Waiting
Login processing...

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

Environment

Geijkte Passive Sampling - Multi-plot Field Metingen van 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

Ammoniakemissie zijn een grote bedreiging voor het milieu door vermesting, verzuring van de bodem en fijne deeltjesvorming en vloeien voornamelijk voort uit agrarische bronnen. Deze methode maakt het mogelijk ammoniak verlies metingen in gerepliceerd veldproeven op statistische analyse van de emissies en van de relaties tussen ontwikkeling en emissies gewas.

Abstract

Agricultural ammoniak (NH3) emissies (90% van de totale uitstoot in de EU) zijn verantwoordelijk voor ongeveer 45% in de lucht vermesting, 31% verzuring van de bodem en 12% fijn stofvorming binnen de EU15. Maar NH3-uitstoot ook betekenen dat een aanzienlijk verlies van voedingsstoffen. Veel studies over NH 3 emissie van organische en minerale bemesting zijn uitgevoerd in de afgelopen decennia. Toch is onderzoek met betrekking tot NH3-emissies na het aanbrengen meststoffen nog steeds beperkt in het bijzonder met betrekking tot relaties om de uitstoot, het type meststof, de omgeving en de groei van gewassen. Als gevolg van de variabele respons van gewassen op behandelingen, kunnen effecten alleen worden gevalideerd in experimentele ontwerpen met inbegrip van veld replicatie voor statistische testen. De dominerende methoden ammoniak verlies waardoor kwantitatieve uitstoot van dat grote veld gebieden, dure apparatuur of het huidige aanbod, die de toepassing ervan in gerepliceerd veldproeven beperkt. dit protocol beschrijft een nieuwe methode voor het meten van NH3-emissies vele standplaatsen koppelen van een eenvoudige semikwantitatieve meetmethode in alle percelen met een kwantitatieve methode simultaanmeting gebruik van beide methoden op bepaalde percelen. Als semi-kwantitatieve meetmethode passieve samplers gebruikt. De tweede methode is een dynamische kamermethode (modeling Method) een overdracht quotiënt, waarbij de semi-kwantitatieve verliezen van de passieve sampler omgezet in kwantitatieve verliezen te verkrijgen (kg N ha -1). Het principe achter deze benadering is dat passieve samplers geplaatst in een homogeen proefveld dezelfde NH 3 absorptiegedrag onder identieke omstandigheden. Daarom kan een transfer coëfficiënt verkregen uit één passieve samplers worden gebruikt om de waarden van alle passieve samplers op dezelfde veldproef schaal. De methode bleek geldige onder uiteenlopende experimentele omstandigheden en wordt aanbevolenworden gebruikt onder omstandigheden met kale grond of kleine luifels (<0,3 m). De resultaten van experimenten met hogere planten moet meer zorg worden behandeld.

Introduction

Ammoniak (NH3) is de enige atmosferische trace gas overwegend (90%) afkomstig is uit agrarische bronnen in de EU. Hoewel de landbouw is ook een belangrijke bron (> 50% van de uitstoot in de EU), die alleen bijdragen tot ongeveer ~ 5% van het totaal van de EU15 antropogene uitstoot van broeikasgassen. In contrast, de landbouw NH3-emissies zijn verantwoordelijk voor ongeveer 45% van de uitstoot afkomstig eutrofiëring, 31% van de verzuring en 12% fijn stofvorming binnen de EU15 1. In aanvulling op de nadelige effecten op ecosystemen en de menselijke gezondheid, stikstof (N) verlies van NH3-emissie is een economisch verlies voor de boeren 2. Stikstofkunstmest is van essentieel belang voor de hoge snelheid van de voedselproductie door de moderne landbouw opgeleverd. Afgezien van de milieuschade, NH3 uitstoot derhalve verstaan ​​een aanzienlijk verlies van voedingsstoffen, zoals NH3 afgeleid van meststoffen ammonium, naast het belangrijkste minerale stikstof species nitraat direct gebruikmakenin staat zijn om de plant met betrekking tot de groei van gewassen processen en opbrengst. Toepassing van de N meststoffen draagt ​​€ 20-80000000000 winst per jaar voor de boeren in de EU, maar op zijn beurt werd geschat dat NH3 vrijkomen in de lucht uit de landbouw veroorzaakt ~ € 50000000000 in de jaarlijkse schade in de EU 3. Daarom reductie van NH3 uitstoot is essentieel voor zowel het verminderen van de milieueffecten en de efficiëntie van de toegepaste N.

In de landbouw wordt NH3 hoofdzakelijk afkomstig is uit stallen, mest (slurry, anaërobe digestaten (AD), vaste mest) opslag en het beheer, evenals mest toepassingsgebied. De neiging om uit te zenden NH 3, hangt af van de samenstelling van mest, bijvoorbeeld drogestofgehalte en mest pH. Tot op zekere hoogte ammonium en amine gebaseerde synthetische stikstofhoudende meststoffen zoals ureum en diammoniumfosfaat dragen ook bij aan NH3-uitstoot. Hoewel kalkhoudende ammoniumnitraat (CAN) Is de belangrijkste N-meststof in veel Europese landen is het gebruik van granulaire ureum verhoogd, en werd tweede op CAN in Centraal- en West-Europa in 2012 4. Ureum is vooral populair in de ontwikkelingslanden als gevolg van de voordelen van een hoog N-gehalte, veiligheid, en gemakkelijk transport en is 's werelds belangrijkste synthetische stikstofhoudende meststoffen 5. Echter, de toename van de pH en ploeglaag NH 4 + -concentraties gevolg van hydrolyse van ureum tot hoge NH3 uitstoot. Dit kan vanaf N efficiëntie veroorzaken, vooral bij alkalische grond of bodem met geringe sorptie capaciteit, die het gebruik van kunstmest ureum in Europa 6,7 beperkt.

Veel studies over NH 3 emissie van organische en minerale bemesting en stallen zijn uitgevoerd in de afgelopen decennia 6, 8. Toch is het onderzoek met betrekking tot NH3-emissies na het aanbrengen van ammoniak Emitting meststoffen is nog steeds beperkt. Dit geldt met name voor de relatie tussen de ammoniakemissie, het type meststof wordt gebruikt, de omgeving en de groei van gewassen. Onder ideale omstandigheden vereist dit gerepliceerde veldproeven vanwege de variabele respons van gewassen op behandelingen die alleen kan worden gevalideerd in een experimenteel ontwerp met inbegrip veld replicatie statistische testen.

Ammoniak verliezen moet daarom ook worden bepaald in gerepliceerde multi-plot veldproeven 9, maar de overheersende verlies methoden ammoniak waardoor kwantitatieve emissies (dwz kg N / (ha * h)) vereisen grote veld gebieden (micrometeorologische methoden), dure apparatuur (windtunnels ) of in het veld elektrische voeding die de toepassing ervan in gerepliceerde veldproeven moeilijk of onmogelijk te maken. Bovendien zijn specifieke instellingen van de windtunnel kritiek met betrekking tot de nauwkeurigheid van de verkregen emissiewaarden 10. Daarom is er een sterke behoefte aan eenn ammoniak verlies methode om de ammoniakemissies in gerepliceerde veldproeven te bepalen. Deze methode kan worden gebruikt voor het verbeteren van de landbouw maatregelen om de ammoniakemissie op basis van statistisch gevalideerde effecten van de plaatselijke omstandigheden, het type meststof, applicatie methoden en ontwikkeling van het gewas te verminderen.

