Nitrogen fractions and leaching in soil

(1)

RAKENNUS- JA MAANMITTAUSTEKNIIKAN OSASTO

Ilona Bärlund

TYPEN FRAKTIOT JA

HUUHTOUTUMINEN MAAPERÄSSÄ

Diplomityö, joka on tehty opin

näytteeksi Teknillisen korkeakoulun rakennus- ja maanmittaustekniikan osastolla professori Pertti Vakkilaisen valvonnassa vuosina 1991-1992.

TEKNILLINEN KORKEAKOULU RAKENNE- JA YHDYSKUNTATEKNIIKAN

LAITOSTEN KIRJASTO

(2)

Tekijä: ilona Bärlund

Diplomityö: Typen fraktiot ja huuhtoutuminen maaperässä

Päivämäärä:

25.5.1992 Professuuri: vesitalous

Sivumäärä: 89 Koodi: Yhd-25 Valvoja:

Ohjaaja:

Professori Pertti Vakkilainen DI Maija Paasonen-Kivekäs

Typpi on tutkituimpia alkuaineita maaperä-kasvi-ilmakehä-systeemissä, sillä se on yksi tärkeim

mistä kasvinravinteista, jonka saatavuus maaperästä usein on niukka. Ajoittain esiintyy kuitenkin typen ylijäämää, millä on haitallisia ympäristövaikutuksia, sillä pohjaveteen suotautunut typpi voi aiheuttaa terveyshaittoja juomavedessä ja pintavesiin huuhtoutunut typpi lisää vesistöjen rehevöitymistä.

Tämä tutkimus on osa Teknillisen korkeakoulun Vesitalouden laboratoriossa kesällä 1989 aloitettua tutkimustyötä, jossa tutkitaan typen huuhtoutumista pinta- ja pohjavesiin. Tämän diplomityön aineisto on kerätty vesitalouden laboratorion lysimetrikentältä 25.5.1990 ja 28.5.1991 välisenä aikana. Maa-, huuhtouma- ja kasvinäytteitä otettiin kahdesta hieta- ja kahdesta savilysi- metristä tutkimusjakson aikana, lisäksi mitattiin sadantaa. Toinen tutkituista hieta- ja savilysi- metreistä lannoitettiin toukokuussa 1990. Maanäytteitä otettiin syvyyksiltä 0-20 cm, 50-70 cm ja 90-110 cm, jokaisesta kerroksesta neljä rinnakkaista näytettä. Tutkimuksen tarkoituksena on ollut arvioida typen fraktioiden määrissä ja pitoisuuksissa ajan ja paikan suhteen tapahtuvaa vaihtelua maa-aineksessa, maavedessä ja huuhtoumassa. Myös lannoituksen vaikutusta typen fraktioiden määriin ja pitoisuuksiin maa-perässä, huuhtoumassa ja kasvustossa on tarkasteltu. Lisäksi on tutkittu maaperän ominaisuuksien vaikutusta typen fraktioiden määrissä esiintyvään vaihteluun.

Lannoitus näkyi selvästi kohonneina arvoina maanäytteiden mineraalitypen fraktioiden keskimääräisissä määrissä ja pitoisuuksissa tutkimusjakson aikana. Kasvu oli suurempaa savilysimetreissä kuin hietalysimetreissä. Savilysimetreissä arvot kasvoivat kaikissa tutkituissa kerroksissa kun taas hietalysimetreissä lannoituksen vaikutus näkyi pääasiassa pintakerroksessa.

Nitraattitypen keskimääräiset määrät tutkituissa kerroksissa kasvoivat enemmän kuin ammonium

typen määrät lannoituksen vaikutuksesta. Lannoituksella ei havaittu olevan vaikutusta kokonaistypen määriin lysimetreissä.

Lannoitetuista lysimetreistä suotautui vähemmän vettä kuin lannoittamattomista lysi- metreistä. Tutkimusjakson aikana kerätyissä huuhtoumanäytteissä lannoituksen vaikutus näkyi selvästi kohonneina mineraalitypen määrinä savilysimetreissä, kun taas molemmista hietalysi- metreistä huuhtoutui alle 0.5 g mineraalityppeä tutkittuna ajanjaksona. Havaittiin, että lysimetrin maaperän ominaisuudet kuten kationinvaihtokapasiteetti, hiilityppisuhde ja makrohuokosten olemassaolo vaikuttavat huuhtoutuvan mineraalitypen määrään enemmän kuin lannoitustaso.

