Name: calibrated passive sampling - multi-plot field measurements of nh3 emissions with a combination of dynamic tube method and passive samplers
Uploaded: 2016-03-21T13:00:00
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L&#39;auteur remercie le Dr Marco Roelcke, Dr. Dirk Niekisch, le Dr Robert Quakernack, le Dr Kang Ni pour leurs efforts dans le développement et la poursuite du développement de cette approche. Un grand merci également aux techniciens de terrain Doris Ziermann et Jun Yang. Les enquêtes sous-jacentes ont été pris en charge par la Deutsche Forschungsgemeinschaft, l&#39;Etat fédéral Schleswig Holstein, subventions EFRE de l&#39;Union européenne et SKW Piesteritz corp. comme il est indiqué en détail dans les publications citées.

1. Conception expérimentale et instructions opérationnelles générales <ol><li> Utilisez relativement grandes parcelles (12 mx 12 m ou 9 mx 9 m) par rapport à la taille habituellement appliquées dans les essais sur le terrain répliqués (par exemple 3 mx 8 m) pour éviter les effets de la distribution d&#39;engrais inégale sur les émissions d&#39;ammoniac (figure 2). Utilisez des formes de tracé carrés pour éviter les effets de décalage directions du vent sur l&#39;ammoniac absorp...

