfrit: jord ring, rustfrit stål (anbefales især til målinger på græsarealer)
5 Håndpumpe (figur 4)
6 Indikator rørene (1 kasse indeholder 10 tubes) (figur 4)
7 Valgfrit: pumpe dispenser (Figur 4)
8 Valgfrit: stopur, når håndpumpe bruges til målinger

Tabel 1: Indikator rør (koncentrationsintervaller), der anvendes til ammoniak tab målinger.

Rør Range af koncentration (volumen ppm; pl / l) Standard antal slag Kommentar
Ammoniak 0.25 / a 0,25-3 10 Lavest påviselige koncentration (ca. 0,05 volumen-ppm) kan måles ved at øge antallet af slag til maksimalt 50 slag
Ammoniak 2 / a 2-30 5
Ammoniak 5 / a 5-70 (600 1 slagtilfælde) 10

Tabel2: Komponenter, der er nødvendige for at etablere et dynamisk Tube Method målesystem.

  1. Forbered dig på passiv sampler måling ved at følge disse trin:
    1. Opsæt passiv sampler med elementer i tabel 3 som vist i fig. 5 og forberede yderligere enheder til feltmålinger (tabel 3).
    2. Beregn antal hætteglas (= antallet af prøveudtagninger) for hele målingen kampagnen.
    3. Antag omkring 8 hætteglas pr plot efter tilførsel af husdyrgødning (dvs. løsningen udveksles 7 gange) og højere tal for syntetiske N gødning afhængig gødning specifik opløsning og emissioner adfærd. Multiplicer antal prøvetagninger med antallet af parceller til at beregne det samlede antal prøvetagninger (samlet antal = antal parceller x antal prøveudtagningssteder intervaller). Medtag 10 ekstra hætteglas i tilfælde af eventuelle spild forekomme.
    4. Beregne det samlede rumfang af opløsningen kræves ved at gange det samlede antal samplings med 0,02 liter 0,05 MH 2 SO 4-opløsning.
    5. Forbered samlet volumen på 0,05 MH 2 SO 4 ved tilsætning 9,8 g koncentreret svovlsyre (98%) per liter destilleret vand.
      VIGTIGT: Tilsæt vand først derefter koncentreret svovlsyre, og slid sikkerhedsbriller.
    6. Vejes hver tomme hætteglas med låg før påfyldning med syreopløsning eller bruge et antal hætteglas (fx 10) og beregne gennemsnitsvægten af hætteglas og note resultater.
    7. Fyld alle små hætteglas med 0,02 l 0,05 MH 2 SO 4, fx med flaske-top dispenser.
    8. Label hætteglas, både flaske og låg med vandtæt blæk med retssag nummer, plot nummer, og rækkefølgen af sampler løsninger inden målingen sekvens, for eksempel, B1 P1 T2 (byg forsøg 1, plot 1, 2. løsning: løsning efter den første fylde ved debut af eksperiment) eller B1 P23 T1 (byg forsøg 1, plot 23, 1. opløsning).
    9. Sorter smalle hætteglas for hver måling tilfælde af en måling kampagne i en plastikpose mærket med eksperiment nummer, år, etc. For større plot tal en bakke med sorterede hætteglas er at foretrække. Efter prøveudtagning transfer hætteglas fra bakke til mærkede plastposer.

Figur 5
Figur 5:. Opsætning af passiv sampler (syre fælde) Hovedparten af prøvetageren består af en syrefast flaske med 1-2 vinduer i hver side (størrelse afhænger af størrelsen af flasken). Et borehul ved en øvre kant bruges til at dræne flasken. Derfor vinduer er lidt forskudt fra dette hjørne af denne kant af flasken for at tillade nem håndtering, mens dræning. Flasken fyldes gennem munden i toppen med prøveudtagning væske og fikseres med mundingen til låg, som skrues fast i rustfrit stål tag. Tage kan være fastgjort ved en fleksibel skrue fastgørelse tilstålstangen at tillade justering til forskellige canopy højder ved hjælp af kun én længde af stangen.

ingen. Komponenter af passiv prøveudtagningssystem
1 Stålstang med fastgørelsespunkt for plast tag (længde 0,5 m)
2 tag rustfrit stål
3 Cubic passiv sampler fremstillet af et syrefast PE flaske med 1-2 myggenet dækket vinduer på hver side. På et øvre kant et hul bores til at dræne brugt prøveudtagning opløsning. Skift vinduer smule fra midten for at tillade dispensering af opløsning gennem hullet med lav risiko for at spilde gennem vinduerne. Fastgør låget af flasken med 2 skruer til stål tag. Skrue flaske på låget.
4 Små hætteglas til transport og påfyldning af sampler løsning (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> 4 opløsning) - flere hundrede til store forsøg
5 Store containere / flasker med sampler løsning (0,05 MH 2 SO 4 opløsning) for alle hætteglas
6 Flaske-top dispenser til at fylde små beholdere med kollektor-opløsning (20 ml)
7 Fryser til prøveudtagning opløsning opbevaring

Tabel 3: Komponenter, der er nødvendige for at oprette en passiv sampler og udføre passive målinger prøvetagning.

