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Kalibrierte Passive Sampling - Multi-Plot Feldmessungen von NH Published: March 21, 2016 doi: 10.3791/53273

Summary

Die Ammoniakemissionen sind eine große Bedrohung für die Umwelt durch Eutrophierung, Versauerung der Böden und feinen Partikelbildung und stammen hauptsächlich aus landwirtschaftlichen Quellen. Diese Methode ermöglicht es den Ammoniakverlust Messungen in replizierten Feldversuche statistische Analyse der Emissionen und der Beziehungen zwischen den Pflanzenentwicklung und Emissionen zu ermöglichen.

Abstract

Landwirtschaftliche Ammoniak (NH 3) Emissionen (90% der gesamten EU - Emissionen) sind verantwortlich für etwa 45% der Luft Eutrophierung, 31% Bodenversauerung und 12% Feinstaubbildung innerhalb der EU - 15. Aber NH 3 -Emissionen bedeuten auch einen erheblichen Verlust an Nährstoffen. Viele Studien über die NH 3 Emission von organischen und mineralischen Dünger Anwendung in den letzten Jahrzehnten durchgeführt wurden. Dennoch zu NH Forschung 3 - Emissionen nach der Anwendung Düngemittel noch insbesondere in Bezug auf Beziehungen zu den Emissionen, Düngerart, Standortbedingungen und das Pflanzenwachstum begrenzt. Durch die variable Reaktion von Pflanzen auf Behandlungen, können Effekte nur in experimentellen Designs einschließlich Feld Replikation für statistische Tests validiert werden. Die dominierenden Ammoniakverlust Methoden ergibt quantitative Emissionen erfordern große Feldbereiche, teure Geräte oder Stromversorgung, die in replizierten Feldversuchen ihre Anwendung einschränkt. Diese protocol beschreibt eine neue Methode für die Messung von NH 3 -Emissionen auf viele Parzellen eine einfache semi-quantitative Messmethode in allen Parzellen verwendet Verknüpfung mit einer quantitativen Methode durch gleichzeitige Messungen mithilfe beider Methoden auf ausgewählten Flächen. Als semi-quantitative Meßmethode sind passive Probennehmer verwendet. Das zweite Verfahren ist ein dynamisches Kammerverfahren (Dynamic Tube - Methode) einen Transfer Quotienten zu erhalten, die die semi-quantitative Verluste des Passivsammlers wandelt Verluste auf quantitative (kg Stickstoff ha -1). Das Prinzip dieser Ansatz zugrunde liegt , ist , dass Passivsammler in einem homogenen Versuchsfeld die gleiche NH 3 Absorptionsverhalten unter gleichen Umweltbedingungen gelegt. Daher ist ein Transfer-Koeffizient aus einem Passivsammler erhalten wird, kann verwendet werden, um die Werte aller Passivsammler in der gleichen Feldversuch verwendet zu skalieren. Die Methode erwies sich als gültig unter einer Vielzahl von experimentellen Bedingungen und wird empfohlen,unter Bedingungen mit nackten Boden oder kleine Vordächer verwendet werden (<0,3 m). Ergebnisse aus Experimenten mit größeren Pflanzen erhalten sollten sorgfältig behandelt mehr werden.

Introduction

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Ammoniak (NH 3) ist die einzige atmosphärische Spurengas überwiegend (90%) emittiert aus landwirtschaftlichen Quellen in der EU. Obwohl die Landwirtschaft auch eine wichtige Quelle ist (> 50% der EU-Emissionen), tragen diese nur etwa ~ 5% auf die Summe der EU15 anthropogenen Treibhausgasemissionen. Im Gegensatz dazu sind landwirtschaftliche NH 3 -Emissionen für rund 45% des Emissions abgeleiteten Eutrophierung verantwortlich, 31% der Versauerung und 12% Feinstaubbildung in der EU - 15 1. Neben schädlichen Auswirkungen auf die Ökosysteme und die menschliche Gesundheit, die Stickstoff (N) Verlust von NH 3 Emission ist ein wirtschaftlicher Schaden für die Landwirte 2. Stickstoffdünger ist wesentlich für die hohe Rate der Nahrungsmittelproduktion durch die moderne Landwirtschaft geliefert. Neben der Umweltschäden, NH 3 -Emissionen bedeuten somit einen erheblichen Verlust an Nährstoffen, wie NH 3 aus Dünger Ammonium abgeleitet ist, zusätzlich die wichtigsten Mineralstickstoffspezies direkt zu Nitrat in Anspruch nehmenauf die Anlage in der Lage Erntewachstumsprozesse und Ertrag gelten. Die Anwendung von N Düngemitteln trägt € 20-80000000000 Gewinn pro Jahr für die Landwirte der EU , aber wiederum wurde geschätzt , dass NH 3 freigesetzt in die Luft aus der Landwirtschaft verursacht ~ € 50000000000 in jährlichen Schaden in der EU 3. Daher Reduktion von 3 - Emissionen NH ist wichtig sowohl für den Umwelteinflüsse zu verringern und die Effizienz des angewandten N. zunehmenden

In der Landwirtschaft, NH 3 wird hauptsächlich aus Tierställen, Dung (Schlämmen, anaerobe Gärreste (AD), Festmist) Speicherung und Verwaltung sowie Dung Feldanwendung emittiert. Die Neigung zu emittieren NH 3 unterscheidet sich je nach Dung Zusammensetzung, zB Trockensubstanzgehalt und Gülle pH - Wert. Bis zu einem gewissen Ausmaß Ammonium- und Amin - basierten synthetischen Stickstoffdüngern wie Harnstoff und Diammoniumphosphat tragen auch zur NH 3 -Emissionen. Obwohl kalkhaltigem Ammoniumnitrat (CAN) Ist der wichtigste Dünger N in vielen europäischen Ländern hat sich der Einsatz von Harnstoffgranulat erhöht und war an zweiter Stelle in Mittel- und Westeuropa zu CAN im Jahr 2012 4. Urea aufgrund seiner Vorteile einer hohen N - Gehalt in den Entwicklungsländern besonders beliebt ist, Sicherheit und einfachen Transport und ist die wichtigste synthetische Stickstoffdünger 5 der Welt. Die Erhöhung des pH - Wertes und Oberflächen Boden NH 4 + -Konzentrationen aus Harnstoff Hydrolyse in hoher NH 3 -Emissionen führen jedoch. Dies kann niedrigen N Nutzungseffizienz verursachen, insbesondere in alkalischen Boden oder Boden mit geringer Sorptionskapazität, die die Verwendung von Harnstoffdünger in Europa 6,7 begrenzt.

Viele Studien über die NH 3 Emission von organischen und mineralischen Dünger Anwendung und Ställen haben in den letzten Jahrzehnten 6, 8. Dennoch durchgeführt wurde, die Forschung im Zusammenhang mit NH 3 -Emissionen nach der Anwendung von Ammoniak Emitting Düngemittel ist noch begrenzt. Dies gilt insbesondere für das Verhältnis zwischen der Ammoniakemissionen, Dünger-Typ verwendet, Standortbedingungen und das Pflanzenwachstum. Unter idealen Bedingungen erfordert diese replizierten Feldversuche aufgrund der variablen Reaktion von Kulturen auf Behandlungen, die nur in einem experimentellen Design einschließlich Feld Replikation für statistische Tests überprüft werden kann.

Ammoniakverluste sollten daher auch in replizierten Multi-Plot Feldversuche 9, aber die dominierende Ammoniakverlust Methoden quantitative Emissionen umzu bestimmt werden (dh kg N / (ha * h)) benötigen große Feldbereiche (mikrometeorologischer Methoden), teure Ausrüstung (Windkanäle ) oder im Bereich Stromversorgung, die in replizierten Feldversuche schwierig oder unmöglich, ihre Anwendung zu machen. Darüber hinaus haben bestimmte Einstellungen von Windkanälen wurde in Bezug auf die Genauigkeit der erhaltenen Emissionswerte 10 kritisiert. Daher gibt es ein starkes Bedürfnis für einen Ammoniakverlust Methode Ammoniakemissionen in replizierten Feldversuchen zu bestimmen. Dieses Verfahren könnte verwendet werden, um landwirtschaftliche Maßnahmen zu verbessern Ammoniakemissionen auf statistisch abgesicherte Effekte der Standortbedingungen, Düngerart, Anwendungsmethoden und Pflanzenentwicklung auf Basis zu reduzieren.