Het basisidee van de nieuwe methode, gekalibreerde passieve bemonstering, is een eenvoudige semikwantitatieve meetmethode koppelen voor het meten op verschillende standplaatsen, met een kwantitatieve methode simultaanmeting met beide methoden een aantal plots. Passieve samplers gewijzigd tegenover het ontwerp in de oorspronkelijke publicatie 11 worden gebruikt als een semi-kwantitatieve meetmethode. De Dynamic-Tube Method (DTM) 12, een gekalibreerde dynamische kamer methode wordt toegepast om een overdracht coëfficiënt, waarbij de semi-kwantitatieve verliezen van de passieve sampler kwantitatieve verliezen (kg N ha -1) zet verkrijgen. Als gevolg van de lage lucht wisselkoers in de kamersysteem gekalibreerde emissie verkregen uit de DTM zijn ongeveer een orde van grootte lager dan de werkelijke emissies. Echter, werd dit probleem opgelost door een kalibratie vergelijking die de kamer stromen corrigeert, afhankelijk van in-situ windomstandigheden 13. Deze kalibratie vergelijkingen kunnen alleen worden toegepast als de kamers hebben dezelfde interne volume headspace en ontwerp als die worden gebruikt in de kalibratie studies. Chambers kan direct worden ingebracht in de bodem of op de bodem ringen. De laatste te voorkomen overmatige verstoring van de bodem en maakt een bijna luchtdicht introductie van de kamers op de dichte gras swards of verdichte bodem. Bovendien kan de exacte hoeveelheid kunstmest te testen worden toegepast in de bodem ringen. Echter, kluiten grond op de bodem ringen ook leiden tot klemmen tussen de kamer en de bodem ring.

Figuur 1
Figuur 1: Gelijktijdig MeasureMent met passieve samplers en kamermuziek methode (DTM) in het veld plot. Passief sampler is gelegen in het centrum van een vierkant stuk 0,15 m boven de grond / luifel. Metingen met DTM worden gemaakt ten minste 2 locaties binnen een perceel per peildatum. Gebieden gewijd voor de oogst mag niet worden aangetast door de kamer en passieve sampler metingen operaties.

Om de overdracht coëfficiënten metingen worden gelijktijdig op een klein aantal percelen met beide methoden worden uitgevoerd (zie figuur 1) af te leiden. Belangrijk is dat deze worden toegepast met dezelfde totale meetduur en metingen tegelijkertijd worden uitgevoerd (binnen 1 uur). Het principe van de toepassing van een transfer coëfficiënt voor vele kavels faciliteren is gebaseerd op het feit dat de passieve samplers geplaatst in een homogeen experimentele veld, met de juiste afstand tot obstakels verstoren het windveld zoals heggen, gebouwen enz. (Minstens 10 keer, idealiter 20 tijden van obstacle hoogte) 14, hebben dezelfde NH 3 absorptiegedrag onder identieke omstandigheden. Dus, bijvoorbeeld, 50% lagere uitstoot op een perceel zou direct leiden tot 50% verminderd ammonia opname door een sampler oplossing. Daarom kan een overdrachtscoëfficiënt voor schaling zuur trap waarden één stuk worden gebruikt om de waarden van alle zure vallen op dezelfde veldproef schaal. Aangezien de effecten van verschillende omgevingsfactoren (temperatuur, windsnelheid, oppervlakteruwheid) op ammoniak opname-efficiëntie van de passieve samplers 11 de overdracht coëfficiënt moet worden afgeleid voor elke meetcampagne, respectievelijk.

De algemene kenmerken van de twee methoden toegepast en de vereiste ontwerp van veldproeven uit 4 dynamische camera's geplaatst op de bodem in verband met Polytetrafluoroethyleen (PTFE) slangen en geventileerd door een balg pomp (DTM), passieve samplers en grote kwadratisch proefvelden met grote buffer ruimten voor reducing het effect van NH 3 drift tussen percelen op de emissie meting aan de werkelijke plot.

De passieve samplers zijn gevuld met verdund zwavelzuur (0,05 MH 2 SO 4) en in het midden van de plots worden geplaatst. De oplossing in de passieve samplers absorbeert ammoniak continu en regelmatig vervangen, afhankelijk van de verwachte intensiteit van de emissies. Tegelijkertijd worden NH3 fluxen gemeten met de DTM op twee behandelingsgroepen percelen en een controle plot op specifieke punten in de tijd. In tegenstelling tot de tunnels wind, beide methoden gecombineerd in gekalibreerde passieve sampling hebben slechts zeer beperkte gevolgen voor bodemvocht, bodemtemperatuur en regenval die van invloed kan zijn ammoniakemissie verliezen zeer sterk 6,8. Terwijl passieve samplers zijn gemonteerd 0,15 m boven de grond en luifels oppervlak, zonder enig effect op deze variabelen, metingen met DTM kamers duren slechts ongeveer 5 min verminderen van potentiële kamer effecten tot een minimum beperkt. Accurate resultaten NH4 + concentraties in de monsteroplossing kunnen worden verkregen door metingen met ammonium-gevoelige elektroden. Metingen met doorstroom automatische analysatoren kunnen problematisch pH gevoelige kleurreactie toegepast in deze instrumenten door belemmerd door de zure pH van de monsteroplossing en chemicaliën te moeten worden gewijzigd. NH 3 concentraties in de lucht doorgegeven door de kamer systeem van de DTM zijn momentaan gemeten met indicator buizen. De gemeten NH3 concentraties worden op een blad na elke meting.

Voor de DTM, zijn NH3 fluxen (mg N / (m² * h)) berekend op basis van gemeten NH3 concentraties en lucht stroomsnelheid door de 4 kamer systeem en het gebied waarop de kamers (vgl. 1, paragraaf 2.5.1). De resulterende niet gekalibreerde flux (die de ware uitstoot onderschatten) worden geschaald naar de kwantitatieve verliezenmet een kalibreringsformule (vgl. 2 en 3, zie paragraaf 2.5.1). Geschaald cumulatieve NH3 verliezen (kg N / ha) van de DTM worden berekend door het gemiddelde te stromen tussen twee opeenvolgende meetmomenten dit gemiddelde flux te vermenigvuldigen met de duur van elk interval, en het toevoegen van alle verliezen uit alle meetintervallen van een meting campagne. Cumulatief kwalitatieve NH 3 verliezen (ppm som) van passieve samplers worden berekend door optelling van verzameld NH4 + -concentraties (ppm) op een perceel binnen een experimentele campagne. Dit is mogelijk omdat onder identieke volume en meten temperaturen, ppm waarden direct vertalen in gevangen hoeveelheden ammoniak. Om deze kwalitatieve verliezen schalen naar de kwantitatieve verliezen de overdracht coëfficiënt (kg N / (ha * ppm)) wordt verkregen door in verband cumulatieve uiteindelijke verlies van de DTM (kg N ha -1) aan de totale som van de concentraties in de samplers, gemeten aan de dezelfde percelen. Deze overdracht coëfficiënt wordt dan gebruikt to zetten semi-kwantitatieve uitstoot van passieve bemonstering kwantitatieve stromen (bv kg N / ha) van de cumulatieve concentraties te vermenigvuldigen met de overdracht coëfficiënt.

