PIOTR BURCZYK
OCENA WPŁYWU USUNIĘCIA OKRYWY ROŚLINNEJ
N A KSZTAŁTOWANIE SIĘ EMISJI AMONIAKU
I PODTLENKU AZOTU Z GLEBY ORGANICZNEJ
ESTIMATION OF THE INFLUENCE OF SOD REMOVAL
ON AMMONIA AND DINITROGEN OXIDE EMISSION
FROM ORGANIC SOILS
Instytut Technologiczno-Przyrodniczy, Zachodniopomorski Ośrodek Badawczy w Szczecinie
A b stra ct: T he aim o f the research w as e stim ating th e p resen ce o f the sw ard co v er on the em ission o f gases
(am m onia, din itro g en m o n o x id e ) from org an ic soil. T he research w as c o n d u cted in 2 0 0 8 -2 0 0 9 on m ead o w s situ ated in the P ło n ią R iv er valley in the W est P o m eran ian p rovince. T he study area is situ ated on p eat-m u ck soil u n d erlain by gyttia. T he gas sam p les w ere co llected tw ice a m o n th in the v e g etatio n p e rio d from A pril to O c to b er in fo u r re p etitio n s from m ead o w u n d er cu ltiv atio n and sim ilarly from b are fallow . M easu rem en ts w ere p e rfo rm ed usin g the system o f closed static cham bers. C o n cen tratio n o f gases in cham bers w as m easured usin g the IN N O V A 1412 field gas m onitor. R em oval o f the sw ard cover caused essen tial decrease o f N ?0 em issio n from the soil surface. A m m o n ia em issio n from the soil surface in the m ead o w u n d e r c u ltiv atio n and sim ilarly in the bare fallo w w as n o t n oted. T he h ig h est daily em issio n o f d in itro g en m o n o x id e w as n o ted in the b e g in n in g o f the v eg etatio n season.
S ło w a kluczow e: gazy ciep larn ian e , zw iązki azotu, u żytki zielone. K ey w ords: g reen h o u se gases, n itro g en c o m pounds, grasslands.
WSTĘP
Jednym z ważnych źródeł emisji podtlenku azotu, amoniaku, dwutlenku węgla i metanu są gleby organiczne. Zmiany stosunków powietrzno-wodnych wpływają na procesy nitryfikacji i denitryfikacji, w wyniku których emitowany jest między innymi podtlenek azotu. Z nawożonych użytków zielonych emisja podtlenku azotu jest znacznie większa niż z gleb uprawnych. Emisja N20 jest wysoce uzależniona od wnoszenia azotu do gleb [Bowman 1996] oraz innych czynników, takich jak: temperatura gleby, natlenienie, dostępność węglowodorów, pH i wilgotności gleby [Sahrawat, Keeney 1986; Shepherd i in. 1991]. Największym producentem amoniaku są zwierzęta przeżuwające. Emisja z gleby występuje głównie w wyniku stosowania nawozów naturalnych, a w dużo mniejszym stopniu mineralnych [Burczyk i in. 2001]. W ogólnej puli gazów cieplarnianych emitowanych w Polsce 20% dwutlenku węgla, 40% metanu i 65% tlenków azotu pochodzi
cl
P Burczykz rolnictwa [Sapek 2002]. Spośród tych trzech gazów cieplarnianych emitowanych z gleb warunki powstawania podtlenku azotu są najmniej poznane. Brakuje również dostatecznej liczby danych o jego emisji z różnych źródeł.
Celem badań było określenie wpływu obecności okrywy roślinnej na emisję gazów z gleby organicznej.
MATERIAŁ I METODYKA
Badania prowadzono w latach 2008-2009 na intensywnie użytkowanych kośnie łąkach, położonych w dolinie rzeki Płoni, w województwie zachodniopomorskim. W ciągu roku zbierano trzy pokosy (I - koniec maja, II - początek lipca, III - druga dekada września) stosując nawożenie mineralne azotem (w postaci saletry amonowej) w ilości 68 kg N • ha-1 po pokosie. Analizowany obszar zlokalizowany jest na glebie murszowo-torfowej zalegającej na kredzie jeziornej. W wyniku wieloletniego odwodnienia i natlenienia profilu gleby uległy głębokiemu procesowi zmurszenia oraz degradacji. Gęstość objętościowa warstwy 0-20 cm wynosiła średnio 0,4 g • cm-3, pH - 5,32, zawartość popiołu 24%, substancji organicznej 75%, azotu ogólnego 2,42%. Badania emisji gazów (NH3, N20 ) prowadzono dwa razy w miesiącu, w okresie wegetacyjnym od kwietnia do października, w czterech powtórzeniach, na łące uprawnej i podobnie na niew ielkim obszarze łąki pozbaw ionym okrywy roślinnej (ugór). Pom iary wykonywano stosując system statycznych komór zamkniętych, a stężenia gazów w komorach mierzono za pomocąpolowego analizatora gazów śladowych INNOVA 1412.
