Ammoniakk _(NH3) er den eneste atmosfæriske spor gass overveiende (90%) som sendes ut fra landbruket kilder i EU. Selv om landbruket er også en viktig kilde (> 50% av EUs utslipp), disse bidrar bare til ca ~ 5% til totalt menneskeskapte klimagassutslipp EU15. I kontrast, landbruks NH _3-utslipp er ansvarlig for ca 45% av utslipps avledet eutrofiering, 31% av forsuring og 12% fin støvutvikling innenfor EU15 ^en. I tillegg til skadelige effekter på økosystemer og menneskers helse, nitrogen (N) tap av _NH3-utslipp er et økonomisk tap for bønder ^2. Nitrogengjødsel er avgjørende for den høye frekvensen av matproduksjonen levert av moderne landbruk. Bortsett fra de miljøskader, NH ₃ utslipp således bety et betydelig tap av næringsstoffer, som _NH3 er avledet fra gjødsel ammonium, i tillegg til nitrat nøkkel mineral nitrogenforbindelser direkte benyttestand til anlegget styrende avling vekstprosesser og yield. Anvendelse av N gjødsel bidrar € 20-80 milliarder av resultat per år for EU-bønder, men igjen ble det anslått at NH ₃ slippes ut i luft fra jordbruket fører til ~ € 50 milliarder kroner i årlig skade i EU ^tre. Derfor er vesentlig reduksjon av NH _3-utslipp for både redusere de miljømessige virkningene og øke effektiviteten av det tilførte N.

I landbruket er NH ₃ hovedsak slippes ut fra dyre hus, gjødsel (slam, anaerobe digestates (AD), fast husdyrgjødsel) lagring og ledelse samt gjødsel feltet søknad. Tilbøyelighet til å avgi NH ₃ er forskjellig avhengig av husdyrgjødsel sammensetning, f.eks tørrstoffinnhold og gjødsel pH. Til en viss grad ammonium og aminbasert syntetisk nitrogengjødsel som urea og diammoniumfosfat også bidra til NH _3-utslipp. Selv kalkrik ammoniumnitrat (CAN) Er den viktigste N gjødsel i mange europeiske land, har bruken av granulert urea økte, og var uten CAN i Sentral- og Vest-Europa i 2012 ^4. Urea er spesielt populært i utviklingsland på grunn av dens fordeler av et høyt N-innhold, sikkerhet og enkel transport og er verdens viktigste syntetisk nitrogengjødsel ^5. Imidlertid kan økningen av pH-verdien og overflatejord NH ₄ ⁺ -concentrations som følge av hydrolyse av urea kan resultere i høye NH ₃ utslipp. Dette kan føre til lav N bruk effektivitet, særlig i alkalisk jord eller jord med lav sorpsjonskapasitet, noe som begrenser bruken av urea gjødsel i Europa ^6,7.

Mange studier om NH _3-utslipp fra organisk og mineralgjødsel søknad og husdyr bolig er utført de siste tiårene ^{6, 8.} Likevel forskningen knyttet til NH _3-utslipp etter påføring av ammoniakk emitterendeing gjødsel er fortsatt begrenset. Dette spesielt gjelder forholdet mellom ammoniakkutslipp, gjødseltypen som brukes, stedet og plantevekst. Under ideelle forhold krever dette replikerte feltforsøk på grunn av den variable respons av avlinger på behandlinger som bare kan bli validert i en eksperimentell design inkluderer felt replikasjon for statistisk testing.

Ammoniakk tap bør derfor også fastsettes i replikert multiplottfeltforsøk ^9, men de dominerende ammoniakk tap metoder som gir kvantitative utslipp (dvs. kg N / (ha * h)) krever store feltområder (micrometeorological metoder), dyrt utstyr (vindtunneler ) eller i felt elektrisk kraftforsyning som gjør deres anvendelse i replikerte feltforsøk vanskelig eller umulig. I tillegg er spesifikke innstillinger av vindtunneler blitt kritisert med hensyn til nøyaktigheten av oppnådde utslippsverdier ^10. Derfor er det et sterkt behov for enn ammoniakktapet metode for å bestemme ammoniakkutslipp i replikert feltforsøk. Denne metoden kan brukes til å forbedre landbruks tiltak for å redusere utslipp av ammoniakk basert på statistisk validerte effekter av stedet, gjødseltypen, påføringsmetoder og planteutvikling.