Die Grundidee der neuen Methodik, kalibriert passive Abtastung ist eine einfache halbquantitative Messverfahren für die Messung von vielen Plots zu verbinden, mit einer quantitativen Verfahren durch gleichzeitige Messungen mit beiden Methoden auf wenige Parzellen. Passivsammlern im Vergleich modifiziert mit dem in der Originalpublikation 11 werden als eine semi-quantitative Meßmethode verwendet. Das Dynamic-Rohr - Methode (DTM) 12, eine kalibrierte dynamische Kammerverfahren wird verwendet , um einen Übertragungskoeffizienten zu erhalten, die die semi-quantitative Verluste des Passivsammlers wandelt auf quantitative Verluste (kg N ha -1). Aufgrund der geringen Luftwechselrate in der KammerSystem unkalibrierten Emissionen aus der DTM erhalten sind etwa eine Größenordnung niedriger als den tatsächlichen Emissionswerten. Jedoch wurde dieses Problem durch eine Kalibrierungsgleichung zu überwinden , welche die Kammer Flüsse in Abhängigkeit von in-situ korrigiert Windbedingungen 13. Diese Kalibrierungsgleichungen kann nur angewendet werden, wenn Kammern den gleichen Innenraumvolumen und Gestaltung wie die in den Kalibrierungsversuchen verwendet haben. Chambers kann direkt im Boden oder in Verkehr gebracht auf die Bodenringe eingesetzt werden. Letztere verhindern übermäßige Störung des Bodens und ermöglicht eine nahezu luftdichten Einführung der Kammern auf dichten Grasrasen oder verdichtetem Boden. Außerdem kann die genaue Menge an Dünger getestet werden kann im Inneren der Bodenringe aufgebracht werden. Jedoch Erdklumpen auf den Boden Ringe kann auch zwischen der Kammer und der Bodenring mit sich bringen festzuklemmen.

Abbildung 1
Abbildung 1: Gleichzeitige measurement mit Passivsammlern und Kammerverfahren (DTM) in Feld - Plot. Passive Sampler ist in der Mitte eines quadratischen Grundstück 0,15 m über dem Boden / Vordach gelegen. Messungen mit DTM sind mindestens zwei Stellen innerhalb einer Parzelle pro Messzeitpunkt. Gebiete für die Ernte gewidmet sollte nicht von Kammer und zur passiven Probenmessoperationen betroffen sein.

Abzuleiten , die Übertragungskoeffizienten Messungen durchgeführt werden, gleichzeitig auf einer kleinen Anzahl von Stellplätzen mit beiden Methoden (Abbildung 1). Es ist wichtig, dass sie mit der gleichen Gesamtmessdauer angelegt werden und dass Messungen werden zur gleichen Zeit (innerhalb 1 Stunde) durchgeführt. Das Prinzip der Anwendung einer Übertragungskoeffizienten für viele Parzellen erleichtert wird basierend auf der Tatsache , dass Passivsammler in einem homogenen Versuchsfeld platziert, mit entsprechenden Abstand zu Hindernissen das Windfeld als Hecken, Gebäude usw. (mindestens 10 - mal zu stören, im Idealfall 20 Zeiten von obstacle Höhe) 14, haben die gleiche NH 3 Absorptionsverhalten unter identischen Umgebungsbedingungen. So zum Beispiel, 50% geringere Emissionen auf einem Grundstück würde direkt auf 50% reduziert Ammoniak-Aufnahme durch einen Sampler Lösung übersetzen. Daher kann ein Durchgangskoeffizient für die Skalierung von Säurefalle Werte in einer einzigen Kurve verwendet werden, um die Werte aller Säurefänger in der gleichen Feldversuch verwendet zu skalieren. Aufgrund Wirkungen variierender Umgebungsbedingungen (Temperatur, Windgeschwindigkeit, Oberflächenrauhigkeit) auf Ammoniakaufnahme Effizienz der Passivsammler 11 die Transferkoeffizienten für jede Messreihe abgeleitet werden, respectively.

Die allgemeinen Merkmale der beiden Methoden angewandt und die erforderliche Gestaltung von Feldversuchen zählen 4 dynamische Kammern auf die mit Polytetrafluorethylen (PTFE) Schläuche angeschlossen Boden gelegt und belüftet durch eine Balgpumpe (DTM), Passivsammler und großen quadratischen Versuchsflächen mit großen Puffer Räume für reducing die Wirkung von NH 3 Drift zwischen den Parzellen auf der Emissionsmessung auf dem tatsächlichen Handlung.

Die Passivsammler werden mit verdünnter Schwefelsäure (0,05 MH 2 SO 4) gefüllt und in der Mitte der Flächen angeordnet. Die Lösung in der Passivsammler absorbiert kontinuierlich Ammoniak und wird regelmäßig in Abhängigkeit von der erwarteten Intensität der Emissionen ersetzt. Gleichzeitig werden NH 3 Flüsse mit der DTM auf zwei Behandlungs Plots und eine Kontrollparzelle zu bestimmten Zeitpunkten gemessen. Im Gegensatz Tunnel zu wickeln, kombiniert beide Methoden kalibriert passiven Probenahme haben nur sehr begrenzte Auswirkungen auf die Bodenfeuchte, Temperatur und Niederschläge , die 6,8 Verluste Ammoniakemission sehr stark beeinflussen können. Während Passivsammler sind 0,15 m über dem Boden und Segelfläche montiert, ohne Auswirkung auf diese Variablen, die Messungen mit DTM Kammern nur zuletzt für ca. 5 min auf ein Minimum Potential Kammer Wirkungen verringert. Genaue Ergebnisse für NH 4 + Konzentrationen in der Probenlösung kann durch Messungen mit Ammoniumempfindlichen Elektroden erhalten werden. Messungen mit Continuous-Flow-Auto-Analysatoren können in diesen Instrumenten angewandt als pH-empfindliche Farbreaktion problematisch sein kann durch den sauren pH-Wert der Lösung Probenahme und Chemikalien Modifikation erfordern behindert durch. NH 3 Konzentrationen in der Luft , die durch das Kammersystem der DTM übergeben werden sofort mit Kontrollröhrchen gemessen. Die gemessenen NH 3 Konzentrationen werden nach jeder Messung auf einem Datenblatt aufgezeichnet.

Für DTM, NH 3 Flüsse (mg N / (m² * h)) berechnet aus den gemessenen NH 3 -Konzentrationen und Luftströmungsgeschwindigkeit durch das 4 - Kammer - System und dem durch die Kammern abgedeckt (Gl. 1, Absatz 2.5.1). Die sich daraus ergebenden unkalibrierten Flüsse (die die wahren Emissionen unterschätzen) auf quantitative Verluste skaliertmit einer Kalibriergleichung (Gl. 2 und 3, siehe Abschnitt 2.5.1). Scaled kumulative NH 3 Verluste (kg N / ha) der DTM werden berechnet , indem die Flüsse zwischen zwei aufeinander folgenden Messdaten gemittelt, Multiplikation dieses durchschnittlichen Fluss mit der Dauer jedes Intervalls und das Hinzufügen von sich auf alle Verluste aus allen Messintervalle einer Messung Kampagne. Kumulative qualitative NH 3 Verluste (ppm Summe) von Passivsammler werden durch Addition gesammelt NH 4 + -Konzentration (ppm) auf einem Grundstück innerhalb einer experimentellen Kampagne berechnet. Dies ist möglich, da unter gleichem Volumen und Messtemperaturen, ppm-Werte direkt in erfassten Mengen an Ammoniak zu übersetzen. Um diese qualitative Verluste zu quantitativen Verlusten den Übertragungskoeffizienten skaliert (kg N / (ha * ppm)) durch Bezug kumulative endgültigen Verlust der DTM (kg N ha -1) auf die Gesamtsumme der Konzentrationen in den Sampler , gemessen an der abgeleitet ist gleichen Plots. Dieser Übergangskoeffizient wird dann verwendet to konvertieren semi-quantitative Emissionen aus der passiven Probenahme quantitative Flüsse (zB kg N / ha) durch die kumulativen Konzentrationen mit dem Übertragungskoeffizienten multipliziert wird .

Verlust von Wasser aus den Kollektoren durch Verdunstung beeinflusst nicht die Fähigkeit Absorptions sondern später für die Datenanalyse korrigiert werden. Spilling der Lösung aufgrund bei starkem Wind hat sich auch in den Küstenmarschen des nördlichen Deutschland nicht beobachtet worden. Entscheidend für eine erfolgreiche Anwendung dieses Ansatzes ist die identische Gestaltung aller Passivsammler im Bereich einschließlich identischer Position und Höhe der Platzierung in einem Grundstück angelegt. Einige Entwürfe von Passivsammler wurden in der Vergangenheit erfolgreich angewendet. Dieses Papier schlägt vor, eine bestimmte Konstruktion, die in Feldmessungen zuverlässig und einfach hat sich zu bedienen. Der vorgestellte Ansatz wurde durch Vergleich mit Standardammoniakverlust Methoden (mikrometeorologischer Methoden) in etwa 15 Fiel ausgiebig getestetd Studien , die die quantitative Gültigkeit des Verfahrens 15,16 und eine unvoreingenommene Darstellung der Emissionsdynamik 17 bestätigt. Der Bestimmungskoeffizient (r²) von kalibrierten Flußmittel im Vergleich zu den Messungen in der mikrometeorologischer Kalibrierungsstudie 13 betrug 0,84, ganz ähnlich wie die Koeffizienten , erhalten durch Ammoniaksensoren zur gemessenen Atmosphärenammoniakkonzentrationen in einer neueren Studie 18 verglichen wird . Die relative root mean square error kumulativer Ammoniakverluste betrug 17%, auch ganz in der Nähe Werte in anderen Studien erhalten Vergleich mikrometeorologischer Messungen 13. In der zweiten Validierung wo das vorgeschlagene Verfahren zur mikrometeorologische Messungen der Ammoniakemissionen aus organischen Schlämmen verglichen wurde (5 separate Studien), einem r² von 0,96 (Steigung der Kurve ≈ 1) und einer relativen root mean square Fehler von 5% erhalten für die endgültige kumulierten Ammoniakemissionen 15. Das Verfahren hat sich als empfindlichein 3 Jahre Feldversuch verschiedene synthetische Stickstoffdünger 19 verwendet wird . Die Anwendung dieses Ansatzes ist durchschnittlichen Windgeschwindigkeiten beschränkt ≤4 m / s bei 2 m Höhe wie die Kammerverfahren nur unter diesen Bedingungen 13,15,16 validiert wurde.

