Calibré échantillonnage passif - Multi-terrain Mesures sur le terrain de NH₃ Les émissions avec une combinaison de la méthode de Dynamic Tube et échantillonneurs passifs

L' ammoniac (NH ₃₎ est le seul gaz atmosphérique trace principalement (90%) émis par des sources agricoles dans l'UE. Bien que l'agriculture est également une source importante (> 50% des émissions de l'UE), ceux-ci ne contribuent qu'à environ ~ 5% du total de l'UE15 émissions de gaz à effet de serre d'origine anthropique. En revanche, les émissions agricoles NH ₃ sont responsables d'environ 45% de l' eutrophisation des émissions dérivés, 31% de l' acidification et de 12% la formation de poussières fines dans l'UE15 ^1. En plus des effets néfastes sur les écosystèmes et la santé humaine, de l' azote (N) perte par émissions de NH ₃ est une perte économique pour les agriculteurs ^2. L'engrais azoté est essentiel pour le taux élevé de la production alimentaire fournie par l'agriculture moderne. En dehors des dégâts environnementaux, émissions de NH ₃ ainsi, signifie une perte considérable de nutriments, comme NH ₃ est dérivé d'engrais d' ammonium, en plus de nitrate les principales espèces d'azote minéral bénéficier directementcapable de l'usine régissant les processus de croissance des cultures et le rendement. Application des engrais azotés contribue 20-80000000000 € de profit par an pour les agriculteurs de l' UE , mais à son tour , il a été estimé que NH ₃ rejetés dans l'air de l' agriculture provoque ~ 50 Md € de dommages annuels dans l'UE ^3. Par conséquent, la réduction des émissions de NH ₃ est essentiel à la fois pour réduire les effets environnementaux et d' accroître l'efficacité du N. appliquée

Dans l' agriculture, NH ₃ est principalement émis par les bâtiments d'élevage, fumier (bouillies, digestats anaérobies (AD), fumier solide) de stockage et de gestion, ainsi que l' application sur le terrain du fumier. La propension à émettre NH ₃ diffère en fonction de la composition du fumier, par exemple la teneur en matière sèche et de fumier pH. Dans une certaine mesure ammonium et amine à base d' engrais azotés synthétiques que l' urée et le phosphate diammonique contribuent également à émissions de NH _3. Bien que le nitrate d'ammonium calcaire (CAN) Est le principal engrais N dans de nombreux pays européens, l'utilisation d'urée granulée a augmenté, et a terminé deuxième CAN en Europe centrale et occidentale en 2012 ^4. L' urée est particulièrement populaire dans les pays en développement en raison de ses avantages d'une haute teneur en N, la sécurité et le transport facile et est le plus important des engrais azotés synthétiques au monde ^5. Cependant, l'augmentation du pH et de la surface du sol NH ₄ ⁺ -concentrations résultant de l' hydrolyse de l' urée peut donner lieu à de fortes émissions de NH _3. Cela peut provoquer une faible efficacité N d'utilisation, en particulier dans un sol alcalin ou dans le sol avec une capacité de sorption faible, ce qui limite l'utilisation des engrais d'urée en Europe ^6,7.

De nombreuses études sur émissions de NH ₃ à partir de l' application d'engrais organiques et minéraux et les bâtiments d'élevage ont été réalisées au cours des dernières décennies ^{6, 8.} Néanmoins, la recherche liée à émissions de NH ₃ après l' application de l' ammoniac Emitting engrais est encore limitée. Cette applique en particulier à la relation entre les émissions d'ammoniac, type d'engrais utilisé, les conditions du site et la croissance des cultures. Dans des conditions idéales cela nécessite des essais répliqués sur le terrain en raison de la variable de réponse des cultures aux traitements qui ne peuvent être validés dans un modèle expérimental, y compris la réplication sur le terrain pour les tests statistiques.

Les pertes d'ammoniac devraient donc également être déterminés dans des essais sur le terrain multi-terrain répliquées ^9, mais les dominant méthodes de perte d'ammoniac produisant des émissions quantitatives (ie kg N / (ha * h)) nécessite de grandes surfaces de terrain (méthodes micrométéorologiques), un équipement coûteux (souffleries ) ou l'alimentation électrique sur le terrain qui rendent leur application dans les essais sur le terrain répliquées difficile, voire impossible. En outre, les paramètres spécifiques des souffleries ont été critiqués en ce qui concerne la précision des valeurs d'émission obtenus ^10. Par conséquent, il existe un fort besoin d'unen méthode de perte d'ammoniac pour déterminer les émissions d'ammoniac dans les essais sur le terrain répliqués. Cette méthode pourrait être utilisée pour aider à améliorer les mesures agricoles visant à réduire les émissions d'ammoniac sur la base des effets statistiquement validés des conditions du site, type d'engrais, les méthodes d'application et le développement des cultures.