3. Efter At gå til Field og Måling

  1. Tag følgende yderligere udstyr til området for at lette drift: papirservietter og taske til bortskaffelse af brugte papirhåndklæder, clipboard for at gøre notater, Bakke til (sorterede) hætteglas, syrefaste handsker til håndtering af syre.
  2. Udfør måling ved DTM og udveksle passive sampler løsninger samtidigt eller without store tidsforskelle, især i begyndelsen af en måling kampagne eller ved forventede høje NH 3 tab.
  3. Foretag kontrolmåling med DTM (trin 3.4) om ubefrugtede kontrol parceller i begyndelsen og slutningen af ​​hver måling dato. Følg disse handlinger: kontrol, behandlinger, kontrol.
    1. Mål end 3-6 dage at få pålidelige ammoniak tab målinger for det tidsrum af en hel dag ved at der tegner sig for at ændre emissioner grundet varierende temperaturer og vindhastigheder. Foretag målinger på disse tidspunkter: tidlig morgen (kort efter solopgang), sen morgen, tidlig eftermiddag, sen eftermiddag, og kort før solnedgang.
    2. Hvis der anvendes jord ringe, skal du trykke ringe på to lettilgængelige tilgængelige steder inden for de parceller i jorden. Brug fire ringe for hver placering og passe på, at afstandene mellem ringene på hvert sted kan nås med en af de fire forbundne kamre i kammeret (figur 3). Indsæt jord rings i jorden ved en træplade placeret på ringene for at fordele trykket.
    3. Dæk ringene med små plastik plader under befrugtningen af parceller, hvis syntetisk gødning (f.eks kalkholdige ammoniumnitrat, urea) anvendes. Umiddelbart efter maskinel anbringelse, anvende den krævede portion af gødning med høj nøjagtighed i hånden i området med jordens ringe.
    4. I tilfælde af gødning befrugtning, først anvende gødning (f.eks trail slanger), og sæt ringe. Pas på at gødningen er meget jævnt fordelt.
      Bemærk: Så godt empirisk værdi for gyldige målinger efter spor slange befrugtning følgende fordeling af kamre viste sig at give nøjagtige resultater 13,14: to kamre på befrugtede track, to kamre på den ubefrugtede område i mellem. Hvis der er en meget stor mængde gylle med lav viskositet anvendes af trail slanger også placere fire kamre på befrugtede jord.
    5. Procedure for måling med DTM
      1. Indstil slagtilfælde nummer til 50, hvis der anvendes en automatisk pumpe til nem operation.
        Bemærk: Denne måde slagtilfælde numre i mellem 5 og 50 slag let kan anvendes, slagtilfælde numre mindre end 50 slag kan opnås ved at stoppe pumpning processen.
      2. Skyl DTM-system med NH3-fri luft ved at løfte kamrene til en højde på omkring 1 m over jorden og pumpe luft gennem PTFE-slanger og kamre (20-30 slag) med håndpumpen direkte forbundet til terminalen PTFE rør kammeret system.
      3. Tryk DTM kamre direkte i jorden til en dybde på ca. 15 mm (dybde er præget af en rand ved kammerets bund) eller til jord ringe (kraver). Sørg jord knolde ikke bliver indgivet i mellem jorden ringen og kammeret.
      4. Udfør de første 20 forberedende pumpeslag med en brugt lav koncentration indikator-rør (0,25-3 ppm, tabel 1) for at skabe kvasi-stedety-state betingelser.
        Bemærk: Ammoniak koncentrationer er angivet med en farveændring af de pH-følsomme granuler inde i røret fra mørkegul til blålig lilla. Forsiden af denne farveændring i røret viser NH3-koncentration, så længe det er placeret inden for en skala trykt på røret.
      5. Valgte koncentrationsinterval (ud af tre mulige rør med forskellige koncentrationsintervaller, tabel 1) i den nye indikator rør, der skal anvendes i den næste måling baseret på oplysninger indhentet fra farven ændringen af brugte rør anvendt i trin 3.4.4.
        Bemærk: I de fleste tilfælde rør '0,25 / a "anvendes. Umiddelbart efter overflade anvendelse af gylle og under høje temperaturer rør '2a "og" 5a "bør anvendes i mange tilfælde. Dette indikeres når indikatoren granulat af en svagt farvet brugt "0,25 / en" rør har fuldstændig vendt blå efter mere end 10 forberedende slagtilfælde.
      6. Åbn en ny indikatorrør i begge ender ved at bryde hovederne fra med røret breaker installeret på pumpen tilfældet.
      7. Sæt indikator røret mellem terminal PTFE-slange og pumpen ved at trykke rørenderne ind i PTFE-slange og pumpen munden. Indsæt rørende med laveste værdi på skalaen trykt på røret i PTFE-røret, og enden med den højeste værdi i pumpens munden. Begynd at pumpe op til standard streg nummer ved at trykke på OK-knappen for den automatiske pumpe eller komprimere håndpumpen. Hold pause mellem præ-pumpning med det brugte rør (3.4.4) og begyndelsen af ​​den egentlige måling så kort som muligt.