Verlies van water uit de collectoren door verdamping laat de absorptiecapaciteit maar later worden gecorrigeerd voor gegevensanalyse. Morsen van de oplossing te wijten aan tijdens harde wind werd niet waargenomen, zelfs in de kustgebieden moerassen van Noord-Duitsland. Doorslaggevend voor een succesvolle toepassing van deze aanpak is de identieke ontwerp van alle passieve samplers toegepast in het veld, waaronder identieke positie en hoogte van de plaatsing binnen een perceel. Verschillende ontwerpen van passieve samplers zijn met succes toegepast in het verleden. Dit artikel suggereert een bepaalde ontwerp dat betrouwbaar en eenvoudig te bedienen in het veld metingen is gebleken. De voorgestelde benadering is uitgebreid getest in vergelijking met standaard ammoniak verlies methoden (micrometeorologische methoden) in ongeveer 15 field trials bevestiging van de kwantitatieve geldigheid van de procedure 15,16 en een onpartijdige weergave van de emissies dynamiek 17. De determinatiecoëfficiënt (r²) van gekalibreerde fluxen opzichte van de micrometeorologische metingen in de kalibratiestudie 13 was 0,84, zeer vergelijkbaar met de vastgesteld door vergelijking ammoniak sensoren gemeten atmosferische ammoniakconcentraties in een recente studie 18 coëfficiënt. De relatieve wortel van het gemiddelde kwadratische fout cumulatieve ammoniakverliezen was 17%, ook heel dicht bij waarden verkregen in andere studies vergelijken micrometeorologische 13 metingen. In de tweede validatie waar de voorgestelde methode werd vergeleken met micrometeorologische metingen van de ammoniakemissie uit organische slurries (5 afzonderlijke proeven), een r² van 0,96 (helling van de curve ≈ 1) en een relatieve wortel van het gemiddelde kwadraat fout van 5% werd verkregen voor de laatste gecumuleerde ammoniakemissies 15. De methode is gevoelig geblekeneen veldproef 3 jaar met behulp van verschillende synthetische meststoffen N 19. De toepassing van deze aanpak is beperkt tot de gemiddelde windsnelheden ≤4 m / sec bij 2 m hoogte als de kamer methode alleen onder die omstandigheden 13,15,16 werd gevalideerd.

Een meetcampagne is gedefinieerd als experiment testen ammoniakemissie na toepassing van meststoffen op verschillende standplaatsen duurt meerdere dagen tot weken. Elk meetcampagne op een perceel bestaat uit meerdere opeenvolgende bemonstering intervallen (passieve sampler) of meetmomenten (DTM). Sampling interval is gedefinieerd als opeenvolgende duur van de absorptie van ammoniak uitgestoten door een sampling-oplossing. Meetdatum wordt gedefinieerd als opeenvolgende tijdstip waarop DTM metingen worden uitgevoerd op verschillende standplaatsen gebruikt voor het afleiden van de overdrachtscoëfficiënt.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. experimenteel ontwerp en Algemeen Operationeel Instructions

  1. Met relatief grote stukken (12 x 12 m of 9 x 9 m) in vergelijking met de afmetingen gewoonlijk toegepaste gerepliceerde veldproeven (bijvoorbeeld 3 x 8 m) effecten van ongelijke mestverdeling op ammoniakemissie (figuur 2) te voorkomen. Gebruik vierkante plot vormen om de effecten van het verschuiven windrichtingen op ammoniak opname door de samplers te voorkomen. Verminder de drift van NH 3 van het ene perceel naar het andere om een aanvaardbare mate door het houden van een bufferzone van 1 Plot grootte tussen de percelen.

figuur 2
Figuur 2: Optimaal experimenteel ontwerp voor multi-plot ammoniak verlies metingen met passieve samplers Met relatief groot (12 mx 12 m; 9 mx 9 m) vierkante behandeling percelen gescheiden aan elke kant door onbehandelde bewaker plots.. Om luifel effecten op de NH voorkomen3 emissie buffer plots kunnen worden bevrucht met nul-emissie stikstofhoudende meststoffen.

  1. Voeg controle plots zonder bemesting verdeeld over de behandeling plots.
  2. Geef nummer of de code voor elke plot voor eenvoudige identificatie van de percelen en samples.
  3. Solliciteer organische of synthetische stikstofmeststof tot experimentele percelen variëren tussen 50 en 150 kg ammoniak (ammonium + ureum) stikstof (N) per hectare zoals gedaan in eerdere studies 15,16,19.
    Opmerking: De hoeveelheid meststof kan variëren, afhankelijk van de experimentele doelen.
  4. Selecteer twee behandeling plots en één controle plot voor gelijktijdige meting met DTM-methode en passieve sampler. Koos voor behandeling percelen met vermoedelijk hoge emissies (op basis van ervaring of literatuur) het geven van een sterke meetsignaal.
  5. Opzetten van ten minste nog twee percelen met gelijkmatig verdeeld meststoffen door veldproef machines of accuraat trail slang of oppervlak aangebracht verspreiden (variant van Naangelegd tussen repliceren standplaatsen ~ 10%), als er ongelijke verticale of dwarsverdeling kunstmest. Merk op dat de ongelijke verdeling van meststoffen komt meestal voor na het aanbrengen van drijfmest door trail slang toepassing, kunstmest en drijfmest injectie, of toepassing van gegranuleerde meststoffen met niet gekalibreerde praktische spreaders.
    1. Uit te voeren gelijktijdige metingen met passieve samplers en DTM op deze extra percelen. Met de resultaten van deze percelen voor het afleiden van de overdrachtscoëfficiënt. Controleer hoeveelheid kunstmest door weging giertank of toepassing van machines voor en na het aanbrengen toegepast.
  6. Noteer de volgende omgevingsvariabelen in het veld met een in situ weerstation loggegevens gedurende 10 min tijdsintervallen om de ruwe berekend en gecorrigeerd NH 3 verliesgraden de DTM via vergelijkingen 1-3 (zie brief codebestand) en elimineren fouten in de plot metingen:
    1. Record luchttemperatuur (1m hoogte)
    2. Record barometrische luchtdruk (hPa)
    3. Record windsnelheid op 2 m hoogte, met een hoge luifels en ook bij 0,2 m hoogte (m / sec)
    4. Record windrichting.
      Opmerking: Voor het bedieningsgemak staf van drie personen wordt aanbevolen bij toepassing van de meststof (eerste meting datum) en de installatie van de samplers (één persoon voor dynamische kamermethode, twee voor de installatie van passieve samplers en uitwisseling van zure oplossing). Op latere meting data, zijn twee personen aanbevolen (een passieve sampler, een dynamische kamer); echter bij kleine plotnummers (<10), is beheersbaar alle taken omvatten met één persoon.

2. Voorbereidingen voordat ik naar het veld

  1. Bereid je voor op meting met DTM door de volgende stappen:
    1. Samenstellen en inpakken kamersysteem (figuur 3 en 4) bestaat uit punten in tabel 1. Druk PTFEbuis (lengte 0,3 m) over de kortste koperen pijp van elke kamer en verbinden twee PTFE-buizen met een y-connector, respectievelijk. Sluit elk van de twee Y-connector met een PTFE-buis (0,3 m) en verbindt beide met een y-connector. Zet terminal PTFE-buis (0,3 m) op de single eind van de bovenste meest connector.
    2. Verpakking handpomp of automatische pomp (figuur 4) voor het ventileren van het systeem. Pak altijd een handpomp om het veld voor het spoelen van het systeem met lucht met een lage NH3 concentratie (stap 3.4.2). Noot: Originele pompen door de fabrikant moet worden gebruikt als de reactiekinetiek van de indicator buis nauw samenhangt met de lucht stroom door de pompen. Wanneer een automatische pomp wordt gebruikt, is het niet meer stopwatch metingen tijdens fluxmetingen vereisen.
    3. Als een automatische pomp niet wordt gebruikt, voor of na het nemen van metingen, controleer dan de duur van een enkele slag van de handpomp. Doe dit door het pompen met een open ingebracht indicator tuzijn (cut off / kapotte buis kop) en het meten van de tijd tot 10 slagen met een stopwatch (verleden waarden: 4,5 sec / slag voor tubes 0,25 / a en 5 / a, 7 seconden / slag voor de buis 2 / a).
    4. Laad de batterij voor de automatische pomp dispenser een dag voor aanvang van de experimenten.
      Opmerking: ontladen accu's kan leiden tot een beduidend langzamer pompsnelheid.
    5. Bereid een klembord met werkbladen voor de bewaking van de DTM metingen (plot of behandeling, datum, tijd, buizen, aantal slagen, de concentratie en de duur meten als er geen pomp dispensers worden gebruikt).
    6. Bereid een indicator buis doos (10 tubes van elke concentratie range; tabel 2) om het veld te nemen om voorbereid te zijn op verschillende ammoniak flux intensiteiten (figuur 4).

