Waiting
Login processing...

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

Environment

Kalibrert Passiv Sampling - Multi-tomten feltmålinger av 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

Ammoniakk-utslipp er en stor trussel mot miljøet ved eutrofiering, jord forsuring og fine partikkeldannelse og stammer hovedsakelig fra landbruket kilder. Denne metoden gjør ammoniakk tapsmålinger i replikert feltforsøk muliggjør statistisk analyse av utslipp og av relasjoner mellom avling utvikling og utslipp.

Abstract

Agricultural ammoniakk (NH 3) utslipp (90% av totale utslipp i EU) er ansvarlig for omtrent 45% luftbårne eutrofiering, 31% jord forsuring og 12% fin støvdannelse i EU15. Men NH 3-utslipp også bety et betydelig tap av næringsstoffer. Mange studier om NH 3-utslipp fra organisk og mineralgjødsel søknad har blitt utført de siste tiårene. Likevel er forskning knyttet til NH 3-utslipp etter søknad gjødsel fortsatt begrenset, særlig med hensyn til relasjoner til utslipp, gjødseltypen, stedet og avlingene. På grunn av den variable respons av avlinger til behandling, kan effekter bare valideres i eksperimentelle design inkludert feltet replikering for statistisk testing. De dominerende ammoniakk tap metoder som ga kvantitative utslipp krever store feltområder, dyrt utstyr eller strømforsyningen, noe som begrenser deres anvendelse i replikert feltforsøk. dette protocol beskriver en ny metode for måling av NH 3-utslipp på mange plott som knytter en enkel semi-kvantitative målemetode som brukes i alle plott, med en kvantitativ metode ved samtidige målinger ved hjelp av begge metoder på utvalgte plott. Som en semi-kvantitativ måling metode passive prøvetakere er brukt. Den andre metoden er en dynamisk kammer metode (Dynamic Tube metode) for å oppnå en overføring kvotient, som omformer de semi-kvantitative tap av den passive sampler kvantitative tap (kg nitrogen ha -1). Prinsippet for denne løsning er at passive prøvetakere plassert i et homogent eksperimentelle feltet har den samme NH3 absorpsjon oppførsel under identiske forhold i omgivelsene. Derfor kan en overføring co-effektiv innhentet fra enkelt passive prøvetakere brukes til å skalere verdiene av alle passive prøvetakere som benyttes i samme feltforsøk. Fremgangsmåten viste seg å være gyldige under et bredt spekter av eksperimentelle betingelser, og er anbefalt åbrukes under forhold med nakne jord eller små kalesjer (<0,3 m). Resultatene fra forsøkene med høyere planter bør behandles mer forsiktig.

Introduction

Ammoniakk (NH3) er den eneste atmosfæriske spor gass overveiende (90%) som sendes ut fra landbruket kilder i EU. Selv om landbruket er også en viktig kilde (> 50% av EUs utslipp), disse bidrar bare til ca ~ 5% til totalt menneskeskapte klimagassutslipp EU15. I kontrast, landbruks NH 3-utslipp er ansvarlig for ca 45% av utslipps avledet eutrofiering, 31% av forsuring og 12% fin støvutvikling innenfor EU15 en. I tillegg til skadelige effekter på økosystemer og menneskers helse, nitrogen (N) tap av NH3-utslipp er et økonomisk tap for bønder 2. Nitrogengjødsel er avgjørende for den høye frekvensen av matproduksjonen levert av moderne landbruk. Bortsett fra de miljøskader, NH 3 utslipp således bety et betydelig tap av næringsstoffer, som NH3 er avledet fra gjødsel ammonium, i tillegg til nitrat nøkkel mineral nitrogenforbindelser direkte benyttestand til anlegget styrende avling vekstprosesser og yield. Anvendelse av N gjødsel bidrar € 20-80 milliarder av resultat per år for EU-bønder, men igjen ble det anslått at NH 3 slippes ut i luft fra jordbruket fører til ~ € 50 milliarder kroner i årlig skade i EU tre. Derfor er vesentlig reduksjon av NH 3-utslipp for både redusere de miljømessige virkningene og øke effektiviteten av det tilførte N.

I landbruket er NH 3 hovedsak slippes ut fra dyre hus, gjødsel (slam, anaerobe digestates (AD), fast husdyrgjødsel) lagring og ledelse samt gjødsel feltet søknad. Tilbøyelighet til å avgi NH 3 er forskjellig avhengig av husdyrgjødsel sammensetning, f.eks tørrstoffinnhold og gjødsel pH. Til en viss grad ammonium og aminbasert syntetisk nitrogengjødsel som urea og diammoniumfosfat også bidra til NH 3-utslipp. Selv kalkrik ammoniumnitrat (CAN) Er den viktigste N gjødsel i mange europeiske land, har bruken av granulert urea økte, og var uten CAN i Sentral- og Vest-Europa i 2012 4. Urea er spesielt populært i utviklingsland på grunn av dens fordeler av et høyt N-innhold, sikkerhet og enkel transport og er verdens viktigste syntetisk nitrogengjødsel 5. Imidlertid kan økningen av pH-verdien og overflatejord NH 4 + -concentrations som følge av hydrolyse av urea kan resultere i høye NH 3 utslipp. Dette kan føre til lav N bruk effektivitet, særlig i alkalisk jord eller jord med lav sorpsjonskapasitet, noe som begrenser bruken av urea gjødsel i Europa 6,7.

Mange studier om NH 3-utslipp fra organisk og mineralgjødsel søknad og husdyr bolig er utført de siste tiårene 6, 8. Likevel forskningen knyttet til NH 3-utslipp etter påføring av ammoniakk emitterendeing gjødsel er fortsatt begrenset. Dette spesielt gjelder forholdet mellom ammoniakkutslipp, gjødseltypen som brukes, stedet og plantevekst. Under ideelle forhold krever dette replikerte feltforsøk på grunn av den variable respons av avlinger på behandlinger som bare kan bli validert i en eksperimentell design inkluderer felt replikasjon for statistisk testing.

Ammoniakk tap bør derfor også fastsettes i replikert multiplottfeltforsøk 9, men de dominerende ammoniakk tap metoder som gir kvantitative utslipp (dvs. kg N / (ha * h)) krever store feltområder (micrometeorological metoder), dyrt utstyr (vindtunneler ) eller i felt elektrisk kraftforsyning som gjør deres anvendelse i replikerte feltforsøk vanskelig eller umulig. I tillegg er spesifikke innstillinger av vindtunneler blitt kritisert med hensyn til nøyaktigheten av oppnådde utslippsverdier 10. Derfor er det et sterkt behov for enn ammoniakktapet metode for å bestemme ammoniakkutslipp i replikert feltforsøk. Denne metoden kan brukes til å forbedre landbruks tiltak for å redusere utslipp av ammoniakk basert på statistisk validerte effekter av stedet, gjødseltypen, påføringsmetoder og planteutvikling.