Den grunnleggende ideen av den nye metodikk, kalibrert passiv prøvetaking, er å koble en enkel semi-kvantitative målemetode for måling av mange tomter, med en kvantitativ metode ved samtidige målinger med begge metoder på noen få plott. Passive prøvetakere modifisert i forhold til utformingen i originalens ¹¹ blir brukt som en semi-kvantitativ målemetode. Den dynamiske Tube-metoden (DTM) ^12, en kalibrert dynamisk kammer fremgangsmåten blir anvendt for å oppnå en overføring koeffisient, som omformer de semi-kvantitative tap av den passive sampler til kvantitative tap (kg N hektar ^-1). På grunn av den lave luft valutakursen i kammeretsystem ukalibrerte utslipp hentet fra DTM er omtrent en størrelsesorden lavere enn de reelle utslippene. Men dette problemet ble overmannet av en kalibrerings ligningen som korrigerer kammer flukser avhengig av in-situ vindforhold ^13. Disse kalibrerings ligninger bare kan anvendes når kamrene har samme indre topprommet volum og utforming som de som brukes i kalibreringsforsøk. Chambers kan være direkte inn i jord eller plassert på jord ringer. Sistnevnte forhindre overdreven forstyrrelse av jord og tillater en nesten lufttett innføring av kamrene på tette gress swards eller komprimert jord. Dessuten kan den nøyaktige mengden gjødsel som skal testes skal brukes inne i jord ringer. Imidlertid kan jordklumpene på jord ringene også medføre klemming mellom kammeret og jord ringen.

Figur 1: Samtidig måling avnt med passive prøvetakere og kammermetode (DTM) i feltet tomt. Passiv sampler ligger i sentrum av en firkantet tomt 0,15 m over jord / baldakin. Målinger med DTM er gjort minst 2 steder innenfor en tomt per måletidspunktet. Områder dedikert for innhøsting bør ikke bli påvirket av kammer og passiv sampler måleoperasjoner.

For å utlede overførings koeffisienter målinger utføres samtidig på et lite antall av plott med begge metoder (figur 1). Det er viktig at de anvendes med de samme totale måle varighet og at målingene utføres på samme tid (innen 1 time). Prinsippet lette anvendelsen av et overgangstallet for mange tomter er basert på det faktum at passive prøvetakere plasseres i et homogent eksperimentelle feltet, med passende avstand for å hindre forstyrrende vindfeltet som hekker, bygninger etc. (minst 10 ganger, helst 20 tider obstacle høyde) ^14, har den samme _NH3 absorpsjon oppførsel under identiske forhold i omgivelsene. Så, for eksempel, 50% lavere utslipp på en tomt vil direkte oversette til 50% redusert opptak av ammoniakk med en sampler løsning. Derfor kan en overgangstall brukt for skalering av syre felle verdier på et enkelt tomt brukes til å skalere verdiene av alle syre feller benyttes i den samme feltforsøk. På grunn av virkningene av varierende miljøforhold (temperatur, vindstyrke, overflateruhet) på ammoniakk opptak effektiviteten av passive prøvetakere ¹¹ overføring koeffisient må utledes for hver måling kampanje, henholdsvis.

De generelle trekk ved de to metodene brukt og ønsket utforming av feltforsøk består av 4 dynamiske kamre plasseres på jord koblet med polytetrafluoretylen (PTFE) tubing og ventilert med en belg pumpe (DTM), passive prøvetakere og store kvadratiske eksperimentelle tomter med stor buffer plasser for redusere effekten av NH ₃ drift mellom tomter på utslippsmåling på selve tomten.

De passive prøvetakere er fylt med fortynnet svovelsyre (0,05 MH ₂ SO ₄₎ og er plassert i midten av flatene. Løsningen i de passive prøvetakere absorberer kontinuerlig ammoniakk, og blir erstattet regelmessig avhengig av den forventede intensiteten av utslippene. Samtidig er NH ₃ flukser målt med DTM på to behandlings plott og en kontrollflekk på bestemte punkter i tid. I motsetning til vindtunneler, begge metodene kombinert i kalibrert passiv prøvetaking har bare svært begrensede effekter på jordfuktighet, jordtemperatur og nedbør som kan påvirke ammoniakkutslipp tap veldig sterkt ^6,8. Mens passive prøvetakere er montert 0,15 m over jordoverflaten og baldakin, uten noen effekt på disse variablene, målinger med DTM kamre siste bare i omtrent 5 min og reduserer potensielle kammer virkninger til et minimum. </p>

Nøyaktige resultater for NH ₄ ⁺ konsentrasjoner i prøveløsningen kan oppnås ved målinger med ammonium-sensitive elektroder. Målinger med kontinuerlig strømning Auto analysatorer kan være problematisk som pH sensitive farge reaksjon anvendt i disse instrumentene kan ved hemmet av den sure pH i prøveløsningen og kjemikalier som brukes kreve modifikasjon. _NH3 konsentrasjoner i luften ført gjennom kammersystemet i DTM blir momentant målt med indikatorrørene. De målte NH ₃ konsentrasjoner er spilt inn på et datablad etter hver måling.