L'idée de base de la nouvelle méthodologie, échantillonnage passif calibré, est de lier une méthode de mesure semi-quantitative simple pour la mesure sur de nombreuses parcelles, avec une méthode quantitative par des mesures simultanées avec les deux méthodes sur quelques parcelles. Les échantillonneurs passifs modifiés par rapport à la conception dans la publication originale ¹¹ sont utilisées comme une méthode de mesure semi-quantitative. La méthode Dynamic-Tube (DTM) ^12, une méthode de chambre dynamique calibrée, est utilisée pour obtenir un coefficient de transfert, qui convertit les pertes semi-quantitatives de l'échantillonneur passif à des pertes quantitatives (kg N ha ^-1). En raison du taux de change d'air faible dans la chambresystème émissions non étalonnées obtenues à partir du DTM sont d'un ordre de grandeur plus faible que des émissions réelles. Toutefois, ce problème a été résolu par une équation d'étalonnage qui corrige les flux de la chambre en fonction des conditions de vent in-situ ^13. Ces équations d'étalonnage ne peuvent être appliquées lorsque les chambres ont le même volume d'espace libre interne et la conception que celles utilisées dans les essais d'étalonnage. Chambers peuvent être insérés directement dans le sol ou placés sur des anneaux de sol. Ce dernier empêche une perturbation excessive du sol et permet une introduction presque étanche à l'air des chambres sur gazons denses ou un sol compacté. En outre, la quantité exacte d'engrais à tester peut être appliqué à l'intérieur des anneaux du sol. Cependant, les mottes de terre sur les anneaux du sol peuvent aussi entraîner de serrage entre la chambre et l'anneau du sol.

Figure 1: MeasureMe simultanéent avec des échantillonneurs passifs et méthode de la chambre (DTM) dans la parcelle de terrain. échantillonneur passif est situé dans le centre d'une parcelle carrée de 0,15 m au- dessus du sol / canopée. Mesures avec DTM sont faites au moins 2 emplacements dans une parcelle par date de mesure. Zones dédiées pour la récolte ne devraient pas être affectés par les opérations de chambre et de mesure de l'échantillonneur passif.

Pour calculer le transfert des coefficients mesures sont effectuées simultanément sur ​​un petit nombre de parcelles avec les deux méthodes (Figure 1). Il est important qu'ils soient appliqués avec la même durée de mesure totale et que les mesures sont effectuées en même temps (à moins de 1 h). Le principe de faciliter l'application d'un coefficient de transfert pour de nombreuses parcelles est basée sur le fait que des échantillonneurs passifs placés dans un champ expérimental homogène, avec une distance appropriée à des obstacles perturbant le champ de vent comme les haies, les bâtiments , etc. (au moins 10 fois, idéalement 20 temps de obstacle hauteur) ^14, ont le même comportement d'absorption de NH ₃ dans des conditions environnementales identiques. Ainsi, par exemple, l'émission de 50% de moins sur un terrain serait traduire directement à 50% de réduction de l'absorption d'ammoniac par une solution de l'échantillonneur. Par conséquent, un coefficient de transfert utilisé pour mise à l'échelle des valeurs de piégeage d'acide sur une seule parcelle peut être utilisée à l'échelle les valeurs de tous les pièges acides utilisés dans le même essai sur le terrain. En raison des effets de différentes conditions environnementales (température, vitesse du vent, la rugosité de surface) sur l' ammoniac absorption efficacité des échantillonneurs passifs ¹¹ le coefficient de transfert doit être calculée pour chaque campagne de mesure, respectivement.

Les caractéristiques générales des deux méthodes appliquées et la conception requise des essais sur le terrain comprennent 4 chambres dynamiques placés sur le sol relié à polytétrafluoroéthylène (PTFE) tubes et ventilé par une pompe à soufflet (DTM), des échantillonneurs passifs et de grandes parcelles expérimentales du second degré avec un grand tampon espaces pour reduCing l'effet de NH ₃ dérive entre les parcelles sur la mesure des émissions sur la parcelle réelle.

Les échantillonneurs passifs sont remplis d'acide sulfurique dilué (0,05 MH ₂ SO ₄₎ et sont placés au centre des parcelles. La solution dans les échantillonneurs passifs absorbe continuellement l'ammoniac, et elle est remplacée à intervalles réguliers en fonction de l'intensité attendue des émissions. En même temps, NH ₃ flux sont mesurés avec le DTM sur deux parcelles de traitement et une parcelle de contrôle à des points spécifiques dans le temps. Contrairement à vent tunnels, les deux méthodes combinées dans l' échantillonnage passif étalonné ont des effets très limités sur l' humidité du sol, la température du sol et des précipitations qui peuvent affecter les pertes des émissions d' ammoniac très fortement ^6,8. Alors que des échantillonneurs passifs sont montés à 0,15 m au-dessus du sol et la surface de la canopée, sans aucun effet sur ces variables, les mesures avec les chambres de DTM ne durent que pendant environ 5 min en réduisant les effets potentiels de la chambre à un minimum. </p>

Des résultats précis pour NH ₄ ⁺ concentrations dans la solution d'échantillonnage peuvent être obtenues par des mesures avec des électrodes d'ammonium sensible. Mesures avec flux continu Auto Analyseurs peut être problématique, car la réaction pH couleur sensible appliqué dans ces instruments peuvent par entravées par le pH acide de la solution d'échantillonnage et de produits chimiques utilisés nécessitent une modification. NH ₃ concentrations dans l'air qui passe à travers le système de chambre de DTM sont instantanément mesurée avec des tubes lumineux. Les mesurées NH ₃ concentrations sont enregistrées sur une feuille de données après chaque mesure.