<ol>
	<li>Erisman, J. W., Bleeker, A., Hensen, A., Vermeulen, A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Agricultural+air+quality+in+Europe+and+the+future+perspectives.">Agricultural air quality in Europe and the future perspectives.</a> Atmos. Environ. 42, 3209-3217 (2008).</li><li>Bremner, J. M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Recent+research+on+problems+in+the+use+of+urea+as+a+nitrogen+fertilizer.">Recent research on problems in the use of urea as a nitrogen fertilizer.</a> Fert. Res. 42, 321-329 (1995).</li><li>Sutton, M. A., Oenema, O., Erisman, J. W., Leip, A., van Grinsven, H., Winiwarter, W. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Too+much+of+a+good+thing.">Too much of a good thing.</a> Nature. 472, 159-161 (2011).</li><li>Glibert, P. M., Harrison, J., Heil, C., Seitzinger, S. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Escalating+worldwide+use+of+urea+-+a+global+change+contributing+to+coastal+eutrophication.">Escalating worldwide use of urea - a global change contributing to coastal eutrophication.</a> Biogeochemistry. 77, 441-463 (2006).</li><li>Sommer, S. G., Schjoerring, J. K., Denmead, O. T. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ammonia+emission+from+mineral+fertilizers+and+fertilized+crops.">Ammonia emission from mineral fertilizers and fertilized crops.</a> Adv. Agron. 82, 557-622 (2004).</li><li>Jensen, L. S., et al., Sutton, M. A., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Benefits+of+nitrogen+for+food,+fibre+and+industrial+production.">Benefits of nitrogen for food, fibre and industrial production.</a> The European Nitrogen Assessment. , (2011).</li><li>Sommer, S. G., Hutchings, N. J. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ammonia+emission+from+field+applied+manure+and+its+reduction+-+invited+paper.">Ammonia emission from field applied manure and its reduction - invited paper.</a> Eur. J. Agron. 15, 1-15 (2001).</li><li>Shah, S. B., Westerman, P. W., Arogo, J. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Measuring+ammonia+concentrations+and+emissions+from+agricultural+land+and+liquid+surfaces:+A+review.">Measuring ammonia concentrations and emissions from agricultural land and liquid surfaces: A review.</a> J. Air Waste Manage. 56, 945-960 (2006).</li><li>Loubet, B., Cellier, P., Flura, D., Genermont, S. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=An+evaluation+of+the+wind-tunnel+technique+for+estimating+ammonia+volatilization+from+land:+Part+1.+Analysis+and+improvement+of+accuracy.">An evaluation of the wind-tunnel technique for estimating ammonia volatilization from land: Part 1. Analysis and improvement of accuracy.</a> J. Agr. Eng. Res. 72, 71-81 (1999).</li><li>Vandr&#233;, R., Kaupenjohann, M. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=In+Situ+Measurements+of+Ammonia+Emissions+from+Organic+Fertilizers+in+Plot+Experiments.">In Situ Measurements of Ammonia Emissions from Organic Fertilizers in Plot Experiments.</a> Soil Sci. Soc. Am. J. 62, 467-473 (1998).</li><li>Roelcke, M., Li, S. X., Tian, X. H., Gao, Y. J., Richter, J. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=In+situ+comparisons+of+ammonia+volatilization+from+N+fertilizers+in+Chinese+loess+soils.">In situ comparisons of ammonia volatilization from N fertilizers in Chinese loess soils.</a> Nutr. Cycling Agroecosyst. 62 (1), 73-88 (2002).</li><li>Pacholski, A., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Calibration+of+a+simple+method+for+determining+ammonia+volatilization+in+the+field+-+comparative+measurements+in+Henan+Province,+China.">Calibration of a simple method for determining ammonia volatilization in the field - comparative measurements in Henan Province, China.</a> Nutr. Cycling Agroecosyst. 74, 259-273 (2006).</li><li>Flesch, T. K., Harper, L. A., Powell, J. M., Wilson, J. D. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Inverse-dispersion+calculation+of+ammonia+emissions+from+Wisconsin+dairy+farms.">Inverse-dispersion calculation of ammonia emissions from Wisconsin dairy farms.</a> Trans. ASABE. 52, 253-265 (2009).</li><li>Gericke, D., Pacholski, A., Kage, H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Measurement+of+ammonia+emissions+in+multi-plot+field+experiments.">Measurement of ammonia emissions in multi-plot field experiments.</a> Biosystems Eng. 108 (2), 164-173 (2011).</li><li>Quakernack, R., Pacholski, A., Techow, A., Herrmann, A., Taube, F., Kage, H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ammonia+volatilization+and+yield+response+after+application+of+biogas+residues+to+energy+crops+in+a+coastal+marsh+of+Northern+Germany.">Ammonia volatilization and yield response after application of biogas residues to energy crops in a coastal marsh of Northern Germany.</a> Agric., Ecosyst. Environ. 160, 66-74 (2012).</li><li>Ni, K., Pacholski, A., Gericke, D., Kage, H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Measurement+duration+required+for+determining+total+ammonia+losses+after+field+application+of+slurries+by+trail+hoses.">Measurement duration required for determining total ammonia losses after field application of slurries by trail hoses.</a> J. Agr. Sci. 151 (1), 34-43 (2013).</li><li>von Bobrutzki, K., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Field+inter-comparison+of+eleven+atmospheric+ammonia+measurement+techniques.">Field inter-comparison of eleven atmospheric ammonia measurement techniques.</a> Atmos. Meas. Tech. 3, 91-112 (2010).</li><li>Ni, K., Pacholski, A., Kage, H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Ammonia+volatilization+after+application+of+urea+to+winter+wheat+over+3+years+affected+by+novel+urease+and+nitrification+inhibitors.">Ammonia volatilization after application of urea to winter wheat over 3 years affected by novel urease and nitrification inhibitors.</a> Agric. Ecosyst. Environ. 197, 184-194 (2014).</li><li>Sintermann, J., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Are+ammonia+emissions+from+field-applied+slurry+substantially+over-estimated+in+European+emission+inventories.">Are ammonia emissions from field-applied slurry substantially over-estimated in European emission inventories.</a> Biogeosciences. 9, 1611-1632 (2012).</li><li>Mannheim, T., Braschkat, J., Marschner, H. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Measurement+of+ammonia+emission+after+liquid+manure+application.+2.+Comparison+of+the+wind+tunnel+and+the+IHF+method+under+field+conditions.">Measurement of ammonia emission after liquid manure application. 2. Comparison of the wind tunnel and the IHF method under field conditions.</a> J. Plant Nutr. Soil Sci. 158, 215-219 (1995).</li><li>Puchalski, M. A., et al. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Passive+ammonia+monitoring+in+the+United+States:+Comparing+three+different+sampling+devices.">Passive ammonia monitoring in the United States: Comparing three different sampling devices.</a> Environ. Monit. 13 (11), 3156-3167 (2011).</li><li>Tang, Y. S., Cape, J. N., Sutton, M. A. <a target="_blank" href="http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi?db=PubMed&cmd=Search&doptcmdl=Citation&defaultField=Title+Word&term=Development+and+types+of+passive+samplers+for+monitoring+atmospheric+NO2+and+NH3+concentrations.">Development and types of passive samplers for monitoring atmospheric NO2 and NH3 concentrations.</a> ScientificWorldJournal. 1, 513-529 (2001).</li></ol>

