Калиброванные Пассивный Отбор проб - мультиграфическая Полевые измерения NH<sub> 3</sub> Выбросы с комбинацией динамического метода трубы и пассивные пробоотборники
Summary
Выбросы аммиака являются серьезной угрозой для окружающей среды по эвтрофикации, подкисления почвы и образования мелких частиц и стеблей, главным образом, из сельскохозяйственных источников. Этот метод позволяет проводить измерения потерь аммиака в тиражируемых полевых испытаний позволяет статистический анализ выбросов и взаимосвязей между развитием растениеводства и выбросов.
Abstract
Сельскохозяйственный аммиак (NH 3) выбросы (90% от общего объема выбросов в ЕС) отвечают за примерно 45% в воздухе эвтрофикации, 31% подкисления почвы и формирования тонкой пыли 12% в ЕС15. Но выбросы NH 3 также означать значительные потери питательных веществ. Многие исследования выбросов NH 3 из органических и минеральных удобрений были проведены в последние десятилетия. Тем не менее, исследования , связанные с NH 3 выбросов после применения удобрений по – прежнему ограничено , в частности , в отношении взаимоотношений с выбросами, типа удобрений, условий работы и роста растений. Благодаря переменной реакции культур на лечение, последствия могут быть проверены только в экспериментальных конструкций, включая репликацию поля для статистических испытаний. Доминирующими методов потери аммиака, дающие количественные выбросы требуют больших полей областей, дорогостоящего оборудования или подачу тока, что ограничивает их применение в тиражируемых полевых испытаний. Это прotocol описывает новую методику для измерения NH 3 выбросов на многих участках , связывающих простую полуколичественный метод измерения , используемый во всех участках, с количественным методом путем одновременного измерения с использованием обоих методов на выбранных участках. В качестве полуколичественного метода измерения используются пассивные пробоотборники. Второй метод представляет собой метод динамической камеры (динамический метод Tube) , чтобы получить передаточную фактор, который преобразует полуколичественного потери пассивного пробоотборника к количественным потерям (кг азота га -1). Принцип , лежащий в основе этого подхода является то , что пассивные пробоотборники , помещенные в однородное опытном поле имеют одинаковое поведение NH 3 поглощения при одинаковых условиях окружающей среды. Таким образом, передача совместно эффективным, полученный из одиночных пассивных пробоотборников может быть использована для масштабирования значений всех пассивных пробоотборников, используемых в том же испытании на местах. Метод доказал свою действенность в широком диапазоне условий эксперимента и рекомендуетсябыть использованы в условиях с голой почвы или небольшими навесами (<0,3 м). Результаты, полученные из экспериментов с высоких растений следует относиться более внимательно.
Introduction
Аммиак (NH 3) является единственным атмосферного следа газ преимущественно (90%) , излучаемый из сельскохозяйственных источников в ЕС. Хотя сельское хозяйство также является основным источником (> 50% выбросов ЕС), они вносят лишь около ~ 5% от общего количества антропогенных выбросов парниковых газов ЕС15. В отличие от этого , сельскохозяйственные выбросы NH 3 отвечают за около 45% выбросов , полученных эвтрофикации, 31% подкисления и образования мелкая пыль 12% в ЕС15 1. Помимо вредного воздействия на экосистемы и здоровье человека, азот (N) утрата NH 3 эмиссии является экономический ущерб фермерам 2. Азотных удобрений имеет важное значение для высоких темпов производства продуктов питания поставляемого современного сельского хозяйства. Помимо ущерба окружающей среде, NH 3 выбросов , таким образом, означает значительную потерю питательных веществ, так как NH 3 получают из аммония удобрений, в дополнение к нитрата основных видов минерального азота непосредственно воспользоватьсявозможность установки, регулирующие процессы роста и урожайности сельскохозяйственных культур. Применение азотных удобрений способствует 20-80 млрд € прибыли в год для фермеров ЕС , но в свою очередь , было подсчитано , что NH 3 выбрасывается в воздух из сельского хозяйства приводит к ~ € 50 млрд в ежегодный ущерб в ЕС 3. Таким образом, уменьшение выбросов 3 NH имеет важное значение для обоих уменьшения воздействия на окружающую среду и повышение эффективности применяемого N.
