L'ammoniaca (NH ₃₎ è l'unico gas atmosferico traccia prevalentemente (90%) emessa da fonti agricole nell'UE. Anche se l'agricoltura è anche una delle principali fonti (> 50% delle emissioni dell'UE), queste contribuiscono solo per circa ~ 5% al ​​totale delle emissioni antropiche di gas serra dell'UE-15. Al contrario, agricoli NH ₃ emissioni sono responsabili di circa il 45% di eutrofizzazione delle emissioni di derivazione, il 31% di acidificazione e formazione di polveri sottili del 12% all'interno della UE-15 ^1. Oltre agli effetti negativi per gli ecosistemi e la salute umana, di azoto (N) la perdita da NH emissione ₃ è una perdita economica per gli agricoltori ^2. fertilizzanti azotati è essenziale per l'alto tasso di produzione di cibo consegnato da agricoltura moderna. Oltre il danno ambientale, NH ₃ emissioni dunque, significa una notevole perdita di sostanze nutritive, come NH ₃ deriva dalla concime ammonio, oltre al nitrato specie minerali azotati chiave direttamente avvalersiin grado di governare l'impianto di processi di crescita delle colture e la resa. L'applicazione di fertilizzanti N contribuisce € 20-80 miliardi di dollari di profitto per l'anno per gli agricoltori dell'UE, ma a sua volta, è stato stimato che NH ₃ rilasciato nell'aria da agricoltura provoca ~ € 50 miliardi di danni annuo nell'UE ^3. Pertanto, la riduzione di NH ₃ emissioni è essenziale sia per diminuire gli effetti ambientali e aumentando l'efficienza del N. applicata

In agricoltura, NH ₃ viene emesso principalmente dalle case animali, letame (fanghi, digestato anaerobico (AD), letame) di storage e la gestione e per l'applicazione di campo letame. La propensione a emettere NH ₃ differisce a seconda della composizione del letame, ad esempio, contenuto di sostanza secca e letame pH. In una certa misura di ammonio e di ammina basato fertilizzanti azotati sintetici come l'urea e fosfato anche contribuire a NH ₃ emissioni. Anche se il nitrato di ammonio calcareo (CAN) È il principale fertilizzante N in molti paesi europei, l'utilizzo di urea granulare è aumentato, e non era secondo a CAN in centrale e occidentale Europa nel 2012 ^4. L'urea è particolarmente popolare in paesi in via di sviluppo grazie ai vantaggi di un alto contenuto di N, sicurezza e facilità di trasporto ed è più importante di fertilizzanti azotati di sintesi del mondo ^5. Tuttavia, l'aumento del pH e superficie del suolo NH ₄ ⁺ -concentrations derivanti da idrolisi dell'urea può comportare elevati NH ₃ emissioni. Ciò può causare bassa efficienza dell'uso N, specialmente in terreno alcalino o terreno con bassa capacità di assorbimento, che limita l'uso di fertilizzanti di urea in Europa ^6,7.

Molti studi sulle emissioni _di NH ₃ dall'applicazione fertilizzanti organici e minerali e stalle sono stati condotti negli ultimi decenni ^{6, 8.} Tuttavia, la ricerca relativa alle NH ₃ emissioni dopo l'applicazione di ammoniaca Emittfertilizzanti ing è ancora limitata. Questo in particolare vale per il rapporto tra emissioni di ammoniaca, del tipo di concime utilizzato, le condizioni del sito e la crescita delle colture. In condizioni ideali questo richiede prove sul campo replicate causa della risposta variabile colture a trattamenti che possono essere convalidati solo in un disegno sperimentale compresa replica campo per test statistici.

Perdite di ammoniaca dovrebbero quindi essere determinate anche nel replicati multi-trama di campo prove ^9, ma le dominanti metodi di perdita di ammoniaca producendo emissioni quantitative (es kg N / (ha * h)) richiede grandi aree di campo (metodi micrometeorologici), attrezzature costose (gallerie del vento ) o nel campo di alimentazione elettrica che rendono la loro applicazione in prove sul campo replicati difficile o impossibile. Inoltre, le impostazioni specifiche delle gallerie del vento sono stati criticati per quanto riguarda la precisione dei valori di emissione ottenuti ^10. Pertanto, vi è una forte necessità di unan metodo di perdita di ammoniaca per determinare le emissioni di ammoniaca in prove sul campo replicati. Questo metodo potrebbe essere utilizzato per contribuire a migliorare le misure agricole per ridurre le emissioni di ammoniaca basati sugli effetti statisticamente convalidati di condizioni del sito, del tipo di concime, metodi di applicazione e lo sviluppo delle colture.