<html> Il a été montré que la méthode proposée peut être utilisé pour comparer les émissions d&#39;ammoniac provenant de différents traitements de fertilisation dans les essais sur le terrain répliquées et d&#39;utiliser les informations statistiquement significatives résultant de ces mesures pour améliorer la gestion des engrais azotés. La quantité d&#39;émissions obtenues par cette approche a été validée dans des études antérieures par comparaison avec des mesures micrométéorologiques 13,15,...

L&#39; ammoniac (NH 3) est le seul gaz atmosphérique trace principalement (90%) émis par des sources agricoles dans l&#39;UE. Bien que l&#39;agriculture est également une source importante (&gt; 50% des émissions de l&#39;UE), ceux-ci ne contribuent qu&#39;à environ ~ 5% du total de l&#39;UE15 émissions de gaz à effet de serre d&#39;origine anthropique. En revanche, les émissions agricoles NH 3 sont responsables d&#39;environ 45% de l&#39; eutrophisation des émissions dérivés, 31% de l&#39; acidification et de 12% la formation de poussières fines dans l&#39;UE15 1. En plus des effets néfastes sur les écosystèmes et la santé humaine, de l&#39; azote (N) perte par émissions de NH 3 est une perte économique pour les agriculteurs 2. L&#39;engrais azoté est essentiel pour le taux élevé de la production alimentaire fournie par l&#39;agriculture moderne. En dehors des dégâts environnementaux, émissions de NH 3 ainsi, signifie une perte considérable de nutriments, comme NH 3 est dérivé d&#39;engrais d&#39; ammonium, en plus de nitrate les principales espèces d&#39;azote minéral bénéficier directementcapable de l&#39;usine régissant les processus de croissance des cultures et le rendement. Application des engrais azotés contribue 20-80000000000 € de profit par an pour les agriculteurs de l&#39; UE , mais à son tour , il a été estimé que NH 3 rejetés dans l&#39;air de l&#39; agriculture provoque ~ 50 Md € de dommages annuels dans l&#39;UE 3. Par conséquent, la réduction des émissions de NH 3 est essentiel à la fois pour réduire les effets environnementaux et d&#39; accroître l&#39;efficacité du N. appliquée Dans l&#39; agriculture, NH 3 est principalement émis par les bâtiments d&#39;élevage, fumier (bouillies, digestats anaérobies (AD), fumier solide) de stockage et de gestion, ainsi que l&#39; application sur le terrain du fumier. La propension à émettre NH 3 diffère en fonction de la composition du fumier, par exemple la teneur en matière sèche et de fumier pH. Dans une certaine mesure ammonium et amine à base d&#39; engrais azotés synthétiques que l&#39; urée et le phosphate diammonique contribuent également à émissions de NH 3. Bien que le nitrate d&#39;ammonium calcaire (CAN) Est le principal engrais N dans de nombreux pays européens, l&#39;utilisation d&#39;urée granulée a augmenté, et a terminé deuxième CAN en Europe centrale et occidentale en 2012 4. L&#39; urée est particulièrement populaire dans les pays en développement en raison de ses avantages d&#39;une haute teneur en N, la sécurité et le transport facile et est le plus important des engrais azotés synthétiques au monde 5. Cependant, l&#39;augmentation du pH et de la surface du sol NH 4 + -concentrations résultant de l&#39; hydrolyse de l&#39; urée peut donner lieu à de fortes émissions de NH 3. Cela peut provoquer une faible efficacité N d&#39;utilisation, en particulier dans un sol alcalin ou dans le sol avec une capacité de sorption faible, ce qui limite l&#39;utilisation des engrais d&#39;urée en Europe 6,7. De nombreuses études sur émissions de NH 3 à partir de l&#39; application d&#39;engrais organiques et minéraux et les bâtiments d&#39;élevage ont été réalisées au cours des dernières décennies 6, 8. Néanmoins, la recherche liée à émissions de NH 3 après l&#39; application de l&#39; ammoniac Emitting engrais est encore limitée. Cette applique en particulier à la relation entre les émissions d&#39;ammoniac, type d&#39;engrais utilisé, les conditions du site et la croissance des cultures. Dans des conditions idéales cela nécessite des essais répliqués sur le terrain en raison de la variable de réponse des cultures aux traitements qui ne peuvent être validés dans un modèle expérimental, y compris la réplication sur le terrain pour les tests statistiques. Les pertes d&#39;ammoniac devraient donc également être déterminés dans des essais sur le terrain multi-terrain répliquées 9, mais les dominant méthodes de perte d&#39;ammoniac produisant des émissions quantitatives (ie kg N / (ha * h)) nécessite de grandes surfaces de terrain (méthodes micrométéorologiques), un équipement coûteux (souffleries ) ou l&#39;alimentation électrique sur le terrain qui rendent leur application dans les essais sur le terrain répliquées difficile, voire impossible. En outre, les paramètres spécifiques des souffleries ont été critiqués en ce qui concerne la précision des valeurs d&#39;émission obtenus 10. Par conséquent, il existe un fort besoin d&#39;unen méthode de perte d&#39;ammoniac pour déterminer les émissions d&#39;ammoniac dans les essais sur le terrain répliqués. Cette méthode pourrait être utilisée pour aider à améliorer les mesures agricoles visant à réduire les émissions d&#39;ammoniac sur la base des effets statistiquement validés des conditions du