В сельском хозяйстве, NH 3, в основном , испускаемый из животноводческих помещений, навоза (навозной жижи, анаэробные (биогаза н.э.), твердый навоз) хранения и управления, а также применения навоза на местах. Склонность выделяют NH 3 отличается в зависимости от состава навоза, например , содержание сухого вещества и рН навоза. В какой – то степени аммония и амина на основе синтетических азотных удобрений в виде мочевины и диаммонийфосфата также вносят вклад в выбросы NH 3. Хотя известковая аммиачной селитры (CAN) Является основным азотных удобрений во многих европейских странах, использование гранулированного карбамида увеличилось, и был вторым CAN в Центральной и Западной Европе в 2012 году 4. Мочевина особенно популярен в развивающихся странах из – за своих преимуществ высоким содержанием N, безопасность и удобство транспортировки и является самым важным в мире удобрений синтетического азота 5. Тем не менее, увеличение рН и поверхности почвы NH 4 + -concentrations в результате гидролиза мочевины может привести к высоким уровнем выбросов NH 3. Это может привести к низкой эффективности использования азота, особенно в щелочной почве или почве с низкой сорбционной способностью, что ограничивает применение карбамида в Европе 6,7.
Многие исследования выбросов NH 3 из органических и минеральных удобрений и содержания скота были проведены в последние десятилетия 6, 8. Тем не менее, исследования , связанные с NH 3 выбросов после применения аммиака EMITTING удобрения по-прежнему ограничено. Это, в частности, относится и к отношениям между выбросами аммиака, типа используемых удобрений, условий эксплуатации и роста растений. В идеальных условиях для этого требуется реплицированных полевые испытания из-за переменной реакции культур на лечения, которые могут быть проверены только в экспериментальном дизайне, включая репликацию поля для статистических испытаний.
Потери аммиака также должны поэтому быть определены в реплицированными мультиграфическая полевых испытаний 9, но доминирующие методы потери аммиака с получением количественных выбросов (т.е. кг N / (га * ч)) требуют больших площадей полей (микрометеорологические методы), дорогостоящее оборудование (аэродинамические трубы ) или в полевых условиях электрического питания, которые делают их применение в повторяющихся полевых испытаниях затруднено или невозможно. Кроме того, конкретные параметры аэродинамических труб были подвергнуты критике в отношении точности полученных значений 10 выбросов. Таким образом, существует острая необходимость вп метод потери аммиака для определения выбросов аммиака в повторяющихся полевых испытаниях. Этот метод может быть использован, чтобы помочь улучшить сельскохозяйственные меры по сокращению выбросов аммиака на основе статистически обоснованных эффектов местных условий, типа удобрений, методов применения и развития растений.
Основная идея новой методологии, откалиброван пассивной выборки, чтобы связать простой полуколичественный метод измерения для измерения на многих участках, с количественным методом путем одновременного измерения с обоими методами на нескольких участках. Пассивные пробоотборники модифицированные по сравнению с дизайном в оригинальной публикации 11 используются в качестве метода полуколичественного измерения. Метод Dynamic-Tube (DTM) 12, откалиброванный метод динамической камеры, используется для получения коэффициента передачи, который преобразует полуколичественного потерь пассивного пробоотборника количественных потерь (кг N га -1). Из-за низкого обменного курса воздуха в камереСистема некалиброванные выбросов, полученные из DTM примерно на порядок ниже, чем истинных выбросов. Тем не менее, эта проблема была решена с помощью уравнения калибровки , которая корректирует камере потоки в зависимости от натурных условиях ветра 13. Эти калибровочные уравнения могут быть применены только тогда, когда камеры имеют один и тот же внутренний объем свободного пространства над продуктом и дизайн, как те, которые используются в калибровочных пробах. Камеры могут быть непосредственно вставлены в почву или помещены на почвенных кольцах. Последнее предотвратить чрезмерное нарушение почвы и позволяет практически герметичное введение камер на плотными насаждениями травой или уплотненной почве. Кроме того, точное количество удобрений, которые будут испытаны могут быть применены внутри почвенных колец. Тем не менее, почвенные комки на почве колец также может повлечь за собой зажимая между камерой и кольцом почвы.
