El amoníaco _(NH3) es el único gas atmosférico traza predominantemente (90%) emitida a partir de fuentes agrícolas de la UE. Aunque la agricultura es también una fuente importante (> 50% de las emisiones de la UE), éstos sólo contribuyen a alrededor de ~ 5% al ​​total de las emisiones de gases de efecto invernadero antropogénico UE15. Por el contrario, las emisiones _{de NH3} agrícolas son responsables de aproximadamente el 45% de las emisiones derivadas de la eutrofización, el 31% de la acidificación y la formación de polvo fino 12% dentro de la UE-15 ^1. Además de los efectos perjudiciales para los ecosistemas y la salud humana, el nitrógeno (N) por la pérdida de _NH3 emisión es una pérdida económica para los agricultores ^2. El fertilizante de nitrógeno es esencial para la alta tasa de producción de alimentos entregados por la agricultura moderna. Aparte del daño ambiental, NH ₃ emisiones por lo tanto, significa una pérdida considerable de nutrientes, como NH ₃ se deriva de amonio fertilizantes, además de nitrato las especies clave de nitrógeno mineral aprovechar directamentecapaz de la planta que regula los procesos de crecimiento y rendimiento del cultivo. La aplicación de fertilizantes nitrogenados contribuye 20-80 billón € de beneficio por año para los agricultores de la UE, pero a su vez se estimó que el _NH3 liberado en el aire de la agricultura provoca ~ € 50 mil millones en daños anuales en la UE ^3. Por lo tanto, la reducción de las emisiones de NH ₃ es esencial tanto para la disminución de los efectos ambientales y el aumento de la eficiencia de la N. aplicado

En la agricultura, _NH3 es emitido principalmente de casas de animales, estiércol (lodos, lodos anaeróbicos (AD), estiércol sólido) de almacenamiento y gestión, así como la aplicación en campo de estiércol. La propensión a emitir NH ₃ difiere dependiendo de la composición del estiércol, por ejemplo, el contenido de materia seca y estiércol pH. Hasta cierto punto, amonio y amina fertilizantes a base de nitrógeno sintético como la urea y el fosfato diamónico también contribuyen a las emisiones de NH _3. A pesar de nitrato de amonio calcáreo (CAN) Es el principal fertilizante nitrogenado en muchos países europeos, el uso de urea granulada se ha incrementado, y fue segundo de la CAN, en Europa central y occidental en 2012 ^4. La urea es particularmente popular en los países en desarrollo debido a sus ventajas de un alto contenido de N, la seguridad y el transporte fácil y es más importante fertilizante de nitrógeno sintético del mundo ^5. Sin embargo, el aumento del pH y de la superficie del suelo NH ₄ -concentraciones ⁺ resultantes de la hidrólisis de la urea puede resultar en altas emisiones de NH _3. Esto puede causar baja eficiencia de uso de N, especialmente en suelo alcalino o el suelo con una baja capacidad de absorción, lo que limita el uso de fertilizantes de urea en Europa ^6,7.

Muchos estudios sobre las emisiones _{de NH3} a partir de la aplicación de fertilizantes orgánicos y minerales y alojamientos para el ganado se han realizado en las últimas décadas ^{6, 8.} Sin embargo, las investigaciones relacionadas con las emisiones de NH ₃ después de la aplicación de amoniaco EMITTing fertilizantes es aún limitada. Esto se aplica en particular a la relación entre las emisiones de amoníaco, el tipo de fertilizante utilizado, las condiciones del lugar y el crecimiento del cultivo. En condiciones ideales esto requiere pruebas de campo replicadas debido a la variable de respuesta de los cultivos a los tratamientos que sólo pueden ser validados en un diseño experimental incluyendo la replicación de campo para la prueba estadística.

Las pérdidas de amoníaco tanto, también deben determinarse en pruebas de campo multi-trama replicados ^9, pero los métodos de pérdida de amoníaco que dominan produciendo emisiones cuantitativos (es decir kg de N / (ha * h)) requieren grandes áreas de campo (métodos micrometeorológicas), un equipo costoso (túneles de viento ) o el suministro de energía eléctrica en el campo que hacen su aplicación en ensayos de campo replicados difícil o imposible. Además, la configuración específica de los túneles de viento han sido objeto de críticas con respecto a la exactitud de los valores de emisión obtenidos ^10. Por lo tanto, existe una fuerte necesidad de unan método de pérdida de amoníaco para determinar las emisiones de amoníaco en los ensayos de campo replicados. Este método podría ser utilizado para ayudar a mejorar las medidas agrícolas para reducir las emisiones de amoníaco a base de efectos estadísticamente validadas de las condiciones del lugar, el tipo de fertilizantes, métodos de aplicación y desarrollo de los cultivos.

