Kalibrerad Passiv provtagning - Multi-tomt fältmätningar av NH<sub> 3</sub> Utsläpp med en kombination av dynamisk rörmetoden och passiva provtagare
Summary
Ammoniakutsläpp är ett stort hot mot miljön genom övergödning, försurning och fin partikelbildning och härrör främst från jordbruket. Denna metod tillåter mätningar ammoniak förlust i replike fältförsök möjliggör statistisk analys av utsläpp och relationer mellan grödans utveckling och utsläpp.
Abstract
Jordbruks ammoniak (NH 3) utsläpp (90% av EU: s totala utsläpp) svarar för ca 45% luftburna övergödning, 31% markförsurning och 12% fin dammbildning inom EU15. Men NH 3 utsläpp innebär också en betydande förlust av näringsämnen. Många studier på NH3 utsläpp från organiska och mineralgödselspridare har utförts under de senaste decennierna. Ändå är forskning med anknytning till NH 3 utsläpp efter applicering gödnings fortfarande begränsad i synnerhet när det gäller relationer till utsläpp, typ gödselmedel, stället och grödornas tillväxt. På grund av den varierande svar av grödor behandlingar, kan effekterna endast valideras i experimentell design, inklusive fält replikering för statistisk testning. De dominerande metoder ammoniak förlust som ger kvantitativa utsläppen kräver stora åkerområden, dyr utrustning eller strömförsörjningen, vilket begränsar deras tillämpning i replike fältförsök. denna protocol beskriver en ny metod för mätning av NH 3 utsläppen många tomter som förbinder en enkel semi-kvantitativ mätmetod som används i alla tomter, med en kvantitativ metod samtidiga mätningar med hjälp av båda metoderna på utvalda tomter. Som en semi-kvantitativ mätmetod passiva provtagare används. Den andra metoden är en dynamisk kammarmetod (Dynamic Tube Method) för att erhålla en överföringskvot, som omvandlar de halv kvantitativa förluster av den passiva provtagaren kvantitativa förluster (kg kväve ha -1). Principen bakom detta tillvägagångssätt är att passiva provtagare placerade i ett homogent experimentella fältet har samma NH3 absorption beteende under identiska miljöförhållanden. Därför kan en överföringskoefficient erhölls från enstaka passiva provtagare användas för att skala värdet av alla passiva provtagare används på samma försöksfältet. Metoden visade sig vara giltigt under ett brett spektrum av experimentella betingelser och rekommenderas tillanvändas under förhållanden med barmark eller små skärmtak (<0,3 m). Resultaten från experiment med högre växter ska behandlas mer noggrant.
Introduction
Ammoniak (NH3) är den enda atmosfärisk spårgas huvudsakligen (90%) som avges från jordbruket i EU. Även jordbruket är också en viktig källa (> 50% av EU: s utsläpp), endast dessa bidrar till ca ~ 5% till summan av EU15 antropogena utsläpp av växthusgaser. Däremot jordbruks NH 3 utsläpp svarar för ca 45% av utsläppen som härrör övergödning, 31% av försurning och 12% fin dammbildning inom EU15 1. Förutom skadliga effekter på ekosystemen och människors hälsa, kväve (N) förlust av NH3 utsläpp är en ekonomisk förlust för bönderna 2. Kvävegödsel är en förutsättning för den höga produktionstakten mat levereras av det moderna jordbruket. Förutom miljöskador, NH 3 utsläppen därmed innebära en avsevärd förlust av näringsämnen, som NH3 härrör från gödsel ammonium, förutom nitrat de viktigaste mineralkvävearter direkt utnyttjakunna växten styr grödan tillväxtprocesser och avkastning. Tillämpning av N gödselmedel bidrar 20-80 miljarder € i vinst per år för EU: s jordbrukare, men i sin tur det uppskattades att NH3 släpps ut i luften från jordbruket orsakar ~ 50 miljarder € i årliga skador i EU 3. Därför är viktig minskning av NH 3 utsläpp för både minska miljöeffekterna och öka effektiviteten i den applicerade N.