Pour DTM, NH ₃ flux (mg N / (m² * h)) sont calculées à partir mesurées concentrations de NH ₃ et du débit d'air dans le système 4 de la chambre et la zone couverte par les chambres (Eq. 1, paragraphe 2.5.1). Les flux résultant de non-étalonné (qui sous-estiment les véritables émissions) sont réduites à des pertes quantitativesavec une équation d'étalonnage (Eq. 2 et 3, voir le paragraphe 2.5.1). Cumulatifs Scaled pertes de NH ₃ (kg N / ha) du DTM sont calculées en faisant la moyenne des flux entre deux dates de mesure ultérieures, en multipliant ce flux moyen de la durée de chaque intervalle, et en ajoutant-up toutes les pertes de tous les intervalles de mesure d'une mesure campagne. Cumulatifs qualitatifs pertes de NH ₃ (ppm somme) de échantillonneurs passifs sont calculés en additionnant recueillies NH ₄ ⁺ -concentrations (ppm) sur un terrain au sein d' une campagne expérimentale. Ceci est possible parce que des températures de volume et de mesure identiques, les valeurs ppm se traduisent directement par des quantités capturées d'ammoniac. Pour redimensionner ces pertes qualitatives à des pertes quantitatives du coefficient de transfert (kg N / (ha * ppm)) est obtenue en rapportant la perte finale cumulée du DTM (kg N ha ^-1) à la somme des concentrations dans les échantillonneurs mesurée sur la mêmes parcelles. Ce coefficient de transfert est ensuite utilisé to convertir les émissions semi-quantitatives de l' échantillonnage passif à des flux quantitatifs (par exemple kg N / ha) en multipliant les concentrations cumulées avec le coefficient de transfert.

La perte d'eau des collecteurs par évaporation ne modifie pas la capacité d'absorption, mais doit être corrigé plus tard pour l'analyse des données. Renverser de la solution en raison de vents forts au cours n'a pas été observée même dans les marais côtiers du nord de l'Allemagne. Décisive pour une application réussie de cette approche est la conception identique de tous les échantillonneurs passifs appliqués dans le domaine, y compris position identique et la hauteur de placement dans une parcelle. Plusieurs modèles d'échantillonneurs passifs ont été appliquées avec succès dans le passé. Ce document propose une conception particulière qui a fait ses preuves et facile à utiliser dans les mesures sur le terrain. L'approche présentée a été testé par rapport aux méthodes de perte d'ammoniac standard (méthodes micrométéorologiques) dans environ 15 Fielessais d confirmant la validité quantitative de la procédure ^15,16 et une représentation biaisée de la dynamique des émissions ^17. Le coefficient de détermination (R²) des flux calibrés par rapport aux mesures micrométéorologiques dans l'étude d'étalonnage ¹³ était de 0,84, tout à fait semblable au coefficient obtenu en comparant des capteurs d'ammoniac pour les concentrations d'ammoniac atmosphérique mesurée dans une étude récente ^18. L'erreur relative racine carrée moyenne des pertes d'ammoniac cumulés était de 17%, également très proche des valeurs obtenues dans d' autres études comparant les mesures micrométéorologiques ^13. Dans la seconde validation où la méthode proposée a été comparée à des mesures micrométéorologiques des émissions d'ammoniac provenant des boues organiques (5 essais séparés), un r² de 0,96 (pente de la courbe ≈ 1) et une erreur racine carrée moyenne relative de 5% a été obtenu pour les émissions finales d'ammoniac cumulés ^15. Le procédé est révélé sensibleun essai sur le terrain de 3 ans en utilisant différents engrais azotés synthétiques ^19. L'application de cette approche est limitée à des vitesses de vent moyennes ≤4 m / s à 2 m de hauteur que la méthode de la chambre seulement a été validé dans ces conditions ^13,15,16.

Une campagne de mesure est définie comme une expérience testant les émissions d'ammoniac après l'application d'engrais sur plusieurs parcelles durables pendant plusieurs jours, jusqu'à semaines. Chaque campagne de mesure sur un terrain se compose de plusieurs intervalles ultérieurs d'échantillonnage (échantillonneur passif) ou des dates de mesure (DTM). intervalle d'échantillonnage est définie comme étant la durée séquentielle d'absorption de l'ammoniac émis par une solution d'échantillonnage. Date de mesure est définie comme étant le point séquentiel dans le temps où les mesures DTM sont effectuées sur différentes parcelles utilisées pour dériver le coefficient de transfert.