        Bemærk: Detaljeret beskrivelse af pumpedrift er tilvejebragt af producenten.
      8. Hvis der anvendes en håndpumpe for målinger, starte stopuret samtidigt med det første slag af håndpumpen.
      9. Afslut målingen, når standard slag nummer (10 slag, 5 slag med rør 2 / a) nås, og håndpumpe er helt afslappet (værdistandard slagtilfælde nummer dukker op på skærmen for automatisk pumpe eller på mekanisk slag tæller håndpumpen). Med lempelse af håndpumpe opsige stopur måling (håndpumpe). Afslut automatiseret pumpning ved at trykke på knappen "stop", når slaget nummer = standard slag nummer - 1 vises.
      10. Øg slagtilfælde nummer til et maksimum på 50 slag, hvis den første linje indikation af den laveste værdi af skalaen trykt på røret (se figur 4) ikke nås efter standarden slag nummer. Brug Indicator Tube aflæsninger, når mindst den første linie på omfanget af en indikator rør er nået.
      11. Overskrid ikke den linje angiver højeste værdi på skalaen. Før denne værdi nås reducere antal slag under standard streg nummer, stop pumpning og registrere antallet af slag beskæftigede.
      12. Læs den fjerneste farveændring på røret fra alle sider (linje af farvende ofte lidt skrå eller ujævn) og RECORd koncentration værdi.
      13. Bemærk følgende værdier på diagramarket: plot, dato, tidspunkt for måling, antal slag (for håndpumpe: varigheden af ​​målingen (sek)), læsning i ppm (se Supplemental Code File - eksempel field diagramark).
      14. Ren kant af kamrene klistrer jord, gødning eller gødning komponenter med et rent stykke køkkenrulle.
      15. Løft DTM-system fra jorden og flush (se 3.4.2).
      16. Foretag flere målinger, mindst to, på forskellige steder inden for et komplot for at øge pålideligheden af ​​målingerne.
      17. Gentag operationer 3.4.3-3.4.16 på andre plots og i efterfølgende målinger.
    6. Procedure for måling med passive samplere.
      1. Placer passive samplere fastgjort til stålstænger i centrum af den eksperimentelle plot på 0,15 m højde (vindue af solfangeren) over jorden eller baldakin overflade umiddelbart efter af gødning på et plot. Skynd med gyllen / gødning applgement traktor / system til at installere sampler uden forsinkelse. I tilfælde af tør jord, indsætte stålstang i jorden med en hammer.
      2. Walk med opdelt bakke / pose med sorteret fyldt syre hætteglas for første prøveudtagning interval (f.eks B1, P1, T1) til den passive sampler. Sæt på handsker før håndtering hætteglassene med syreopløsning. Tag hætteglasset for den respektive plot og sampling interval. Skru flaske af den passive sampler. Hæld 0,05 MH 2 SO 4 opløsningen fra hætteglasset ind i munden af flasken. Skrue låget af hætteglasset på den tomme hætteglas og returnere hætteglasset til bakken / posen.
      3. Skriv plot nummer på metal taget af sampler til identifikation af parceller.
      4. Tag opdelt bakke med hætteglas for to efterfølgende prøveudtagning intervaller i henhold til de faktiske og efterfølgende prøveudtagning intervaller (eller to poser til forskellige prøvetagning intervaller) på alle andre udvekslingsprogrammer datoer.
      5. Retur til plottet til at udveksle 0,05 MH 2 SO
      6. Fjern 0,05 MH 2 SO 4 løsning i passive sampler ved forsigtigt at skrue den passive sampler og forsigtigt routing løsning mellem "vinduer" gennem hullet udledning i tomme originale hætteglas (f.eks B1 / P1 / T1). Re-fill sampler gennem flasken munden med ny 0,05 MH 2 SO 4 løsning fra efterfølgende ubrugt hætteglas (B1 / P1 / T2). Skru låg med korrekt mærkning på begge hætteglas. Fix passiv sampler til stangen ved at skrue den på låget tilsluttet stålstang.
      7. Bemærk plot nummer, påfyldning-tid (= tømning tid → sluttidspunktet for tidligere prøveudtagning) noteret på diagramarket.
      8. Udskift stikprøvespørgsmålene løsninger efter 3-6 timer på den første dag umiddelbart efter påføring af organiske N gødning. Reducer kursen til 12 timer (dvs. en prøveudtagning for både natten og dagtimer emissioner) på den anden dag og for alle prøvetagninger af synthetic N gødning.
        Bemærk: prøveudtagning kan udvides til 24 timer, men i sommeren og under høje temperaturer fordampning af vand kan være høj hæmmer ammoniak optagelse.
      9. Mål ammonium koncentrationer i de passive sampler løsninger (som beskrevet nedenfor) direkte efter indgåelsen af ​​de eksperimentelle kampagne eller fryse prøverne ved -18 ° C i maksimalt en uge og måle senere.

