Kalibreret Passiv Prøveudtagning - Multi-plot Field Målinger af NH₃ Emissioner med en kombination af Dynamic Tube Metode og Passive samplere

Ammoniak (NH ₃₎ er den eneste atmosfærisk sporgas overvejende (90%), der udsendes fra landbruget i EU. Selvom landbruget er også en vigtig kilde (> 50% af EU-emissioner), disse bidrager kun til omkring ~ 5% til den samlede EU15 menneskeskabte udledning af drivhusgasser. I modsætning hertil landbrugs NH ₃ emissioner er ansvarlig for omkring 45% af emission-afledt eutrofiering, 31% af forsuring og 12% fine støvdannelse i EU15 ^1. Ud over skadelige virkninger for økosystemer og menneskers sundhed, kvælstof (N) tab af _NH3 emission er et økonomisk tab for landmændene ^2. Kvælstof gødning er afgørende for den høje produktion mad leveret af moderne landbrug. Ud af de miljøskader, NH ₃ emissioner dermed betyde et betydeligt tab af næringsstoffer, som NH ₃ stammer fra gødning ammonium, foruden nitrat de vigtigste mineral nitrogenforbindelser direkte benyttestand til anlægget regulerer afgrøde vækst processer og udbytte. Anvendelse af N gødning bidrager med 20-80 milliarder € fortjeneste om året for EU-landmænd, men til gengæld blev det anslået, at _NH3 frigives til luften fra landbruget forårsager ~ € 50 milliarder i årlige skader i EU ^3. Derfor reduktion af NH ₃ emissioner er afgørende for både faldende de miljømæssige virkninger, og øge effektiviteten af den anvendte N.

I landbruget er _NH3 primært udsendes fra stalde, gødning (slam, anaerobe digestates (AD), fast gødning) opbevaring og ledelse samt gødning marken. Tilbøjeligheden til at udsende NH ₃ afviger afhængigt af gylle sammensætning, f.eks tørstofindhold og gødning anliggende pH. Til en vis grad ammonium og amin baseret syntetiske kvælstofgødning urinstof og diammoniumphosphat også bidrage til NH ₃ emissioner. Selvom kalkholdige ammoniumnitrat (CAN) Er den vigtigste N gødning i mange europæiske lande, er brugen af granuleret urea steget, og var anden CAN i Central- og Vesteuropa i 2012 ^4. Urea er særlig populær i udviklingslandene på grund af dens fordele ved et højt N-indhold, sikkerhed, og nem transport og er verdens vigtigste syntetisk kvælstofgødning ^5. Forøgelsen af pH og overfladejord _NH4 ⁺ koncentrationerne skal som følge af urinstof hydrolyse, kan imidlertid resultere i høje NH ₃ emissioner. Dette kan forårsage lavt N brug effektivitet, især i basisk jord eller jord med lav sorption kapacitet, der begrænser brugen af urea gødning i Europa ^6,7.

Mange undersøgelser af _NH3 emission fra organisk og mineralsk gødskning og stalde er udført i de seneste årtier ^{6, 8.} Ikke desto mindre forskning relateret til NH ₃ emissioner efter anvendelse af ammoniak emitting gødning er stadig begrænset. Det gælder især på forholdet mellem ammoniakudledninger, gødningstype anvendt, applikationssted og afgrøde vækst. Under ideelle forhold kræver dette replikerede markforsøg på grund af den varierende respons af afgrøder til behandlinger, som kun kan valideres i et eksperimentelt design, herunder felt replikation til statistisk test.

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

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

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

At udlede overføringskoefficienter målinger udføres samtidigt på et lille antal områder med begge metoder (figur 1). Det er vigtigt, at de anvendes med den samme totale måling varighed og at målingerne udføres på samme tid (indenfor 1 time). Princippet lette anvendelsen af en overførsel koefficient for mange grunde er baseret på det faktum, at passive samplere placeret i et homogent eksperimenterende felt, med passende afstand til forhindringer forstyrrer vinden feltet som hække, bygninger mv (mindst 10 gange, ideelt 20 tider med obstacle højde) ^14, har den samme _NH3 absorption opførsel under identiske miljømæssige betingelser. Så for eksempel, 50% lavere emission på en grund ville direkte oversætte til 50% reduceret ammoniak optagelse af en sampler løsning. Derfor kan en overførsel koefficient anvendes til skalering af sure fælde værdier på en enkelt plot anvendes til at skalere værdierne af alle sure fælder, der anvendes i den samme feltundersøgelse. På grund af virkningerne af varierende miljøforhold (temperatur, vindhastighed, overfladeruhed) på ammoniak optagelse effektiviteten af passive samplere ¹¹ overførsel koefficient skal udledes for hver måling kampagne, hhv.