La idea básica de la nueva metodología, muestreo pasivo calibrado, es vincular un método de medición semi-cuantitativa simple para la medición en muchas parcelas, con un método cuantitativo por mediciones simultáneas con ambos métodos en algunas parcelas. Muestreadores pasivos modificados en comparación con el diseño en la publicación original ¹¹ se utilizan como un método de medición semi-cuantitativa. El método dinámico-Tube (DTM) ^12, un método de cámara dinámica calibrado, se emplea para obtener un coeficiente de transferencia, que convierte las pérdidas semi-cuantitativos del muestreador pasivo a las pérdidas cuantitativas (kg de N ha ^-1). Debido a la baja tasa de intercambio de aire en la cámarasistema de emisiones no calibrados obtenidos a partir del DTM son aproximadamente un orden de magnitud menor que las emisiones reales. Sin embargo, este problema se superó por una ecuación de calibración que corrige los flujos de la cámara en función de las condiciones del viento en-situ ^13. Estas ecuaciones de calibración sólo se puede aplicar cuando las cámaras tienen el mismo volumen del espacio superior interno y el diseño como los utilizados en los ensayos de calibración. Cámaras pueden ser insertados directamente en el suelo o colocados en los anillos de suelo. Esta última prevenir la excesiva perturbación del suelo y permite una introducción casi hermético de las cámaras de praderas de césped densos o tierra compactada. Por otra parte, la cantidad exacta de fertilizante a ensayar se puede aplicar dentro de los anillos del suelo. Sin embargo, terrones de suelo en los anillos de suelo también pueden implicar de sujeción entre la cámara y el anillo de suelo.

Figura 1: MeasureMe simultáneant con captadores pasivos y método de la cámara (DTM) en parcelas de campo. muestreador pasivo está situado en el centro de una parcela cuadrada de 0,15 m por encima del suelo / pabellón. Las mediciones con DTM se realizan al menos 2 lugares dentro de una parcela por cada fecha de medición. Áreas dedicadas para la cosecha no deben verse afectadas por las operaciones de la cámara de medición y toma de muestras pasiva.

Para derivar la transferencia mediciones coeficientes se llevan a cabo simultáneamente en un pequeño número de parcelas con ambos métodos (Figura 1). Es importante que se aplican con la misma duración total de medición y que las mediciones se llevan a cabo al mismo tiempo (a menos de 1 hora). El principio de facilitar la aplicación de un coeficiente de transferencia para muchas tramas se basa en el hecho de que muestreadores pasivos colocados en un campo experimental homogénea, con la distancia adecuada a los obstáculos que perturban el campo de viento como coberturas, edificios etc. (al menos 10 veces, idealmente 20 tiempos de obstacLe altura) ^14, tiene el mismo comportamiento de absorción _{de NH3} en condiciones ambientales idénticas. Así, por ejemplo, un 50% menor emisión en una parcela se traduciría directamente a la absorción de amoniaco reducción del 50% en una solución de muestras. Por lo tanto, un coeficiente de transferencia utilizada para el escalado de los valores de trampa de ácido en una sola trama se puede usar para escalar los valores de todas las trampas de ácido utilizado en el mismo ensayo de campo. Debido a los efectos de diferentes condiciones ambientales (temperatura, velocidad del viento, la rugosidad de la superficie) sobre la eficiencia de absorción de amoniaco de muestreadores pasivos ¹¹ el coeficiente de transferencia tiene que ser derivado para cada campaña de medición, respectivamente.

Las características generales de los dos métodos aplicados y el diseño requerido de las pruebas de campo se compone de 4 cámaras dinámicas colocadas sobre el suelo conectada con un tubo de politetrafluoroetileno (PTFE) y ventilado por una bomba de fuelle (DTM), muestreadores pasivos y grandes parcelas experimentales cuadráticas con buffer de gran tamaño espacios para reducing el efecto de la deriva entre NH ₃ parcelas en la medición de emisiones en el terreno real.

Los muestreadores pasivos están llenos de ácido sulfúrico diluido (0,05 MH ₂ SO ₄₎ y se colocan en el centro de las parcelas. La solución en los muestreadores pasivos absorbe continuamente amoníaco, y se sustituye periódicamente dependiendo de la intensidad prevista de las emisiones. Al mismo tiempo, NH ₃ flujos se miden con el DTM en dos parcelas de tratamiento y una parcela de control en puntos específicos en el tiempo. Por el contrario, para cerrar túneles, ambos métodos combinados de muestreo pasivo calibrado sólo tienen efectos muy limitados sobre la humedad del suelo, temperatura del suelo y precipitaciones que pueden afectar a las pérdidas de las emisiones de amoniaco muy fuertemente ^6,8. Mientras muestreadores pasivos se montan 0,15 m sobre el suelo y la superficie de toldo, sin ningún efecto sobre estas variables, mediciones con cámaras DTM sólo duran durante aproximadamente 5 min reducir los posibles efectos de la cámara a un mínimo. </p>

Resultados precisos para NH ₄ ⁺ concentraciones en la solución de muestreo se pueden obtener por medio de mediciones con electrodos de amonio y minúsculas. Mediciones con de flujo continuo Auto Analizadores pueden ser problemáticos como reacción de color sensible al pH aplicado en estos instrumentos puede ser obstaculizada por el pH ácido de la solución de muestreo y productos químicos utilizados requieren modificación. NH ₃ concentraciones en el aire pasado a través del sistema de cámara de la DTM se miden instantáneamente con tubos indicadores. Los midieron las concentraciones de NH ₃ se registran en una hoja de datos después de cada medición.