    4. Beregning af NH 3 Flusmidler

    1. Beregning af ammoniak flusmidler til DTM.
      1. Opret et regneark til automatisk at udføre følgende beregninger trin.
      2. Først beregner ukorrigerede fluxe opnået fra målingen med DTM'er (mg N / (m² * t)) ved hjælp af Eq. 1 (Se Supplemental Code File) fra koncentration aflæsninger (ppm NH 3), måling varighed, luftmængde passeret gennem systemet og område, som kammeret.
      3. Konverter dimensionen af ​​de ukorrigerede fluxe i dimensionen kg N hen -1 h-1 ved at dividere med 100.
      4. Skalere disse værdier til kvantitative emissioner ved anvendelse af kalibrering formler (Eq. 2 og 3) 12 (Se Supplemental Code File), der korrigere effekten af in situ vindhastighed på forskellen mellem ukorrigerede fluxe i DTM og reelle udledning. Påfør to forskellige ligninger til at tegne sig for de særlige forhold i to baldakin klasser: Eq. 1 for lav baldakiner <0,3 m / afdækket jorden og Eq. 2 for halvtage> 0,3 m.
      5. Må ikke anvende kalibrerings ligninger (ligning. 2-3), når kamre ikke har den samme indre volumen og set-up, som anvendes i de oprindelige kalibrering forsøg 12.
      6. Udføre beregninger kun med ppm aflæsninger opnået fra standard slagtilfælde numre, dvs. 5 eller 10 slag, svarende til 0,5 L eller 1 L luft ledes gennem systemet. Hvis antallet af slag afviger, korrigere ppm læsning og den målte tid varighed anvendt i Eq. 1 ifølge to antallet af slag:
        ppm = ppm * standard antal slag [5, 10] / faktiske slag nummer under målingen = læsning (sek) * standard antal slag [5, 10] / faktiske slag nummer under målingen
      7. Udlede gennemsnitlige emissioner for hver parcel ved at beregne den gennemsnitlige flux af gentagne målinger inden et plot for hver måling dato.
      8. Beregn gennemsnitlige ammoniak fluxe for tidsintervaller mellem to målinger datoer.
      9. Beregn ammoniak tab (kg N / ha) for intervallet mellem to DTM målinger ved at multiplicere gennemsnitlige gennemstrømning (kg N / (ha * hr), 4.1.8) ved varigheden af ​​dette interval (hr).
      10. Beregn kumulative samlede tab for en bestemt plot ved at tilføje op alle ammoniak tab værdier (se 4.1.9), opnået under målingen kampagnen.
    2. Beregning af flux fra de passive prøvetagere:
      1. Kassér værdier, hvis løsning er tabt ved at spilde, i dette tilfælde hele plottet kan fjernes fra dataene. Kontroller, om data gap kan fyldes ved for eksempel, gennemsnitlige værdier fra replikere parceller i samme sampling interval.
      2. Bestem opløsningen volumen: subtrahere hætteglas vægt (se trin 2.4) fra vægten af ​​hætteglasset med prøveopløsningen og antager en massefylde på 1,0 g / ml.
      3. Måle NH4 + koncentrationer i prøveopløsninger under anvendelse af en ammoniak følsom elektrode ifølge producentens anvisninger.
      4. Hvis prøvevolumen afviger fra standard volumen, korrekt koncentration: rettet ppm [mg NH4 + -N / L] = målt ppm * volumen måling [x ml] / default volumen [20 ml]
      5. Træk gennemsnitlig koncentration fås fra kontrol plots fra behandling plot visning for hver prøveudtagning interval. Sæt værdier til 0 i tilfælde af negative værdier.
      6. Opsummere volumen og kontrol korrigeret ppm værdier for alle målinger intervaller opnået fra et plot inden en måling kampagne for at opnå den kumulative koncentration.
      7. Fjern stærktpositivt afvigende NH 3 emissionsværdier fra datasættet, hvis der kan identificeres årsagssammenhæng af bias. Identificer outliers ved at tage hensyn vindretningen under prøveudtagning så stærkt afvigende plots fra de andre gentagelser sandsynligvis påvirket af ammoniak drifting fra vindsiden høje plots emissioner.
    3. Beregn kvantitative tab fra parceller, der er udstyret med passive samplere ved anvendelse af overførsel koefficient.
      1. Opnå overførsel koefficient (kg N / (ha * ppm)) ved at dividere endelige akkumulerede kvantitativ DTM tab (4.1.10) ved kumulativ ammoniak optagelse af samplere (4.2.6) (ligning. 4). For eksempel: DTM endelig: 10 kg N ha -1; Sampler kumulative: 20 ppm [mg N / L] → overførsel koefficient = 0,5 kg N / (ha ppm): 1 ppm absorberet NH 3 svarer 0,5 kg / ha udledt NH3-N)
      2. Formere ppm-værdier for alle passive prøvetagninger ved overførsel koefficient for at opnå kvantitative emissioner fra alle forsøg plots. Udlede tab sats for en måling interval ved at multiplicere ppm læsning for prøvetagning interval ved overførsel koefficient og derefter dividere med varigheden af ​​prøveudtagningen interval. For eksempel (sampler optagelse 12 ppm efter 6 timer): 0,5 kg N ha -1 ppm -1 * 12 ppm / 6 timer = 1 kg N ha -1 h -1.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