figuur 3
Figuur 3: Set-up en de toepassing van dynamische cHamber van Dynamic Tube Method (DTM). Elk systeem bestaat uit 4 kamers met elkaar verbonden door polytetrafluorethyleenslangen, worden reductie verbinding gebruikt om alle kamers aan te sluiten op één pomp. Lucht wordt getrokken door een koperen buis geperforeerd aan de onderkant en afgedicht helemaal onderaan, voer over de bodem en zoog bovenaan de kegelvormige inwendige volume ander koperbuis. De lucht die door het systeem is gepasseerd wordt vervolgens geleid via PTFE slang aan op de buis indicator voor het bepalen van ammoniak concentraties.

figuur 4
Figuur 4: Indicator buizen met pompje en handpomp Rechts: handpomp (slagteller, venster voor pompsturing met witte vlek) gebruikte indicator buis;. linkerzijde: pomp dispenser (Control Display, bedieningsknoppen) en nieuwe indicator buis (0,25-3 ppm). Originele vulling van indicator buis heeft een gele kleur. Reactie met ammoniak resultaten in een wijziging van paarse kleur, is de kleur voor de kom in de schaal. Ammoniakconcentratie waarden worden verkregen door het lezen van de schaal.

Nee. Onderdelen van Dräger buizensysteem
1 4 roestvrij staal meten kamers (figuur 3)
2 7 segmenten van Teflon buis (7 mm x 6 mm; 0,3 m lengte elk); vervangen wanneer sterk geknikt
3 3 y-connectors (PP)
4 Optioneel: bodem ring, roestvrij staal (in het bijzonder geschikt voor metingen aan grasland)
5 Handpomp (figuur 4)
6 Indicator buizen (1 doos bevat 10 tubes) (figuur 4)
7 Optioneel: pomp dispenser (FIGUUR 4)
8 Optioneel: stopwatch, wanneer handpomp wordt gebruikt voor de metingen

Tabel 1: Indicator buizen (concentratiegebieden) gebruikt voor ammoniak verlies metingen.

Buis Concentratiebereik (volume ppm; pl / l) Standaard aantal slagen Commentaar
Ammoniak 0,25 / a 0,25-3 10 Laagst detecteerbare concentratie (ongeveer 0,05 volume ppm) kan worden gemeten door het verhogen van het aantal slagen tot maximaal 50 slagen
Ammonia 2 / a 2-30 5
Ammonia 5 / a 5-70 (600 1 slag) 10

Tafel2: componenten die nodig zijn om de set-up van een Dynamic Tube Methode meetsysteem.

  1. Bereid je voor op de passieve sampler metingen door de volgende stappen:
    1. Opgericht passieve sampler met objecten in tabel 3 zoals weergegeven in Fig. 5 en voor te bereiden extra apparaten voor veldmetingen (tabel 3).
    2. Bereken aantal flesjes (= aantal proeverijen) voor de hele meetcampagne.
    3. Neem aan dat ongeveer 8 flesjes per perceel na mest (dat wil zeggen de oplossing is 7 keer uitgewisseld) en hogere aantallen voor synthetische N meststoffen, afhankelijk van kunstmest specifieke ontbinding en emissies gedrag. Vermenigvuldig aantal steekproeven met een aantal percelen met het totale aantal bemonsteringen (totaal aantal = aantal plots x aantal sampling intervallen) te berekenen. Inclusief 10 extra flesjes voor het geval er lekkages ontstaan.
    4. Bereken de totale volume van de oplossing vereist door het totale aantal samplin vermenigvuldigengs met 0,02 L van 0,05 MH 2 SO 4-oplossing.
    5. Bereid totaal volume van 0,05 MH 2 SO 4 door toevoeging van 9,8 g geconcentreerd zwavelzuur (98%) per liter gedestilleerd water.
      BELANGRIJK: Voeg water toe dan eerst geconcentreerd zwavelzuur, en draag een veiligheidsbril.
    6. Weeg elke lege flacon met deksel voor het vullen met een zure oplossing of gebruik een aantal flesjes (bv 10) en bereken het gemiddelde gewicht van flesjes en note resultaten.
    7. Vul alle kleine flesjes met 0,02 L van 0,05 MH 2 SO 4, bijvoorbeeld met een fles-top dispenser.
    8. Label flesjes, zowel fles en het deksel met waterdichte inkt met het proces-nummer, perceel nummer, en de volgorde van de sampler oplossingen binnen de meting volgorde, voor bijvoorbeeld, B1 P1 T2 (gerst proef 1, perceel 1, 2 e oplossing: oplossing na de eerste vul bij het ​​begin van het experiment) of B1 P23 T1 (gerst proef 1, plot 23, 1 st oplossing).
    9. Sort smAlle flesjes voor elke meting bij een meetcampagne in een plastic zakje waar experiment nummer, jaar, etc. Voor grotere plotnummers een lade met gesorteerde flesjes heeft de voorkeur. Na bemonstering overdracht flacons uit lade gelabelde plastic zakken.

figuur 5
Figuur 5:. Opzet passieve sampler (zuurval) Het grootste deel van de monsternemer bestaat uit een zuurbestendige fles met 1-2 vensters aan weerskanten (grootte afhankelijk van de grootte van de fles). Een boorgat aan een bovenrand wordt gebruikt om de fles uitlekken. Daarom ramen zijn iets verschoven van deze hoek van de rand van de fles om eenvoudige bediening mogelijk maken, terwijl het aftappen. De fles wordt gevuld door de mond aan de bovenzijde voorzien monsteroplossing en de mond om het deksel dat is geschroefd op de roestvast stalen dak bevestigd. Daken kan worden bevestigd door een flexibele schroef bevestiging aande stalen staaf om de aanpassing aan verschillende luifel hoogtes mogelijk met behulp van slechts één lengte van de stalen staaf.

Nee. Onderdelen van passieve sampling systeem
1 Stalen staaf met een bevestigingspunt voor kunststof dak (lengte 0,5 m)
2 roestvrij stalen dak
3 Cubic passieve sampler gemaakt van een zuur resistente PE fles met 1-2 klamboe overdekt ramen aan elke kant. Op een gegeven bovenrand wordt een gat geboord voor het afvoeren van de gebruikte steekproef oplossing. Verschuiving vensters iets van het centrum, zodat het afgeven van oplossing door de opening met een laag risico van morsen door de ramen. Bevestig het deksel van de fles met 2 schroeven aan het stalen dak. Schroef fles op het deksel.
4 Kleine flesjes voor transport en hervullen van de sampler-oplossing (20 ml 0,05 MH 2 SO <sub> 4-oplossing) - enkele honderden voor grote trials
5 Grote containers / flessen met sampler-oplossing (0,05 MH 2 SO 4-oplossing) voor alle flesjes
6 Bottle-top dispenser aan de kleine containers met collector oplossing te vullen (20 ml)
7 Vriezer voor bemonstering oplossing opslag

Tabel 3: componenten die nodig zijn om de set-up van een passieve sampler en voor het uitvoeren van passieve sampling metingen.