Inom jordbruket är NH3 främst avges från djurstallar, gödsel (slam, anaeroba rötrester (AD), fast gödsel) lagring och hantering samt gödsel fält ansökan. Benägenheten att emittera NH 3 skiljer sig beroende på gödselkomposition, t.ex. torrsubstanshalten och gödsel pH. Till viss del ammonium och aminbaserad syntetiska kvävegödselmedel som urea och diammoniumfosfat också bidra till NH 3 utsläpp. Även kalkhaltig ammoniumnitrat (CAN) Är den huvudsakliga N gödsel i många europeiska länder, har användningen av granulat urea ökade och var näst CAN i Central- och Västeuropa under 2012 4. Urea är särskilt populär i utvecklingsländerna på grund av dess fördelar med hög kvävehalt, säkerhet och enkel transport och är världens viktigaste syntetiska kvävegödsel 5. Emellertid kan en ökning av pH och ytjord NH 4 + -concentrations härrör från ureahydrolysen resulterar i höga NH 3 utsläpp. Detta kan leda till låg verkningsgrad N användning, särskilt i alkaliska jord eller jord med låg sorptionskapacitet, som begränsar användningen av urea gödselmedel i Europa 6,7.
Många studier på NH3 utsläpp från organiska och mineral gödselspridare och djurstallar har utförts under de senaste decennierna 6, 8. Icke desto mindre forskning med anknytning till NH 3 utsläpp efter applicering av ammoniak Emittning gödselmedel är fortfarande begränsad. Detta särskilt gäller förhållandet mellan ammoniakutsläpp, typ gödselmedel används, stället och grödornas tillväxt. Under idealiska förhållanden kräver detta replikerade fältförsök på grund av varierande svar av grödor behandlingar som endast kan valideras i en experimentell design inklusive fält replikering för statistisk testning.
Ammoniakförlusterna bör därför också fastställas i replikerade fler tomt fältförsök 9, men de dominerande ammoniakförlustmetoder ger kvantitativa utsläppen (dvs. kg N / (ha * h)) kräver stora åkerområden (mikrometeorologiska metoder), dyr utrustning (vindtunnlar ) eller på fältet elförsörjning som lämnar in sin ansökan i replikerade fältförsök svårt eller omöjligt. Dessutom har särskilda inställningar för vindtunnlar kritiserats med avseende på riktigheten av erhållna utsläppsvärdena 10. Därför finns det ett starkt behov av enn ammoniak förlust metod för att bestämma utsläppen av ammoniak i replikerade fältförsök. Denna metod kan användas för att bidra till att förbättra jordbruksåtgärder för att minska ammoniakutsläppen baserat på statistiskt validerade effekter av stället, typ gödselmedel, appliceringsmetoder och grödans utveckling.
Den grundläggande idén med den nya metoden, kalibrerad passiv provtagning, är att länka en enkel semi-kvantitativ mätmetod för mätning på många tomter, med en kvantitativ metod genom samtidiga mätningar med båda metoder på några tomter. Passiva provtagare modifierade jämfört med utformningen i den ursprungliga publikationen 11 används som en semi-kvantitativ mätmetod. Dynamic-rörmetoden (DTM) 12, ett kalibrerat dynamisk kammarmetod, används för att erhålla en överföringskoefficient, som omvandlar de halv kvantitativa förluster av den passiva provtagaren kvantitativa förluster (kg N ha -1). Grund av den låga växelkurs luften i kammarensystemet okalibrerade utsläpp som erhållits från DTM är ungefär en storleksordning lägre än verkliga utsläppen. Emellertid var detta problem övervinnas genom en kalibreringsekvation som korrigerar kammar flöden beroende på in situ vindförhållanden 13. Dessa kalibrerings ekvationer kan endast användas när kamrarna har samma inre huvudutrymmesvolym och design som de som används i kalibreringsförsök. Chambers kan direkt in i marken eller placeras på markringar. Den senare förhindra överdriven störning av jorden och ger en nästan lufttät införande av kamrarna på täta gräs Swärds eller packad jord. Dessutom kan den exakta mängden gödsel som skall testas appliceras i jordringarna. Däremot kan jordklumpar på jordringarna också innebära kläm mellan kammaren och marken ringen.
Figur 1: Samtidig MeasureMent med passiva provtagare och kammarmetoden (DTM) i fält tomt. Passiv provtagaren ligger i centrum av en kvadrat tomt 0,15 m över marken / kapell. Mätningar med DTM görs minst 2 platser inom en tomt per mätning datum. Områden avsedda för skörd bör inte påverkas av kammar och passiv provtagare mätningsverksamhet.