site, type d&#39;engrais, les méthodes d&#39;application et le développement des cultures. L&#39;idée de base de la nouvelle méthodologie, échantillonnage passif calibré, est de lier une méthode de mesure semi-quantitative simple pour la mesure sur de nombreuses parcelles, avec une méthode quantitative par des mesures simultanées avec les deux méthodes sur quelques parcelles. Les échantillonneurs passifs modifiés par rapport à la conception dans la publication originale 11 sont utilisées comme une méthode de mesure semi-quantitative. La méthode Dynamic-Tube (DTM) 12, une méthode de chambre dynamique calibrée, est utilisée pour obtenir un coefficient de transfert, qui convertit les pertes semi-quantitatives de l&#39;échantillonneur passif à des pertes quantitatives (kg N ha -1). En raison du taux de change d&#39;air faible dans la chambresystème émissions non étalonnées obtenues à partir du DTM sont d&#39;un ordre de grandeur plus faible que des émissions réelles. Toutefois, ce problème a été résolu par une équation d&#39;étalonnage qui corrige les flux de la chambre en fonction des conditions de vent in-situ 13. Ces équations d&#39;étalonnage ne peuvent être appliquées lorsque les chambres ont le même volume d&#39;espace libre interne et la conception que celles utilisées dans les essais d&#39;étalonnage. Chambers peuvent être insérés directement dans le sol ou placés sur des anneaux de sol. Ce dernier empêche une perturbation excessive du sol et permet une introduction presque étanche à l&#39;air des chambres sur gazons denses ou un sol compacté. En outre, la quantité exacte d&#39;engrais à tester peut être appliqué à l&#39;intérieur des anneaux du sol. Cependant, les mottes de terre sur les anneaux du sol peuvent aussi entraîner de serrage entre la chambre et l&#39;anneau du sol. <img alt="Figure 1" src="/files/ftp_upload/53273/53273fig1.jpg" /> Figure 1: MeasureMe simultanéent avec des échantillonneurs passifs et méthode de la chambre (DTM) dans la parcelle de terrain. échantillonneur passif est situé dans le centre d&#39;une parcelle carrée de 0,15 m au- dessus du sol / canopée. Mesures avec DTM sont faites au moins 2 emplacements dans une parcelle par date de mesure. Zones dédiées pour la récolte ne devraient pas être affectés par les opérations de chambre et de mesure de l&#39;échantillonneur passif. Pour calculer le transfert des coefficients mesures sont effectuées simultanément sur ​​un petit nombre de parcelles avec les deux méthodes (Figure 1). Il est important qu&#39;ils soient appliqués avec la même durée de mesure totale et que les mesures sont effectuées en même temps (à moins de 1 h). Le principe de faciliter l&#39;application d&#39;un coefficient de transfert pour de nombreuses parcelles est basée sur le fait que des échantillonneurs passifs placés dans un champ expérimental homogène, avec une distance appropriée à des obstacles perturbant le champ de vent comme les haies, les bâtiments , etc. (au moins 10 fois, idéalement 20 temps de obstacle hauteur) 14, ont le même comportement d&#39;absorption de NH 3 dans des conditions environnementales identiques. Ainsi, par exemple, l&#39;émission de 50% de moins sur un terrain serait traduire directement à 50% de réduction de l&#39;absorption d&#39;ammoniac par une solution de l&#39;échantillonneur. Par conséquent, un coefficient de transfert utilisé pour mise à l&#39;échelle des valeurs de piégeage d&#39;acide sur une seule parcelle peut être utilisée à l&#39;échelle les valeurs de tous les pièges acides utilisés dans le même essai sur le terrain. En raison des effets de différentes conditions environnementales (température, vitesse du vent, la rugosité de surface) sur l&#39; ammoniac absorption efficacité des échantillonneurs passifs 11 le coefficient de transfert doit être calculée pour chaque campagne de mesure, respectivement. Les caractéristiques générales des deux méthodes appliquées et la conception requise des essais sur le terrain comprennent 4 chambres dynamiques placés sur le sol relié à polytétrafluoroéthylène (PTFE) tubes et ventilé par une pompe à soufflet (DTM), des échantillonneurs passifs et de grandes parcelles expérimentales du second degré avec un grand tampon espaces pour reduCing l&#39;effet de NH 3 dérive entre les parcelles sur la mesure des émissions sur la parcelle réelle. Les échantillonneurs passifs sont remplis d&#39;acide sulfurique dilué (0,05 MH 2 SO 4) et sont placés au centre des parcelles. La solution dans les échantillonneurs passifs absorbe continuellement l&#39;ammoniac, et elle est remplacée à intervalles réguliers en fonction de l&#39;intensité attendue des émissions. En même temps, NH 3 flux sont mesurés avec le DTM sur deux parcelles de traitement et une parcelle de contrôle à des points spécifiques dans le temps. Contrairement à vent tunnels, les deux méthodes combinées dans l&#39; échantillonnage passif étalonné ont des effets très limités sur l&#39; humidité du sol, la température du sol et des précipitations qui peuvent affecter les pertes des émissions d&#39; ammoniac très fortement 6,8. Alors que des échantillonneurs passifs sont montés à 0,15 m au-dessus du sol et la surface de la canopée, sans aucun effet sur ces variables, les mesures avec les chambres de DTM ne durent que pendant