3. Na het gaan naar het veld en Metingen

  1. Neem de volgende extra apparatuur naar het veld voor eenvoudige bediening: papieren handdoeken en zak voor de verwijdering van gebruikte papieren handdoeken, klembord voor het maken van notities, tray voor (gesorteerd) flesjes, zuurbestendige handschoenen voor het hanteren van de zure oplossing.
  2. Uit te voeren meting door DTM en wisselen passieve sampler oplossingen gelijktijdig of without grote tijdsverschillen, vooral aan het begin van een meetcampagne of op verwachte hoge NH 3 verliezen.
  3. Maak controlemeting met de DTM (stap 3.4) op onbevruchte controle plots aan het begin en het einde van elke datum meting. Volg deze volgorde: controle, behandelingen, controle.
    1. Meten ten opzichte van 3-6 dagen om betrouwbare ammoniak verliesmetingen voor de duur van een dag verkregen door rekening te veranderen emissies door wisselende temperaturen en windsnelheden. Maak metingen op deze tijden: 's ochtends vroeg (kort na zonsopgang), laat in de ochtend, begin van de middag, laat in de middag, en kort voor zonsondergang.
    2. Indien de grond ringen worden gebruikt, persringen op twee documentmappen beschikbare locaties op plaatsen in de bodem. Gebruik vier ringen voor elke locatie en zorg ervoor dat de afstanden tussen de ringen op elke locatie kan worden bereikt door een van de vier aangesloten kamers van de kamer systeem (figuur 3). Plaats bodem rings in de bodem door een houten bord geplaatst op de ringen om de druk gelijkmatig te verdelen.
    3. Bedek de ringen met kleine plastic vellen tijdens de bevruchting van de percelen als synthetische meststoffen (bijv kalkhoudende ammoniumnitraat, ureum) wordt toegepast. Onmiddellijk na de machinetoepassing Breng de gewenste hoeveelheid kunstmest met een hoge nauwkeurigheid met de hand in het gebied van de bodem ringen.
    4. In het geval van mest bevruchting, eerst van toepassing mest (bijvoorbeeld door trail slangen), steek ringen. Zorg ervoor dat de meststof zeer gelijkmatig wordt verdeeld.
      Opmerking: Zo goed empirische waarde voor geldige metingen na trail slang bevruchting de volgende verdeling van de kamers werd getoond om nauwkeurige resultaten 13,14 bieden: twee kamers op bevruchte spoor, twee kamers op de onbevruchte gebied tussen. Als er een zeer grote hoeveelheid van de slurry met een lage viscositeit door trail slangen toegepast ook plaats vier kamers op de bemeste grond.
    5. Procedure voor het meten met DTM
      1. Stel het aantal slagen tot 50 als een automatische pomp wordt gebruikt voor eenvoudige bediening.
        Opmerking: Zo slag getallen tussen 5 en 50 slagen kan eenvoudig worden toegepast, beroerte aantallen kleiner dan 50 slagen kan worden bereikt door het stoppen van het pompen.
      2. Spoel het DTM systeem NH3 -Free door het opheffen van de kamers een hoogte van ongeveer 1 m boven de grond en pompen lucht door de PTFE buizen en kamers (20-30 slagen) met de handpomp rechtstreeks aangesloten op de klem PTFE tube de kamer systeem.
      3. Druk DTM kamers direct in de grond tot een diepte van ongeveer 15 mm (diepte wordt gekenmerkt door een rand aan de kamerbodem) of in de bodem ringen (kragen). Zorg ervoor dat de bodem kluiten niet komen te zitten tussen de bodem ring en de kamer.
      4. Voer de eerste 20 voorbereidende pomp slagen met een gebruikte lage concentratie indicator-buis (0,25-3 ppm, Tabel 1) tot quasi-plaats te creëreny-state condities.
        Opmerking: Ammoniak concentraties worden aangegeven door een kleurverandering van de pH-gevoelige granules in de buis van donkergeel tot blauwachtig paars. De voorzijde van deze kleurverandering in de buis toont de NH3 concentratie zolang het ligt binnen een schaalverdeling op de buis.
      5. Koos concentratiebereik (van drie mogelijke buizen met verschillende concentratiebereiken; Tabel 1) van de nieuwe indicator buis in de volgende meting te passen op basis van de resultaten van de kleurverandering van de gebruikte buis toegepast in stap 3.4.4 informatie.
        Opmerking: In de meeste gevallen tube '0,25 / a' wordt gebruikt. Direct na oppervlaktebehandeling van drijfmest en onder hoge temperaturen buizen "2a" en "5a 'worden gebruikt in vele gevallen. Dit wordt aangeduid als de indicator granules van een lichtgekleurd gebruikt '0,25 / a' tube volledig werd blauw na meer dan 10 voorbereidende slagen.
      6. Open een nieuwe indicatorbuis aan beide uiteinden van het breken van de hoofden uit met de buis breaker op de pomp zaak geïnstalleerd.
      7. Plaats de indicator buis tussen klem PTFE-buis en de pomp door op de buis eindigt in de PTFE-buis en de pomp mond. Steek buiseinde met de laagste waarde op de schaalverdeling op de buis in de PTFE-buis, en het uiteinde met de hoogste waarde in de pomp mond. Start oppompen tot het standaard aantal slagen door te drukken op de OK-toets van de geautomatiseerde pomp of het comprimeren van de handpomp. Houd de pauze tussen pre-pompen met de gebruikte buis (3.4.4) en het begin van de werkelijke meting zo kort mogelijk.
        Opmerking: Gedetailleerde beschrijving van de pompwerking wordt geleverd door de fabrikant.
      8. Als een handpomp wordt gebruikt voor de metingen, start de stopwatch gelijktijdig met de eerste slag van de handpomp.
      9. Beëindig de meting als het standaard aantal slagen (10 slagen, 5 slagen met buizen 2 / a) wordt bereikt en handpomp is volledig ontspannen (waarde vandefault beroerte nummer verschijnt op het display van de automatische pomp of op de mechanische slag teller van de handpomp). Met de versoepeling van handpomp beëindigen stopwatch (handpomp). Beëindigen geautomatiseerde pompen door op de 'stop' knop wanneer het aantal slagen = standaard aantal slagen - 1 wordt weergegeven.
      10. Verhoging aantal slagen tot maximaal 50 slagen als de eerste lijn indicatie van de laagste waarde van de schaalverdeling op de buis (zie figuur 4) niet bereikt na het standaard aantal slagen. Gebruik indicator tube metingen als tenminste de eerste lijn op de schaal van een indicator buis bereikt.
      11. Neem niet meer dan de lijn aangeeft hoogste waarde op de schaal. Hiervoor is bereikt verminderen aantal slagen onder het normale aantal slagen, stopt het pompen en het aantal slagen dienst nemen.
      12. Lees de verste kleurverandering op de buis van alle kanten (lijn van het kleuren is vaak iets scheef of oneven) en Record concentratie waarde.
      13. Let op de volgende waarden op het registratieblad: plot, datum, tijdstip van de meting, aantal slagen (voor handpomp: de duur van de meting (sec)), lezen in ppm (zie Aanvullende Code File - bijvoorbeeld veld de fiche).
      14. Reinig rand van de kamers van het plakken bodem, mest of kunstmest componenten met een schone papieren handdoek.
      15. Til DTM systeem van de grond en flush (zie 3.4.2).
      16. Meerdere metingen, ten minste twee, op verschillende plaatsen binnen een grafiek om de betrouwbaarheid van de meting verhogen.
      17. Herhaal de handelingen 3.4.3-3.4.16 op andere percelen en in de daaropvolgende metingen.
    6. Procedure voor het meten met passieve samplers.
      1. Plaats passieve samplers bevestigd aan de stalen staven in het midden van het proefveld op 0,15 m hoogte (raam van de collector) boven de grond of luifel oppervlak direct na het uitrijden van mest op een plot. Haast met de slurry / meststof applicatie tractor / systeem om de sampler installeren zonder vertraging. In het geval van droge grond, plaatst u de stalen staaf in de grond met een hamer.
      2. Lopen met onderverdeelde tray / tas met naargelang gevuld zuur flesjes voor de eerste bemonstering interval (bv B1, P1, T1) aan de passieve sampler. Trek handschoenen vóór de behandeling van de injectieflacons met zure oplossing. Neem het flesje voor het betreffende perceel en sampling interval. Schroef de fles van de passieve sampler. Giet de 0,05 MH 2 SO 4 oplossing uit de flacon in de mond van de fles. Schroef het deksel van de flacon op de lege flacon en flacon opnieuw in de lade / bag.
      3. Schrijf perceel nummer op het metalen dak van de sampler voor de identificatie van de percelen.
      4. Neem onderverdeelde lade met flesjes voor twee opeenvolgende bemonstering intervallen op basis van de werkelijke en de daaropvolgende bemonstering intervallen (of twee zakken voor verschillende sampling intervallen) op alle andere uitwisselingsprogramma data.
      5. Keer terug naar de plot om bezwaar te wisselen 0,05 MH 2
      6. Verwijder de 0,05 MH 2 SO 4 oplossing in de passieve sampler door voorzichtig losschroeven van de passieve sampler en voorzichtig routeren van de oplossing tussen de 'windows' door de afvoer gat in lege originele flacon (bv B1 / P1 / T1). Re-fill sampler door middel van de fles mond met nieuwe 0,05 MH 2 SO 4-oplossing uit latere ongebruikte flacon (B1 / P1 / T2). Schroef de deksels met juiste etikettering op beide flacons. Fix passieve sampler om de staaf door te schroeven op het deksel is aangesloten op de stalen staaf.
      7. Let op perceel nummer, het vullen van de tijd (= het legen tijd → eindtijd van vorige bemonstering) op de plaat opgenomen.
      8. Ruil de bemonstering oplossingen na 3-6 uur op de eerste dag direct na het aanbrengen van organische N meststoffen. Verlaag de wisselkoers tot 12 uur (dwz één bemonstering voor zowel 's nachts en overdag emissies) op de tweede dag en voor alle bemonsteringen van synthetic N meststoffen.
        Opmerking: bemonstering kan worden uitgebreid tot 24 uur, maar in de zomer bij hoge temperaturen en verdamping van water kunnen hinderen hoge ammoniak opname zijn.
      9. Meten ammonium concentraties in de passieve sampler oplossingen (zoals hieronder beschreven) direct na het sluiten van de experimentele campagne of bevriezen monsters bij -18 ° C gedurende maximaal 1 week later gemeten.