Testen Ammoniakemissionen nach der Anwendung von Düngemitteln Eine Messkampagne wird als Experiment definiert auf mehrere Grundstücke für mehrere Tage dauern, bis Wochen. Jede Messkampagne auf einem Grundstück besteht aus mehreren aufeinanderfolgenden Abtastintervallen (Passivsammler) oder Messdaten (DTM). Sampling-Intervall wird als sequentielle Dauer der Absorption des emittierten Ammoniak durch eine Stichprobenlösung definiert. Mess Datum wird als sequentielle Zeitpunkt definiert, bei der DTM-Messungen durchgeführt werden, auf verschiedenen Parzellen zum Ableiten des Übertragungskoeffizienten verwendet.

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Protocol

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1. Experimentelles Design und Allgemeine Betriebsanleitung

  1. Verwenden vergleichsweise große Flächen (12 mx 12 m oder 9 mx 9 m) im Vergleich zu den Größen in der Regel in replizierten Feldversuche angewendet (zB 3 mx 8 m) Auswirkungen der ungleichen Düngerverteilung zu vermeiden , auf die Ammoniakemissionen (Abbildung 2). Verwenden Sie quadratische Grundstück Formen Auswirkungen der Verschiebung Windrichtungen auf Ammoniakaufnahme durch den Sampler zu vermeiden. Reduzieren Sie Drift von NH 3 von einem Grundstück auf die andere auf ein akzeptables Maß durch einen Pufferbereich von 1 Grundstücksgröße zwischen den Parzellen zu halten.

Figur 2
Abbildung 2: Optimale Versuchsplanung für Multi-Plot Ammoniak Verlustmessungen mit Passivsammlern Verwenden relativ groß (12 mx 12 m, 9 mx 9 m) im Quadrat Plots Behandlung auf jeder Seite von unbehandeltem guard Parzellen getrennt.. Um zu vermeiden, Vordach Auswirkungen auf die NH3 - Emissionen Puffer Diagramme können mit Null-Emissions - Nitratdünger gedüngt werden.

  1. In Kontrollparzellen ohne Düngemittelanwendung zwischen den Behandlungs Parzellen verteilt.
  2. Geben Sie Nummer oder Code zu jeder Parzelle für die einfache Identifizierung von Parzellen und Proben.
  3. Gelten organischen oder synthetischen Stickstoffdünger zu Versuchsflächen im Bereich zwischen 50 und 150 kg ammoniakalischen (ammonium + Harnstoff) Stickstoff (N) pro ha als 15,16,19 in früheren Studien durchgeführt.
    Hinweis: Düngermenge kann je nach experimentellen Ziele variieren.
  4. Wählen Sie zwei Behandlungsplots und eine Kontrollfläche für die gleichzeitige Messung mit DTM-Methode und Passivsammlers. Wählen Sie Behandlung Parzellen mit mutmaßlich hohen Emissionen (basierend auf Erfahrung oder Literatur) ein starkes Messsignal zu geben.
  5. Legen Sie mindestens zwei weitere Parzellen mit gleichmäßig verteilten Düngemittel up aufgetragen durch Feldversuch Maschinen oder genaue Spur Schlauch oder Oberfläche ausbreitet (Variation von Ndie zwischen replicate Plots ~ 10%), wenn es uneben vertikale oder laterale Düngerverteilung ist. Beachten Sie, dass unebene Düngerverteilung in der Regel nach dem Auftragen des Schlamms erfolgt durch Spur Schlauch Anwendung, Dünger und Gülle Injektion oder Anwendung von granulierten Düngemitteln mit unkalibrierten praktischen Streuer.
    1. Führen Sie die gleichzeitige Messungen mit Passivsammlern und DTM auf diesen zusätzlichen Flächen. Verwenden Sie die Ergebnisse aus diesen Parzellen für die Ableitung des Übergangskoeffizienten. Überprüfen Sie Menge Dünger aufgebracht durch Güllebehälter oder Maschinen zur Ausbringung von vor und nach der Anwendung mit einem Gewicht.
  6. Notieren Sie die folgenden Umgebungsvariablen in dem Gebiet mit einer in - situ - Wetterstation Protokolldaten für 10 Minuten Zeitintervallen die rohe zu berechnen und korrigiert NH 3 Verlustraten der DTM mit Hilfe von Gleichungen 1-3 (siehe Zusatzcode - Datei) und zu beseitigen Fehler in den Plot-Messungen:
    1. Nehmen Sie die Lufttemperatur (1m Höhe)
    2. Nehmen Sie barometrischen Luftdruck (hPa)
    3. Nehmen Sie die Windgeschwindigkeit in 2 m Höhe mit hoher Vordächer und auch bei 0,2 m Höhe (m / sec)
    4. Nehmen Sie Windrichtung.
      Hinweis: Für die einfache Bedienung Personal von drei Personen ist bei Anwendung des Düngers (erste Messdatum) und die Installation der Sampler (eine Person für die dynamische Kammerverfahren, zwei für den Einbau von Passivsammlern und den Austausch von Säurelösung) empfohlen. Zu späteren Messdaten, zwei Personen empfohlen (ein Passivsammler, eine dynamische Kammer); jedoch bei kleinen Parzellennummern (<10) ist es überschaubar, alle Aufgaben mit einer Person zu decken.

2. Vorbereitungen Bevor Sie mit dem Feld gehen

  1. Bereiten Sie für die Messung mit DTM mit den folgenden Schritten:
    1. Montieren und packen das Kammersystem (Abbildung 3 und 4) , bestehend aus in Tabelle 1 angegebenen Elemente. Push - PTFERohr (Länge 0,3 m) über den kürzeren Kupferrohr jeder Kammer und zwei PTFE-Schläuche mit einem y-Verbinder verbinden, respectively. Verbinden jeder der beiden Y-Verbindern mit einem anderen PTFE-Rohr (0,3 m) und eine Verbindung sowohl mit einer anderen Y-Verbinder. Setzen Klemme PTFE-Schlauch (0,3 m) auf dem einzelnen Ende der oberste Verbinder.
    2. Pack - Handpumpe oder automatische Pumpe (Abbildung 4) für das System beatmet wird . Immer eine Handpumpe auf dem Gebiet packen das System mit Luft mit niedrigem NH 3 Konzentration für die Spülung (Schritt 3.4.2). Hinweis: Original Pumpen vom Hersteller verwendet werden müssen, da die Reaktionskinetik in dem Anzeigerohr eng mit dem Luftfluss durch die Pumpen erzeugt verknüpft ist. Wenn eine automatisierten Pumpe verwendet wird, erfordert es keine zusätzlichen Stoppuhr Messungen während Flussmessungen.
    3. Wenn eine automatische Pumpe nicht verwendet wird, vor oder nach Messungen, überprüfen Sie die Dauer eines einzigen Hub der Handpumpe. Tun Sie dies, indem sie mit einem offenen eingefügt Indikator Pump tusein (cut off / gebrochene Rohrkopf) und die Zeit bis 10 Schläge mit einer Stoppuhr messen (Vergangenheitswerte: 4,5 sec / Hub für Rohre 0.25 / a und 5 / a, 7 Sekunden / Hub für Rohr 2 / a).
    4. Laden Sie den Akku für die automatische Pumpspender einen Tag vor Beginn des Experiments.
      Hinweis: Entladene Batterien zu einer deutlich langsamer Pumprate führen kann.
    5. Bereiten Sie eine Zwischenablage mit Arbeitsblättern für die Überwachung von DTM-Messungen (Grundstück oder Behandlung, Datum, Uhrzeit, Rohre, Anzahl der Hübe, Konzentration und Messdauer, wenn keine Pumpspender verwendet werden).
    6. Bereiten Sie eine Anzeigerohr Kasten (10 Röhren jeder Konzentrationsbereich; Tabelle 2) auf das Feld , um zu ergreifen , um für verschiedene Ammoniak Flussintensitäten (Abbildung 4) hergestellt werden.