environ 5 min en réduisant les effets potentiels de la chambre à un minimum. </p&gt; Des résultats précis pour NH 4 + concentrations dans la solution d&#39;échantillonnage peuvent être obtenues par des mesures avec des électrodes d&#39;ammonium sensible. Mesures avec flux continu Auto Analyseurs peut être problématique, car la réaction pH couleur sensible appliqué dans ces instruments peuvent par entravées par le pH acide de la solution d&#39;échantillonnage et de produits chimiques utilisés nécessitent une modification. NH 3 concentrations dans l&#39;air qui passe à travers le système de chambre de DTM sont instantanément mesurée avec des tubes lumineux. Les mesurées NH 3 concentrations sont enregistrées sur une feuille de données après chaque mesure. Pour DTM, NH 3 flux (mg N / (m² * h)) sont calculées à partir mesurées concentrations de NH 3 et du débit d&#39;air dans le système 4 de la chambre et la zone couverte par les chambres (Eq. 1, paragraphe 2.5.1). Les flux résultant de non-étalonné (qui sous-estiment les véritables émissions) sont réduites à des pertes quantitativesavec une équation d&#39;étalonnage (Eq. 2 et 3, voir le paragraphe 2.5.1). Cumulatifs Scaled pertes de NH 3 (kg N / ha) du DTM sont calculées en faisant la moyenne des flux entre deux dates de mesure ultérieures, en multipliant ce flux moyen de la durée de chaque intervalle, et en ajoutant-up toutes les pertes de tous les intervalles de mesure d&#39;une mesure campagne. Cumulatifs qualitatifs pertes de NH 3 (ppm somme) de échantillonneurs passifs sont calculés en additionnant recueillies NH 4 + -concentrations (ppm) sur un terrain au sein d&#39; une campagne expérimentale. Ceci est possible parce que des températures de volume et de mesure identiques, les valeurs ppm se traduisent directement par des quantités capturées d&#39;ammoniac. Pour redimensionner ces pertes qualitatives à des pertes quantitatives du coefficient de transfert (kg N / (ha * ppm)) est obtenue en rapportant la perte finale cumulée du DTM (kg N ha -1) à la somme des concentrations dans les échantillonneurs mesurée sur la mêmes parcelles. Ce coefficient de transfert est ensuite utilisé to convertir les émissions semi-quantitatives de l&#39; échantillonnage passif à des flux quantitatifs (par exemple kg N / ha) en multipliant les concentrations cumulées avec le coefficient de transfert. La perte d&#39;eau des collecteurs par évaporation ne modifie pas la capacité d&#39;absorption, mais doit être corrigé plus tard pour l&#39;analyse des données. Renverser de la solution en raison de vents forts au cours n&#39;a pas été observée même dans les marais côtiers du nord de l&#39;Allemagne. Décisive pour une application réussie de cette approche est la conception identique de tous les échantillonneurs passifs appliqués dans le domaine, y compris position identique et la hauteur de placement dans une parcelle. Plusieurs modèles d&#39;échantillonneurs passifs ont été appliquées avec succès dans le passé. Ce document propose une conception particulière qui a fait ses preuves et facile à utiliser dans les mesures sur le terrain. L&#39;approche présentée a été testé par rapport aux méthodes de perte d&#39;ammoniac standard (méthodes micrométéorologiques) dans environ 15 Fielessais d confirmant la validité quantitative de la procédure 15,16 et une représentation biaisée de la dynamique des émissions 17. Le coefficient de détermination (R²) des flux calibrés par rapport aux mesures micrométéorologiques dans l&#39;étude d&#39;étalonnage 13 était de 0,84, tout à fait semblable au coefficient obtenu en comparant des capteurs d&#39;ammoniac pour les concentrations d&#39;ammoniac atmosphérique mesurée dans une étude récente 18. L&#39;erreur relative racine carrée moyenne des pertes d&#39;ammoniac cumulés était de 17%, également très proche des valeurs obtenues dans d&#39; autres études comparant les mesures micrométéorologiques 13. Dans la seconde validation où la méthode proposée a été comparée à des mesures micrométéorologiques des émissions d&#39;ammoniac provenant des boues organiques (5 essais séparés), un r² de 0,96 (pente de la courbe ≈ 1) et une erreur racine carrée moyenne relative de 5% a été obtenu pour les émissions finales d&#39;ammoniac cumulés 15. Le procédé est révélé sensibleun essai sur le terrain de 3 ans en utilisant différents engrais azotés synthétiques 19. L&#39;application de cette approche est limitée à des vitesses de vent moyennes ≤4 m / s à 2 m de hauteur que la méthode de la chambre seulement a été validé dans ces conditions 13,15,16. Une campagne de mesure est définie comme une expérience testant les émissions d&#39;ammoniac après l&#39;application d&#39;engrais sur plusieurs parcelles durables pendant plusieurs jours, jusqu&#39;à semaines. Chaque campagne de mesure sur un terrain se compose de plusieurs intervalles ultérieurs d&#39;échantillonnage (échantillonneur passif) ou des dates de mesure (DTM). intervalle d&#39;échantillonnage est définie comme étant la durée séquentielle d&#39;absorption de l&#39;ammoniac émis par une solution d&#39;échantillonnage. Date de mesure est définie comme étant le point séquentiel dans le temps où les mesures DTM sont effectuées sur différentes parcelles utilisées pour dériver le coefficient de transfert.