Den grunnleggende ideen av den nye metodikk, kalibrert passiv prøvetaking, er å koble en enkel semi-kvantitative målemetode for måling av mange tomter, med en kvantitativ metode ved samtidige målinger med begge metoder på noen få plott. Passive prøvetakere modifisert i forhold til utformingen i originalens 11 blir brukt som en semi-kvantitativ målemetode. Den dynamiske Tube-metoden (DTM) 12, en kalibrert dynamisk kammer fremgangsmåten blir anvendt for å oppnå en overføring koeffisient, som omformer de semi-kvantitative tap av den passive sampler til kvantitative tap (kg N hektar -1). På grunn av den lave luft valutakursen i kammeretsystem ukalibrerte utslipp hentet fra DTM er omtrent en størrelsesorden lavere enn de reelle utslippene. Men dette problemet ble overmannet av en kalibrerings ligningen som korrigerer kammer flukser avhengig av in-situ vindforhold 13. Disse kalibrerings ligninger bare kan anvendes når kamrene har samme indre topprommet volum og utforming som de som brukes i kalibreringsforsøk. Chambers kan være direkte inn i jord eller plassert på jord ringer. Sistnevnte forhindre overdreven forstyrrelse av jord og tillater en nesten lufttett innføring av kamrene på tette gress swards eller komprimert jord. Dessuten kan den nøyaktige mengden gjødsel som skal testes skal brukes inne i jord ringer. Imidlertid kan jordklumpene på jord ringene også medføre klemming mellom kammeret og jord ringen.

Figur 1
Figur 1: Samtidig måling avnt med passive prøvetakere og kammermetode (DTM) i feltet tomt. Passiv sampler ligger i sentrum av en firkantet tomt 0,15 m over jord / baldakin. Målinger med DTM er gjort minst 2 steder innenfor en tomt per måletidspunktet. Områder dedikert for innhøsting bør ikke bli påvirket av kammer og passiv sampler måleoperasjoner.

For å utlede overførings koeffisienter målinger utføres samtidig på et lite antall av plott med begge metoder (figur 1). Det er viktig at de anvendes med de samme totale måle varighet og at målingene utføres på samme tid (innen 1 time). Prinsippet lette anvendelsen av et overgangstallet for mange tomter er basert på det faktum at passive prøvetakere plasseres i et homogent eksperimentelle feltet, med passende avstand for å hindre forstyrrende vindfeltet som hekker, bygninger etc. (minst 10 ganger, helst 20 tider obstacle høyde) 14, har den samme NH3 absorpsjon oppførsel under identiske forhold i omgivelsene. Så, for eksempel, 50% lavere utslipp på en tomt vil direkte oversette til 50% redusert opptak av ammoniakk med en sampler løsning. Derfor kan en overgangstall brukt for skalering av syre felle verdier på et enkelt tomt brukes til å skalere verdiene av alle syre feller benyttes i den samme feltforsøk. På grunn av virkningene av varierende miljøforhold (temperatur, vindstyrke, overflateruhet) på ammoniakk opptak effektiviteten av passive prøvetakere 11 overføring koeffisient må utledes for hver måling kampanje, henholdsvis.

De generelle trekk ved de to metodene brukt og ønsket utforming av feltforsøk består av 4 dynamiske kamre plasseres på jord koblet med polytetrafluoretylen (PTFE) tubing og ventilert med en belg pumpe (DTM), passive prøvetakere og store kvadratiske eksperimentelle tomter med stor buffer plasser for redusere effekten av NH 3 drift mellom tomter på utslippsmåling på selve tomten.

De passive prøvetakere er fylt med fortynnet svovelsyre (0,05 MH 2 SO 4) og er plassert i midten av flatene. Løsningen i de passive prøvetakere absorberer kontinuerlig ammoniakk, og blir erstattet regelmessig avhengig av den forventede intensiteten av utslippene. Samtidig er NH 3 flukser målt med DTM på to behandlings plott og en kontrollflekk på bestemte punkter i tid. I motsetning til vindtunneler, begge metodene kombinert i kalibrert passiv prøvetaking har bare svært begrensede effekter på jordfuktighet, jordtemperatur og nedbør som kan påvirke ammoniakkutslipp tap veldig sterkt 6,8. Mens passive prøvetakere er montert 0,15 m over jordoverflaten og baldakin, uten noen effekt på disse variablene, målinger med DTM kamre siste bare i omtrent 5 min og reduserer potensielle kammer virkninger til et minimum. Nøyaktige resultater for NH 4 + konsentrasjoner i prøveløsningen kan oppnås ved målinger med ammonium-sensitive elektroder. Målinger med kontinuerlig strømning Auto analysatorer kan være problematisk som pH sensitive farge reaksjon anvendt i disse instrumentene kan ved hemmet av den sure pH i prøveløsningen og kjemikalier som brukes kreve modifikasjon. NH3 konsentrasjoner i luften ført gjennom kammersystemet i DTM blir momentant målt med indikatorrørene. De målte NH 3 konsentrasjoner er spilt inn på et datablad etter hver måling.

For DTM, er NH 3 fluks (mg N / (m² * h)) beregnet fra målte NH 3 konsentrasjoner og luftmengde gjennom fire kammersystemet og området dekket av kamrene (Eq. 1, avsnitt 2.5.1). De resulterende un-kalibrert fluks (som undervurderer den sanne utslipp) er skalert til kvantitative tapmed en kalibrerings ligning (Eq. 2 og 3, se avsnitt 2.5.1). Skalert kumulative NH 3 tap (kg N / ha) av DTM beregnes ved å ta gjennomsnittet fluksene mellom to påfølgende måle datoer, multiplisere dette gjennomsnittlig fluks med varigheten av hvert intervall, og legge opp alle tapene fra alle måle intervaller på en måling kampanje. Akkumulert kvalitative NH 3 tap (ppm sum) fra passive prøvetakere er beregnet ved å legge opp innsamlede NH 4 + -concentrations (ppm) på en tomt innenfor en eksperimentell kampanje. Dette er mulig fordi under identiske volum og måletemperaturer, ppm verdier direkte oversette til fangede mengder ammoniakk. For å skalere disse kvalitative underskudd til kvantitative tap overføring koeffisient (kg N / (ha * ppm)) er avledet av om kumulative endelige tap av DTM (kg N ha -1) til den totale summen av konsentrasjoner i samplere målt på samme plott. Denne overføring koeffisienten blir så brukt to konvertere semi-kvantitative utslipp fra passiv prøvetaking til kvantitative fluks (f.eks kg N / ha) ved å multiplisere de kumulative konsentrasjonene med overføring koeffisient.

Tap av vann fra samlere ved fordampning påvirker ikke absorpsjonskapasiteten men må korrigeres senere for dataanalyse. Spilling av løsningen på grunn under sterk vind har ikke blitt observert selv i de kystnære myrer i Nord-Tyskland. Avgjørende for en vellykket bruk av denne tilnærmingen er identisk design av alle passive prøvetakere som benyttes i felten, inkludert identisk posisjon og høyde på plassering i et plott. Flere design av passive prøvetakere har blitt brukt i det siste. Denne artikkelen foreslår en spesiell design som har vist seg pålitelig og lett å operere i feltmålinger. Den presenterte tilnærmingen har blitt grundig testet i forhold til standard ammoniakk tap metoder (micrometeorological metoder) i ca 15 field studier bekrefter den kvantitative gyldigheten av prosedyren 15,16 og en objektiv fremstilling av utslipps dynamikk 17. Koeffisienten (Ri) av kalibrerte flukser sammenlignet med micrometeorological målinger i kalibrerings studien 13 var 0,84, ganske lik koeffisienten beregnet ved å sammen ammoniakk sensorer for målt atmosfæriske ammoniakk konsentrasjoner i en fersk undersøkelse 18. Den relative rot-middel-kvadrat feilen kumulative ammoniakk tap var 17%, også ganske nær verdier oppnådd i andre studier som sammenligner micrometeorological målinger 13. I det andre validering der foreslåtte fremgangsmåte ble sammenlignet med micrometeorological måling av ammoniakkutslipp fra organiske oppslemminger (5 separate forsøk), en Ri på 0,96 (helningen av kurven ≈ 1) og en relativ rot-middel-kvadrat feil på 5% ble oppnådd for endelig kumulerte ammoniakkutslipp 15. Metoden har vist seg å være følsom3 års feltforsøk ved hjelp av forskjellige syntetiske N gjødsel 19. Anvendelsen av denne tilnærmingen er begrenset til gjennomsnittlig vindstyrke ≤4 m / sek på 2 m høyde som kammermetode ble bare validerte under slike forhold 13,15,16.