Figur 3
Abbildung 3: Aufbau und Anwendung dynamischer chamber von Dynamic Tube - Methode (DTM). Jedes System besteht aus vier Kammern , die durch PTFE - Schlauch verbunden werden Reduzierung Verbindung verwendet , um alle Kammern zu einer Pumpe zu verbinden. Luft durch ein Kupferrohr am unteren Ende perforiert gezogen und am unteren Ende abgedichtet ist, geleitet über den Boden und an der Spitze des konischen Innenvolumen auf ein anderes Kupferrohr gesaugt. Die Luft, die durch das System durchlaufen hat wird dann über PTFE-Schläuche mit dem Anzeigerohr zur Bestimmung der Ammoniakkonzentrationen führte.

Abbildung 4
Abbildung 4: Anzeigeröhre mit Pumpspender und Handpumpe Rechte Seite: Handpumpe (Hubzähler, Fenster für Pumpensteuerung mit weißer Punkt) mit gebrauchten Anzeigerohr;. linke Seite: Pumpspender (Kontrollanzeige, Steuertasten) und neue Anzeigerohr (0,25-3 ppm). Original-Füllung von Anzeigerohr hat eine gelbe Farbe. Die Reaktion mit Ammoniak rrgebnisse in einer Änderung lila Farbe, Farbe Front innerhalb der Skala verschoben. Ammoniakkonzentration Werte werden durch Ablesen der Skala erhalten.

Nein. Komponenten von Dräger Rohrsystem
1 4 Edelstahl Messkammern (Figur 3)
2 7 Segmente von Teflon-Schlauch (7 mm x 6 mm, 0,3 m Länge); ersetzen, wenn stark geknickt
3 3 y-Anschlüsse (PP)
4 Optional: Bodenring, Edelstahl (insbesondere für Messungen an Grünland empfohlen)
5 Handpumpe (Abbildung 4)
6 Anzeigeröhre (1 Box enthält 10 Röhrchen) (Abbildung 4)
7 Optional: Pumpspender (Fild 4)
8 Optional: Stoppuhr, wenn Handpumpe für die Messungen verwendet wird,

Tabelle 1: Anzeigeröhre (Konzentrationsbereiche) für den Ammoniakverlust Messungen verwendet.

Tube Konzentrationsbereich (Volumen ppm; ul / l) Standard Anzahl der Hübe Kommentar
Ammoniak 0,25 / a 0,25-3 10 Der niedrigste nachweisbare Konzentration (ca. 0,05 Volumen-ppm) kann durch Erhöhung der Schlagzahl auf maximal 50 Hüben gemessen werden
Ammoniak 2 / a 2-30 5
Ammoniak 5 / a 5-70 (600 1 Hub) 10

Tabelle2: Komponenten benötigt, um eine Dynamic Tube-Methode Messsystem einzurichten.

  1. Bereiten Sie sich auf passive Sampler Messung mit den folgenden Schritten:
    1. Richten Sie Passivsammler mit bestimmten Optionen werden in Tabelle 3 , wie in Fig. 5 und bereiten zusätzliche Geräte für Feldmessungen (Tabelle 3).
    2. Berechnung der Anzahl der Fläschchen (= Anzahl der Abtastungen) für die gesamte Messkampagne.
    3. Nehmen wir etwa 8 Fläschchen pro Parzelle nach Ausbringung von Dung (dh die Lösung 7 mal getauscht wird) und höhere Zahlen für synthetische Stickstoffdünger je nach Dünger spezifische Auflösung und Emissionsverhalten. Multiplizieren Anzahl von Abtastungen mit der Anzahl der Stellplätze, die Gesamtzahl Samplings (Gesamtzahl = Anzahl der Stellplätze x Anzahl der Abtastintervalle) zu berechnen. Fügen Sie 10 zusätzliche Fläschchen, falls irgendwelche Leckagen auftreten.
    4. Berechnen Gesamtvolumen der Lösung, die durch Multiplizieren der Gesamtzahl samplin erforderlichengs mit 0,02 L von 0,05 MH 2 SO 4 -Lösung.
    5. Bereiten Gesamtvolumen von 0,05 MH 2 SO 4 Lösung durch Zugabe von 9,8 g konzentrierter Schwefelsäure (98%) pro Liter destilliertes Wasser.
      WICHTIG: Wasser hinzufügen zuerst, dann konzentrierte Schwefelsäure, und eine Schutzbrille tragen.
    6. Wiegen Sie jede leere Fläschchen mit Deckel , bevor sie mit Säurelösung Füllung oder eine Anzahl von Fläschchen verwendet werden (zB 10) und berechnen durchschnittlichen Gewicht von Fläschchen und Mitteilungs Ergebnisse.
    7. Füllen Sie alle kleinen Fläschchen mit 0,02 l 0,05 MH 2 SO 4, zB mit Flaschenaufsatz - Dispenser.
    8. Label - Fläschchen, die beide Flasche und Deckel mit wasserfester Tinte mit Probenummer, Flächennummer, und die Reihenfolge der Sampler - Lösungen innerhalb der Messsequenz, zum Beispiel B1 P1 T2 (Gerste Versuch 1, Plot 1, 2. Lösung: Lösung im Anschluss an die erste füllen bei Beginn des Experiments) oder B1 P23 T1 (Gerste Versuch 1, Parzelle 23, 1. Lösung).
    9. Sortieren smAlle Fläschchen für jede Messung bei einer Messkampagne in einem Plastikbeutel mit dem Experiment Nummer gekennzeichnet, Jahr etc. Für größere Parzelle Zahlen ein Tablett mit sortierten Fläschchen vorzuziehen. Nach der Probenahme Transfer Fläschchen aus Fach, um markierte Plastiktüten.

Abbildung 5
Abbildung 5:. Set-up des Passivsammlers (Säurefalle) Der Hauptteil des Probenehmers besteht aus einem säurebeständigen Flasche mit 1-2 Fenster auf jeder Seite (Größe hängt von der Größe der Flasche). Eine Bohrung an einer oberen Kante wird verwendet, um die Flasche zu entleeren. Daher Fenster sind leicht von dieser Ecke dieser Kante der Flasche verschoben einfache Handhabung zu ermöglichen, während entleeren. Die Flasche wird an der Oberseite mit Probenahme Lösung durch den Mund gefüllt und mit dem Mund an dem Deckel befestigt, der auf dem rostfreien Stahldach verschraubt ist. Dächer können durch ein flexibles Befestigungsschraube zu befestigendie Stahlstange mit nur einer Länge des Stahlstabes Anpassung an unterschiedliche Höhen Überdachung zu ermöglichen.

Nein. Die Komponenten der passiven Probenahme - System
1 Stahlstange mit Befestigungspunkt für Kunststoffdach (Länge 0,5 m)
2 Edelstahl Dach
3 Cubic Passivsammlers aus einem säurebeständigen PE-Flasche mit 1-2 Moskitonetz abgedeckt Fenster auf jeder Seite. An einem oberen Rand ist ein Loch zum Ablassen von gebrauchten Probenahme Lösung gebohrt. Umschalt Fenster leicht von der Mitte zu ermöglichen, der Lösung Abgabe durch das Loch mit geringem Risiko von Verschütten durch die Fenster. Fix Deckel der Flasche mit 2 Schrauben an dem Stahldach. Schrauben-Flasche auf dem Deckel.
4 Kleine Fläschchen für den Transport und das Nachfüllen von Probenlösung (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> 4 - Lösung) - mehrere hundert für große Studien
5 Großbehälter / Flaschen mit Sampler - Lösung (0,05 MH 2 SO 4 -Lösung) für alle Fläschchen
6 Flaschenaufsatz-Dispenser, die kleinen Behälter mit Sammellösung zu füllen (20 ml)
7 Gefrierschrank für die Probenahme Lösungsspeicher

Tabelle 3: Komponenten benötigt , um eine passive Sampler Set-up und für die Durchführung von passiven Probenahme - Messungen.