<table border="0" cellpadding="0" cellspacing="0" width="1019">
	<tbody>
		<tr height="42">
			<td height="42" style="height:42px;width:171px;">stainless steel Dr&#228;ger chamber + soil rings</td>
			<td style="width:327px;">Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kiel, Germany</td>
			<td style="width:443px;">no number</td>
			<td style="width:80px;"></td>
		</tr>
		<tr height="42">
			<td height="42" style="height:42px;width:171px;">roofs and stainless steel rod for passive sampler</td>
			<td style="width:327px;">Fa. Hofmann GmbH, Metallindustriewerk, Kiel, Germany</td>
			<td style="width:443px;">no number</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="40">
			<td height="40" style="height:40px;width:171px;">ammonia electrode + bench</td>
			<td style="width:327px;">Thermo scientific</td>
			<td style="width:443px;">Cat. No. 9512BNWP or 951201</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="40">
			<td height="40" style="height:40px;width:171px;">ammonia electrode filling solution</td>
			<td style="width:327px;">Thermo scientific</td>
			<td style="width:443px;">Cat. No. 951202</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="80">
			<td height="80" style="height:80px;width:171px;">Ammonia calibration standards; 0.1 M ammonia chloride standard</td>
			<td style="width:327px;">Thermo scientific</td>
			<td style="width:443px;">Cat. No. 951006&#160;</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:171px;">Dr&#228;ger pumps</td>
			<td style="width:327px;">Draeger Safety AG&#38; Co Kg</td>
			<td style="width:443px;"></td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="21">
			<td height="21" style="height:21px;width:171px;">Dr&#228;ger tubes</td>
			<td style="width:327px;">Draeger Safety AG&#38; Co Kg</td>
			<td style="width:443px;">types: 0.25/a; 2/a; 5/a</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="60">
			<td height="60" style="height:60px;width:171px;">acid resistant passive sampling bottles (Azlon bottle, HDPE)</td>
			<td style="width:327px;">Dunn Labortechnik GmbH</td>
			<td style="width:443px;">Cat.No.: BGE230P</td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="60">
			<td height="60" style="height:60px;width:171px;">small vials (scintilation bottles PE 60 mm X 27 mm)</td>
			<td style="width:327px;">any laboratory store</td>
			<td></td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="40">
			<td height="40" style="height:40px;width:171px;">PTFE tubing 7 mm x 1 mm WDG</td>
			<td style="width:327px;">any laboratory store</td>
			<td></td>
			<td></td>
		</tr>
		<tr height="40">
			<td height="40" style="height:40px;width:171px;">connectors PP Y-Form 6-7 mm</td>
			<td style="width:327px;">any laboratory store</td>
			<td></td>
			<td></td>
		</tr>
	</tbody>
</table>