För att härleda överföringen koefficient mätningar utföras samtidigt på ett litet antal områden med båda metoderna (Figur 1). Det är viktigt att de tillämpas med samma totala mätt varaktighet och att mätningar utförs vid samma tidpunkt (inom 1 h). Principen underlätta tillämpningen av en överföringskoefficient för många tomter är baserad på det faktum att passiva provtagare placerade i ett homogent experimentella fältet, med lämpligt avstånd till hinder som stör vinden planen när häckar, byggnader mm (minst 10 gånger, helst 20 tider av obstacle höjd) 14, har samma NH3 absorption beteende under identiska miljöförhållanden. Så, till exempel, 50% lägre utsläpp på en tomt skulle direkt översätta till 50% minskad ammoniak upptag av en sampler lösning. Därför kan en övergångstal som används för skalning av sura fälla värden på en enda tomt användas för att skala värdena för alla sura fällor som används i samma försöksfältet. På grund av effekterna av olika miljöförhållanden (temperatur, vindhastighet, ytjämnhet) på ammoniakupptag effektivitet passiva provtagare 11 överföringskoefficienten måste härledas för varje mätning kampanj, respektive.
De allmänna egenskaperna hos de två metoderna tillämpas och den erforderliga utformningen av fältförsök omfattar 4 dynamiska kammare placeras på marken i samband med polytetrafluoretylen (PTFE) slang och ventileras med en bälg pump (DTM), passiva provtagare och stora kvadratiska experimentella tomter med stor buffert utrymmen för reducing effekten av NH3 drift mellan tomter på utsläppsmätning på det aktuella området.
De passiva provtagare är fyllda med utspädd svavelsyra (0,05 MH 2 SO 4) och är placerade i centrum av de tomter. Lösningen i de passiva provtagare absorberar kontinuerligt ammoniak, och ersätts regelbundet beroende på den förväntade intensiteten av utsläppen. Samtidigt är NH 3 flöden mäts med DTM på två behandlings tomter och en kontroll tomt vid specifika tidpunkter. I motsats till vindtunnlar, båda metoderna kombineras i kalibrerad passiv provtagning har endast mycket begränsade effekter på markfuktighet, marktemperatur och regn som kan påverka förluster utsläpp av ammoniak mycket starkt 6,8. Medan passiva provtagare monteras 0,15 m över marken och canopy yta, utan någon effekt på dessa variabler, mätningar med DTM kammare sist bara för ca 5 min minska möjliga kammareffekter till ett minimum. </p>
Fyrstjärniga NH 4 + koncentrationer i provtagnings lösning kan erhållas genom mätningar med ammonium känsliga elektroder. Mätningar med kontinuerligt flöde Auto analysatorer kan vara problematiskt eftersom pH-känslig färgreaktion tillämpas i dessa instrument kan genom hämmas av det sura pH-värdet i provlösning och kemikalier som används behöver ändras. NH 3 koncentrationer i luften passerar genom kammarsystemet i DTM är momentant uppmätta med indikator rör. De uppmätta NH 3-koncentrationer registreras på ett datablad efter varje mätning.
För DTM är NH 3 flöden (mg N / (m * h)) beräknas utifrån uppmätta NH 3 koncentrationer och luftflödet genom fyra kammarsystemet och det område som omfattas av kamrarna (Eq. 1, punkt 2.5.1). De resulterande okalibrerade flussmedel (som underskattar de verkliga utsläppen) skalas kvantitativa förlustermed en kalibreringsekvation (Ekv. 2 och 3, se punkt 2.5.1). Skalade ackumulerade NH 3 förluster (kg N / ha) i DTM beräknas genom medelvärdes flöden mellan två på varandra följande datum mätning, multiplicera denna genomsnittliga flöde med varaktigheten av varje intervall, och lägga upp alla förluster från alla mätintervallen av en mätning kampanj. Kumulativa kvalitativa NH 3 förluster (ppm summan) från passiva provtagare beräknas genom att addera upp insamlade NH 4 + -concentrations (ppm) på en tomt i en experimentell kampanj. Detta är möjligt på grund under identiska volym och mätningstemperaturer ppm värden direkt översätta till infångade mängder ammoniak. Att skala dessa kvalitativa förluster kvantitativa förluster överföringskoefficienten (kg N / (ha * ppm)) härleds genom att relatera kumulativ slutliga förlusten av DTM (kg N ha -1) till den totala summan av koncentrationer i provtagnings mätt på samma tomter. Denna överföringskoefficienten används sedan to konvertera halv kvantitativa utsläpp från passiv provtagning av kvantitativa flöden (t.ex. kg N / ha) genom att multiplicera de kumulativa koncentrationer med överföringskoefficienten.