Jokaisesta tutkitusta kerroksesta otettujen neljän rinnakkaisen näytteen välinen vaihtelu oli suurinta nitraattitypen määrissä lannoitetussa savilysimetrissä ja orgaanisen hiilen kokonais

määrissä lannoittamattomassa hietalysimetrissä. Arvioitiin, että lysimetrin ominaisuudet vaikut

tavat vaihtelun suuruuteen enemmän kuin lannoitustaso, maalaji tai tutkittava muuttuja. Lineaari

sessa monimuuttuja-analyysissä selittävinä tekijöinä käytetyt kosteuspitoisuus, orgaanisen aineksen määrä, pH ja orgaanisen hiilen kokonaismäärä selittivät hyvin maaperän kokonais typen määrissä tapahtuvaa vaihtelua. Edellä mainitut muuttujat selittivät vain 20-30% mineraalitypen fraktioiden vaihtelusta, joten mineraalitypen tutkimuksissa tulisi jatkossa mitata myös muita tekijöitä kuten maaperän muita ravinnekationeja tai maan lämpötilaa. Tässä työssä käytetty koejärjestely riittää lannoituksen vaikutuksen tutkimiseen maaperässä, mutta typpitaseen laskemi

seksi olisi tutkimusjakson alussa ja lopussa otettava mahdollisimman täydellinen maaprofiili.

(3)

Author: Ilona Bärlund

Thesis: Nitrogen fractions and leaching in soil

Date: 25.5.1992

Professorship: Hydrology and Water Resources—Engineering

Number of pages:gg Code: Yhd-25

Supervisor. pro£_ Pertti Vakkilainen Instructor: M.Sc. Maija Paasonen-Kivekäs

Nitrogen is a frequently studied element in the soil-plant-atmosphere-system because it is one of the most important plant nutrients whose availability in soil is often limited. Excess nitrogen, however, can cause environmental problems when leaching into ground- or surface water.

This thesis is part of a project that was started in the summer of 1989 at the Laboratory of Water Resources Management of Helsinki University of Technology in order to study leaching of nitrogen into surface- and ground water. The observations and the material used in this thesis were collected between 25.5.1990 and 28.5.1991 from the lysimeter field of the Laboratory of Water Resources Management in Otaniemi, Espoo. Soil and plant samples and samples of the leached water were taken from two fine sand lysimeters and two clay lysimeters during the study period. One of the fine sand lysimeters and one of the clay lysimeters were fertilized in May 1990. Soil samples were gathered from three depths: 0-20 cm, 50-70 cm and 90-110 cm. At each depth four replicate samples were taken. The aim of this study has been to estimate the variation in time and space of the amounts and concentrations of nitrogen fractions in soil and leached water. Also the influence of fertilization on the amounts and concentrations of mineral nitrogen fractions in soil, leached water and plants was studied. In addition, the influence of soil characteristics on the variation of the amount of mineral nitrogen in soil has been studied.

The influence of fertilization was clearly observed as increased average amounts and concentrations of mineral nitrogen in soil samples over the study period. The values increased more in clay lysimeters than in sand lysimeters. In clay lysimeters increasement was observed in all three layers whereas in fine sand lysimeters increased values were found only in the top layer. The amount of nitrate nitrogen increased more due to fertilization in the soil layers than the amount of ammonium nitrogen.

Fertilization had no influence on the amount of total nitrogen in soil.

More water was leached out of unfertilized lysimeters than out of fertilized lysimeters. The influence of fertilization was evident in the amount of mineral nitrogen that leached out of the fertilized clay lysimeter whereas under 0.5 g mineral nitrogen was leached out of both fine sand lysimeters during the study period. It was observed that soil characteristics such as cation exchange capacity, carbon/

nitrogen ratio and macropores have greater influence on the amount of mineral nitrogen in the leached water than the fertlization level.

The variation between the four replicate soil samples taken from each depth was greatest for nitrate nitrogen in the fertilized clay lysimeter and for total organic carbon in the unfertilized fine sand lysimeter. It was concluded that the characteristics of a single lysimeter have a bigger influence on the variation than the fertilization level, soil type or the variable studied. Soil moisture content, the amount of organic matter, soil pH and the amount of total organic carbon which were used as explanatory variables in linear multivariate analysis explained well the variation in the amount of total nitrogen. These variables, however, explained only 20-30% of the variation in the amount of mineral nitrogen in soil so in the future other variables such as the amount of different nutrient cations or soil temperature should be included in the study of mineral nitrogen in soil. The method of study used in this thesis is sufficient if the influence of fertilization is studied in soil but for nitrogen balance calculations comlete soil profiles should be taken in the beginning and at the end of the study period.