calibrated passive sampling - multi-plot field measurements of nh3 emissions with a combination of dynamic tube method and passive samplers

Ammoniac agricole (NH 3) les émissions (90% des émissions totales de l&#39; UE) sont responsables d&#39;environ 45% de l&#39; eutrophisation dans l&#39; air, 31% l&#39; acidification des sols et de 12% la formation de poussières fines dans l&#39;UE15. Mais émissions de NH 3 signifient également une perte considérable de nutriments. De nombreuses études sur émissions de NH 3 à partir de l&#39; application d&#39;engrais organiques et minérales ont été réalisées au cours des dernières décennies. Néanmoins, la recherche liée aux émissions de NH 3 après les engrais d&#39;application est encore limitée , en particulier en ce qui concerne les relations d&#39;émissions, le type d&#39;engrais, conditions du site et la croissance des cultures. En raison de la variabilité de la réponse des cultures aux traitements, les effets ne peuvent être validés dans des modèles expérimentaux, y compris la réplication sur le terrain pour les tests statistiques. Les dominantes méthodes de perte d&#39;ammoniac produisant des émissions quantitatives exigent des zones de terrain grandes, des équipements coûteux ou l&#39;alimentation en courant, ce qui limite leur application dans les essais sur le terrain répliquées. Cette protocole décrit une nouvelle méthodologie pour la mesure des émissions de NH 3 sur de nombreuses parcelles reliant une méthode de mesure semi-quantitative simple utilisé dans toutes les parcelles, avec une méthode quantitative par des mesures simultanées en utilisant les deux méthodes sur des parcelles sélectionnées. En tant que procédé semi-quantitatif de mesure échantillonneurs passifs sont utilisés. La deuxième méthode est une méthode de chambre dynamique (Méthode de Dynamic Tube) pour obtenir un quotient de transfert, qui convertit les pertes semi-quantitatives de l&#39;échantillonneur passif quantitatifs pertes (kg d&#39; azote ha -1). Le principe qui sous - tend cette approche est que les échantillonneurs passifs placés dans un champ expérimental homogène ont le même comportement d&#39;absorption de NH 3 dans des conditions environnementales identiques. Par conséquent, un transfert co-efficace obtenu à partir d&#39;échantillonneurs passifs simples peuvent être utilisés à l&#39;échelle les valeurs de tous les échantillonneurs passifs utilisés dans le même essai sur le terrain. La méthode a prouvé valide dans une large gamme de conditions expérimentales et il est recommandé deêtre utilisé dans des conditions avec le sol nu ou de petits auvents (&lt;0,3 m). Les résultats obtenus à partir d&#39;expériences avec des plantes plus hautes doivent être traités avec plus de soin.