En måling kampanje er definert som et eksperiment teste utslipp av ammoniakk etter påføring av gjødsel på flere tomter som varer i flere dager, opptil uker. Hver måling kampanje på en tomt består av flere påfølgende samplingsintervaller (passiv sampler) eller måle datoer (DTM). Samplingsintervall er definert som sekvensiell varighet av absorpsjon av ammoniakk som sendes ut ved en samplings løsning. Måletidspunktet er definert som sekvensiell tidspunkt hvor DTM målingene er gjort på ulike tomter som brukes for å utlede overføringen koeffisient.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Experimental Design og generelle driftsinstruksjoner

  1. Bruk forholdsvis store tomter (12 mx 12 m eller 9 mx 9 m) i forhold til størrelsene vanligvis anvendt i replikert feltforsøk (f.eks 3 x 8 m) for å unngå virkningene av ujevn gjødsel distribusjon på utslipp av ammoniakk (figur 2). Bruk kvadrat tomt former for å unngå virkningene av skiftende vindretninger på ammoniakk opptak av samplere. Redusere avdrift av NH3 fra en plott til den andre til en akseptabel grad ved å holde et bufferområde i en tomt størrelse mellom plott.

Figur 2
Figur 2: Optimal eksperimentell design for multiplott ammoniakk tap målinger med passive prøvetakere Bruk relativt stor (12 mx 12 m, 9 mx 9 m) kvadrat tomter behandling adskilt på hver side av ubehandlede vakt plott.. For å unngå baldakin virkninger på NH3 utslippene buffer tomter kan bli befruktet med nullutslippsnitratgjødsel.

  1. Legg kontroll tomter uten gjødslings fordelt mellom behandlings plott.
  2. Gi nummer eller kode til hver tomt for enkel identifisering av tomter og prøver.
  3. Påfør organisk eller syntetisk nitrogengjødsel til forsøksfeltene varierer mellom 50 og 150 kg ammoniakk (ammonium + urea) nitrogen (N) per hektar som gjøres i tidligere studier 15,16,19.
    Merk: Mengde gjødsel kan variere avhengig av eksperimentelle mål.
  4. Velg to behandlings plott og en kontroll tomt for samtidig måling med DTM metode og passiv prøvetaker. Valgte behandling tomter med putatively høye utslipp (basert på erfaring eller litteratur) som gir et sterkt målesignal.
  5. Sett opp minst to ekstra tomter med jevnt fordelt gjødsel som brukes av feltforsøk maskiner eller nøyaktig sti slange eller overflate spredning (variasjon av Npåført mellom gjentatte plott ~ 10%), hvis det er ujevn loddrett eller sideveis gjødsel fordeling. Merk at ujevn gjødsel distribusjon skjer vanligvis etter påføring av slurry ved stien lange program, gjødsel og slurry injeksjon, eller anvendelse av granulert gjødsel med un-kalibrert praktiske spredere.
    1. Gjennomføre samtidige målinger med passive prøvetakere og DTM på disse ekstra plott. Bruk resultatene fra disse tomter for avledning av overføringen koeffisient. Sjekk mengde gjødsel anvendes ved veiing slurry tank eller anvendelse maskiner før og etter påføring.
  6. Spill følgende miljøvariabler i feltet med en in situ værstasjon logging av data i 10 min tidsintervaller for å beregne rå og korrigert NH 3 tap priser av DTM ved hjelp av ligningene 1-3 (Se Opplysning File Code) og for å eliminere feil i tomt mål:
    1. Record lufttemperatur (1m høyde)
    2. Record barometer lufttrykk (hPa)
    3. Record vindhastighet på 2 m høyde med høye kalesjer og også ved 0,2 m høyde (m / sek)
    4. Record vindretning.
      Merk: For enkel betjening stab på tre personer anbefales ved bruk av gjødsel (første måletidspunkt) og installasjon av samplere (en person for dynamisk kammermetode, to for montering av passive prøvetakere og utveksling av sur løsning). Ved senere måling datoer, er to personer anbefales (en passiv prøvetaker, en dynamisk kammer); Men i tilfelle av små plott (<10), er det overkommelig å dekke alle oppgaver med en person.

2. Forberedelser Før du går til feltet

  1. Forbered deg på målingen med DTM ved å gjøre følgende:
    1. Monter og pakke kammeret system (figur 3 og 4) som består av elementene gitt i tabell 1. Skyv PTFEtube (lengde 0,3 m) over kortere kobberrør fra hvert kammer og koble to PTFE rør med et y-kontakt, henholdsvis. Koble hver av de to y-kontakter med et annet PTFE slange (0,3 m) og koble både med en annen y-kontakt. Sette terminal PTFE-røret (0,3 m) på den ene enden av det øverste kontakt.
    2. Pakke håndpumpe eller automatisk pumpe (figur 4) for utlufting av systemet. Alltid pakke en håndpumpe til feltet for å skylle systemet med luft med lav NH3 konsentrasjon (trinn 3.4.2). Merk: Opprinnelige pumps av produsenten må brukes som reaksjonskinetikken i indikatorrøret er nært knyttet til luft fluks er laget av pumpene. Når en automatisk pumpe er brukt, krever det ikke flere stoppeklokke målinger under flux målinger.
    3. Hvis en automatisk pumpe ikke er i bruk, før eller etter å ha tatt målinger, kontrollere hvor lenge et enkelt slag av håndpumpen. Gjør dette ved å pumpe med en åpen innsatt indikator tuvære (avskåret / ødelagt rør hode) og måle tiden inntil 10 slag med en stoppeklokke (tidligere verdier: 4,5 sek / slag for rør 0.25 / a og 5 / a, 7 sekunder / slag for rør 2 / a).
    4. Lad batteriet for automatisk pumpedispenser én dag før start av eksperimentering.
      Merk: Utladede batterier kan føre til en betydelig lavere pumpehastighet.
    5. Forbered en utklippstavlen med regneark for overvåking av DTM målinger (plott eller behandling, dato, klokkeslett, rør, antall slag, konsentrasjon og måling varighet hvis ingen pumpedispensere brukes).
    6. Forbered en indikator tube box (10 rør av hver konsentrasjon rekkevidde, tabell 2) for å ta til feltet for å være forberedt på ulike ammoniakk flux intensiteter (figur 4).