(4)

Tämä diplomityö on tehty Teknillisen korkeakoulun vesitalouden laboratoriossa professori Pertti Vakkilaisen valvonnassa. Työn ohjaajana on ollut DI Maija Paasonen-Kivekäs.

Laboratoriotyössä on neuvojana ja avustajana toiminut erik.lab.mest. Aino Peltola. Tilasto

matematiikkaa koskevissa kysymyksissä on neuvoja antanut DI Hannu Sirviö. Professori Vakkilaisen ja DI Paasonen-Kivekkään lisäksi työn sisältöä ja ulkoasua on kommentoinut TkL Juhani Kettunen. Näytteenotossa on avustanut lab.mest. Matti Keto. Tekn.yo Katri Rankisen kanssa olen käynyt monia typpiaiheisia keskusteluja.

Työtä on rahoitettu MAVEROprojektiin myönnetyillä varoilla. MAVERO on vuosina 1988- 1991 tehty Maatalous ja vesien kuormitus-yhteistutkimusprojekti. Rahoitusta tähän työhön on myöntänyt myös Maa- ja vesitekniikan tuki ry.

Esitän parhaat kiitokseni yllä mainituille saamastani avusta sekä miellyttävästä yhteistyöstä.

Espoossa toukokuussa 1992

Ilona Bärlund

(5)

Kuva 2.1 Typpitase 5

Kuva 3.1 Lysimetrikenttä 16

Kuva 3.2 Lysimetrin poikkileikkaus 16

Kuva 3.3 Näytteenottoaikataulu 19

Kuva 3.4 Näytteenottosyvyydet 20

Kuva 3.5 Rinnakkaiset näytteenottokohdat 20 Kuva 4.1 Kosteuspitoisuus tilavuusprosentteina lysimetrien

2, 4,9 ja 11 pintakerroksessa 0-20 cm

27 Kuva 4.2 Kosteuspitoisuus tilavuusprosentteina hietalysimetrin 2

tutkituissa kerroksissa 0-20 cm, 50-70 cm ja 90-110 cm

27 Kuva 4.3 Kosteuspitoisuus tilavuusprosentteina savilysimetrin 9

27 Kuva 4.4 Orgaanisen aineksen pitoisuus lysimetrien 2,4,9 ja 11

pintakerroksessa 0-20 cm

28 Kuva 4.5 Orgaanisen aineksen pitoisuus hietalysimetrin 2

28 Kuva 4.6 Orgaanisen aineksen pitoisuus savilysimetrin 9

28 Kuva 4.7 pH-arvot hietalysimetrin 2 tutkituissa kerroksissa

0-20 cm, 50-70 cm ja 90-110 cm

29 Kuva 4.8 pH-arvot savilysimetrin 9 tutkituissa kerroksissa

0-20 cm, 50-70 cm ja 90-110 cm

29 Kuva 4.9 Orgaanisen hiilen kokonaismäärä lysimetrien 2,4,9 ja 11

29 Kuva 4.10 Orgaanisen hiilen kokonaismäärä hietalysimetrien

2 ja 4 pohjakerroksissa 50-70 cm ja 90-110 cm

30 Kuva 4.11 Orgaanisen hiilen kokonaismäärä savilysimetrin 9

pohjakerroksissa 50-70 cm ja 90-110 cm

30 Kuva 4.12 Orgaanisen hiilen kokonaismäärä savilysimetrin 11

pohjakerroksissa 50-70 cm ja 90-110 cm

30 Kuva 4.13 Nitraattitypen määrä lysimetrien 2,4,9 ja 11

35 Kuva 4.14 Nitraattitypen määrä hietalysimetrin 2 tutkituissa

kerroksissa 0-20 cm, 50-70 cm ja 90-110 cm

35 Kuva 4.15 Nitraattitypen määrä savilysimetrin 11 tutkituissa 35

(6)