De generelle træk ved de to metoder anvendes, og at den krævede konstruktions- feltforsøg omfatter 4 dynamiske kamre placeret på jorden i forbindelse med polytetrafluorethylen (PTFE) slange og ventileres ved en bælg pumpe (DTM), passive samplere og store kvadratiske eksperimentelle plots med stor buffer rum til Reducing effekten af _NH3 drift mellem parceller på målingen emission på selve grunden.

De passive prøvetagere er fyldt med fortyndet svovlsyre (0,05 MH ₂ SO ₄₎ og er placeret i centrum af plottene. Løsningen i de passive samplere absorberer løbende ammoniak, og bliver erstattet regelmæssigt afhængigt af den forventede intensitet af emissionerne. Samtidig er NH ₃ fluxe målt med DTM på to behandlingsgrupper plots og en kontrolgruppe plot på bestemte tidspunkter. I modsætning til vindtunneler, begge metoder kombineret i kalibreret passiv sampling har kun meget begrænset indvirkning på jordens fugtighed, jordtemperatur og nedbør, som kan påvirke tab ammoniak emission meget stærkt ^6,8. Mens passive prøvetagere er monteret 0,15 m over jorden og baldakin overflade, uden nogen effekt på disse variabler, målinger med DTM kamre sidste kun for omkring 5 min, hvilket reducerer potentielle kammer effekter til et minimum. </p>

Bedre resultater af _NH4 ⁺ koncentrationer i prøvetagning opløsning kan opnås ved målinger med ammonium-følsomme elektroder. Målinger med kontinuerlig gennemstrømning Auto analysatorer kan være problematisk, da pH-følsom farvereaktion anvendes i disse instrumenter kan ved hæmmet af den sure pH i prøveudtagning løsning og kemikalier anvendt kræver modifikation. NH ₃ koncentrationer i luften ledes gennem kammeret ifølge den DTM er øjeblikkelige målte med indikatorpapir rør. De målte NH ₃ koncentrationer registreres på et datablad efter hver måling.

For DTM, er NH ₃ flusmidler (mg N / (m² * h)) beregnet ud fra målte NH ₃ koncentrationer og luftmængden gennem 4 kammer-systemet og det område, som kamrene (Eq. 1, punkt 2.5.1). De resulterende un-kalibrerede flusmidler (som undervurderer de sande emissioner) er skaleret kvantitative tabmed en kalibrering ligning (ligning. 2 og 3, se afsnit 2.5.1). Skalerede kumulative NH ₃ tab (kg N / ha) af DTM beregnes ved at tage gennemsnittet af de strømme mellem to efterfølgende måling datoer, multiplicere dette gennemsnit flux med varigheden af hvert interval, og tilføje op alle tab fra alle målinger intervaller på en måling kampagne. Kumulative kvalitative NH ₃ tab (ppm sum) fra passive prøvetagere er beregnet ved at lægge op indsamlede _NH4 ⁺ koncentrationerne skal (ppm) på en grund i en eksperimentel kampagne. Dette er muligt, fordi under identiske volumen og måling temperaturer, ppm værdier direkte omsættes til tilfangetagne mængder ammoniak. For at skalere disse kvalitative tab kvantitative tab overførsel koefficient (kg N / (ha * ppm)) er afledt ved at relatere kumulative endelige tab af DTM (kg N ha ^-1) til den samlede sum af koncentrationer i samplere målt på samme grunde. Denne overførsel koefficient anvendes derefter to konvertere semikvantitative emissioner fra passiv sampling kvantitative flux (f.eks kg N / ha) ved at multiplicere de kumulative koncentrationer med overførslen koefficient.

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

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