Dans l&#39;année 2014, un essai sur le terrain a été mis en place dans le centre du Danemark pour tester les effets de plusieurs méthodes pour réduire les émissions d&#39;ammoniac après l&#39;application de lisier de bovin: incorporation avec un rotoculteur, incorporation du lisier acidifié et injection de fente fermée (injection de lisier dans le sol avec une couverture subséquente avec le sol). En comparaison avec une technique d&#39;application d&#39;émission élevée et en particulier pour l&#39;application correcte de la mé...

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Calibrated Passive Sampling - Multi-plot Field Measurements of NH3 Emissions with a Combination of Dynamic Tube Method and Passive Samplers

Les émissions d&#39;ammoniac sont une menace majeure pour l&#39;environnement par l&#39;eutrophisation, l&#39;acidification des sols et à la formation de particules fines et proviennent principalement de sources agricoles. Cette méthode permet de mesurer la perte de l&#39;ammoniac dans les essais sur le terrain répliquées permettant l&#39;analyse statistique des émissions et des relations entre le développement des cultures et des émissions.

Calibré échantillonnage passif - Multi-terrain Mesures sur le terrain de NH<sub&gt; 3</sub&gt; Les émissions avec une combinaison de la méthode de Dynamic Tube et échantillonneurs passifs

Agricultural ammonia (NH3) emissions (90% of total EU emissions) are responsible for about 45% airborne eutrophication, 31% soil acidification and 12% ...

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Calibrated Passive Sampling - Multi-plot Field Measurements of NH3 Emissions with a Combination of Dynamic Tube Method and Passive Samplers

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Integrated Field Lysimetry and Porewater Sampling for Evaluation of Chemical Mobility in Soils and Established Vegetation

Lysimetry intégré sur le terrain et l&#39;eau interstitielle d&#39;échantillonnage pour l&#39;évaluation de la mobilité chimiques dans les sols et la végétation établie

Potentially toxic chemicals are routinely applied to land to meet growing demands on waste management and food production, but the fate of these chemicals ...

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Environnement

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