I år 2014 blev en feltundersøgelse oprettet i midten af ​​Danmark til at teste effekten af ​​flere metoder til at reducere ammoniakemissionen efter anvendelse af kvæggylle: inkorporering med en rotorharve, indarbejdelse af syrnet gylle og lukket slot injektion (injektion af gylle i jord med efterfølgende dækning med jord). Som en sammenligning med en høj emission ansøgning teknik og især til en korrekt anvendelse af kammeret metoden sporet slange anvendelse af gylle var også inkluderet. I alt 24 parceller blev inkluderet i denne undersøgelse. Kvæggylle blev påført med en hastighed på 80 kg NH4 + -N / ha.

Figur 6
Figur 6: Tid kurser af kumulative ammoniakemission fra replikeret markforsøg ved hjælp af forskellige gylle påføringsmetoder Mejeri kvæggylle blev anvendt af sporet slange (overflade) ansøgning, overflade APPLICAT.ion og efterfølgende inkorporering, inkorporering af gylle forsuret med svovlsyre, lukket slot injektion (indsprøjtning slot dækket med jord). Overfør koefficienter blev opnået fra spor slange ansøgning behandling, fejllinjer skildre standardafvigelser, bogstaver angiver signifikans niveauer (Tukey HSD) på p <0,05 (enkelt ANOVA).

Metoden viste sig følsomme, og meget høje og meget lave emissioner kunne skelnes uden stærk indblanding af ammoniak drifting fra høje emission plots til lave plots emission. Som følge fremgangsmåden gav stærkt signifikante forskelle mellem ammoniakemissionen af opslæmninger, der anvendes af de forskellige teknikker (figur 6). Som teoretisk forventet, emissioner fra trail slanger var højest, mens iblanding reduceret emissionerne med mindre end 60%. Højeste tab reduktioner blev opnået ved anvendelse med lukket slot injektion eller forsuring med efterfølgende inkorporering (ca. 90%). Denne måde fremgangsmåden gav meget relevant oplysninger under et praktisk perspektiv, som forsuring med efterfølgende inkorporering er langt mere arbejdskraft effektivt og billigere end lukket slot injektion.