3. Nach dem Feld gehen und Messungen durch

  1. Nehmen Sie das folgende zusätzliche Geräte an das Feld für einfache Bedienung: Papiertücher und Beutel zur Entsorgung von gebrauchten Papierhandtüchern, Zwischenablage für Notizen, Fach für (sortiert) Fläschchen, säurefeste Handschuhe für den Umgang mit der Säurelösung.
  2. Führen Sie die Messung von DTM und austauschen Passivsammlers Lösungen gleichzeitig oder without große Zeitunterschiede, vor allem zu Beginn einer Messkampagne oder bei hohen NH 3 erwarteten Verluste.
  3. Machen Sie Kontrollmessung mit dem DTM (Schritt 3.4) auf unbefruchteten Kontrollflächen am Anfang und Ende eines jeden Bewertungsstichtag. Folgen Sie dieser Reihenfolge: Kontrolle, Behandlung, Kontrolle.
    1. Messen Sie über 3-6 Tage, um zuverlässige Ammoniak Verlustmessungen für die Zeitspanne eines ganzen Tag erhalten durch Bilanzierung von Emissionen aufgrund unterschiedlicher Temperaturen und Windgeschwindigkeiten zu verändern. Machen Sie Messungen zu diesen Zeiten: am frühen Morgen (kurz nach Sonnenaufgang), am späten Vormittag, am frühen Nachmittag, am späten Nachmittag, und kurz vor Sonnenuntergang.
    2. Wenn Bodenringe, Pressringe an zwei leicht zugängliche verfügbaren Stellen in den Stellplätzen in den Boden eingesetzt. Verwenden Sie vier Ringe für jeden Standort und sorgen dafür , dass an jeder Stelle zwischen den Ringen Abstände können durch eine der vier miteinander verbundenen Kammern des Kammersystems (Abbildung 3) zu erreichen. Legen Boden rings in den Boden von einem Holzbrett auf den Ringen platziert gleichmäßig um den Druck zu verteilen.
    3. Decken Sie die Ringe mit kleinen Kunststoffplatten bei der Befruchtung der Plots , wenn synthetische Dünger (zB kalkhaltigen Ammoniumnitrat, Harnstoff) angewendet wird. Unmittelbar nach der maschinellen Anwendung gelten die erforderliche Aliquote von Dünger mit hoher Genauigkeit mit der Hand im Bereich der Bodenringen.
    4. Im Falle von Gülle Befruchtung zunächst gelten Gülle (zB durch Spur Schläuche), dann klingelt ein. Achten Sie darauf, dass der Dünger ist sehr gleichmäßig verteilt.
      Hinweis: Da gute Erfahrungswert für gültige Messungen nach trail Schlauch Befruchtung die folgende Verteilung der Kammern wurde 13,14 genaue Ergebnisse zu liefern gezeigt: zwei Kammern auf befruchtete Spur, zwei Kammern auf der ungedüngten Bereich dazwischen. Wenn es eine sehr große Menge an Gülle mit niedriger Viskosität durch Spur Schläuche aufgebracht ist auch Platz vier Kammern auf den gedüngten Boden.
    5. Verfahren für die Messung mit DTM
      1. Stellen Sie die Schlagzahl auf 50, wenn eine automatische Pumpe für einfache Bedienung verwendet wird.
        Anmerkung: Auf diese Weise Hubzahlen in zwischen 5 und 50 Hüben können leicht angewendet werden, Schlaganfall Zahlen kleiner als 50 Hüben kann durch Anhalten des Pumpvorgangs erreicht werden.
      2. Spülen Sie das DTM - System mit NH 3 -freie Luft durch die Kammern von etwa 1 m über dem Boden bis zu einer Höhe heben und Pumpen von Luft durch die PTFE - Schläuche und Kammern (20-30 Schläge) mit der Handpumpe direkt mit dem Anschluss PTFE - Schlauch verbunden das Kammersystem.
      3. Press DTM Kammern direkt in den Boden bis zu einer Tiefe von etwa 15 mm oder in den Boden Ringe (Kragen) (Tiefe durch einen Rand an der Kammerboden gekennzeichnet ist). Stellen Sie sicher, Erdklumpen bekomme zwischen dem Bodenring und der Kammer nicht eingelegt in.
      4. Führen Sie die ersten 20 Vorbereitungs Pumpenhübe mit einer niedrigen Konzentration verwendet Indikator-Rohr (0,25-3 ppm, Tabelle 1) quasi-Stelle zu schaffeny-State-Bedingungen.
        Hinweis: Ammoniak-Konzentrationen werden durch eine Farbänderung des pH-empfindlichen Granula im Inneren des Rohres von dunkelgelb bis blauviolett angegeben. Die Front dieser Farbwechsel innerhalb der Röhre zeigt die NH 3 -Konzentration, solange es innerhalb einer Skala auf dem Rohr gedruckt befindet.
      5. Wählte Konzentrationsbereich (von drei möglichen Rohre mit unterschiedlichen Konzentrationsbereichen; Tabelle 1) des neuen Anzeigeröhre in die nächste Messung angewendet werden auf der Basis der Informationen von der Farbänderung des verwendeten Rohres im Schritt 3.4.4 eingesetzt erhalten.
        Anmerkung: In den meisten Fällen tube '0,25 / a' verwendet. Unmittelbar nach dem Aufgeben von Gülle und bei hohen Temperaturen Röhren '2a' und '5a' sollte in vielen Fällen verwendet werden. Dies wird angezeigt, wenn die Anzeige Granulat eines leicht verwendet farbigen '0,25 / a' Rohr vollständig blau wurde nach mehr als 10 Vorbereitungsschlaganfällen.
      6. Öffnen Sie eine neue AnzeigeRohr an beiden Enden durch die Köpfe von mit dem Rohrunterbrecher am Pumpengehäuse angebracht zu brechen.
      7. Legen Sie die Anzeigerohr zwischen dem Anschluss PTFE-Schlauch und Pumpe durch die Schlauchpressenden in die PTFE-Schlauch und der Pumpe Mund. Legen Sie Rohrende mit dem niedrigsten Wert auf der Skala auf dem Rohr in den PTFE-Schlauch gedruckt und am Ende mit dem höchsten Wert in den Pumpen Mund. Starten Sie auf den Standardtakt Zahl Aufpumpen mit der OK-Taste der automatischen Pumpe drücken oder die Handpumpe zu komprimieren. Halten Sie die Pause zwischen den Pre-Pumpen mit dem verwendeten Schlauch (3.4.4) und Beginn der eigentlichen Messung so kurz wie möglich.
        Hinweis: Detaillierte Beschreibung der Pumpenbetrieb durch den Hersteller zur Verfügung gestellt.
      8. Wenn eine Handpumpe für die Messungen verwendet wird, starten Sie die Stoppuhr gleichzeitig mit dem ersten Takt der Handpumpe.
      9. Beenden Sie die Messung, wenn die Standard-Hub-Nummer (10 Schläge, 5 Schläge mit Rohren 2 / a) erreicht wird und Handpumpe ist völlig entspannt (WertStandard-Hub-Nummer zeigt auf dem Display der automatischen Pumpe oder auf mechanische Hubzählers der Handpumpe nach oben). Mit Lockerung der Handpumpe beenden Stoppuhr-Messung (Handpumpe). Terminate automatisierte Pumpen durch Drücken der Taste "Stop", wenn die Schlagzahl = Standardschlagzahl - 1 angezeigt wird.
      10. Schlagzahl auf maximal 50 Takte erhöhen , wenn die erste Zeile Hinweis auf den niedrigsten Wert der Skala auf dem Rohr gedruckt (siehe Abbildung 4) ist nach dem Standard - Takt - Nummer nicht erreicht wird . Verwenden Sie Rohr Indikator Lesungen nur dann, wenn zumindest die erste Linie auf der Skala eines Anzeigerohr erreicht ist.
      11. überschreiten die Linie nicht höchste Wert auf der Skala anzeigt. Bevor dieser Wert erreicht ist Anzahl der Schläge unter dem Standard Schlagzahl reduzieren, stoppen Pumpen und die Anzahl der Hübe eingesetzt aufzuzeichnen.
      12. Lesen Sie die weiteste Farbänderung auf dem Rohr von allen Seiten (Linie der Färbung ist oft leicht schräg oder uneben) und record Konzentrationswert.
      13. Beachten Sie die folgenden Werte auf dem Schaublatt: Plot, Datum, Uhrzeit der Messung, Anzahl der Hübe (für Handpumpe: Messdauer (sec)), das Lesen in ppm (siehe Zusatzcode-Datei - Beispiel Feld Schaublatt).
      14. Saubere Rand der Kammern kleben Boden, Dünger oder Dünger Komponenten mit einem sauberen Papiertuch.
      15. Heben DTM-System aus dem Boden und bündig (siehe 3.4.2).
      16. Stellen mehrere Messungen, mindestens zwei, an verschiedenen Stellen innerhalb einer Darstellung, die die Zuverlässigkeit der Messungen zu erhöhen.
      17. Wiederholen Sie die Schritte 3.4.3-3.4.16 auf andere Grundstücke und in nachfolgenden Messungen.
    6. Verfahren für die Messung mit Passivsammlern.
      1. Platzieren Sie passive befestigt Sampler an den Stahlstangen in der Mitte der Versuchsfläche bei 0,15 m Höhe (Fenster des Kollektors) oberhalb des Bodens oder Segelfläche unmittelbar nach der Anwendung von Düngemitteln auf einem Grundstück. Beeilen Sie mit dem Schlamm / Dünger Application Traktor / System den Sampler unverzüglich zu installieren. Bei trockenem Boden, legen Sie die Stahlstange in den Boden mit einem Hammer.
      2. Gehen Sie mit teilter Fach / Beutel mit sortiert gefüllt Säurefläschchen für das erste Abtastintervall (zB B1; P1; T1) in den passiven Sampler. Setzen Sie auf Handschuhe, bevor die Fläschchen mit Säurelösung behandeln. Nehmen Sie die Fläschchen für das jeweilige Grundstück und Abtastintervall aus. Schrauben Sie die Flasche des Passivsammlers. Gießen Sie die 0,05 MH 2 SO 4 Lösung aus dem Fläschchen in die Mündung der Flasche. Schrauben Sie den Deckel des Fläschchens auf das leere Fläschchen und das Rück Fläschchen in das Fach / bag.
      3. Schreiben Grundstück Nummer auf dem Metalldach des Samplers zur Identifizierung von Parzellen.
      4. Nehmen Sie teilter Tablett mit Fläschchen für zwei aufeinanderfolgende Abtastintervalle nach den tatsächlichen und nachfolgende Abtastintervalle (oder zwei Taschen für verschiedene Abtastintervalle) an allen anderen Austauschdaten.
      5. Zurück zu dem Grundstück zu tauschen 0,05 MH 2 SO
      6. Entfernen Sie die 0,05 MH 2 SO 4 -Lösung im Passivsammlers durch vorsichtiges Passivsammlers Abschrauben und vorsichtig das Routing der Lösung zwischen den "Fenster" durch das Auslassloch in leere Originalfläschchen (zB B1 / P1 / T1). Re-fill - Sampler durch die Flaschenmündung mit neuen 0,05 MH 2 SO 4 Lösung von nachfolgenden nicht verwendeten Fläschchen (B1 / P1 / T2). Schrauben Sie Deckel mit korrekte Kennzeichnung auf beiden Fläschchen. Fix Passivsammler an der Stange, indem sie auf dem Deckel mit dem Stahlstab schrauben.
      7. Hinweis Parzellennummer, Füllen Zeit (= Zeit → Endzeit der vorherigen Probenahme Entleerung) auf dem Schaublatt.
      8. Tauschen Sie die Sampling-Lösungen nach 3-6 Stunden am ersten Tag unmittelbar nach der Anwendung von organischen Stickstoffdünger. Reduzieren Sie den Wechselkurs zu 12 Stunden (dh eine Abtastung für beide Nachtzeit und Tageszeit - Emissionen) am zweiten Tag und für alle Kostproben synthetic N Düngemittel.
        Hinweis: Die Probenahme kann bis zu 24 Stunden verlängert werden, jedoch im Sommer und bei hohen Temperaturen die Verdampfung von Wasser kann hohe Ammoniakaufnahme hemmenden sein.
      9. Messen Ammoniumkonzentrationen in den passiven Probenlösungen (wie unten beschrieben) direkt nach der experimentellen Kampagne oder gefrier Proben bei -18 ° C für maximal 1 Woche den Abschluss und die später zu messen.