Figur 3
Figur 3: Oppsett og bruk av dynamisk cHamber av Dynamic Tube Method (DTM). Hvert system består av 4 kamre forbundet med PTFE slange, er reduksjon forbindelse brukes til å koble alle kamrene til en pumpe. Luft trekkes gjennom et kobberrør perforert ved den nedre ende og lukket ved den helt nederst, føres over jord, og suget ved toppen av den koniske indre volumet til et annet kobberrør. Den luft som har passert gjennom systemet blir så ført via PTFE-røret til indikatoren rør for bestemmelse av ammoniakkonsentrasjoner.

Figur 4
Figur 4: Indikator rør med pumpedispenser og håndpumpe Høyre side: håndpumpe (slagteller, vindu for pumpestyring med hvit flekk) med brukt indikator rør;. venstre: pumpedispenser (kontroll for skjerm, kontrollknapper) og ny indikator rør (0,25 til 3 ppm). Opprinnelige fylling av indikatorrøret har en gul farge. Omsetning med ammoniakk rESULTATER i en endring i lilla farge, er farge foran forstuet innenfor skalaen. Ammoniakkkonsentrasjonsverdier blir oppnådd ved å lese skalaen.

Nei. Komponenter av Dräger rør system
1 4 rustfrie målekammer (figur 3)
2 7 deler av teflonrøret (7 mm x 6 mm; 0,3 m lengde hver); erstatte når sterkt knekk
3 3 y-kontakter (PP)
4 Valgfritt: jord ring, rustfritt stål (anbefales spesielt for målinger på grasmark)
5 Håndpumpe (figur 4)
6 Indikator rør (1 eske inneholder 10 rør) (figur 4)
7 Valgfritt: pumpe dispenser (Figur 4)
8 Valgfritt: stoppeklokke, når håndpumpe brukes for målinger

Tabell 1: Indikator rør (konsentrasjonsområder) som brukes for ammoniakk tap.

Rør Konsentrasjonsområde (volum ppm, ul / l) Standard antall slag Kommentar
Ammoniakk 0.25 / a 0,25 til 3 10 Laveste detekterbare konsentrasjon (ca. 0,05 volum-ppm) kan måles ved å øke slaglengden nummeret til et maksimum på 50 slag
Ammoniakk 2 / a 2-30 5
Ammoniakk 5 / a 5-70 (600 ett slag) 10

Bord2: Komponenter som trengs for å sette opp et dynamisk tunnelmetode målesystem.

  1. Forbered deg på passiv sampler måling ved å gjøre følgende:
    1. Sett opp passiv sampler med elementene gitt i tabell 3 som vist på fig. 5 og forberede flere enheter for feltmålinger (Tabell 3).
    2. Beregn antall hetteglass (= antall prøvetakinger) for hele målekampanje.
    3. Anta ca 8 ampuller per tomt etter gjødsel søknad (dvs. løsningen er byttet 7 ganger) og høyere tall for syntetiske N gjødsel avhengig gjødsel bestemt oppløsning og utslipp atferd. Multipliser antall prøvetakinger med antall tomter for å beregne det totale antallet prøvetakinger (totalt antall = antall tomter x antall samplingsintervaller). Inkluder 10 ekstra ampuller i tilfelle eventuelle utslipp oppstår.
    4. Beregn totale volum av oppløsning som kreves ved å multiplisere totale antall samplings med 0,02 L 0,05 MH 2 SO 4 løsning.
    5. Fremstille totalvolumet på 0,05 MH 2 SO 4 oppløsning ved tilsetning av 9,8 g konsentrert svovelsyre (98%) per liter destillert vann.
      VIKTIG: Tilsett vann først så konsentrert svovelsyre, og bruke vernebriller.
    6. Vei hver tomme hetteglasset med lokk før det fylles med syre løsning eller bruke et antall hetteglass (f.eks 10) og beregne gjennomsnittsvekt på hetteglass og notat resultater.
    7. Fyll alle små ampuller med 0,02 L 0,05 MH 2 SO 4, f.eks med flasketoppdispenser.
    8. Merk ampuller, både flaske og lokk med vanntett blekk med prøvenummer, tomt nummer, og rekkefølgen på sampler løsninger innen målesekvensen, for eksempel B1 P1 T2 (bygg prøve 1, tomt 1, 2 nd løsning: løsningen etter første fylle på utbruddet av eksperiment) eller B1 P23 T1 (bygg prøve 1, tomt 23, 1 st løsning).
    9. Sorter smalle ampuller for hver måling ved en måling kampanje i en plastpose som er merket med eksperiment nummer, år, etc. For større plott et brett med sorterte flasker er å foretrekke. Etter prøvetaking overførings ampuller fra brett til merkede plastposer.

Figur 5
Fig. 5: Set-up av passiv sampler (syrefelle) Hoveddelen av prøvetagnings består av en syrefast flaske med 1-2 vinduer på hver side (størrelse avhenger av størrelsen av flasken). En borehullet ved en øvre kant blir brukt til å tømme flasken. Derfor vinduer er litt forskjøvet fra den hjørne av denne kant av flasken for å tillate enkel håndtering under drenering. Flasken fylles gjennom munnen på toppen med prøveløsning og fiksert med munnen til lokket som er skrudd til det rustfrie stål taket. Tak kan være festet med en fleksibel skrue feste tilstålstangen for å tillate tilpasning til forskjellige himmel høyder ved hjelp av bare en lengde av stålstang.

Nei. Komponenter av passiv prøvetaking system
1 Stålstang med festepunkt for plast taket (lengde 0,5 m)
2 rustfritt stål tak
3 Cubic passiv prøvetaker laget av et syrebestandig PE flaske med 1-2 myggnett dekket vinduer på hver side. På en øvre kant et hull bores for drenering brukt prøvetaking løsning. Skift vinduene litt fra sentrum for å tillate utlevering av løsning gjennom hullet med lav risiko for smitte gjennom vinduene. Fest lokket på flasken med 2 skruer til ståltak. Skru flaske på lokket.
4 Små flasker for transport og påfylling av sampler løsning (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> 4 løsning) - flere hundre for store prøvelser
5 Store beholdere / flasker med sampler oppløsning (0,05 MH 2 SO 4 oppløsning) for alle ampuller
6 Flasketoppdispenser for å fylle de små beholdere med kollektor-løsning (20 ml)
7 Fryser for prøvetaking løsning lagring

Tabell 3: Komponenter som trengs for å sette opp en passiv sampler og for å utføre passive samplings målinger.

