A amônia _(NH3) é o único gás atmosférico traço predominantemente (90%) emitido a partir de fontes agrícolas na UE. Embora a agricultura é também uma fonte importante (> 50% das emissões da UE), estes contribuem apenas para cerca de ~ 5% do total das emissões antropogénicas de gases com efeito de estufa da UE-15. Em contraste, as emissões agrícolas NH ₃ são responsáveis ​​por cerca de 45% de eutrofização derivada de emissões, 31% da acidificação e de 12% a formação de poeira fina dentro da UE15 ^1. Além de efeitos prejudiciais para os ecossistemas ea saúde humana, nitrogênio (N) a perda de NH ₃ emissão é uma perda económica para os agricultores ^2. fertilizante de nitrogênio é essencial para a elevada taxa de produção de alimentos entregues pela agricultura moderna. Para além do dano ambiental, NH ₃ emissões, assim, significa uma perda considerável de nutrientes, como _NH3 é derivado de amónio adubo, para além de nitrato as espécies principais de azoto mineral aproveitar directamentecapaz de a planta que regula os processos de crescimento ea produtividade das plantas. Aplicação de fertilizantes nitrogenados contribui € 20-80 bilhões em lucro por ano para os agricultores da UE, mas, por sua vez, foi estimado que _NH3 liberado no ar da agricultura provoca ~ € 50 bilhões em danos anuais na UE ^3. Portanto, a redução das emissões de NH ₃ é essencial tanto para diminuir os efeitos ambientais e o aumento da eficiência da N. aplicada

Na agricultura, NH ₃ é emitido principalmente de casas animais, estrume de animais (pastas, digestates anaeróbicas (AD), estrume sólido) de armazenamento e gestão, bem como aplicação de campo estrume. A propensão para emitir NH ₃ difere dependendo da composição do estrume, por exemplo, teor de matéria seca e estrume pH. Até certo ponto, amónio e amina com base fertilizantes nitrogenados sintéticos como o fosfato de ureia e de diamónio também contribuem para as emissões de NH _3. Apesar de nitrato de amónio calcário (CAN) É o principal N fertilizante em muitos países europeus, o uso de uréia granular tem aumentado, e foi o segundo a CAN na Europa Central e Ocidental, em 2012 ^4. A ureia é particularmente popular nos países em desenvolvimento devido às suas vantagens de um elevado teor de N, segurança e transporte fácil e é mais importante fertilizante nitrogenado sintético do mundo ^5. No entanto, o aumento do pH e da superfície do solo NH ₄ ⁺ -concentrations resultantes da hidrólise de ureia pode resultar em emissões elevadas NH _3. Isso pode causar baixa eficiência do uso de N, especialmente em solo alcalino ou o solo com baixa capacidade de sorção, o que limita o uso de fertilizantes de uréia na Europa ^6,7.

Muitos estudos sobre emissões _{de NH3} de aplicação de fertilizantes orgânicos e minerais e estábulos foram realizados nas últimas décadas, ^{6, 8.} No entanto, a pesquisa relacionadas com NH ₃ emissões após a aplicação do emitt amôniaing fertilizantes ainda é limitada. Este, em particular, aplica-se à relação entre as emissões de amoníaco, tipo de fertilizante utilizado, condições do local e de crescimento da cultura. Sob condições ideais isso requer testes de campo replicadas devido à variável resposta das culturas de tratamentos que só possam ser validados em um delineamento experimental, incluindo a replicação campo para o teste estatístico.

Perdas de amônia deve, portanto, ser também determinada em ensaios de campo multi-enredo replicados ^9, mas os que dominam métodos de perda de amônia produzindo emissões quantitativos (ou seja kg N / (ha * h)) requerem grandes áreas de campo (métodos micrometeorológicos), equipamentos caros (túneis de vento ) ou fornecimento de energia elétrica em campo o que torna a sua aplicação em ensaios de campo replicados difícil ou impossível. Além disso, as configurações específicas de túneis de vento têm sido criticados em relação à precisão dos valores de emissão obtidos ^10. Portanto, existe uma forte necessidade de umn método de perda de amoníaco para determinar as emissões de amoníaco em ensaios de campo replicadas. Este método poderia ser usado para ajudar a melhorar as medidas agrícolas para reduzir as emissões de amoníaco com base em efeitos estatisticamente validados de condições do local, tipo de fertilizante, métodos de aplicação e desenvolvimento da cultura.