Рисунок 1: Одновременная MeasureMeнт с пассивными пробниками и камерным методом (DTM) в поле сюжета. Пассивный пробник расположен в центре квадратного участка 0,15 м над почвы / навесом. Измерения с DTM изготовлены по меньшей мере, 2 места в пределах участка на дату оценки. Зоны, предназначенные для сбора урожая не должно зависеть от камеры и пассивного измерения пробоотборник операций.
Для получения перевода коэффициентов измерения проводятся одновременно на небольшом числе участков с обоими методами (рис 1). Важно, что они применяются при одинаковой общей продолжительности измерения, и что измерения проводят одновременно (в течение 1 часа). Принцип содействия применению коэффициента передачи для многих участков основывается на том факте , что пассивные пробоотборники , помещенной в однородное опытном поле с соответствующим расстоянием до препятствий , мешающих поля ветра в качестве инструментов хеджирования, зданий и т.д. (по крайней мере в 10 раз, в идеале 20 времена obstacле высота) 14, имеют один и тот же NH 3 поведение поглощения при одинаковых условиях окружающей среды. Так, например, на 50% меньше выбросов на участке будет напрямую перевести до 50% снижения поглощения аммиака раствором сэмплер. Таким образом, коэффициент передачи используется для масштабирования кислотных значений ловушки на одном участке может быть использована для масштабирования значений всех кислотных ловушек, используемых в том же испытании на местах. Благодаря воздействию изменяющихся условий окружающей среды (температура, скорость ветра, шероховатости поверхности) на эффективность поглощения аммиака пассивных пробников 11 коэффициент передачи должен быть получен для каждой кампании измерения, соответственно.
Общие черты этих двух методов прикладной и требуемой конструкции полевых испытаний включают в себя 4 динамических камер, помещенных на почву, связанной с политетрафторэтилена (PTFE) трубки и вентилироваться с помощью сильфонного насоса (DTM), пассивные пробоотборники и больших квадратичных опытных участков с большим буфером пространства для РедуCing эффект NH 3 дрейфа между участками по измерению выбросов на фактическом участке.
Пассивные пробоотборники заполнены разбавленной серной кислотой (0,05 М H 2 SO 4) и расположены в центре участков. Решение в пассивных пробников непрерывно поглощает аммиак, и регулярно заменяется в зависимости от ожидаемой интенсивности выбросов. Одновременно NH 3 потоки измеряются с DTM на двух участках обработки и контрольного участка в определенные моменты времени. В отличие от аэродинамических труб, оба метода объединены в калиброванной пассивной выборки имеют лишь очень ограниченное воздействие на влажность почвы, температура почвы и осадков , которые могут повлиять на потери выбросов аммиака очень сильно 6,8. В то время как пассивные пробоотборники установлены 0,15 м над поверхностью почвы и навесом, без какого-либо эффекта от этих переменных измерения с DTM камеры только в течение приблизительно 5 мин восстановительный потенциал эффектов камеры до минимума. </p>
Точные результаты при определении NH 4 + концентрации в растворе выборки могут быть получены путем измерений с помощью аммониевых чувствительных электродов. Измерения с помощью прямоточного Авто Анализаторы может быть проблематичным, так как рН чувствительной реакции цвета, применяемой в этих документах может быть тормозится кислом рН раствора для отбора проб и химических веществ, используемых требуют модификации. NH 3 концентрации в воздухе , прошедшего через камеры системы DTM мгновенно измеряется с индикаторными трубками. Измеренные концентрации NH 3 записываются на листе данных после каждого измерения.