L'idea di base della nuova metodologia, campionamento passivo calibrato, è quello di collegare un metodo semplice misurazione semi-quantitativa per la misurazione su molte trame, con un metodo quantitativo per misurazioni simultanee con entrambi i metodi su alcune piazzole. Campionatori passivi modificati, rispetto al disegno nella pubblicazione originale ¹¹ sono utilizzati come metodo di misurazione semi-quantitativa. Il metodo dinamico-Tube (DTM) ^12, un metodo della camera dinamica calibrato, viene impiegato per ottenere un coefficiente di trasferimento, che converte le perdite semi-quantitativi del campionatore passivo a perdite quantitative (kg N ha ^-1). A causa del cambio di aria nella camera diSistema emissioni non calibrati ottenuti dal DTM sono circa un ordine di grandezza inferiore rispetto veri emissioni. Tuttavia, questo problema è stato superato da una equazione di calibrazione che corregge i flussi camera seconda in-situ condizioni di vento ^13. Queste equazioni di calibrazione possono essere applicate solo quando le camere hanno lo stesso volume di spazio di testa interno e design come quelli utilizzati nei processi di calibrazione. Camere possono essere inseriti direttamente nel terreno o immessi sul anelli del suolo. Quest'ultimo evitare un'eccessiva perturbazione del suolo e consente una introduzione quasi ermetica delle camere sul swards erba dense o terreno compattato. Inoltre, l'esatta quantità di fertilizzante da testare può essere applicato all'interno degli anelli suolo. Tuttavia, zolle sugli anelli terreno possono anche comportare bloccaggio tra la camera e l'anello terreno.

Figura 1: MeasureMe simultaneant con campionatori passivi e metodo della camera (DTM) nella trama campo. campionatore passivo si trova al centro di un appezzamento quadrato 0,15 m al di sopra del suolo / baldacchino. Misure con DTM sono effettuate almeno 2 posizioni all'interno di una trama per data di valutazione. Aree dedicate per la raccolta non dovrebbero essere influenzati da operazioni di camera di misura e campionatore passivo.

Per ricavare il trasferimento misurazioni coefficienti vengono eseguite contemporaneamente su un piccolo numero di piazzole con entrambi i metodi (Figura 1). È importante che siano applicati con la stessa durata totale di misura e che le misurazioni vengono effettuate allo stesso tempo (entro 1 ora). Il principio di agevolare l'applicazione di un coefficiente di trasferimento per molte trame si basa sul fatto che campionatori passivi posti in un campo sperimentale omogeneo, con la distanza opportuno ostacoli disturbare il campo vento siepi, edifici, ecc (almeno 10 volte, idealmente 20 tempi di obstacle altezza) ^14, hanno lo stesso comportamento di assorbimento NH ₃ in identiche condizioni ambientali. Così, per esempio, il 50% minore emissione su un terreno sarebbe direttamente tradurre al 50% ridotto assorbimento di ammoniaca da una soluzione campionatore. Pertanto, un coefficiente di trasferimento utilizzato per la scalatura dei valori trappola acide una singola trama può essere usato per scalare i valori di tutte le trappole acidi utilizzati nella stessa prova sul campo. A causa degli effetti di varie condizioni ambientali (temperatura, velocità del vento, rugosità superficiale) sull'efficienza ammoniaca assorbimento di campionatori passivi ¹¹ il coefficiente di trasferimento deve essere derivato per ciascuna campagna di misura, rispettivamente.

Le caratteristiche generali dei due metodi applicati e la progettazione necessaria di prove sul campo sono 4 camere di dinamiche poste sul suolo collegato con politetrafluoroetilene (PTFE) tubi e ventilato da una pompa a soffietto (DTM), campionatori passivi e grandi parcelle sperimentali di secondo grado con buffer di grandi dimensioni spazi per reducing l'effetto di NH ₃ deriva tra le trame sulla misurazione delle emissioni sulla trama vera e propria.

I campionatori passivi sono riempiti con acido solforico diluito (0.05 MH ₂ SO ₄₎ e sono posizionati nel centro delle piazzole. La soluzione nei campionatori passivi assorbe continuamente ammoniaca, e viene sostituito regolarmente in funzione dell'intensità prevista delle emissioni. Allo stesso tempo, NH ₃ flussi sono misurati con il DTM su due appezzamenti di trattamento e una trama di controllo in punti specifici nel tempo. A differenza di gallerie del vento, entrambi i metodi combinati in campionamento passivo calibrato hanno solo effetti molto limitati sul umidità del terreno, la temperatura del suolo e piovosità che possono influenzare le perdite delle emissioni di ammoniaca fortemente ^6,8. Mentre campionatori passivi sono montati 0,15 m sopra il suolo e superficie fogliare, senza alcun effetto su tali variabili, misurazioni con camere DTM durano solo per circa 5 minuti riducendo i potenziali effetti da camera al minimo. </p>

Risultati accurati per NH ₄ ⁺ concentrazioni nella soluzione campione può essere ottenuta tramite misure con elettrodi ammonio-sensibili. Misure con flusso continuo auto analizzatori possono essere problematico come reazione cromatica sensibile pH applicata in questi strumenti può venire ostacolata dal pH acido della soluzione di campionamento e dei prodotti chimici utilizzati richiedono la modifica. NH ₃ concentrazioni nell'aria passata attraverso il sistema di camera del DTM vengono istantaneamente misurati con tubi indicatore. Le misurati NH ₃ concentrazioni sono registrati su un foglio dati dopo ogni misurazione.