    4. Berekening van de NH 3 Fluxen

    1. Berekening van ammoniak fluxen voor DTM.
      1. Maak een spreadsheet om automatisch uit te voeren de volgende berekening stappen.
      2. Bereken eerst ongecorrigeerde fluxen verkregen uit de meting met DTM (mg N / (m² * uur)) met behulp van Eq. 1 (Zie Aanvullende Code File) van concentratie metingen (ppm NH3), meet- duur, luchtvolume doorgegeven via het systeem en het gebied onder de kamer.
      3. Converteren de afmeting van de ongecorrigeerde stromen in de dimensie kg N heen -1 -1 uur door te delen door 100.
      4. Scale deze waarden kwantitatieve emissies door toepassing van calibratie formules (vgl. 2 en 3) 12 (zie brief codebestand) die het effect van in situ windsnelheid op het verschil tussen de ongecorrigeerde fluxen van de DTM en de werkelijke emissies corrigeren. Breng twee verschillende vergelijkingen om rekening te houden met de specifieke omstandigheden in twee canopy klassen: Eq. 1 voor lage luifels <0,3 m / blootgelegd grond en Eq. 2 voor luifels> 0,3 m.
      5. Mis kalibratievergelijkingen niet van toepassing (vgl. 2-3) als kamers niet dezelfde inwendige volume en set-up gebruikt in het oorspronkelijke instelling proeven 12.
      6. Voer berekeningen alleen ppm metingen verkregen uit standaard beroerte nummers, dat wil zeggen 5 of 10 slagen, wat overeenkomt met 0,5 L of 1 liter lucht doorgegeven via het systeem. Als het aantal slagen afwijkt corrigeren ppm lezen en de gemeten tijdsduur toegepast Vgl. 1 volgens to het aantal slagen:
        ppm = ppm * standaard aantal slagen [5, 10] / werkelijke aantal slagen tijdens de meting = lezing tijd (sec) * standaard aantal slagen [5, 10] / werkelijke aantal slagen tijdens de meting
      7. Leid de gemiddelde uitstoot voor elk perceel door het berekenen van de gemiddelde flux van herhaalde metingen binnen een plot voor elke datum meting.
      8. Bereken gemiddelde ammoniak stromen voor tijdsintervallen tussen twee meetmomenten.
      9. Bereken ammoniak verlies (kg N / ha) voor het interval tussen twee DTM metingen door de gemiddelde flux (kg N / (ha * hr), 4.1.8) te vermenigvuldigen met de duur van dit interval (hr).
      10. Bereken cumulatief totaal verlies voor een bepaald perceel door het optellen van alle ammoniak verlies waarden (zie punt 4.1.9) verkregen tijdens de meetcampagne.
    2. Berekening van de stromen van de passieve samplers:
      1. Gooi waarden als oplossing verloren morsen, in dit geval het hele perceel kan uit de gegevens verwijderd. Controleer of de gegevens gap kan worden opgevuld door bijvoorbeeld gemiddelden van duplo percelen bij dezelfde sampling interval.
      2. Bepaal het volume oplossing: aftrekken flesje gewicht (zie stap 2.4) van het gewicht van de flacon met het monster-oplossing en gaan uit van een dichtheid van 1,0 g / ml.
      3. Meet NH4 + concentraties in monsteroplossingen met een ammoniak gevoelige elektrode volgens instructies van de fabrikant.
      4. Als monstervolume afwijkt van de standaard volume, juiste concentratie: gecorrigeerd ppm [mg NH4 + -N / L] = gemeten ppm * volume meting [x ml] / default volume [20 ml]
      5. Trek gemiddelde concentratie verkregen van controle percelen van de behandeling plot lezen voor elk interval. Stel de waarden op 0 in het geval van negatieve waarden.
      6. Kortom het volume en controle gecorrigeerde ppm waarden van alle meetintervallen verkregen van een perceel binnen een meetcampagne op de cumulatieve concentratie te verkrijgen.
      7. Verwijder sterkpositief afwijkende NH3 emissiewaarden van de in te stellen als oorzaak van partijdigheid kunnen worden geïdentificeerd data. Identificeren uitschieters door rekening te houden met de windrichting tijdens de bemonstering zo sterk afwijkende percelen van de andere replica's worden waarschijnlijk beïnvloed door ammoniak drijven van upwind hoge emissies percelen.
    3. Bereken kwantitatieve verliezen uit percelen uitgerust met passieve samplers door de toepassing van de overdracht coëfficiënt.
      1. Verkrijgen overdracht coëfficiënt (kg N / (ha * ppm)) door het verdelen van gecumuleerde kwantitatieve DTM verlies (4.1.10) van cumulatief ammoniak opname van de samplers (4.2.6) (Vgl. 4). Bijvoorbeeld: DTM finale: 10 kg N ha-1; Sampler cumulatieve: 20 ppm [mg N / L] → overdracht coëfficiënt = 0,5 kg N / (ha ppm): 1 ppm geabsorbeerd NH 3 komt overeen 0,5 kg / ha uitgestoten NH3-N)
      2. Vermenigvuldig ppm-waarden van alle passieve proeverijen door overschrijving coëfficiënt kwantitatieve emissies van alle beproevingen plots te verkrijgen. Leid verlies tarief voor een meetinterval door de ppm lezing voor de bemonstering interval te vermenigvuldigen met de overdracht coëfficiënt en vervolgens delen door de duur van de bemonstering interval. Bijvoorbeeld (sampler opname 12 ppm na 6 uur): 0,5 kg N ha -1 -1 * ppm 12 ppm / 6 h = 1 kg N ha -1 -1 hr.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

In het jaar 2014 werd een veldproef ingesteld in het centrum van Denemarken voor het testen van de effecten van verschillende methoden om ammoniakemissies na toepassing van jongvee drijfmest: opname met een frees, opname van aangezuurde slurry en gesloten slot injectie (injectie van drijfmest in grond latere dekking met grond). Als een vergelijking met een hoge emissie-applicatie techniek en in het bijzonder voor de juiste toepassing van de kamer methode spoor slang uitrijden van drijfmest was ook inbegrepen. In totaal 24 percelen werden opgenomen in deze studie. Vee suspensie werd met een snelheid van 80 kg NH4 + -N / ha.

figuur 6
Figuur 6: Tijd cursussen cumulatieve ammoniakemissie uit gerepliceerd veldproef met behulp van verschillende drijfmest toepassingsmethoden Melkvee slurrie werd door trail slang (oppervlakte) applicatie, oppervlakte Applicat toegepast.ion en vervolgens te verwerken, incorporatie van drijfmest aangezuurd met zwavelzuur, gesloten slot injectie (injectie slot bedekt met aarde). Transfer coëfficiënten werden verkregen uit trail slang toepassing behandeling, foutbalken verbeelden standaarddeviaties, letters geven significantie niveaus (Tukey HSD) bij p <0,05 (enkele reis ANOVA).