WYNIKI I DYSKUSJA
W badanych punktach nie stwierdzono emisji amoniaku z gleby w okresie wegetacyjnym tak na użytkowanej łące, jak i ugorze (po zdjęciu warstwy okrywy roślinnej). Zgadza się to z wieloma wcześniejszymi badaniami, gdzie najwyższa emisja azotu w formie amoniaku była notowana głównie po zastosowaniu nawozów naturalnych [Marcinkowski 2000; Moal i in. 1995]. W wielu przypadkach stężenie amoniaku na początku trwającego 15 min pomiaru było wyższe niż pod koniec. Zagadnienie to wymaga dalszych szczegółowych badań.
W analizowanych latach emisja podtlenku azotu z łąki (z okrywą roślinną) była wyższa (w 2008 r. od 0,03 do 0,21 iw 2009 r. od 0,01 do 0,20 kg N 20 • ha-1 na dobę) niż z ugoru (w 2008 r. od 0,00 do 0,18 i w 2009 r. 0,00 do 0,08 kg N 20 • h a 1 na dobę) (rys.l). Było to szczególnie widoczne po obliczeniu emisji skumulowanej za cały okres wegetacji (25,9 kg N O • ha-1 z łąki i 8,93 kg z ugoru w roku 2008 oraz 19,04 kg z łąki i 5,38 kg z ugoru w roku 2009). Emisja dzienna podtlenku azotu była najwyższa w początkowym okresie wegetacji (maj-czerwiec). Badania Sapka [2000] wskazują lipiec jako miesiąc o najwyższej emisji tego gazu, a nawożenie saletrą amonową jako najbardziej sprzyjające emisji. Generalnie nawożone łąki są uważane za największego emitora podtlenku azotu spośród różnych upraw. Badania Goosens i in. [2001] na nawożonej łące kośnej wykazały, że emisja wynosiła od 14 do 32 kg N O-N • ha-1 na rok. Maljanen i in. [2003] notowali emisję 8,3-11 kg N 20 -N • ha-1 na rok dla upraw zbożowych i 6,5-7,1 kg N O-N • ha-1 na rok dla ugoru. Wyjątkowo małą emisję z łąki kośnej notowali Smith i in. [1998] i wynosiła ona zaledwie od 1 do 5,1 kg N O -N • ha-1 na rok. Brakuje tu jednak informacji o nawożeniu.
Odnotowana w niniejszych badaniach wysoka emisja N 20 w początkowych miesiącach okresu wegetacyjnego mogła być spowodowana m.in. obecnością azotu wprowadzonego z nawożeniem oraz uwilgotnieniem optymalnym dla procesów przemian związków
RYSUNEK 1. Średnie dobowe wartości emisji podtlenku azotu (N20 ) [kg*ha 1 na 24 h] z powierzchni łąki i ugoru: a - w 2008 r. i b - w 2009 r.
FIGURE 1. Daily average N20 [kg-ha"1 • 24 h] emission from grassland and bare fallow: a - in 2008 year and b - in 2009 year
10. P Burczyk
azotowych. Zdaniem Harrison i Webb [2001] emisja N20 jest uzależniona od interakcji pomiędzy czasem zastosowania nawozów azotowych a warunkami pogodowymi. W roku 2008 stwierdzono silne korelacje pomiędzy uwilgotnieniem gleby a emisjąpodtlenku azotu dla obydwu obiektów. W roku 2009, charakteryzującym się dużą zmiennością warunków atmosferycznych w okresie wegetacyjnym korelacja ta była słaba (tab. 1).