    4. Berechnung von NH 3 Flußmittel

    1. Die Berechnung der Ammoniak Flüsse für DTM.
      1. Erstellen Sie eine Tabelle, um automatisch die folgende Rechenschritte durchführen.
      2. Berechnen Sie zuerst unkorrigiert Flüsse aus der Messung mit DTMs erhalten (mg N / (m² · h)) unter Verwendung von Gl. 1 (siehe Zusatzcode - Datei) aus Konzentrationswerte (ppm NH 3), Messdauer, Luftmenge durch das System und die Fläche von der Kammer bedeckt geleitet.
      3. Wandeln die Abmessung der unkorrigierten Flüsse in der Dimension kg N ha -1 h -1 durch 100 dividiert wird .
      4. Skalieren diese Werte auf quantitative Emissionen durch die Anwendung von Kalibrierungs Formeln (Gl. 2 und 3) 12 (siehe Zusatzcode - Datei) , die die Wirkung von in situ Windgeschwindigkeit korrigieren auf der Differenz zwischen unkorrigierte Flüsse der DTM und den tatsächlichen Emissionswerten. Tragen Sie zwei unterschiedliche Gleichungen für die besonderen Bedingungen in zwei Klassen Vordach zu berücksichtigen: Gl. 1 für niedrige Überdachungen <0,3 m / verblendet Boden und Gl. 2 für Vordächer> 0,3 m.
      5. Sie nicht die Kalibrierung Gleichungen (Gl. 2-3) gelten , wenn Kammern nicht die gleiche Innenvolumen haben und Set-up wie in den ursprünglichen Kalibrierungsversuche 12 verwendet.
      6. Durchführen von Berechnungen nur mit ppm Messwerte von Standardstrichnummern erhalten, dh 5 oder 10 Schläge, entsprechend 0,5 l oder 1 l Luft durch das System geleitet. Wenn die Anzahl der Striche abweicht, korrigieren Sie den ppm-Wert und der gemessenen Zeitdauer in Gleichung angewandt. 1 nach to die Anzahl der Striche:
        ppm = ppm * Standard Anzahl der Hübe [5, 10] / Ist-Hub-Nummer während der Messung = Lesezeit (sec) * Standard Anzahl der Hübe [5, 10] / Ist-Hub-Nummer während der Messung
      7. Man leite die durchschnittlichen Emissionen für jede Parzelle durch den mittleren Fluss von wiederholten Messungen innerhalb einer Parzelle für jede Messung Datum berechnet wird.
      8. Berechnen mittlere Ammoniak Flüsse für die Zeitintervalle zwischen zwei Messdaten.
      9. Berechnen Ammoniakverlust (kg N / ha) für das Intervall zwischen zwei DTM Messungen durch Mittelfluss Multiplizieren (kg N / (ha · h), 4.1.8) durch die Dauer dieses Intervalls (hr).
      10. Berechnen kumulative Gesamtverlust für eine bestimmte Handlung durch alle Ammoniak Verlustwerte addiert (siehe 4.1.9) während der Messkampagne erhalten.
    2. Die Berechnung der Flüsse von den Passivsammler:
      1. Entsorgen Sie Werte, wenn Lösung verloren durch Verschütten, in diesem Fall die gesamte Handlung kann aus den Daten entfernt werden. Überprüfen Sie, ob Daten gap kann gefüllt werden, beispielsweise Mittelwerte aus Wiederholungsstücke während des gleichen Abtastintervall.
      2. Bestimmen Sie die Lösungsvolumen: subtrahieren Fläschchen Gewicht (siehe Schritt 2.4) aus Gewicht von Fläschchen mit Probenlösung und übernehmen eine Dichte von 1,0 g / ml.
      3. Messen Sie NH 4 + Konzentrationen in Probenlösungen durch eine Ammoniak - empfindliche Elektrode gemäß den Anweisungen des Herstellers.
      4. Wenn Probenvolumen weicht von Standardvolumen, richtige Konzentration: korrigiert ppm [mg NH 4 + N / L] = gemessene ppm * Volumenmessung [x ml] / default Volumen [20 ml]
      5. Subtrahiert für jedes Abtastintervall erhalten durchschnittliche Konzentration von Kontrollflächen aus der Behandlung Grundstück zu lesen. Stellen Sie Werte auf 0 bei negativen Werten.
      6. Addieren Sie die Lautstärke und die Kontrolle korrigiert ppm-Werte aller Messintervalle von einem Grundstück innerhalb einer Messkampagne erhalten, um die kumulative Konzentration erhalten.
      7. entfernen Sie starkpositiv abweichend gesetzt NH 3 Emissionswerte aus den Daten , wenn Verursachung von Bias identifiziert werden kann. Identifizieren von Ausreißern unter Berücksichtigung der Windrichtung so stark Plots von den anderen Replikaten während der Probenahme abweichende wahrscheinlich von Ammoniak betroffen sind aus gegen den Wind hohen Emissionen Parzellen driften.
    3. Berechnen quantitative Verluste aus Parzellen mit Passivsammlern durch Anwendung von Übertragungskoeffizienten.
      1. Erhalten Gangskoeffizient (kg N / (ha * ppm)) durch endgültige kumulative quantitative DTM Verlust (4.1.10) durch kumulative Ammoniakaufnahme der Abtaster Teilen (4.2.6) (Gl. 4). Zum Beispiel: DTM Finale: 10 kg N ha -1; Sampler kumulativ: 20 ppm [mg N / L] → Gangskoeffizient = 0,5 kg N / (ha ppm): 1 ppm absorbiert NH 3 entspricht 0,5 kg / ha emittiert NH 3 -N)
      2. Multiplizieren ppm-Werte aller passiven Samplings durch Gangskoeffizient auf quantitative Emissionen aus allen Studien Parzellen erhalten. Man leite Verlustrate für ein Messintervall von der ppm-Wert für das Abtastintervall durch den Transferkoeffizienten multiplizieren und danach unterteilen, indem die Dauer des Abtastintervalls. Zum Beispiel (Probenaufnahme 12 ppm nach 6 h): 0,5 kg N ha -1 ppm -1 * 12 ppm / 6 h = 1 kg N ha -1 h -1.

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Representative Results

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Im Jahr 2014 wurde ein Feldversuch zur Prüfung der Wirkungen mehrerer Methoden im Zentrum von Dänemark eingerichtet, um die Ammoniakemissionen nach der Anwendung von Rindergülle reduzieren: Einbau mit einer Fräse, Einbau von angesäuerten Gülle und geschlossenen Schlitz Injektion (Injektion von Gülle im Boden mit anschließender Abdeckung mit Erde). Wie ein Vergleich mit einer Technik, hohe Emissions Anwendung und insbesondere für die ordnungsgemäße Anwendung des Weges Schlauch Anwendung von Schlammkammerverfahren wurde ebenfalls enthalten. Insgesamt 24 Parzellen wurden in die Studie eingeschlossen. Rinder Aufschlämmung wurde mit einer Rate von 80 kg angewendet NH 4 + -N / ha.