De methode bleek gevoelig en zeer hoge en zeer lage uitstoot kan worden onderscheiden zonder sterke inmenging van ammoniak drijven van de hoge uitstoot plots naar lage emissie percelen. Daardoor is de werkwijze leverde zeer significante verschillen tussen ammoniakemissie van slurries van verschillende technieken (figuur 6) aangebracht. Zoals theoretisch verwacht, emissies van trail slangen waren het hoogst, terwijl incorporatie minder uitstoot van minder dan 60%. Hoogste verlies reducties werden verkregen door toepassing met gesloten slot injectie of aanzuren met vervolgens te verwerken (ongeveer 90%). Op deze manier de methode gaf zeer RELEVAnt informatie onder praktisch oogpunt verzuring latere inbouw veel arbeid efficiënter en goedkoper dan gesloten slot injectie.

In een andere proef die in Duitsland in 2012 uitgevoerd, het effect van ureaseremmers op ammoniakemissie uit ureum toegepast wintertarwe getest. Ureum is het meest problematische synthetische N meststof aan ammoniak uitstoot maar in grote lijnen het belangrijkste. Emissies kunnen worden verminderd wanneer hydrolyse van ureum naar beneden wordt afgeremd door toepassing van ureaseremmers. Daarnaast worden nitrificatieremmers toegevoegd aan de opbouw van nitraat in grond die de emissie van het broeikasgas lachgas kan stimuleren (N2O) verminderen. Echter, langere duur met een aanhoudend hoge NH4 + concentratie te stimuleren Naast NH3-uitstoot. In deze studie beide, verschillende ureum kunstmest en verbonden toepassing strategieën (3 versus 2 aanvragen voor meststoffen met nitrificatie-remmer)werden getest. De resultaten tonen aan dat de ammoniakemissie sterk gereduceerd door het gebruik van ureaseremmers (figuur 7), onafhankelijk van het gebruik van nitrificatieremmers. Ureum alleen in combinatie met nitrificatieremmers toonde de hoogste emissie verbonden met de bodem en weerseffecten stimuleren van de ammoniakuitstoot bij specifieke applicatie data. Deze sterke invloed van weersomstandigheden op verschillende data kan worden gezien vanuit verschillende tijdsverloop van ammoniakemissies volgens deze methode verkregen (Figuur 8). De eerste twee applicatie data toonden relatief lage ammoniakemissie als gevolg van lage temperaturen en regelmatig, maar kleine neerslag gebeurtenissen in de eerste aanvraag, terwijl de sterkere regenval na de eerste paar dagen verminderde uitstoot bij de tweede applicatie. Op de derde en vierde toepassing hogere temperaturen heersten met de hoogste temperaturen en emissies bij de derde toepassing. Op beide data werden uitstoot gestopt door sterkere regenval eventen. De sterke invloed van de weersomstandigheden op de intensiteit van de emissie bij bepaalde applicatie data verklaart het verschil van de gemiddelde emissies tussen plain ureum (3 toepassingen) en ureum met nitrificatie-remmer (2 toepassingen) (figuur 7) als platte ureum werd ook toegepast op de vierde applicatie date met lagere relatieve uitstoot.

figuur 7
Figuur 7:. Cumulatief ammoniakemissie na toepassing van verschillende ureum meststoffen voor verschillende applicatie data (bovenste grafiek) en gecumuleerd voor alle toepassingen (grafiek onderaan) Granular meststoffen werden toegepast op het oppervlak aan wintertarwe in verschillende groeistadia, worden remmers gebruikt ammoniak uitstoot (UI) te verlagen of te vertragen omzetting van nitraat tot ammonium (NI) (U = ureum, UI = ureaseremmer, NI = nitrificatie inhibitor, CAN =kalkhoudende ammoniumnitraat); U KAN, U + UI werden aangebracht op drie data, U + NI, U + NI + UI op twee data, APP = datum van aanvraag, foutbalken verbeelden standaard fout, letters geven significantie niveaus (Tukey HSD) bij p <0,05 ( één manier ANOVA).

Figuur 8
Figuur 8: Tijd cursussen en weersomstandigheden van de ammoniakemissie uit vier ureum kunstmest en kan toegepast op verschillende data en doseringen aan wintertarwe Air temperatuur en neerslag (bovenste grafiek) en tijdsverloop van NH3-emissies (grafiek onderaan), dit. Figuur illustreert dat met de voorgestelde methode heel anders tijdsverloop van ammoniakemissies kunnen worden onderscheiden afhankelijk van het type meststof (u = ureum, UI = ureaseremmer, NI = nitrificatie inhibitor, CAN = kalkhoudend ammoniumnitraat) en de weersomstandigheden, u, CAN, U + UI werden aangebracht op drie data, U + NI, U + NI + UI op two data, error bars verbeelden standaarddeviatie, letters geven significantie niveaus (Tukey HSD) bij p <0,05 (enkele reis ANOVA).

De meetmethode maakt ook het testen van het effect van ammoniakemissies bij graanopbrengst en graan N opname (Figuur 9). Een analyse van covariantie werd toegepast om het effect van ammoniakemissies, applicatiestrategie (2 vs. 3 toedieningen per groeiseizoen) en jaar op graan N opname testen. Er bestond alleen significante effecten van ammoniak verlies (helling, identiek tussen de jaren) en het jaar (as) op graan N opname. De onderschept van de twee curves tonen het jaar effect op de N-opname (weer, bodemgesteldheid enz.), Terwijl de helling van de curve het effect van de ammoniakemissie op deze variabele vertegenwoordigt. Andere potentiële stikstofverliezen invloed gewas N-opname, in het bijzonder N verliezen met uitspoeling water, werden gevolgd door een intensieve bodem bemonstering en analyse (gegevens niet getoond). Geen nitraatuitspoeling werd waargenomen tijdens de vegetarischetation periode. Daarom opvallend genoeg de waarde van de helling (= 1) blijkt dat ammoniakverliezen direct vertaald in een verminderde N opname in deze studie. Dit bevestigt ook de orde van grootte van deze methode bepaalde ammoniakverliezen.

figuur 9
Figuur 9:. Verband tussen de ammoniakemissie en graan stikstofopname van wintertarwe bemest met verschillende ureum kunstmest Ammoniakemissie zijn verliezen direct planten stikstof die effecten hebben op de groei van planten moet hebben. Deze grafiek toont dat geëmitteerd ammoniak gemeten gekalibreerde passieve bemonsteringsmethode kan worden gerelateerd aan stikstofopname, gegevens die twee-weg ANOVA geanalyseerd.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Er werd aangetoond dat de voorgestelde methode kan worden gebruikt om ammoniakemissies verschillende meststoffen behandelingen vergelijken herhaalde veldproeven en de verkregen statistisch significante gegevens uit deze metingen gebruiken om beheer van N meststoffen verbeteren. De hoeveelheid emissie wordt verkregen door deze aanpak is gevalideerd in eerdere studies ten opzichte van micrometeorologische metingen 13,15,16. In deze paper, werd de kwantitatieve validiteit van deze benadering indirect aangetoond door een nauw lineair verband tussen de gemeten ammoniakemissie en gewas N opname. Daarom kan de werkwijze toepasbaar voor de bepaling van agronomisch belang stikstofverliezen door ammoniakemissies worden beschouwd. De toepassing van deze benadering voor het kwantificeren van ammoniakverliezen beperkt tot gemiddelde windsnelheden ≤4 m / s bij 2 m hoogte als de ijking van de kamermethode alleen onder deze omstandigheden werd gevalideerd.