3. Etter å ha gått til feltet og foreta målinger

  1. Ta følgende tilleggsutstyr til feltet for enkel betjening: tørkepapir og bag for avhending av brukte papirhåndklær, utklippstavle for å gjøre notater, skuff for (sortert) hetteglass, syrefaste hansker for håndtering av syreløsning.
  2. Gjennomføre måling av DTM og utveksle passive sampler løsninger samtidig eller without store tidsforskjeller, spesielt i begynnelsen av en måling kampanje eller på forventede høye NH 3 tap.
  3. Gjør kontrollmåling med DTM (trinn 3.4) på ​​ubefruktede kontroll tomter i begynnelsen og slutten av hver måletidspunktet. Følg denne fremgangsmåten: kontroll, behandling, kontroll.
    1. Mål enn 3-6 dager å få pålitelige ammoniakk tap målinger for tidsrommet av en hel dag med regnskapsføring for å endre utslipp som skyldes varierende temperaturer og vindhastigheter. Gjøre målinger på disse tidspunktene: Early morning (kort tid etter soloppgang), sen morgen, tidlig ettermiddag, sen ettermiddag, og kort tid før solnedgang.
    2. Hvis jord ringene er brukt, trykker du ringer på to lett tilgjengelige tilgjengelige steder innenfor tomter til jord. Bruk fire ringer for hvert sted og ta vare på at avstander mellom ringene på hvert sted kan nås med en av de fire tilkoblede kamrene i kammersystemet (figur 3). Sett jord rings til jord av en treplate plassert på ringene for å fordele trykket.
    3. Dekk ringer med små plastplater under befruktning av tomter hvis kunstgjødsel (f.eks kalk ammoniumnitrat, urea) brukes. Umiddelbart etter maskinell påføring, gjelder den nødvendige delmengde av gjødsel med høy nøyaktighet for hånd innenfor området av jord ringene.
    4. Ved gjødsel befruktning, først bruke gjødsel (for eksempel ved stien slanger), og sett ringer. Pass på at gjødselen er svært jevnt fordelt.
      Merk: Så godt empirisk verdi for gyldige målinger etter løype slange befruktning følgende fordeling av kamrene ble vist seg å gi nøyaktige resultater 13,14: to kamre på befruktede spor, to kammer på ubefruktet området i mellom. Hvis det er en meget stor mengde slurry med lav viskositet påføres med trail slanger også plassere fire kamre på befruktede jord.
    5. Prosedyre for måling med DTM
      1. Still slag nummer to 50 hvis en automatisk pumpe benyttes for enkel drift.
        Merk: Denne måten slag tall i mellom 5 og 50 slag enkelt kan tilordnes, hjerneslag tall mindre enn 50 slag kan oppnås ved å stoppe pumping prosessen.
      2. Skyll DTM system med NH3-fri luft ved å løfte kamrene til en høyde på omtrent en meter over bakken og pumping av luft gjennom PTFE-røret og kamre (20-30 slag) med håndpumpen direkte koblet til terminalen PTFE-røret av den kammersystem.
      3. Trykk DTM kamre direkte i bakken til en dybde på ca 15 mm (dybde er preget av en felg på kammeret nederst) eller i jord ringer (krage). Sørg for at jordklumpene får ikke fast i mellom jord ring og kammeret.
      4. Utfør de første 20 forberedende pumpeslag med en brukt lav konsentrasjon indikator-tube (0,25 til 3 ppm, tabell 1) for å skape kvasi-stedety-tilstandsbetingelser.
        Merk: Ammoniakk konsentrasjoner er angitt med en fargeendring av pH-følsomme granulater inne i røret fra mørk gul til blå lilla. Fronten av denne fargeendring inne i røret viser NH3-konsentrasjonen, så lenge den ligger innenfor en skala som er trykt på røret.
      5. Valgte konsentrasjonsområde (av tre mulige rør med forskjellige konsentrasjonsområder; Tabell 1) av den nye indikatoren rør som skal anvendes i den neste måling, basert på informasjon innhentet fra den fargeendring av den brukte rør som anvendes i trinn 3.4.4.
        Merk: I de fleste tilfeller tube '0.25 / a' brukes. Umiddelbart etter overflate påføring av oppslemmingen og under høye temperaturer rør '2a' og '5a »skal brukes i mange tilfeller. Dette indikeres når indikatoren granulater av en litt farget brukt '0.25 / a' rør har slått helt blå etter mer enn 10 forberedende slag.
      6. Åpne en ny indikatorrør i begge ender ved å bryte hodet av å bruke røret bryter på pumpehuset.
      7. Sett indikatorrøret mellom terminal PTFE-røret og pumpen ved å trykke på rørendene inn i PTFE-røret og pumpen munn. Sett slangeenden med laveste verdi på skalaen trykket på røret i PTFE-røret, og til slutt med den høyeste verdien inn i pumpen munnen. Begynn å pumpe opp til slaget antall standard ved å trykke på OK-knappen på den automatiserte pumpe eller komprimere håndpumpen. Hold pausen mellom pre-pumping med det brukte rør (3.4.4) og begynnelsen av selve målingen så kort som mulig.
        Merk: Detaljert beskrivelse av pumpedrift er levert av produsenten.
      8. Hvis en håndpumpe brukes til målinger, starter stoppeklokken samtidig med første slag av håndpumpen.
      9. Avslutt målingen når standarden slag nummeret (10 slag, 5 slag med rør 2 / a) er nådd og håndpumpe er helt avslappet (verdien avStandard slag nummer dukker opp på skjermen på automatisk pumpe eller på mekanisk slagteller av håndpumpen). Med avslapning av håndpumpe avslutte stoppeklokke måling (håndpumpe). Avslutt automatisk pumping ved å trykke på "stopp" knappen når slaget nummer = standard slag nummer - 1 vises.
      10. Øke slag nummer til et maksimum på 50 slag hvis den første linje angivelse av den laveste verdi av skalaen trykt på røret (se figur 4) blir ikke nådd etter standard slag nummer. Bruk indikator rør avlesninger bare når i det minste den første linje på omfanget av en indikator rør er nådd.
      11. Ikke overskrid linjen indikerer høyeste verdien på skalaen. Før denne verdien er nådd redusere antall slag under standard slag nummer, slutte å pumpe og registrere antall slag som brukes.
      12. Les lengst fargeendring på røret fra alle sider (linje av fargestoffer er ofte litt skjev eller ujevn) og registd konsentrasjonsverdi.
      13. Vær oppmerksom på følgende verdier på plata sheet: plot, dato, tidspunkt for måling, antall slag (for håndpumpe: varighet på måling (sek)), lesing i ppm (se Supplemental File Code - eksempel feltet rekord ark).
      14. Rengjør kanten av kamrene kleber jord, gjødsel eller gjødsel komponenter med et rent tørkepapir.
      15. Løft DTM-systemet fra bakken og flush (se 3.4.2).
      16. Foreta flere målinger, minst to, på forskjellige steder innenfor et plott for å øke påliteligheten til målingene.
      17. Gjenta operasjonene 3.4.3-3.4.16 på andre tomter og i senere målinger.
    6. Prosedyre for måling med passive prøvetakere.
      1. Plasser passive prøvetakere festet til stålstenger i sentrum av den eksperimentelle plottet på 0,15 m høyde (vindu av oppsamleren) over jordoverflaten eller hette umiddelbart etter påføring av gjødsel til et plot. Skynd med slurry / gjødsel Application traktor / system for å installere sampler uten forsinkelse. I tilfelle av tørr jord, sett stålstang inn i jorden med en hammer.
      2. Gå med oppdelt brett / sekk med sortert fylt syre ampuller for første sampling intervall (f.eks B1, P1, T1) til den passive sampler. Ta på hansker før håndtering hetteglassene med syreløsning. Ta ut hetteglasset for den aktuelle tomten og sampling intervall. Skru flasken av passiv prøvetaker. Hell 0,05 MH 2 SO 4 oppløsning fra flasken inn i flaskemunningen. Skru av lokket på glasset på den tomme flasken og returnere flasken til skuffen / bag.
      3. Skriv tomt nummer på metall taket av sampler for identifisering av tomter.
      4. Ta inndelt brett med ampuller for to påfølgende samplingsintervaller i henhold til de faktiske og påfølgende samplingsintervaller (eller to poser for ulike samplingsintervaller) på alle andre utvekslings datoer.
      5. Gå tilbake til tomten for å utveksle 0,05 MH 2 SO
      6. Fjern 0,05 MH 2 SO 4 løsning i den passive sampler ved forsiktig å skru den passive sampler og forsiktig ruting løsningen mellom "vinduer" gjennom avløpshullet i tomt originalt hetteglass (f.eks B1 / P1 / T1). Re-fill sampler gjennom flasken munnen med nye 0,05 MH 2 SO 4 løsning fra påfølgende ubrukte hetteglass (B1 / P1 / T2). Skru på lokk med korrekt merking på begge hetteglassene. Feste passive sampler til stangen ved å skru det på lokket er koblet til stålstangen.
      7. Merk tomt nummer, fylle-tid (= tømming tid → sluttid av forrige sampling) på posten ark.
      8. Utveksle prøvetaking løsninger etter 3-6 timer på den første dagen umiddelbart etter påføring av organisk N gjødsel. Reduser valutakursen til 12 timer (dvs. en sampling for både nattetid og dagtid utslipp) på den andre dagen og for alle samplings av synthetic N gjødsel.
        Merk: prøvetaking kan utvides til 24 timer, imidlertid, om sommeren og ved høye temperaturer fordampning av vann kan være høy hemmende ammoniakk-opptak.
      9. Mål ammonium konsentrasjoner i de passive sampler løsninger (som beskrevet nedenfor) direkte etter å ha konkludert eksperimentelle kampanje eller fryse prøver ved -18 ° C i maksimalt en uke og måle senere.