Для DTM, NH 3 флюсы (мг N / (м² * ч)) рассчитываются из измеренных концентраций NH 3 и скорости потока воздуха через систему 4 камеры и области , охватываемой камерами (Eq. 1, пункт 2.5.1). Полученные ООН откалиброван потоки (которые недооценивают истинные выбросы) масштабируются к количественным потерямс уравнением калибровки (уравнение. 2 и 3, см пункт 2.5.1). Масштабные совокупные потери NH 3 (кг N / га) DTM рассчитываются путем усреднения потоков между двумя последовательными датами измерения, умножив средний поток с продолжительностью каждого интервала, и добавив, все потери от всех интервалов измерений измерения кампании. Совокупные качественные NH 3 потери (частей на миллион сум) от пассивных пробоотборников рассчитывается путем суммирования собранных NH 4 + -concentrations (м.д.) на участке в пределах экспериментальной кампании. Это возможно потому, что при одинаковых температурах и объемных измерений, значения промилле непосредственно перевести на захваченных количеств аммиака. Чтобы изменить масштаб этих качественных потерь количественных потерь коэффициент передачи (кг N / (га * частей на миллион)) получают путем соотнесения кумулятивный окончательной потерей DTM (кг N га -1) на общую сумму концентраций в пробников , измеренных на одни и те же участки. Этот коэффициент передачи затем используется то конвертации полуколичественных выбросов в результате пассивного отбора проб количественных потоков (например , кг N / га) путем умножения кумулятивные концентрации с коэффициентом передачи.
Потеря воды из коллекторов через испарение не влияет на впитывающую способность, но должна быть исправлена позже для анализа данных. Разлив раствора из-за сильных ветров во время не наблюдалось даже в прибрежных болотах северной Германии. Решающим для успешного применения такого подхода является идентичной конструкции всех пассивных пробников, применяемых в этой области, включая одинаковом положении и высоте размещения в пределах участка. Несколько конструкций пассивных пробоотборников были успешно применены в прошлом. Эта статья предполагает один конкретный дизайн, который доказал надежность и удобство работы в полевых измерений. Изложенный подход был тщательно протестирован по сравнению со стандартными методами потери аммиака (микрометеорологические методы) в 15 Фиэльг испытания , подтверждающие количественный законность процедуры 15,16 и непредвзятое представление динамики выбросов 17. Коэффициент детерминации (r²) калиброванных потоков по сравнению с микрометеорологические измерений в калибровочном исследовании 13 было 0,84, очень похож на коэффициент , полученный путем сравнения датчиков аммиака для измеренных концентраций в атмосфере аммиака в недавнем исследовании 18. Относительная среднеквадратическая ошибка кумулятивных потерь аммиака составляла 17%, а также весьма близки к значениям , полученным в других исследованиях , сравнивающих микрометеорологические измерения 13. Во второй проверки, когда предложенный метод был по сравнению с микрометеорологические измерений выбросов аммиака из органических растворов (5 отдельных судебных процессов), в r² 0,96 (наклон кривой ≈ 1) и относительной корень среднеквадратичной погрешности 5% было получено для конечных кумулятивных выбросов аммиака 15. Метод оказался чувствительным виспытание 3 года поле с использованием различных синтетических азотных удобрений 19. Применение этого подхода ограничивается средней скорости ветра ≤4 м / сек на высоте 2 м как метод камеры был только апробированные в этих условиях 13,15,16.
Кампания измерения определяется как эксперимент тестирования выбросов аммиака после внесения удобрений на нескольких участках, длящихся в течение нескольких дней, вплоть до нескольких недель. Каждое измерение кампании на участке состоит из нескольких последовательных интервалов дискретизации (пассивный сэмплер) или даты измерения (DTM). Время выборки определяется как последовательной длительности абсорбция аммиака, излучаемой раствором для отбора проб. дата измерения определяется как последовательный момент времени, при котором измерения DTM выполняются на различных участках, используемых для получения коэффициента передачи.
Protocol
Representative Results
Discussion
Было показано, что предложенный метод может быть использован для сравнения выбросов аммиака из различных обработок удобрений в тиражируемых полевых испытаний и использовать полученную статистически значимую информацию из этих измерений в целях совершенствования управления азо?…
Disclosures
The authors have nothing to disclose.
Acknowledgements
Автор выражает благодарность доктору Марко Рёльке, д-р Дирк Никиш, доктор Роберт Quakernack, д-р Кан Ni за их усилия по разработке и дальнейшему развитию этого подхода. Большое спасибо также полевых техников Doris Ziermann и Джун Ян. Основополагающие исследования были поддержаны Deutsche Forschungsgemeinschaft, Федеральная служба государственной земле Шлезвиг-Гольштейн, EFRE грантов Европейского Союза и SKW Пистериц АМФ. как подробно указано в цитируемых публикациях.
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 |
References
- 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).