e_content "> Er zijn echter omstandigheden waarin de toepassing van deze aanpak moeilijk te maken. Bij zeer lage en nul windsnelheden dubbele boekhouding van ammoniak door re-afzetting op de emissie plaats werd waargenomen 20 en kan niet worden verklaard door passieve sampling. Dergelijke situaties optreden 's nachts en onder specifieke geografische omstandigheden (shelter door bergen, hoge obstakels). In dit geval is het zeer moeilijk om emissies kwantificeren het verplaatsingsgedrag uitgestoten ammoniak onzeker 14. echter, dit probleem treft bijna alle ammoniakemissie methoden en, vanuit een emissie perspectief, zero emission moet worden onder dergelijke omstandigheden of een dergelijke meting met tussenpozen van uitgegaan moet worden weggegooid. Afgedreven ammoniak uit naburige velden in de multi-plot experimentele veld vormt geen probleem om de gepresenteerde methodiek als ze kunnen worden verklaard door controle metingen (geen fertilisatiebehandelingen). Indien deze invloed overschrijdt de ammoniakconcentratie from de behandeling plots kan bepaling van ammoniakverliezen onmogelijk. Derhalve bevruchting van gebieden die grenzen aan de experimentele site gecontroleerd en geen ammoniak worden geëmitteerd vanuit deze gebieden. Onder omstandigheden als kunstmest ongelijkmatig verdeeld of (ongelijkmatig) opgenomen in de bodem, is het moeilijk of onmogelijk om de kamersysteem gemeten fluxen niet representatief voor het veld kan worden veroorzaakt door onbekende mestverdeling correct toepassen. In dit geval moet een andere behandeling worden opgenomen met bekende mestverdeling die correct worden verklaard door het plaatsen van de kamers op de bodem. Dit blijkt uit bovenstaande voorbeeld waar de toepassing sleep flexibel voor grondbedekking werd toegevoegd door slurry met een spoor slangen bekend was zichtbaar. Indien dergelijke maatregelen niet mogelijk de gepresenteerde methode kan niet worden toegepast. De passieve bemonstering, die niet wordt beïnvloed door deze beperking zou intervallen van minstens semi-kwantitatieve verschillen tussen treatments hoewel geen nauwkeurige kwantitatieve uitstoot. Het probleem van het niet op de juiste wijze goed voor ongelijke verdeling van meststoffen is een probleem met alle kamer of windtunnel systemen. Echter, windtunnels grotere bodem dekking, waardoor micro-schaal oneffenheden middeling in kunstmest distributie. Daarom kan de kamer methode die in deze aanpak worden vervangen door een andere methode, die kwantitatieve emissies van perceel metingen (bijv windtunnels) geeft. Maar alleen specifieke ontwerpen van windtunnels geven nauwkeurige kwantitatieve waarden 10,21 en geven vaak verkeerde informatie als ze niet voor de regen gebeurtenissen kunnen worden verwijderd en daarna vervangen.

Afgezien van het specifieke probleem van kunstmest distributie, is er nog steeds een debat gaande over de geldigheid van de verschillende ammoniak verlies meetsystemen voor precies kwantificeren ammoniak verliezen, en kamermuziek systemen zijn over het algemeen in twijfel getrokken 20. Er werd aangetoond in eerdere studies bijvoorbeeld, open pad FTIR of TDL systemen in combinatie met micrometeorologische modelleren 18, 20. Maar dergelijke systemen zijn niet gerepliceerd veldproeven toepassing.

High luifels> 0,3 m vormen nog steeds een uitdaging voor de gevraagde kamer systeem en alle dynamische ruimte systemen, waaronder windtunnels. Past testen toonden een goede overeenkomst tussen de methode in dit document en micrometeorologische resultaten. Echter, geen tests nodig om deze resultaten te bevestigen.

Op de lange termijn zou het meest wenselijk zijn om de passieve samp gebruiken Ler resultaten zonder kwantitatieve methode op een afzonderlijk kalibratievergelijking. Verleden inspanningen om een dergelijke vergelijking basis op windsnelheid, temperatuur etc. afkomstig waren niet succesvol. Dit is waarschijnlijk te wijten aan het veranderen van de passieve sampler design - methode was nog in ontwikkeling - en luifels effecten. In de toekomst een bepaalde vormgeving van het samplers die wordt voorgesteld en na een groot aantal experimenten het afleiden van een calibratievergelijking mogelijk moet zijn om te worden toegepast voor dit specifieke type passieve samplers. Als alternatief voor de zelfgemaakte passieve samplers in deze studie gebruik vloeistof verdund zwavelzuur, geprefabriceerde zuur traps 22, bijv ALPHA samplers 23, zijn verkrijgbaar wanneer zuur in een matrix gebonden zonder risico van morsen en gebruiksgemak . Echter, kunnen deze samplers vereisen een langere belichtingstijden dan die welke in deze methode 22 en nog niet zijn getest in een soortgelijke aanpak.

e_content "> Een nieuwe methode, gekalibreerde passieve bemonstering, om kwantitatief te meten ammoniakemissies in gerepliceerde veldproeven werd gepresenteerd. De methode bleek geldig onder een breed scala van experimentele condities en wordt aanbevolen onder omstandigheden met kale grond of kleine luifels worden gebruikt. Resultaten resultaten van proeven met grotere planten luifels moeten nauwkeuriger worden behandeld. Als een gebruiker nog twijfel met betrekking tot de kwantitatieve geldigheid van de werkwijze kan worden getest door het combineren van deze benadering met een gelijktijdige meting met micrometeorologische en kamertechniek onder identieke bodem en kap daaropvolgend vergelijking van emissie verkregen. De passieve samplers bleek een zeer krachtig hulpmiddel om ammoniakemissies in multi-plot veldproeven kwalitatief meten en kan worden gebruikt met verschillende schaalmethoden een overdrachtscoëfficiënt. Eis verkrijgen voor dergelijke schalingsmethode is de toepasselijkheid ervan op hetzelfde perceel als de werknemers voor de passieve samplers. Na het definiëren van een definitief ontwerp van de samplers of bij de toepassing van kant en klare passieve samplers, zou een aparte kalibreringsformule voor dergelijke samplers worden ontwikkeld en een gelijktijdige meting met een kwantitatieve methode kan overbodig zijn.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

De auteur verklaart dat hij geen concurrerende financiële belangen.

Acknowledgments

De auteur is dankbaar voor Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, Dr. Robert Quakernack, Dr. Kang Ni voor hun inzet bij de ontwikkeling en de verdere ontwikkeling van deze aanpak. Veel dank ook aan het veld technici Doris Ziermann en Jun Yang. De onderliggende onderzoeken werden ondersteund door de Deutsche Forschungsgemeinschaft, de federale staat Sleeswijk-Holstein, EFRE subsidies van de Europese Unie en SKW Piesteritz corp. zoals in detail beschreven in de geciteerde publicaties.

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 dynamische kamer ammoniakemissie multi-plot veldproef veld replicatie landbouw stikstof kunstmest passieve sampler
Geijkte Passive Sampling - Multi-plot Field Metingen van NH<sub&gt; 3</sub&gt; Emissies met een combinatie van Dynamic Tube Methode en passieve samplers
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