    4. Beregning av NH 3 flukser

    1. Beregning av ammoniakk belegg for DTM.
      1. Opprett et regneark for å automatisk utføre følgende beregningsmåten.
      2. Først beregne korrigert flukser hentet fra målingen med DTM (mg N / (m² * t)) som bruker Eq. 1 (Se Supplemental File Code) fra konsentrasjonsmålinger (ppm NH3), måling varighet, luftvolum passert gjennom systemet og området dekket av kammeret.
      3. Konverter dimensjonen av ikke-korrigerte flukser i dimensjonen kg N hen -1 time -1 ved å dividere med 100.
      4. Skalere disse verdiene til kvantitative utslipp med bruk av kalibrerings formler (Eq. 2 og 3) 12 (Se Supplemental File Code) som korrigere for in situ vindhastighet på forskjellen mellom korrigert flukser av DTM og de ​​sanne utslipp. Påfør to forskjellige likninger å ta høyde for de spesielle forholdene i to himmel klasser: Eq. En for lav kalesjer <0,3 m / avdekket bakken og Eq. 2 for kalesjer> 0,3 m.
      5. Ikke påfør kalibrerings ligningene (Eq. 2-3) når kamre ikke har samme interne volum og oppsett som brukes i de opprinnelige kalibreringsforsøk 12.
      6. Utfører beregninger bare med ppm avlesninger oppnådd fra standardslagtall, dvs. 5 eller 10 slag, svarende til 0,5 liter eller en L luft passerte gjennom systemet. Dersom antall slag avviker, korrigere ppm lesing og den målte tid varighet anvendt i Eq. 1 henhold to antall slag:
        ppm = ppm * Standard antall slag [5, 10] / faktiske slag nummer under målingen = lesetid (sek) * Standard antall slag [5, 10] / faktiske slag nummer under målingen
      7. Utlede gjennomsnittlig utslipp for hver tomt ved å beregne gjennomsnittlig fluks av gjentatte målinger innenfor en tomt for hvert måletidspunktet.
      8. Beregn gjennomsnitts ammoniakk flukser for tidsintervaller mellom to måle datoer.
      9. Beregn ammoniakk tap (kg N / ha) for intervallet mellom to målinger DTM ved å multiplisere gjennomsnittlig fluks (kg N / (ha * t), 4.1.8) ved varigheten av dette intervallet (t).
      10. Beregn akkumulert tap for en bestemt tomt ved å legge opp alle ammoniakk tapsverdier (se 4.1.9) som oppnås under målingen kampanjen.
    2. Beregning av fluksene fra passive prøvetakere:
      1. Kast verdier dersom oppløsningen er tapt ved å søle, i dette tilfelle hele plottet kan fjernes fra dataene. Sjekk om data gap kan være fylt med for eksempel gjennomsnittsverdier fra replikate plott i løpet av samme samplingsintervall.
      2. Bestemme løsningen volum: subtrahere ampulle vekt (se trinn 2.4) fra vekten av hetteglasset med prøveoppløsning og anta en densitet på 1,0 g / ml.
      3. Mål NH 4 + konsentrasjoner i prøveløsninger ved hjelp av en ammoniakk sensitive elektrode i henhold til produsentens instruksjoner.
      4. Hvis prøvevolum avviker fra standard volum, riktig konsentrasjon: korrigert ppm [mg NH 4 + N / L] = målt ppm * volummål [x ml] / default volum [20 ml]
      5. Trekk fra gjennomsnittlig konsentrasjon innhentet fra kontroll tomter fra behandling tomten lesing for hvert prøvetakingsintervall. Sett verdier til 0 i tilfelle av negative verdier.
      6. Oppsummere volum og kontroll korrigert ppm verdier av alle måleintervaller hentet fra en tomt innenfor en målekampanje for å få tak i den kumulative konsentrasjon.
      7. Fjern sterktpositivt avvik NH 3 utslippsverdier fra datasettet hvis kausalitet av skjevhet kan identifiseres. Identifisere rammene ved å ta hensyn til vindretning under prøvetaking som sterkt avvikende plott fra de andre replika er trolig påvirket av ammoniakk drivende fra motvind høye utslipp plott.
    3. Beregn kvantitative tap fra tomter som er utstyrt med passive prøvetakere ved søknad om overføring koeffisient.
      1. Skaff overføring koeffisient (kg N / (ha * ppm)) ved å dividere endelig kumulativ kvantitativ DTM tap (4.1.10) fra den kumulative ammoniakk opptak av samplere (4.2.6) (Eq. 4). For eksempel: DTM finalen: 10 kg N ha -1; Sampler kumulative: 20 ppm [mg N / L] → overføring koeffisient = 0,5 kg N / (ha ppm): 1 ppm absorbert NH 3 tilsvarer 0,5 kg / ha sluppet ut NH3-N)
      2. Multipliser ppm-verdier for alle passive prøvetakinger av overføringsfaktor for å oppnå kvantitative utslipp fra alle forsøk plott. Avlede tapsrate for et måleintervall ved å multiplisere ppm avlesning for samplingsintervallet ved overgangstall og deretter dividere med varigheten av samplingsintervallet. For eksempel (sampler opptak 12 ppm etter 6 timer): 0,5 kg N ha -1 ppm -1 * 12 spm / 6 t = 1 kg N ha -1 time -1.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

I år 2014 ble et feltforsøk satt opp i sentrum av Danmark for å teste effekten av flere metoder for å redusere utslipp av ammoniakk etter påføring av storfe slam: inkorporering med en roterende Tiller, inkorporering av syrnet slurry og lukket slot injeksjon (injeksjon av slurry i jord med påfølgende dekning med jord). Som en sammenligning med en høy emisjon påføringsteknikk og spesielt for riktig anvendelse av kammermetoden sti slange påføring av oppslemmingen ble også inkludert. Til sammen 24 tomter ble inkludert i denne studien. Storfe oppslemming ble påført i en mengde på 80 kg NH4 + -N / ha.