For DTM, er NH ₃ fluks (mg N / (m² * h)) beregnet fra målte NH ₃ konsentrasjoner og luftmengde gjennom fire kammersystemet og området dekket av kamrene (Eq. 1, avsnitt 2.5.1). De resulterende un-kalibrert fluks (som undervurderer den sanne utslipp) er skalert til kvantitative tapmed en kalibrerings ligning (Eq. 2 og 3, se avsnitt 2.5.1). Skalert kumulative NH ₃ tap (kg N / ha) av DTM beregnes ved å ta gjennomsnittet fluksene mellom to påfølgende måle datoer, multiplisere dette gjennomsnittlig fluks med varigheten av hvert intervall, og legge opp alle tapene fra alle måle intervaller på en måling kampanje. Akkumulert kvalitative NH ₃ tap (ppm sum) fra passive prøvetakere er beregnet ved å legge opp innsamlede NH ₄ ⁺ -concentrations (ppm) på en tomt innenfor en eksperimentell kampanje. Dette er mulig fordi under identiske volum og måletemperaturer, ppm verdier direkte oversette til fangede mengder ammoniakk. For å skalere disse kvalitative underskudd til kvantitative tap overføring koeffisient (kg N / (ha * ppm)) er avledet av om kumulative endelige tap av DTM (kg N ha ^-1) til den totale summen av konsentrasjoner i samplere målt på samme plott. Denne overføring koeffisienten blir så brukt to konvertere semi-kvantitative utslipp fra passiv prøvetaking til kvantitative fluks (f.eks kg N / ha) ved å multiplisere de kumulative konsentrasjonene med overføring koeffisient.

Tap av vann fra samlere ved fordampning påvirker ikke absorpsjonskapasiteten men må korrigeres senere for dataanalyse. Spilling av løsningen på grunn under sterk vind har ikke blitt observert selv i de kystnære myrer i Nord-Tyskland. Avgjørende for en vellykket bruk av denne tilnærmingen er identisk design av alle passive prøvetakere som benyttes i felten, inkludert identisk posisjon og høyde på plassering i et plott. Flere design av passive prøvetakere har blitt brukt i det siste. Denne artikkelen foreslår en spesiell design som har vist seg pålitelig og lett å operere i feltmålinger. Den presenterte tilnærmingen har blitt grundig testet i forhold til standard ammoniakk tap metoder (micrometeorological metoder) i ca 15 field studier bekrefter den kvantitative gyldigheten av prosedyren ^15,16 og en objektiv fremstilling av utslipps dynamikk ^17. Koeffisienten (Ri) av kalibrerte flukser sammenlignet med micrometeorological målinger i kalibrerings studien ¹³ var 0,84, ganske lik koeffisienten beregnet ved å sammen ammoniakk sensorer for målt atmosfæriske ammoniakk konsentrasjoner i en fersk undersøkelse ^18. Den relative rot-middel-kvadrat feilen kumulative ammoniakk tap var 17%, også ganske nær verdier oppnådd i andre studier som sammenligner micrometeorological målinger ^13. I det andre validering der foreslåtte fremgangsmåte ble sammenlignet med micrometeorological måling av ammoniakkutslipp fra organiske oppslemminger (5 separate forsøk), en Ri på 0,96 (helningen av kurven ≈ 1) og en relativ rot-middel-kvadrat feil på 5% ble oppnådd for endelig kumulerte ammoniakkutslipp ^15. Metoden har vist seg å være følsom3 års feltforsøk ved hjelp av forskjellige syntetiske N gjødsel ^19. Anvendelsen av denne tilnærmingen er begrenset til gjennomsnittlig vindstyrke ≤4 m / sek på 2 m høyde som kammermetode ble bare validerte under slike forhold ^13,15,16.

En måling kampanje er definert som et eksperiment teste utslipp av ammoniakk etter påføring av gjødsel på flere tomter som varer i flere dager, opptil uker. Hver måling kampanje på en tomt består av flere påfølgende samplingsintervaller (passiv sampler) eller måle datoer (DTM). Samplingsintervall er definert som sekvensiell varighet av absorpsjon av ammoniakk som sendes ut ved en samplings løsning. Måletidspunktet er definert som sekvensiell tidspunkt hvor DTM målingene er gjort på ulike tomter som brukes for å utlede overføringen koeffisient.