Figur 6
Abbildung 6: Zeitverläufe der kumulierten Ammoniakemissionen aus der replizierten Feldversuch verschiedene Gülleausbringungsverfahren unter Verwendung von Milchrindergülle durch Spur Schlauch (Oberfläche) Anwendung angewendet wurde, Oberfläche applicat.Ion und nachträglichen Einbau, Gülle Einbau von mit Schwefelsäure angesäuert, geschlossener Schlitz Injektion (Injektion Schlitz mit Erde bedeckt). Transferkoeffizienten von Trail Schlauch Anwendung Behandlung erhalten wurden, Fehlerbalken zeigen die Standardabweichungen, Buchstaben zeigen Signifikanzniveaus (Tukey HSD) bei p <0,05 (one way ANOVA).

Die Methode erwies sich als empfindlich und sehr hohe und sehr niedrige Emissionen könnten, ohne starke Störungen von Ammoniak aus hohen Emissions Plots zu niedrigen Emissions Parzellen driften zu unterscheiden. Als Ergebnis ergab das Verfahren sehr signifikante Unterschiede zwischen den Ammoniak - Emissionen von Schlämmen durch die verschiedenen Techniken aufgebracht (Figur 6). Wie theoretisch zu erwartenden Emissionen aus Trail Schläuche waren am höchsten, während Einbau reduzierte Emissionen von weniger als 60%. Höchster Verlust Reduktionen wurden durch Anwendung mit geschlossenem Schlitz Injektion oder Ansäuerung mit anschließender Einarbeitung (ca. 90%) erhalten. Auf diese Weise die Methode gab sehr relevant Informationen unter praktischen Gesichtspunkten, wie die Versauerung mit anschließender Einarbeitung ist viel mehr Arbeit effizienter und kostengünstiger als geschlossene Schlitz Injektion.

In einer weiteren Studie in Deutschland durchgeführt im Jahr 2012 beantragte die Wirkung von Urease-Inhibitoren auf die Ammoniakemissionen aus Harnstoff zu Winterweizen getestet wurde. Harnstoff ist der problematischste synthetische N-Dünger in Bezug auf die Ammoniak-Emissionen, sondern ist weltweit wichtigste. Die Emissionen können reduziert werden, wenn Harnstoff Hydrolyse wird durch Anwendung von Urease-Inhibitoren verlangsamt. Darüber hinaus werden Nitrifikationsinhibitoren hinzugefügt , um die verbauten von Nitrat im Boden zu reduzieren , die die Emission des Treibhausgases Lachgas (N 2 O) kann stimulieren. Jedoch längere Dauer mit anhaltend hohen NH 4 + -Konzentration kann zusätzlich NH 3 -Emissionen zu stimulieren. In dieser Studie sowohl verschiedene Harnstoffdünger und deren Anwendungsstrategien (3 gegenüber 2-Anwendungen für Düngemittel mit Nitrifikationshemmstoff)wurden getestet. Die Ergebnisse zeigen , dass die Ammoniakemissionen durch den Einsatz von Ureaseinhibitoren stark reduziert waren (Abbildung 7) unabhängig von der Verwendung von Nitrifikationsinhibitoren. Urea nur mit Nitrifikationsinhibitoren kombiniert zeigten die höchsten Emissionen mit Boden- und Wettereffekte Ammoniakemissionen bei spezifischen Anwendungsdaten zu stimulieren. Diese starke Wirkung von Wetterbedingungen bei verschiedenen Anwendungsdaten können aus unterschiedlichen Zeitverläufe der Ammoniakemissionen durch dieses Verfahren (Abbildung 8) erhalten zu sehen. Die ersten beiden Anwendungsdaten zeigten vergleichsweise geringe Ammoniakemissionen aufgrund der niedrigen Temperaturen und regelmäßige, aber kleine Niederschlagsereignisse bei der ersten Anwendung, während stärkere Niederschläge Emissionen nach den ersten paar Tagen bei der zweiten Anwendung verringert. Bei der dritten und vierten Anwendung höheren Temperaturen herrschten mit höchsten Temperaturen und Emissionen liegen bei der dritten Anwendung. An beiden Terminen Emissionen wurden durch stärkere Niederschläge ev gestopptents. Die starke Wirkung von Wetterbedingungen auf die Intensität der Emission bei bestimmten Anwendungsdaten erklärt den Unterschied der durchschnittlichen Emissionen zwischen Normal Harnstoff (3 - Anwendungen) und Harnstoff mit Nitrifikationshemmer (2 Anwendungen) (Abbildung 7) als reiner Harnstoff auch bei der vierten angewendet wurde Bewerbungstermin mit niedrigeren relativen Emissionen.

7
Abb . 7: Kumulierte Ammoniakemissionen nach Anwendung verschiedener Harnstoffdünger für unterschiedliche Anwendungsdaten (obere Kurve) und für alle Anwendungen (Grafik unten) kumuliert Granular Düngemittel in den Stadien unterschiedliche Wachstum an der Oberfläche zu Winterweizen angewandt wurden, sind Inhibitoren Ammoniak-Emissionen (UI) oder zu verlangsamen Umwandlung von Nitrat zu Ammonium (NI) (U = Harnstoff, UI = Ureasehemmstoff, NI = Nitrifikationshemmstoff zu verringern, CAN =kalkhaltigem Ammoniumnitrat); U, CAN, wurden U + UI an drei Terminen angewandt, U + NI, U + NI + UI an zwei Terminen, APP = Anmeldedatum, Fehlerbalken zeigen Standardfehler, zeigen Buchstaben Signifikanzniveaus (Tukey HSD) bei p <0,05 ( Einweg-ANOVA).

Abbildung 8
Abbildung 8: Zeitkurse und Wetterbedingungen von Ammoniakemissionen aus vier Harnstoffdünger und angewendet zu unterschiedlichen Terminen und Dosen zu Winterweizen Lufttemperatur und Niederschlag (obere Kurve) und Zeitverläufe der NH 3 -Emissionen (Grafik unten), ist diese. Abbildung veranschaulicht, dass mit dem vorgeschlagenen Verfahren ganz andere Zeitverläufe der Ammoniakemissionen können je nach Düngersorte unterschieden werden (U = Harnstoff, UI = Ureasehemmstoff, NI = Nitrifikationshemmstoff, CAN = kalkhaltigem Ammoniumnitrat) und Wetterbedingungen, U, CAN, U + UI wurden an drei Terminen, U + NI, U + NI + UI auf tw angewendeto Daten, Fehlerbalken zeigen die Standardabweichung, Buchstaben zeigen Signifikanzniveaus (Tukey HSD) bei p <0,05 (one way ANOVA).

Der Messansatz ermöglicht auch für die Prüfung der Wirkung von Ammoniakemissionen auf Kornertrag und Korn N - Aufnahme (Abbildung 9). Eine Analyse der Kovarianz wurde die Wirkung von Ammoniakemissionen, Bewerbungsstrategie (2 vs. 3 Anwendungen pro Vegetationsperiode) und Jahr auf Getreide N-Aufnahme zu testen angewendet. Es gab nur erhebliche Auswirkungen von Ammoniakverlust (Steigung, gleich zwischen Jahre) und Jahr (Intercept) auf Getreide N-Aufnahme. Die Abschnitte der beiden Kurven zeigen die Jahreseffekt auf N - Aufnahme (Wetter, Bodenbeschaffenheit usw.) , während die Steigung der Kurve , die die Wirkung von Ammoniakemissionen auf diese Variable darstellt. Andere mögliche Stickstoffverluste beeinflussen Ernte N-Aufnahme, insbesondere N-Verluste mit Sickerwasser, durch intensive Bodenprobenentnahmen und Analysen überwacht wurden (Daten nicht gezeigt). Kein Nitratauswaschung wurde während des veg beobachtetetation Zeitraum. Daher sind die meisten auffallend, wird der Wert für die Steigung (= 1) zeigt, dass die Ammoniakverluste direkt in reduzierter N-Aufnahme in dieser Studie übersetzt. Dies bestätigt auch die Größenordnung von Ammoniak durch dieses Verfahren bestimmt Verluste.

9
Abbildung 9:. Beziehung zwischen Ammoniakemissionen und Kornstickstoffaufnahme von Winterweizen befruchtet mit verschiedenen Harnstoffdünger Ammoniakemissionen sind Verluste von direkt pflanzenverfügbaren Stickstoff , die Auswirkungen auf das Pflanzenwachstum haben sollte. Dieser Graph zeigt, dass emittiert Ammoniak mit dem kalibrierten passiven Probenahme-Methode gemessen wird, kann auf die Stickstoffaufnahme durch Zwei-Wege-ANOVA analysiert Daten in Beziehung gesetzt werden.