Figur 6
Figur 6: Tids kurs av akkumulerte utslipp av ammoniakk fra replikert feltforsøk med ulike slurry påføringsmetoder melkeku slurry ble brukt ved stien slangen (overflate) program, overflate applicat.ion og påfølgende inkorporering, inkorporering av slurry surgjort med svovelsyre, lukket spalte (injeksjonsvæske sporet dekket med jord). Overfør koeffisienter ble innhentet fra sti slange søknaden behandling, feilfelt skildre standardavvik, bokstaver indikerer betydning nivåer (Tukey HSD) på p <0.05 (én vei ANOVA).

Metoden viste seg sensitive, og svært høye og svært lave utslipp kan skilles uten sterk innblanding av ammoniakk drivende fra høye utslipps tomter til lave utslipps plott. Som et resultat av fremgangsmåten ga svært betydelige forskjeller mellom ammoniakk utslipp av oppslemminger som anvendes av de forskjellige teknikkene (figur 6). Som teoretisk forventet utslipp fra trail slangene var høyest mens innlemmelse redusert utslippene med mindre enn 60%. Høyeste taps reduksjoner ble oppnådd ved anvendelse med lukket spalte injeksjon eller surgjøring med påfølgende inkorporering (ca. 90%). På denne måten kan fremgangsmåten ga høyt relevant informasjon under et praktisk perspektiv, som forsuring med påfølgende innlemmelse er mye mer arbeids effektiv og billigere enn lukkede slot injeksjon.

I en annen studie utført i Tyskland i 2012, effekten av urease-inhibitorer på utslipp av ammoniakk fra urea påføres på høsthvete ble testet. Urea er det mest problematiske syntetisk N-gjødsel med hensyn på ammoniakk, men er globalt viktigste. Utslippene kan reduseres når urea hydrolyse er bremset ned ved bruk av urease hemmere. I tillegg er nitrifikasjon inhibitorer tilsatt for å redusere oppbygging av nitrat i jord som kan stimulere utslipp av klimagassen lystgass (N 2 O). Imidlertid kan lengre varighet med vedvarende høy NH 4 + konsentrasjon stimulere tillegg NH 3-utslipp. I denne studien både ulike ureagjødsel og tilkoblede programstrategier (3 versus to søknader om gjødsel med nitrifikasjon hemmer)ble testet. Resultatene viser at ammoniakkutslipp ble kraftig redusert ved anvendelse av urease-inhibitorer (figur 7) uavhengig av bruken av nitrifikasjon inhibitorer. Urea bare kombinert med nitrifikasjon hemmere viste de høyeste utslippene knyttet til jord og væreffekter stimulerende ammoniakkutslipp på bestemte søknadsfristene. Denne sterke effekten av værforholdene på forskjellige søknadsfristene kan ses fra ulike tids kurs av ammoniakkutslipp oppnådd med denne metoden (Figur 8). De to første søknadsfristene viste relativt lave ammoniakkutslipp grunnet lave temperaturer og vanlige, men små nedbørsepisoder på den første søknaden, mens sterkere nedbør redusert utslippene etter de første dagene på andre program. Ved det tredje og fjerde søknad høyere temperaturer taket med de høyeste temperaturer og gasser på den tredje søknad. På begge datoer utslippene ble stoppet av sterkere nedbør eventene. Den sterke effekten av værforholdene på intensiteten av utslipp ved spesielle søknadsfristene forklarer forskjellen på gjennomsnittlig utslipp mellom vanlig urea (3 programmer) og urea med nitrifikasjon inhibitor (2 søknader) (figur 7) som ren urea ble også brukt på fjerde søknadsdato med lavere relative utslipp.

Figur 7
Figur 7:. Akkumulert ammoniakkutslipp etter påføring av forskjellige ureagjødsel for ulike søknadsfristene (øvre graf) og akkumulert for alle applikasjoner (grafen nederst) Granular gjødsel ble brukt på overflaten til høsthvete på ulike vekststadier, er hemmere brukes for å redusere utslipp av ammoniakk (UI) eller å avta transformasjon av nitrat til ammonium (NI) (U = urea, UI = urease inhibitor, NI = nitrifikasjon inhibitor, CAN =kalkrik ammoniumnitrat); U, CAN, U + UI ble brukt på tre datoer, U + NI, U + NI + UI på to datoer, APP = søknadsdato, feilfelt skildre standard feil, bokstaver indikerer betydning nivåer (Tukey HSD) på p <0,05 ( en måte ANOVA).

Figur 8
Figur 8: Tid kurs og værforhold av ammoniakkutslipp fra fire ureagjødsel og kan brukes på forskjellige datoer og doser til høsthvete lufttemperatur og nedbør (øvre graf) og tids kurs av NH 3-utslipp (grafen nederst), dette. Figur eksemplifiserer at med den foreslåtte metoden ganske forskjellige tids kurs av ammoniakk kan skilles avhengig av gjødseltypen (U = urinstoff, UI = urease-inhibitor, NI = nitrifikasjon inhibitor, CAN = kalkholdige ammoniumnitrat) og værforhold, U, CAN, U + UI ble brukt på tre datoer, U + NI, U + NI + UI på two datoene, feilfelt skildre standardavvik, bokstaver indikerer betydning nivåer (Tukey HSD) på p <0.05 (én vei ANOVA).

Målingen tilnærmingen åpner også for å teste effekten av ammoniakkutslipp på kornavling og korn N opptak (figur 9). En analyse av kovarians ble anvendt for å teste effekten av ammoniakk, applikasjonsstrategi (2 i forhold til 3-applikasjoner pr vegetasjonsperioden) og fra år til korn N-opptak. Det fantes bare signifikante effekter av ammoniakk tap (helling, identisk mellom år) og år (aksen) på korn N opptak. De avskjærer av de to kurvene viser år effekt på N opptak (været, jordbunnsforhold etc.), mens helningen på kurven representerer effekten av ammoniakk på denne variabelen. Andre potensielle nitrogentap påvirker avlingen N-opptak, spesielt N-tap med utvasking vann, ble overvåket ved intensiv jordprøver og analyse (data ikke vist). Ingen nitrat utvasking ble observert i løpet av vegvegetasjonsperioden. Derfor er de fleste påfallende, verdien for stignings (= 1) viser at tap av ammoniakk direkte oversatt til redusert N-opptak i denne rettssaken. Dette bekrefter også den størrelsesorden av ammoniakk tap som bestemmes ved denne metoden.