Para DTM, NH ₃ fundentes (mg N / (m² * H)) se calculan a partir medidos NH ₃ concentraciones y tasa de flujo de aire a través del sistema de 4 cámaras y el área cubierta por las cámaras (Ec. 1, párrafo 2.5.1). Los flujos sin calibrar resultantes (que subestiman las verdaderas emisiones) se escalan para pérdidas cuantitativascon una ecuación de calibración (Ec. 2 y 3, véase el apartado 2.5.1). Scaled NH ₃ pérdidas acumuladas (kg N / ha) de la DTM se calcula como el promedio de los flujos entre dos fechas de valoración posterior, multiplicando este flujo medio con la duración de cada intervalo, y la adición de plano todas las pérdidas de todos los intervalos de medición de una medición Campaña. Acumulativos cualitativos NH ₃ derrotas (ppm suma) de muestreadores pasivos se calculan sumando _NH4 ⁺ -concentraciones recogidos (ppm) en una parcela dentro de una campaña experimental. Esto es factible debido a las temperaturas de volumen y de medición, los valores de ppm se traducen directamente en cantidades capturadas de amoniaco. Para escalar estas pérdidas cualitativas a las pérdidas cuantitativas el coeficiente de transferencia (kg N / (ha * ppm)) se deriva de la relativa pérdida final acumulativo del DTM (kg N ^ha-1) a la suma total de las concentraciones en las muestras mide en el mismas parcelas. Este coeficiente de transferencia se utiliza entonces to convertir las emisiones semi-cuantitativos de muestreo pasivo a los flujos cuantitativos (por ejemplo kg de N / ha), multiplicando las concentraciones acumuladas con el coeficiente de transferencia.

La pérdida de agua de los colectores a través de la evaporación no afecta a la capacidad de absorción pero tiene que ser corregida más tarde para el análisis de datos. Derramamiento de solución debido a los fuertes vientos durante el que no se ha observado incluso en las marismas costeras del norte de Alemania. Decisivo para una aplicación exitosa de este enfoque es el diseño idéntico de todos los muestreadores pasivos aplicados en el campo, incluyendo idéntica posición y altura de colocación dentro de una parcela. Varios diseños de muestreadores pasivos se han aplicado con éxito en el pasado. Este documento sugiere un diseño particular que ha demostrado ser fiable y fácil de operar en las mediciones de campo. El enfoque que se presenta ha sido ampliamente probado en comparación con los métodos de pérdida de amoníaco (métodos estándar micrometeorológicas) en aproximadamente 15 Field ensayos que confirman la validez cuantitativa del procedimiento de ^15,16 y una representación imparcial de la dinámica de emisión ^17. El coeficiente de determinación (r²) de los flujos calibrados en comparación con las mediciones micrometeorológicas en el estudio de calibración ¹³ fue de 0,84, bastante similar al coeficiente obtenido mediante la comparación de sensores de amoníaco para las concentraciones de amoníaco atmosféricos medidos en un estudio reciente ^18. El error de la raíz cuadrada de la media relativa de las pérdidas de amoníaco acumulativos fue del 17%, también muy cerca de los valores obtenidos en otros estudios que comparan las mediciones micrometeorológicas ^13. En la segunda validación en el que el método propuesto se comparó con mediciones micrometeorológicas de las emisiones de amoniaco a partir de suspensiones orgánicas (5 ensayos independientes), un r² de 0,96 (pendiente de la curva ≈ 1) y un error de la raíz cuadrada media relativa de 5% se obtuvo de las emisiones de amoníaco acumuladas finales ^15. El método ha demostrado ser sensible enun ensayo de campo 3 años utilizando diferentes fertilizantes nitrogenados sintéticos ^19. La aplicación de este enfoque se limita a velocidades de viento medias ≤4 m / seg a 2 m de altura que el método de cámara única fue validado en esas condiciones ^13,15,16.

Una campaña de medición se define como un experimento a las emisiones de amoníaco después de la aplicación de fertilizantes en varias parcelas que duran varios días, hasta semanas. Cada campaña de medición en una parcela consta de varios intervalos posteriores de muestreo (muestreo pasivo) o fechas de medición (DTM). Intervalo de muestreo se define como la duración secuencial de absorbancia de amoniaco emitido por una solución de muestreo. fecha de la medición se define como punto secuencial en el tiempo en el que las mediciones se realizan en DTM diferentes parcelas utilizados para derivar el coeficiente de transferencia.