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Discussion

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Es wurde gezeigt, dass das vorgeschlagene Verfahren verwendet werden können, die Ammoniak-Emissionen aus verschiedenen Düngungs in replizierten Feldversuche und die Verwendung der erhaltenen statistisch signifikante Informationen aus diesen Messungen zur Verbesserung der Verwaltung von N Düngemittel zu vergleichen. Die Menge der Emissionen durch diesen Ansatz erhalten wurde 13,15,16 in früheren Studien durch Vergleich mit mikrometeorologischer Messungen validiert. In dieser Arbeit wurde die quantitative Gültigkeit dieses Ansatzes indirekt durch eine enge lineare Beziehung zwischen den gemessenen Ammoniakemissionen und Ernte N-Aufnahme gezeigt. Daher kann das Verfahren in Betracht gezogen zur Bestimmung von agronomisch relevanten Stickstoffverluste durch Ammoniakemissionen anwendbar. Die Anwendung dieses Ansatzes zur Quantifizierung von Ammoniakverluste auf durchschnittlichen Windgeschwindigkeiten beschränkt ≤4 m / s bei 2 m Höhe wie die Kalibrierung des Kammerverfahren nur unter diesen Bedingungen validiert wurde.

e_content "> Allerdings gibt es Bedingungen , die die Anwendung dieses Ansatzes erschweren. Bei sehr niedrigen und Nullwindgeschwindigkeiten Doppelzählungen von Ammoniak durch eine erneute Ablagerung an der Emissionsstelle wurde 20 beobachtet und nicht durch passive Probenahme berücksichtigt werden können. Solche Situationen kann in der Nacht auftreten und unter besonderen geographischen Bedingungen ( Unterschlupf von Bergen, hohe Hindernisse). In diesem Fall ist es sehr schwierig ist , die Emissionen als das Transportverhalten des emittierten Ammoniak zu quantifizieren 14 ist ungewiss. Allerdings betrifft dieses Problem fast alle Methoden Ammoniakemission und aus einer Emissions Perspektive, Null-Emission sollte unter solchen Bedingungen oder solche Messintervalle angenommen werden, muss verworfen werden. Drifted Ammoniak aus den benachbarten Feldern in die Multi-Plot Experimentierfeld kein Problem für die präsentierte Methodik stellt wie sie durch berücksichtigt werden Steuer Messungen (Behandlungen keine Befruchtung). wenn aber dieser Einfluss übersteigt die Ammoniakkonzentrationen herm die Behandlung Plots, die Bestimmung der Ammoniakverluste kann unmöglich sein. Daher kann die Experimentier Befruchtung von Feldern benachbarten sollte kontrolliert und kein Ammoniak sollte aus Bereichen emittiert werden. Unter den Bedingungen, wenn Dünger im Boden ungleichmäßig verteilt oder (ungleichmäßig) eingebaut, ist es schwierig oder unmöglich, richtig das Kammersystem gelten als gemessenen Flüsse nicht für das Feld repräsentativ sein kann aufgrund unbekannter Düngerverteilung. In diesem Fall hat eine weitere Behandlung mit bekannten Düngerverteilung einbezogen werden, die richtig für die Anordnung der Kammern auf Boden berücksichtigt werden können. Dies kann von oben gegebenen Beispiel zu sehen, wo Spur Schlauch Anwendung als Bodenbedeckung durch Gülle mit Trail Schläuche hinzugefügt wurde sichtbar bekannt war. Wenn diese Maßnahmen nicht möglich sind, die dargestellte Methode nicht angewendet werden kann. Jedoch die passive Abtastung, die von dieser Einschränkung nicht betroffen ist, wäre zumindest geben semi-quantitative Unterschiede zwischen treatments obwohl keine genaue quantitative Emissionen. Das Problem der nicht in geeigneter Weise für unebene Düngerverteilung Buchhaltung ist ein Problem, mit allen Kammer oder Windtunnelsysteme. Allerdings Windkanäle haben größere Bodendeckung, wodurch Mikromaßstab Unebenheit in Düngerverteilung im Durchschnitt. Daher ist die Kammerverfahren in diesem Ansatz verwendet wird, kann durch ein anderes Verfahren ersetzt werden , die aus Messungen Plot quantitative Emissionen gibt (zB Windtunnel). Aber nur bestimmte Designs von Windkanälen geben präzise quantitative Werte 10,21 und geben oft falsche Informationen , wenn sie nicht vor dem regen Ereignisse und ersetzt danach entfernt werden.

Neben der spezifischen Problem der Düngerverteilung, gibt es noch eine anhaltende Debatte über die Gültigkeit der verschiedenen Ammoniakverlust Messsysteme für die präzise Quantifizierung der Ammoniakverluste und Kammersysteme sind 20 im Allgemeinen in Frage gestellt. Jedoch wurde in früheren Studien gezeigt, zB Open - Path - FTIR oder TDL - Systeme in Kombination mit mikrometeorologische Modellierung 18, 20. Aber solche Systeme sind in replizierten Feldversuche nicht anwendbar.

Hohe Vordächer> 0,3 m stellen nach wie vor eine Herausforderung für die angelegte Kammersystem und alle dynamischen Kammersysteme einschließlich Windkanäle. Frühere Tests zeigten eine gute Übereinstimmung zwischen dem in diesem Papier und mikrometeorologischer Ergebnisse präsentiert. zukünftige Tests ist jedoch notwendig, um diese Ergebnisse zu bestätigen.

Auf lange Sicht wäre es sehr wünschenswert, die passive samp zu verwenden ler Ergebnisse ohne eine quantitative Methode basiert auf einer separaten Kalibrierungsgleichung. Die bisherigen Bemühungen , eine solche Gleichung Basis von der Windgeschwindigkeit abzuleiten, Temperatur etc. waren nicht erfolgreich. Dies ist wahrscheinlich auf Wechsel des Passivsammlers Design - Methode noch in der Entwicklung war - und Baldachin-Effekte. In der Zukunft wird eine definierte Gestaltung der Abtaster vorgeschlagen und die Ableitung einer Kalibriergleichung möglich sein sollte für diesen speziellen Typ von Passivsammler aufgetragen werden, nachdem eine große Anzahl von Experimenten werden. Als Alternative zu den selbstgemachten Passivsammler in dieser Studie Flüssigkeit verdünnte Schwefelsäure, fertige Säurefänger 22, zB ALPHA Sampler Einsatz 23, stehen Ihnen zur Verfügung , wo Säure in einer Matrix ohne das Risiko von Verschütten und eine einfache Handhabung gebunden ist . Jedoch können diese Probenehmer längere Belichtungszeiten erfordern als die in diesem Verfahren angewendet 22 und noch nicht in einem ähnlichen Ansatz getestet.

e_content "> Eine neue Methode, passive Probenahme kalibriert, um quantitativ die Ammoniak-Emissionen in replizierten Feldversuchen messen vorgestellt wurde. Das Verfahren unter einer Vielzahl von experimentellen Bedingungen Gültigkeit geprüft worden und wird empfohlen, unter Bedingungen mit nackten Boden oder kleine Vordächer verwendet werden. Ergebnisse Ergebnisse von Versuchen mit größeren Pflanzenbeständen sorgfältiger behandelt werden soll. Wenn ein Benutzer noch Zweifel in Bezug auf die quantitative Gültigkeit des Verfahrens ist, kann es durch die Kombination dieser Ansatz mit einer gleichzeitigen Messung mit mikrometeorologischer und Kammertechnik unter identischen Bodentest und Baldachin Bedingungen und anschließenden Vergleich der Emissionen erzielt. Die Passivsammler erwies sich als ein sehr robustes Werkzeug qualitativ Ammoniakemissionen in Multi-Plot Feldversuchen messen und kann mit verschiedenen Skalierungsverfahren verwendet werden, um einen Übertragungskoeffizienten erhalten. Voraussetzung für eine solche Skalierungsmethode ist seine Anwendbarkeit auf dem gleichen Grundstück wie die für die passive Probe eingesetztrs. Nach der Definition könnte eine endgültige Design der Sampler oder bei der Anwendung von vorgefertigten Passivsammler, eine separate Kalibrierungsgleichung für solche Sampler mit einer quantitativen Methode können entbehrlich sein entwickelt und eine gleichzeitige Messung werden.

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Disclosures

Der Autor erklärt, dass er keine konkurrierenden finanziellen Interessen hat.

Acknowledgments

Der Autor dankt Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, Dr. Robert Quakernack, Dr. Kang Ni für ihre Bemühungen bei der Entwicklung und Weiterentwicklung dieses Ansatzes. Vielen Dank auch an die Techniker Doris Ziermann und Jun Yang. Die zugrunde liegenden Untersuchungen wurden von der Deutschen Forschungsgemeinschaft, dem Bundesland Schleswig-Holstein, EFRE Zuschüsse der Europäischen Union und der SKW Piesteritz corp. wie ausführlich in den zitierten Veröffentlichungen angegeben.

Materials

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

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References

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Kalibrierte Passive Sampling - Multi-Plot Feldmessungen von NH<sub&gt; 3</sub&gt; Emissionen mit einer Kombination von Dynamic Tube-Methode und Passive Samplers
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Pacholski, A. Calibrated Passive Sampling - Multi-plot Field Measurements of NH3 Emissions with a Combination of Dynamic Tube Method and Passive Samplers. J. Vis. Exp. (109), e53273, doi:10.3791/53273 (2016).More

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

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