Per DTM, NH ₃ flussi (mg N / (m² * h)) sono calcolati dal misurati NH ₃ concentrazioni e portata d'aria attraverso il sistema a 4 camere e l'area coperta dalle camere (Eq. 1, punto 2.5.1). I flussi non-calibrato risultanti (che sottovalutare le vere emissioni) sono scalati a perdite quantitativecon una equazione di taratura (Eq. 2 e 3, si veda il paragrafo 2.5.1). Scaled cumulativi NH ₃ perdite (kg N / ha) del DTM sono calcolati facendo la media dei flussi tra due date di misura successivi, moltiplicando questo flusso medio con la durata di ogni intervallo, e aggiungendo-up tutte le perdite da tutti gli intervalli di misura di una misurazione campagna. Cumulativi qualitativi NH ₃ sconfitte (somma ppm) di campionatori passivi sono calcolati sommando raccolti NH ₄ ⁺ -concentrations (ppm) su un terreno all'interno di una campagna sperimentale. Questo è fattibile perché in condizioni di temperatura e del volume di misura identici, i valori ppm si traduce direttamente in quantità catturate di ammoniaca. Per scalare queste perdite qualitative alle perdite quantitative del coefficiente di trasferimento (kg N / (ha * ppm)) è derivato dalla relativa perdita finale cumulativo del DTM (kg N ha ^-1) alla somma totale delle concentrazioni nei campionatori misurata sulla stesse trame. Questo coefficiente di trasferimento viene poi utilizzato to convertire le emissioni di semi-quantitativa di campionamento passivo ai flussi quantitativi (ad esempio kg N / ha) moltiplicando le concentrazioni cumulative con il coefficiente di trasferimento.

La perdita di acqua dai collettori mediante evaporazione non influenza la capacità di assorbimento, ma deve essere corretto successivamente per l'analisi dei dati. Spargimento di soluzione a causa di forti venti durante non è stata osservata anche nelle paludi costiere della Germania settentrionale. Decisivo per il successo di applicazione di questo approccio è il disegno o modello identico di tutti i campionatori passivi applicati nel settore tra cui posizione identica e l'altezza di posizionamento all'interno di una trama. Diversi disegni di campionatori passivi sono state applicate con successo in passato. Questo documento suggerisce un disegno particolare che si è dimostrato affidabile e facile da usare nelle misure sul campo. L'approccio presentato è stato ampiamente testato in confronto a metodi di perdita di ammoniaca standard (metodi micrometeorologici) in circa il 15 field prove a conferma della validità quantitativa della procedura ^15,16 ed una rappresentazione imparziale delle dinamiche di emissione ^17. Il coefficiente di determinazione (r²) dei flussi calibrate rispetto alle misurazioni micrometeorologici nello studio calibrazione ¹³ era 0,84, molto simile al coefficiente ottenuto confrontando sensori ammoniaca per le concentrazioni di ammoniaca in atmosfera misurate in un recente studio ^18. L'errore relativo root-mean-square delle perdite di ammoniaca cumulativa è stata del 17%, anche abbastanza vicino ai valori ottenuti in altri studi che hanno confrontato le misurazioni micrometeorologici ^13. Nella seconda convalida dove il metodo proposto è stato confrontato con misurazioni micrometeorologici di emissioni di ammoniaca da fanghi biologici (5 prove separate), un r² di 0,96 (pendenza della curva di ≈ 1) ed un errore relativo radice quadrata media del 5% è stata ottenuta per le emissioni di ammoniaca finali cumulati ^15. Il metodo si è dimostrato sensibileuna prova sul campo tre anni utilizzando diversi sintetici N fertilizzanti ^19. L'applicazione di questo approccio è limitato a velocità media del vento ≤4 m / sec a 2 m di altezza, come il metodo della camera è stato convalidato solo in queste condizioni ^13,15,16.

Una campagna di misura è definito come un esperimento test emissioni di ammoniaca dopo l'applicazione di fertilizzanti su diversi appezzamenti della durata di alcuni giorni, per settimane. Ogni campagna di misura su un terreno costituito da diversi intervalli successivi di campionamento (campionatore passivo) o date di valutazione (DTM). Intervallo di campionamento è definito come la durata sequenziale di assorbanza di ammoniaca emessa da una soluzione campionamento. data di valutazione è definito come punto sequenziale nel momento in cui le misure DTM sono fatti su diversi appezzamenti utilizzati per ricavare il coefficiente di scambio.