I et andet forsøg, der udføres i Tyskland i 2012, effekten af ​​ureasehæmmere på ammoniakemissionen fra urea anvendt på vinterhvede blev testet. Urea er den mest problematiske syntetisk N gødning med hensyn til ammoniakemissionen, men er globalt vigtigste. Emissionerne kan reduceres, når urea hydrolyse bremses ved anvendelse af ureasehæmmere. Desuden tilsættes nitrifikationshæmmere at reducere bebyggede af nitrat i jord, der kan stimulere emissionen af drivhusgassen lattergas (N 2 O). Længere varighed med vedvarende høj NH4 + koncentration, kan dog stimulere Ud NH 3 emissioner. I dette forsøg begge, forskellige urinstof gødning og tilsluttede ansøgningsstrategier (3 versus to ansøgninger om gødninger med nitrifikationshæmmer)blev testet. Resultaterne viser, at ammoniakemissionen stærkt reduceret ved anvendelse af ureasehæmmere (figur 7) uafhængige af anvendelsen af nitrifikationshæmmere. Urea kun kombineret med nitrifikationshæmmere viste de højeste emissioner tilsluttet jord og vejreffekter stimulerende ammoniakemissionen på specifikke ansøgningsfrister. Denne stærke effekt af vejrforholdene på forskellige ansøgningsfrister kan ses fra forskellige tidsforløb for ammoniakudledninger opnået ved denne metode (figur 8). De første to ansøgningsfrister viste ammoniakemission som følge af lave temperaturer og regelmæssige men små nedbørshændelser på den første ansøgning forholdsvis lave, mens stærkere nedbør faldt emissionerne efter de første par dage på det andet program. På det tredje og fjerde ansøgning sejrede højere temperaturer med højeste temperaturer og emissioner på den tredje ansøgning. På begge datoer emissioner blev stoppet af stærkere nedbør evenser. Den stærke effekt af vejrforholdene på intensiteten af emissionen ved særlige ansøgningsfrister forklarer forskellen af gennemsnitlige emissioner mellem almindelig urea (3 applikationer) og urea med nitrifikationshæmmer (2 applikationer) (figur 7) som almindelig urinstof blev også anvendt på den fjerde ansøgning date med lavere relative emissioner.

Figur 7
Figur 7:. Kumulative ammoniakemission efter påføring af forskellige urinstof gødning for forskellige anvendelsesområder datoer (øverste graf) og kumuleret for alle applikationer (graf nederst) granulerede gødninger blev anvendt ved overfladen til vinterhvede på forskellige vækststadier, der hæmmere bruges at mindske ammoniakfordampning (UI), eller at bremse omdannelsen af ​​nitrat til ammonium (NI) (U = urinstof, UI = ureasehæmmer, NI = nitrifikationshæmmer, CAN =kalkholdige ammoniumnitrat); U KAN, U + UI blev anvendt på tre datoer, U + NI, U + NI + UI på to datoer, APP = ansøgning dato, fejlsøjler skildrer standard fejl, bogstaver angiver signifikans niveauer (Tukey HSD) på p <0,05 ( envejs-ANOVA).

Figur 8
Figur 8: Time kurser og vejrforhold i ammoniakemissionen fra fire urinstof gødning og CAN anvendt på forskellige datoer og doser til vinterhvede lufttemperatur og nedbør (øverste graf) og tidsforløb for NH 3 emissioner (graf nederst), dette. Figur eksemplificerer, at helt andre tidsforløb for ammoniakemission med den foreslåede metode kan skelnes afhængigt af gødningstype (U = urinstof, UI = ureasehæmmer, NI = nitrifikationshæmmer, CAN = kalkholdige ammoniumnitrat) og vejrforhold, U, CAN, U + UI blev anvendt på tre datoer, U + NI, U + NI + UI på two datoer, fejlsøjler skildrer standardafvigelse, bogstaver angiver signifikans niveauer (Tukey HSD) på p <0,05 (enkelt ANOVA).

Målingen tilgang giver også mulighed for at teste effekten af ammoniakfordampning på korn udbytte og korn N optagelse (figur 9). En analyse af kovarians blev anvendt til at teste effekten af ​​ammoniakfordampning, ansøgning strategi (2 vs. 3 ansøgninger pr vegetation periode) og år på korn N optagelse. Der eksisterede kun betydelige effekter af ammoniak tab (hældning, identisk mellem år) og år (skæringspunkt) på korn N optagelse. De aflytninger af de to kurver viser årets effekt på N-optagelse (vejr, jordbundsforhold osv), mens hældningen af kurven repræsenterer effekten af ammoniakfordampning på denne variabel. Andre potentielle kvælstoftab påvirker afgrøde N-optagelse, især N tab med udvaskning vand, blev overvåget af en intensiv prøveudtagning og analyse jord (data ikke vist). Ingen nitratudvaskning blev observeret under vegetation periode. Derfor mest slående er værdien for hældningen (= 1) viser, at tab af ammoniak direkte oversat i reduceret N-optagelsen i dette forsøg. Dette bekræfter også størrelsesordenen af ​​tab af ammoniak efter denne metode.