Figur 9
Figur 9:. Forholdet mellom ammoniakkutslipp og korn nitrogen opptak av høsthvete gjødslet med forskjellige ureagjødsel ammoniakkutslipp er tap av direkte plantetilgjengelig nitrogen som bør ha effekter på plantevekst. Dette diagrammet viser at avgis ammoniakk måles med kalibrerte passive prøvetakingsmetoden kan relateres til nitrogenopptak, data analysert ved to-veis ANOVA.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Det ble vist at den foreslåtte fremgangsmåte kan brukes til å sammenligne ammoniakkutslipp fra forskjellige gjødsel behandlinger i replikert feltforsøk og for å bruke den oppnådde statistisk signifikant informasjon fra disse målinger for å forbedre styringen av N-gjødsel. Mengden av utslipp oppnås ved denne tilnærmingen er validert i tidligere studier ved sammenligning med micrometeorological målinger 13,15,16. I denne utredningen, ble den kvantitative gyldigheten av denne tilnærmingen indirekte demonstrert av en nær lineær sammenheng mellom målte ammoniakkutslipp og avling N opptak. Derfor kan fremgangsmåten betraktes som anvendelig for bestemmelse av agronomisk relevante nitrogentap av ammoniakk. Anvendelsen av denne metode for kvantifisering av ammoniakk-tapene er begrenset til gjennomsnittsvindhastigheter ≤4 m / sek til 2 m høyde som kalibreringen av kammeret metoden ble bare validert under disse betingelsene.

e_content "> Men det er forhold som gjør bruk av denne tilnærmingen vanskelig. Ved svært lav og null vind hastigheter dobbel bokføring av ammoniakk ved å re-deponering på utslipp området ble det observert 20 og kan ikke gjøres rede for ved passiv prøvetaking. Slike situasjoner det kan oppstå om natten og under bestemte geografiske forhold (ly av fjell, høye hindringer). i dette tilfellet er det svært vanskelig å kvantifisere utslippene som transport atferd slippes ut ammoniakk er usikkert 14. imidlertid påvirker dette problemet nesten alle ammoniakk utslippsmetoder og fra utslipps perspektiv, null utslipp bør legges til grunn under slike forhold eller slike måleintervaller skal kastes. drev ammoniakk fra nabofelt i multi-plot eksperimentelle feltet utgjør ingen problem å fremlagt metodikk som de kan gjøres rede for etter kontroll målinger (ingen befruktning behandlinger). Men hvis denne innflytelsen stiger konsentrasjonene ammoniakk from behandlings tomter, kan bestemmelse av ammoniakk tap være umulig. Derfor befruktning av felt nabo den eksperimentelle området skal styres og ingen ammoniakk skal slippes ut fra disse feltene. Under betingelser når gjødsel er ujevnt fordelt, eller (ujevnt) innlemmet i jordsmonnet, er det vanskelig eller umulig å riktig anvende kammersystemet målt fluksene ikke nødvendigvis er representative for feltet på grunn av ukjent gjødsel fordeling. I dette tilfellet har en annen behandling for å bli inkludert med kjente gjødsel distribusjon som kan være riktig gjøres rede for ved plassering av kamrene på jord. Dette kan sees ovenfra gitt eksempel der stien slange søknaden ble lagt til som jord dekning av slurry med trail slanger var synlig kjent. Dersom slike tiltak ikke er mulig presenteres metodikken kan ikke brukes. Men den passive prøvetaking, som ikke er berørt av denne begrensningen, ville i det minste gi semi-kvantitative forskjeller mellom treatments Selv om ingen nøyaktige kvantitative utslipp. Problemet med ikke riktig regnskap for ujevn gjødsel distribusjon er et problem med alle kammer eller vindtunnelsystemer. Imidlertid kan vindtunneler ha større jorddekning, for derved snitt mikroskala ujevnheter i gjødsel fordeling. Derfor kan kammeret metoden som brukes i denne fremgangsmåten erstattes av en annen metode som gir kvantitative utslipp fra plott målinger (for eksempel vindtunneler). Men bare bestemte design av vindtunneler gi nøyaktige kvantitative verdier 10,21 og ofte gi feil informasjon hvis de ikke kan fjernes før regn hendelser og erstattet deretter.

Bortsett fra det spesifikke problemet med gjødsel distribusjon, er det fortsatt en pågående debatt om gyldigheten av ulike ammoniakktapet målesystemer for nøyaktig kvantifisere ammoniakk tap, og kammersystemer er generelt avhørt 20. Imidlertid ble det vist i tidligere studier f.eks, åpen bane FTIR eller TDL systemer kombinert med micrometeorological modellering 18, 20. Men slike systemer er ikke aktuelt i replikert feltforsøk.

Høye kalesjer> 0,3 m fortsatt utgjør en utfordring for den påførte kammersystemet og alle dynamiske kammer systemer, inkludert vindtunneler. Tidligere tester viste en god avtale mellom metoden presentert i denne artikkelen og micrometeorological resultater. Imidlertid er fremtidig prøving nødvendig for å bekrefte disse resultater.

I det lange løp vil det være mest ønskelig å bruke passive SAMP ler resultater uten en kvantitativ metode basert på en separat kalibrering ligning. Tidligere forsøk på å utlede en slik ligning base på vindstyrke, temperatur etc. var ikke vellykket. Dette er sannsynligvis på grunn av endring av passiv prøvetaker design - metoden var fortsatt under utvikling - og baldakin effekter. I fremtiden en definert utforming av prøvetakere vil bli foreslått, og etter et stort antall forsøk avledning av en kalibrerings ligning bør være mulig skal anvendes for denne bestemte typen passive prøvetakere. Som et alternativ til de selvlagde passive prøvetakere i denne studien som benytter flytende fortynnet svovelsyre, ferdige syre feller 22, f.eks ALPHA samplere 23, er tilgjengelige der syren er bundet i en matrise uten risiko for søl og mer enkel håndtering . Men disse samplere kreve lengre eksponeringstider enn de som brukes i denne metoden 22 og har ennå ikke blitt testet i en lignende tilnærming.

e_content "> En ny metode, kalibrert passiv prøvetaking, for å kvantitativt måle ammoniakkutslipp i replikert feltforsøk ble presentert. Metoden viste seg å være gyldig under et bredt spekter av eksperimentelle forhold og anbefales å brukes under forhold med nakne jord eller små kalesjer. Resultater oppnådd fra eksperimenter med større plante kalesjer skal behandles mer nøye. Hvis en bruker fremdeles er i tvil med hensyn til den kvantitative gyldigheten av fremgangsmåten, kan den testes ved å kombinere denne tilnærming med en samtidig måling med micrometeorological og kammeret teknikk under identiske jord og baldakin betingelser og påfølgende sammenligning av utslipp oppnås. De passive prøvetakere viste seg å være et meget robust verktøy for kvalitativt å måle ammoniakkutslipp på fler plott feltforsøk og kan brukes sammen med forskjellige skaleringsmetoder for å oppnå en overføringsfaktor. Kravet til en slik skalering metode er brukbar på samme tomten som de som er ansatt for passiv prøvers. Etter å ha definert en endelig utforming av prøvetakere eller i å anvende ferdige passive prøvetakere, kunne en separat kalibreringsligningen for slike prøvetakere bli utviklet, og en samtidig måling med en kvantitativ metode kan være unnværlig.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Forfatteren erklærer at han ikke har noen konkurrerende økonomiske interesser.

Acknowledgments

Forfatteren er takknemlig for Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, Dr. Robert Quakernack, Dr. Kang Ni for deres innsats i å utvikle og videreutvikling av denne tilnærmingen. Mange takk også til feltteknikere Doris Ziermann og Jun Yang. De underliggende undersøkelser ble støttet av Deutsche Forschungsgemeinschaft, Federal State Schleswig Holstein, EFRE tilskudd i Den europeiske union og SKW Piesteritz corp. som angitt i detalj i de siterte publikasjonene.

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 ammoniakk multi-plot feltforsøk felt replikering landbruk nitrogen gjødsel passiv sampler
Kalibrert Passiv Sampling - Multi-tomten feltmålinger av NH<sub&gt; 3</sub&gt; Utslipp med en kombinasjon av Dynamic Tube Metode og passive prøvetakere
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