A idéia básica da nova metodologia, a amostragem passiva calibrada, é ligar um método de medição semi-quantitativa simples para a medição em muitas parcelas, com um método quantitativo por medições simultâneas com ambos os métodos em algumas parcelas. Amostradores passivos modificada em comparação com o desenho na publicação original ¹¹ são utilizados como um método de medição semi-quantitativa. O método dinâmico tubo (DTM) ^12, um método da câmara dinâmica calibrado, é empregue para obter um coeficiente de transferência, que converte as perdas semi-quantitativos do dispositivo de amostragem passivo para perdas quantitativas (kg N ha ^-1). Devido à baixa taxa de câmbio do ar na câmarasistema de emissões não calibrados obtidos a partir de DTM são cerca de uma ordem de grandeza inferior às emissões reais. No entanto, esse problema foi superado por uma equação de calibração que corrige os fluxos de câmara, dependendo das condições do vento in situ ^13. Estas equações de calibração pode ser aplicada apenas quando as câmaras têm o mesmo volume de espaço vazio interno e design como os utilizados nos ensaios de calibração. Chambers pode ser inserido directamente no solo ou colocado em anéis de solo. O último evitar perturbação excessiva do solo e permite uma introdução quase hermético das câmaras em pastos de capim-densas ou solo compactado. Além disso, a quantidade exacta de fertilizante a ser testado pode ser aplicado dentro dos anéis de solo. No entanto, de torrões sobre os anéis de solo também pode implicar a fixação entre a câmara e o anel de solo.

Figura 1: MeasureMe simultâneant com amostradores passivos e método da câmara (DTM) em parcela de campo. amostrador passivo está localizado no centro de uma parcela quadrada de 0,15 m acima do solo / copa. Medidas com DTM são feitos pelo menos 2 locais dentro de um lote por data de mensuração. Áreas dedicadas para a colheita não deve ser afetada por operações de câmara e de medição amostrador passivo.

Para derivar a transferência medições coeficientes são realizados simultaneamente em um pequeno número de tramas com ambos os métodos (Figura 1). É importante que elas sejam aplicadas com a mesma duração total a medição e que as medições são efectuadas ao mesmo tempo (no prazo de 1 h). O princípio facilitar a aplicação de um coeficiente de transferência para muitas parcelas baseia-se no fato de que amostradores passivos colocado em um campo experimental homogênea, com a distância adequada para os obstáculos que perturbam o campo vento como sebes, edifícios, etc. (pelo menos 10 vezes, de preferência 20 tempos de obstacLe altura) ^14, tem o mesmo comportamento de absorção de _NH3 sob condições ambientais idênticas. Assim, por exemplo, 50% menor emissão em um terreno iria traduzir diretamente a absorção de amoníaco reduzida de 50% em uma solução amostrador. Portanto, um coeficiente de transferência utilizado para o dimensionamento de valores de armadilha de ácido em uma única trama pode ser usado para escalar os valores de todas as armadilhas de ácidos utilizados no mesmo ensaio de campo. Devido aos efeitos de diferentes condições ambientais (temperatura, velocidade do vento, rugosidade superficial) sobre eficiência de absorção de amônia de amostradores passivos ¹¹ o coeficiente de transferência tem de ser derivado para cada campanha de medição, respectivamente.

As características gerais dos dois métodos aplicados e exigida do projecto de ensaios de campo incluem 4 câmaras dinâmicas colocadas sobre o solo relacionados com Polytetrafluoroethylene tubo (PTFE) e ventilado por uma bomba de fole (DTM), amostradores passivos e grandes parcelas experimentais quadrática com grande buffer espaços para reduciamento o efeito de NH ₃ a deriva entre as parcelas na medição das emissões sobre o enredo.

Os amostradores passivos são enchidos com ácido sulfúrico diluído (0,05 H ₂ SO ₄₎ e são colocados no centro das parcelas. A solução em amostradores passivos absorve continuamente amónia, e é substituída periodicamente, dependendo da intensidade esperada das emissões. Simultaneamente, NH ₃ fluxos são medidos com o DTM em duas parcelas de tratamento e uma parcela de controle em pontos específicos no tempo. Em contraste com o vento túneis, os dois métodos combinados de amostragem passiva calibrados têm apenas efeitos muito limitados sobre a umidade do solo, temperatura do solo e precipitação que podem afetar as perdas de emissão de amônia muito fortemente ^6,8. Enquanto amostradores passivos são montadas 0,15 m acima do solo e da superfície da copa, sem qualquer efeito sobre essas variáveis, as medidas com câmaras de DTM só duram cerca de 5 min reduzir os efeitos de câmara potenciais a um mínimo. </p>

Resultados precisos para NH ₄ ⁺ as concentrações na solução de amostra pode ser obtida por meio de medições com eléctrodos sensíveis-amónio. Medidas com a de fluxo contínuo Auto Analisadores pode ser problemático como reação pH cor sensível aplicado nestes instrumentos podem por dificultado pelo pH ácido da solução de amostragem e produtos químicos utilizados exigir a modificação. NH ₃ concentrações no ar passado através do sistema de câmara da DTM são instantaneamente medidos com tubos de indicadores. As medidas as concentrações de NH ₃ são registrados em uma folha de dados depois de cada medição.