Figur 9
Figur 9:. Forholdet mellem ammoniakfordampning og korn kvælstof optag af vinterhvede gødet med forskellige urinstof gødning Ammoniak emission er tab af direkte plantetilgængeligt kvælstof, der skal have virkning på plantevækst. Denne graf viser, at udsendte ammoniak målt med den kalibrerede passive sampling metode kan være relateret til kvælstof optag, data analyseret af to-vejs ANOVA.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Det blev vist, at den foreslåede metode kan bruges til at sammenligne ammoniakemissionen fra forskellige gødning behandlinger i replikerede markforsøg og bruge den opnåede statistisk signifikante oplysninger fra disse målinger til at forbedre forvaltningen af ​​N gødning. Mængden af emissioner opnået ved denne metode er blevet valideret i tidligere undersøgelser ved sammenligning med micrometeorological målinger 13,15,16. I dette papir, blev den kvantitative gyldighed denne tilgang indirekte påvist ved en tæt lineær sammenhæng mellem målte ammoniakfordampning og afgrøde N optagelse. Derfor kan fremgangsmåden betragtes anvendelig til bestemmelse af agronomisk relevante kvælstoftab ved ammoniakfordampning. Anvendelsen af ​​denne metode til kvantificering af tab af ammoniak er begrænset til gennemsnitlige vindhastigheder ≤4 m / sek ved 2 m højde som kalibreringen af ​​kammeret metoden kun blev valideret under disse betingelser.

e_content "> Men der er forhold, der gør anvendelsen af denne tilgang vanskelig. Ved meget lav og nul vindhastigheder dobbelt bogføring af ammoniak ved at re-deposition på emissionen site blev observeret 20 og kan ikke forklares med passiv sampling. Sådanne situationer kan forekomme om natten og under særlige geografiske forhold (læ af bjerge, høje forhindringer). i dette tilfælde er det meget vanskeligt at kvantificere emissioner transport adfærd udsendt ammoniak er usikker 14. Men dette problem berører næsten alle ammoniak emission metoder og, fra en emission perspektiv bør antages nul emission under sådanne betingelser eller sådanne måleintervaller skal kasseres. Gled ammoniak fra nabomarker i multi-plot eksperimenterende felt udgør noget problem at den præsenterede metode som de kan forklares med kontrol målinger (ingen gødskning behandlinger). Men hvis denne påvirkning overstiger ammoniakkoncentrationer from behandlings- plots, kan bestemmelse af tab af ammoniak være umuligt. Derfor bør befrugtning af marker grænser op til eksperimentelle websted kontrolleres og ingen ammoniak skal udsendes fra disse områder. Under betingelser, når gødning er ujævnt fordelt, eller (ujævnt) indarbejdet i jorden, er det vanskeligt eller umuligt at korrekt anvendelse af kammeret systemet målt flusmidler ikke kan være repræsentativ for feltet på grund af ukendte fordeling gødning. I dette tilfælde har en anden behandling, der skal indgå med kendte fordeling gødning, som kan være korrekt forklares ved markedsføring af kamrene på jord. Dette kan ses fra oven givet eksempel, hvor trail slange ansøgning blev tilføjet som jord dækning af gylle med trail slanger var synligt kendte. Hvis sådanne foranstaltninger ikke er muligt præsenterede metode kan ikke anvendes. Men den passive sampling, som ikke er påvirket af denne begrænsning, ville i det mindste give semi-kvantitative forskelle mellem treatments selvom ingen præcise kvantitative emissioner. Problemet med ikke passende tegner sig for ujævn fordeling gødning er et problem med alle kammer eller vindtunnel systemer. Dog kan vindtunneler have større jord dækning og derved gennemsnit mikro-skala ujævnheder i fordelingen gødning. Derfor kan kammeret anvendte metode i denne tilgang blive erstattet af en anden metode, som giver kvantitative emissioner fra plot målinger (f.eks vind tunneler). Men kun specifikke design af vindtunneler give præcise kvantitative værdier 10,21 og ofte giver forkerte oplysninger, hvis de ikke kan fjernes før regnhændelser og erstattes derefter.

Ud af det særlige problem med fordeling gødning, er der stadig en løbende debat om gyldigheden af forskellige ammoniak tab målesystemer for præcis kvantificering tab ammoniak, og kammer systemer er generelt spørgsmålstegn 20. Imidlertid blev det vist i tidligere undersøgelser fx åben kurve FTIR eller TDL systemer kombineret med micrometeorological modellering 18, 20. Men sådanne systemer er ikke gældende i replikerede markforsøg.

Høje baldakiner> 0,3 m udgør stadig en udfordring for den anvendte kammer-systemet og alle dynamiske kammer systemer, herunder vindtunneler. Tidligere test viste en god overensstemmelse mellem den metode præsenteres i dette papir og micrometeorological resultater. Men fremtidig testning er nødvendig for at bekræfte disse resultater.