Förlust av vatten från solfångarna genom avdunstning påverkar inte absorptionsförmåga men måste korrigeras senare för dataanalys. Spilla lösning på grund av under kraftiga vindar har inte observerats även i kust våtmarker i norra Tyskland. Avgörande för en framgångsrik tillämpning av detta tillvägagångssätt är identiskt mönster av alla passiva provtagare som tillämpas i området, inklusive identisk position och höjd placering inom en tomt. Flera konstruktioner av passiva provtagare har tillämpats med framgång i det förflutna. Detta dokument föreslår en särskild konstruktion som har visat sig vara tillförlitlig och lätt att använda i fältmätningar. De presenterade tillvägagångssätt har testats genom jämförelse med standardmetoder ammoniakförlusterna (mikrometeorologiska metoder) i cirka 15 field försök bekräftar den kvantitativa giltigheten av förfarandet 15,16 och en opartisk representation av utsläpps dynamik 17. Determinationskoefficienten (R ^) av kalibrerade flöden jämfört med mikrometeorologiska mätningar i kalibrerings studien 13 var 0,84, ganska lik den koefficient som erhålls genom att jämföra ammoniaksensorer för uppmätta atmosfärammoniakkoncentrationer i en nyligen genomförd studie 18. Den relativa rms-kvadratfelet av kumulativa ammoniakförlusterna var 17%, också ganska nära värden som erhållits i andra studier som jämför mikrometeorologiska mätningar 13. I den andra validering där den föreslagna metoden jämfördes med mikrometeorologiska mätningar av ammoniakutsläpp från organiska slam (5 separata prövningar), en R av 0,96 (lutning ≈ 1) och en relativ rms-kvadratfelet av 5% erhölls för slutliga ackumulerade ammoniakutsläpp 15. Metoden har visat sig vara känsliga i3 års fältförsök med olika syntetiska kvävegödsel 19. Tillämpningen av denna metod är begränsad till genomsnittliga vindhastigheter ≤4 m / s vid 2 m höjd som kammarmetoden endast validerade under dessa förhållanden 13,15,16.
En mätning kampanj definieras som ett experiment att testa ammoniakutsläpp efter applicering av gödselmedel på flera tomter som varar i flera dagar, upp till veckor. Varje mätning kampanj på en tomt består av flera efterföljande samplingsintervall (passiv provtagare) eller mätningsdatum (DTM). Samplingsintervall definieras som sekventiell längd absorbans avges ammoniak genom en samplings lösning. Mätning datum definieras som sekventiell tidpunkt vid vilken DTM mätningar görs på olika tomter som används för att härleda överföringskoefficienten.
Protocol
Representative Results
Discussion
Det visade sig att den föreslagna metoden kan användas för att jämföra ammoniakutsläpp från olika gödselbehandlingar i replike fältförsök och att använda den erhållna statistiskt signifikant information från dessa mätningar för att förbättra förvaltningen av kvävegödsel. Mängden utsläpp som erhålls genom denna metod har validerats i tidigare studier jämfört med mikrometeorologiska mätningar 13,15,16. I detta papper, var den kvantitativa giltigheten av detta tillvägagångssät…
Divulgazioni
The authors have nothing to disclose.
Acknowledgements
Författaren är tacksam till Dr. Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, Dr Robert Quakernack, Dr. Kang Ni för deras insatser för att utveckla och vidareutveckling av denna strategi. Stort tack också till fälttekniker Doris Ziermann och juni Yang. De underliggande undersökningar stöddes av Deutsche Forschungsgemeinschaft, delstaten Schleswig-Holstein, EFRE bidrag i Europeiska unionen och SKW Piesteritz corp. såsom anges i detalj i de citerade publikationerna.
Materials
| stainless steel Dräger chamber + soil rings | Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kiel, Germany | no number | |
| roofs and stainless steel rod for passive sampler | Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kiel, Germany | no number | |
| ammonia electrode + bench | Thermo scientific | Cat. No. 9512BNWP or 951201 | |
| ammonia electrode filling solution | Thermo scientific | Cat. No. 951202 | |
| Ammonia calibration standards; 0.1 M ammonia chloride standard | Thermo scientific | Cat. No. 951006 | |
| Dräger pumps | Draeger Safety AG& Co Kg | ||
| Dräger tubes | Draeger Safety AG& Co Kg | types: 0.25/a; 2/a; 5/a | |
| acid resistant passive sampling bottles (Azlon bottle, HDPE) | Dunn Labortechnik GmbH | Cat.No.: BGE230P | |
| small vials (scintilation bottles PE 60 mm X 27 mm) | any laboratory store | ||
| PTFE tubing 7 mm x 1 mm WDG | any laboratory store | ||
| connectors PP Y-Form 6-7 mm | any laboratory store |
Riferimenti
- Erisman, J. W., Bleeker, A., Hensen, A., Vermeulen, A. Agricultural air quality in Europe and the future perspectives. Atmos. Environ. 42, 3209-3217 (2008).