Ilości podtlenku azotu emitowanego w skali roku nie wydają się duże, jednak strata w ciągu roku do 26 kg czystego azotu z każdego hektara jest już wartością wymierną. Innym zagadnieniem jest szkodliwość każdego wyemitowanego kilograma tych gazów, np. podtlenek azotu w porównaniu z dwutlenkiem węgla i metanem jest emitowany w
najmniejszej ilości, jednak jego względna zdolność do pochłaniania promieniowania podczerwonego - GWP (Global Warming
Potential) jest najwyższa i wynosi 310 (dla
C 0 2 i CH4 wartości te wynoszą odpowie dnio: 1 i 21) [Ilnicki 2002]. Następnym problemem jest to, że okres trwania N 20 w atmosferze to około 150 lat, co powo duje, że obecny ładunek jego emisji będzie pozostawał w atmosferze bardzo długo
[Sapek 2000].
T A B E L A 1. W sp ó łczy n n ik i k o re la c ji dla uw ilgotnienia gleby i em isji p o d tle n k u azo tu d la o b ie k tó w w la ta c h 2 0 0 8 - 2 0 0 9
T A B L E 1. C o efficien ts o f c o rre la tio n for soil m oisture and NLO em ission in v e a rs 2 0 0 8 - 2 0 0 9 R ( a = 0 ,0 5 ) 2 0 0 8 2 0 0 9
T raw a - g ra ss 0 ,7 5 6 0,2 8 1 U g ó r - fallow 0 ,6 4 8 0 .3 1 5
WNIOSKI
1. Usunięcie okrywy roślinnej spowodowało zmniejszenie emisji podtlenku azotu z po wierzchni gleby organicznej.
2. W warunkach panujących na badanych obiektach nie stwierdzono emisji amoniaku z powierzchni gleby w okresie wegetacyjnym tak na użytkowanej łące, jak i ugorze. 3. Najwyższą dzienną emisję podtlenku azotu notowano na początku okresu wegetacyj
nego - kwiecień, maj.
4. W pierwszym roku badań stwierdzono istotny wpływ uwilgotnienia gleby na emisję podtlenku azotu z gleby łąkowej i z ugoru.
LITERATURA
BOWMAN A.F. 1996: Direct emission o f nitrous oxide from agricultural soils. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 46: 6 1 -1 2 7 .
BURCZYK P., OENEMA O., KUIKMAN P., VELTHOF G. 2001: Nitrous oxide emission from grassland in different management conditions (fertilization regimes). J. Water and Land Development 2001: 57-67. GOOSSENS A.D., DE VISSCHER A., BOECKX A., VAN CLEEMPUT O. 2001: Two-year field study on the
emission o f N O from coarse and middle-textured Belgian soils with different land use. Nutr. Cycl. Agro
ecosyst. 60: 23-34.
HARRISON R., WEBB J. 2001: A review of the effect of N fertilizer type on gaseous emissions. Advances in
Agronom y 73: 65-108.
ILNICKI P. 2002: Torfowiska i torf. Wydawnictwo AR im. Augusta Cieszkowskiego w Poznaniu: 368 ss. M ALJANEN M., LIIKANEN A., SILVOLA J., MARTIKAINEN P.J. 2003: N itrous oxide emissions from
boreal organic soil under different land-use. Soil Biol. Biochem. 35: 1-12.
M ARCINKOW SKI T. 2000: Em isja amoniaku z gospodarskich składow isk obornika w świetle pomiarów ilościowych. Folia Univ. Agric Stetin. 211 Agricultura 84: 269-274.
MOAL J. F., MARTINEZ J., GUIZIOU F., COSTE C.M. 1995: Ammonia volatilization following surface- applied pig and cattle slurry in France. J. Agricultural Science 125: 245-252.
SAHRAWAT K.L., KEENEY D.R.1986: Nitrous oxide emission from soils. W: B.A. Stewart: Advances in Soil Science, Vol 4. Springer, New York: 103-148.
SHEPHERD M.F., BARZETTI S., HASTIE D.R. 1991: The production o f atmospheric NOx and N 20 from a fertilized agricultural soil. Atm os Environ. 25A: 1961-1969.
SAPEK A. 2000: Zeszyty Edukacyjne 6/2000. Wydaw. IMUZ: 9-21. SAPEK A. 2002: Zeszyty Edukacyjne 8/2002. Wydaw. IMUZ: 9-22.
SMITH K.A., THOMSON P.E., CLAYTON H., MCTAGGART P., CONEN F. 1998: Effects o f temperature, water content and nitrogen fertilisation on emissions o f nitrous oxide by soils. Atmosph. Environ. 32: 3 3 0 1 -3 3 0 9 .
Dr inż. Piotr Burczyk
Instytut Technologiczno Przyrodniczy, Zachodniopomorski Ośrodek Badawczy ul Czesława 9, 71-504 Szczecin