I det lange løb vil det være mest hensigtsmæssigt at anvende passive Samp Ler resultater uden en kvantitativ metode er baseret på en separat kalibrering ligning. Tidligere bestræbelser på at udlede en sådan ligning base på vindhastighed, temperatur osv var ikke en succes. Dette skyldes sandsynligvis udskiftning af passiv sampler design - metode var stadig under udvikling - og baldakin effekter. I fremtiden en defineret design af samplere vil blive foreslået, og efter en lang række forsøg på afledning af en kalibrering ligning bør være muligt skal anvendes for denne specifikke type af passive prøvetagere. Som et alternativ til de selvstændige foretaget passive opsamlere i denne undersøgelse beskæftiger flydende fortyndet svovlsyre, færdiglavede syre fælder 22, fx ALPHA samplere 23, er til rådighed, hvor syre er bundet i en matrix uden risiko for at spilde og mere nem håndtering . Dog kan disse samplere kræve længere eksponeringstider end dem, der anvendes i denne metode 22 og er endnu ikke blevet testet i en lignende fremgangsmåde.

e_content "> En ny metode, kalibreret passiv sampling, til kvantitativ måling af ammoniakfordampning i replikerede markforsøg blev præsenteret. Metoden viste sig gældende under en lang række af eksperimentelle betingelser og anbefales at blive brugt under forhold med bar jord eller små baldakiner. Resultater opnået fra eksperimenter med større anlæg baldakiner skal behandles mere forsigtigt. Hvis en bruger er stadig i tvivl med hensyn til den kvantitative gyldigheden af ​​fremgangsmåden, kan det testes ved at kombinere denne tilgang med en samtidig måling med micrometeorological og kammer teknik under identiske jord og baldakin forhold og efterfølgende sammenligning af emissioner opnået. De passive samplere været en meget robust redskab til kvalitativt at måle ammoniak emissioner i multi-plot markforsøg og kan bruges med forskellige skalering metoder til at opnå en overførsel koefficient. Krav om en sådan skalering metode er dens anvendelighed på samme plot som dem, der anvendes for den passive prøvers. Efter at have defineret en endelig udformning af samplere eller i at anvende færdige passive opsamlere kunne en separat kalibrering ligning for sådanne samplere udvikles og en samtidig måling med en kvantitativ metode kan være undværes.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Forfatteren erklærer, at han ikke har nogen konkurrerende finansielle interesser.

Acknowledgments

Forfatteren er taknemmelig for, at Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, Dr. Robert Quakernack, Dr. Kang Ni for deres indsats i at udvikle og videreudvikle denne fremgangsmåde. Mange tak også til de teknikere Doris Ziermann og Jun Yang. De underliggende undersøgelser blev støttet af Deutsche Forschungsgemeinschaft, delstaten Slesvig-Holsten, EFRE tilskud fra Den Europæiske Union og SKW Piesteritz corp. som angivet i detaljer i de citerede publikationer.

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

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Erisman, J. W., Bleeker, A., Hensen, A., Vermeulen, A. Agricultural air quality in Europe and the future perspectives. Atmos. Environ. 42, 3209-3217 (2008).
  2. Bremner, J. M. Recent research on problems in the use of urea as a nitrogen fertilizer. Fert. Res. 42, 321-329 (1995).
  3. 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).
  4. 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).
  5. 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).
  6. Sommer, S. G., Schjoerring, J. K., Denmead, O. T. Ammonia emission from mineral fertilizers and fertilized crops. Adv. Agron. 82, 557-622 (2004).
  7. 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).
  8. Sommer, S. G., Hutchings, N. J. Ammonia emission from field applied manure and its reduction - invited paper. Eur. J. Agron. 15, 1-15 (2001).
  9. 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).
  10. 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).
  11. 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).
  12. 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).
  13. 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).
  14. 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).
  15. Gericke, D., Pacholski, A., Kage, H. Measurement of ammonia emissions in multi-plot field experiments. Biosystems Eng. 108 (2), 164-173 (2011).
  16. 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).
  17. 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).
  18. von Bobrutzki, K., et al. Field inter-comparison of eleven atmospheric ammonia measurement techniques. Atmos. Meas. Tech. 3, 91-112 (2010).
  19. 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).
  20. Sintermann, J., et al. Are ammonia emissions from field-applied slurry substantially over-estimated in European emission inventories. Biogeosciences. 9, 1611-1632 (2012).
  21. 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).
  22. Puchalski, M. A., et al. Passive ammonia monitoring in the United States: Comparing three different sampling devices. Environ. Monit. 13 (11), 3156-3167 (2011).
  23. 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).

Tags

Environmental Sciences dynamisk kammer ammoniakemissionen multi-plot markprøve felt replikation landbrug kvælstof gødning passiv sampler
Kalibreret Passiv Prøveudtagning - Multi-plot Field Målinger af NH<sub&gt; 3</sub&gt; Emissioner med en kombination af Dynamic Tube Metode og Passive samplere
Play Video
PDF DOI DOWNLOAD MATERIALS LIST

Cite this Article

Pacholski, A. Calibrated Passive… 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).

Less
Copy Citation Download Citation Reprints and Permissions
View Video

Get cutting-edge science videos from JoVE sent straight to your inbox every month.

Waiting X
Simple Hit Counter