- Bremner, J. M. Recent research on problems in the use of urea as a nitrogen fertilizer. Fert. Res. 42, 321-329 (1995).
- Sutton, M. A., Oenema, O., Erisman, J. W., Leip, A., van Grinsven, H., Winiwarter, W. Too much of a good thing. Nature. 472, 159-161 (2011).
- Glibert, P. M., Harrison, J., Heil, C., Seitzinger, S. Escalating worldwide use of urea – a global change contributing to coastal eutrophication. Biogeochemistry. 77, 441-463 (2006).
- Sommer, S. G., Schjoerring, J. K., Denmead, O. T. Ammonia emission from mineral fertilizers and fertilized crops. Adv. Agron. 82, 557-622 (2004).
- Jensen, L. S., et al., Sutton, M. A., et al. Benefits of nitrogen for food, fibre and industrial production. The European Nitrogen Assessment. , (2011).
- Sommer, S. G., Hutchings, N. J. Ammonia emission from field applied manure and its reduction – invited paper. Eur. J. Agron. 15, 1-15 (2001).
- Shah, S. B., Westerman, P. W., Arogo, J. Measuring ammonia concentrations and emissions from agricultural land and liquid surfaces: A review. J. Air Waste Manage. 56, 945-960 (2006).
- Loubet, B., Cellier, P., Flura, D., Genermont, S. An evaluation of the wind-tunnel technique for estimating ammonia volatilization from land: Part 1. Analysis and improvement of accuracy. J. Agr. Eng. Res. 72, 71-81 (1999).
- Vandré, R., Kaupenjohann, M. In Situ Measurements of Ammonia Emissions from Organic Fertilizers in Plot Experiments. Soil Sci. Soc. Am. J. 62, 467-473 (1998).
- Roelcke, M., Li, S. X., Tian, X. H., Gao, Y. J., Richter, J. In situ comparisons of ammonia volatilization from N fertilizers in Chinese loess soils. Nutr. Cycling Agroecosyst. 62 (1), 73-88 (2002).
- Pacholski, A., et al. Calibration of a simple method for determining ammonia volatilization in the field – comparative measurements in Henan Province, China. Nutr. Cycling Agroecosyst. 74, 259-273 (2006).
- Flesch, T. K., Harper, L. A., Powell, J. M., Wilson, J. D. Inverse-dispersion calculation of ammonia emissions from Wisconsin dairy farms. Trans. ASABE. 52, 253-265 (2009).
- Gericke, D., Pacholski, A., Kage, H. Measurement of ammonia emissions in multi-plot field experiments. Biosystems Eng. 108 (2), 164-173 (2011).
- Quakernack, R., Pacholski, A., Techow, A., Herrmann, A., Taube, F., Kage, H. Ammonia volatilization and yield response after application of biogas residues to energy crops in a coastal marsh of Northern Germany. Agric., Ecosyst. Environ. 160, 66-74 (2012).
- Ni, K., Pacholski, A., Gericke, D., Kage, H. Measurement duration required for determining total ammonia losses after field application of slurries by trail hoses. J. Agr. Sci. 151 (1), 34-43 (2013).
- von Bobrutzki, K., et al. Field inter-comparison of eleven atmospheric ammonia measurement techniques. Atmos. Meas. Tech. 3, 91-112 (2010).
- Ni, K., Pacholski, A., Kage, H. Ammonia volatilization after application of urea to winter wheat over 3 years affected by novel urease and nitrification inhibitors. Agric. Ecosyst. Environ. 197, 184-194 (2014).
- Sintermann, J., et al. Are ammonia emissions from field-applied slurry substantially over-estimated in European emission inventories. Biogeosciences. 9, 1611-1632 (2012).
- Mannheim, T., Braschkat, J., Marschner, H. Measurement of ammonia emission after liquid manure application. 2. Comparison of the wind tunnel and the IHF method under field conditions. J. Plant Nutr. Soil Sci. 158, 215-219 (1995).
- Puchalski, M. A., et al. Passive ammonia monitoring in the United States: Comparing three different sampling devices. Environ. Monit. 13 (11), 3156-3167 (2011).
- Tang, Y. S., Cape, J. N., Sutton, M. A. Development and types of passive samplers for monitoring atmospheric NO2 and NH3 concentrations. ScientificWorldJournal. 1, 513-529 (2001).
