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: 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. </p>

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.