Para DTM, NH ₃ fluxos (mg N / (m² * H)) são calculados a partir medidos NH ₃ concentrações e caudal de ar através do sistema de câmara de 4 e na área abrangida pelas câmaras (Eq. 1, parágrafo 2.5.1). Os fluxos calibrado-un resultantes (que subestimam as verdadeiras emissões) são dimensionadas para perdas quantitativascom equação de calibração (Eq. 2 e 3, ver o ponto 2.5.1). Escalados cumulativos NH ₃ derrotas (kg N / ha) da DTM são calculados pela média dos fluxos entre duas datas de medição subsequentes, multiplicando este fluxo médio com a duração de cada intervalo, e adicionando-se todas as perdas de todos os intervalos de medição de uma medição campanha. Cumulativos qualitativos NH ₃ derrotas (soma ppm) de amostradores passivos são calculados somando-se NH ₄ ⁺ -concentrations recolhidos (ppm) em um terreno dentro de uma campanha experimental. Isso é viável porque, sob temperaturas de volume e de medição idênticos, os valores ppm traduzir diretamente em quantidades capturadas de amônia. Para dimensionar essas perdas qualitativas nas perdas quantitativas o coeficiente de transferência (kg N / (ha * ppm)) é derivado relacionando perda final cumulativo da DTM (kg N ha ^-1) para a soma total das operações de concentração nos samplers medida no mesmas parcelas. Este coeficiente de transferência é então utilizado to converter as emissões de semi-quantitativos de amostragem passiva aos fluxos quantitativos (por exemplo kg N / ha), multiplicando as concentrações acumuladas com o coeficiente de transferência.

A perda de água a partir dos colectores por meio de evaporação não afecta a capacidade de absorção, mas deve ser corrigido mais tarde para análise de dados. Derramar de uma solução devido a durante ventos fortes não foi observada mesmo nos pântanos costeiros do norte da Alemanha. Decisivo para uma aplicação bem sucedida desta abordagem é o design idêntico de todos os amostradores passivos aplicados no campo, incluindo posição idêntica e altura da colocação dentro de uma trama. Vários modelos de amostradores passivos têm sido aplicados com sucesso no passado. Este artigo sugere um projeto particular que provou ser confiável e fácil de operar em medições de campo. A abordagem apresentada tem sido extensivamente testado por comparação com métodos de perda de amônia padrão (métodos micrometeorológicos) em cerca de 15 fielensaios d confirmando a validade quantitativa do procedimento de ^15,16 e uma representação imparcial da dinâmica de emissões ^17. O coeficiente de determinação (r²) dos fluxos calibrados em comparação com as medições micrometeorológicas no estudo de calibração ¹³ foi de 0,84, bastante semelhantes ao coeficiente obtido comparando sensores de amônia para concentrações de amônia atmosféricos medidos em um estudo recente ^18. O erro de raiz quadrada média relativa de perdas de amônia acumulado foi de 17%, também muito próximos dos valores obtidos em outros estudos comparando medidas micrometeorológicas ^13. Na segunda validação, em que o método proposto foi comparado com medidas micrometeorológicas de emissões de amoníaco de lamas orgânicas (5 ensaios separados), um r² de 0,96 (inclinação da curva de ≈ 1) e um erro de raiz quadrada média relativa de 5% foi obtido para as emissões de amoníaco acumuladas finais ^15. O método provou sensível emum ensaio de campo 3 anos usando diferentes fertilizantes nitrogenados sintéticos ^19. A aplicação desta abordagem é restrita a velocidade média do vento ≤4 m / seg a 2 m de altura como o método da câmara só foi validado sob essas condições ^13,15,16.

A campanha de medição é definida como uma experiência testando as emissões de amoníaco após a aplicação de fertilizantes em várias parcelas que duram vários dias, até semanas. Cada campanha de medição em um terreno consiste em vários intervalos subsequentes de amostragem (amostragem passiva) ou datas de medição (DTM). Intervalo de amostragem é definido como a duração sequencial de absorvância de amoníaco emitida por uma solução de amostragem. data de medição é definida como ponto sequencial no tempo em que as medições DTM são feitas em diferentes parcelas usadas para derivar o coeficiente de transferência.