Kuva 4.16 Ammoniumtypen määrä lysimetrien 2,4,9 ja 11 36 Kuva 4.17

Kokonaistypen määrä lysimetrien 2,4,9 ja 11 36 Kuva 4.18

Kokonaistypen määrä savilysimetrin 9 tutkituissa 36 Kuva 4.19

kerroksissa 0-20 cm, 50-70 cm ja 90-110 cm

Nitraattitypen pitoisuus maavedessä lysimetrien 37 Kuva 4.20

2,4,9 ja 11 pintakerroksessa 0-20 cm

Nitraattitypen pitoisuus maavedessä savilysimetrin 11 37 Kuva 4.21

Vaihtuvan ammonium typen pitoisuus maavedessä 37 Kuva 4.22

lysimetrien 2,4,9 ja 11 pintakerroksessa 0-20 cm

Suotautuneen veden määrä kuukausittain lysimetreistä 39 Kuva 4.23

2, 4, 9 ja 11

Suotautuneen veden pH-arvojen kuukausikeskiarvot 39 Kuva 4.24

lysimetreistä 2,4,9 ja 11

Suotautuneen veden sähkönjohtokyvyn kuukausikeski 39 Kuva 4.25

arvot lysimetreistä 2,4,9 ja 11

Hietalysimetristä 2 huuhtoutuneiden typen fraktioiden 42 Kuva 4.26

keskimääräiset pitoisuudet kuukausittain

Savilysimetristä 9 huuhtoutuneiden typen fraktioiden 43 Kuva 4.28

määrät kuukausittain

Kasvien kokonaistypen pitoisuus kuiva-ainesta 48 Kuva 4.34

kohti hietalysimetreissä 2 ja 4

Kasvien kokonaistypen pitoisuus kuiva-ainesta 48 Kuva 4.35

kohti savilysimetreissä 9 ja 11

Sadanta (koijaamattomat havainnot) 50

(7)

Kuva 4.37 Sadeveden sähkönjohtokyky jokaisena näytteenottokertana

50 Kuva 4.38 Sadannan typen fraktioiden pitoisuuksien

kuukausikeskiarvot

52 Kuva 4.39 Sadannan typen fraktioiden määrät

kuukausittain (koijaamattomat sadantamäärät)

52 Kuva 4.40 Sadannan typen fraktioiden määrät

kuukausittain (korjatut sadantamäärät)

52

Kuva 5.1 Mineraalitypen määrä tutkituissa kerroksissa hietalysimetrissä 2 (gN/lys.=kgN/ha)

59 Kuva 5.2 Mineraalitypen määrä tutkituissa kerroksissa

hietalysimetrissä 4 (gN/lys.=kgN/ha)

savilysimetrissä 9 (gN/lys.=kgN/ha)

savilysimetrissä 11 (gN/lys.=kgN/ha)

59 Kuva 5.5 Nitraattitypen pitoisuus tutkituissa kerroksissa

hietalysimetrissä 2

hietalysimetrissä 4

61

Kuva 5.7 Nitraattitypen pitoisuus tutkituissa kerroksissa savilysimetrissä 9

savilysimetrissä 11

61 Kuva 5.9 Nitraattitypen määrä koko lysimetrissä

2, 4, 9. ja 11

62 Kuva 5.10 Ammoniumtypen määrä koko lysimetrissä

2, 4, 9,ja 11

62

Kuva 5.11 Kokonaistypen määrä koko lysimetrissä 2. 4, 9. ja 11

62 Kuvat 5.12

& 5.13

Mineraalitypen fraktioiden määrät (g) kerroksittain hietalysimetrissä 2 25.5.1990 ja 28.5.1991

63 Kuvat 5.14

& 5.15

Mineraalitypen fraktioiden määrät (g) kerroksittain hietalysimetrissä 4 25.5.1990 ja 28.5.1991

63 Kuvat 5.16

& 5.17

Mineraalitypen fraktioiden määrät (g) kerroksittain savilysimetrissä 9 25.5.1990 ja 28.5.1991

63 Kuvat 5.18

& 5.19

Mineraalitypen fraktioiden määrät (g) kerroksittain savilysimetrissä 11 25.5.1990 ja 28.5.1991

63

(8)

huuhtoutuvassa vedessä - vertailu annettuihin

vaatimuksiin ja suosituksiin juomaveden maksimipitoisuuksille

Kuva 5.21 Nitriittitypen pitoisuus savilysimetristä 11 68 huuhtoutuvassa vedessä - vertailu annettuihin

Kuva 5.22 Ammoniumtypen pitoisuus savilysimetristä 11 69 huuhtoutuvassa vedessä - vertailu annettuihin

Kuva 5.23 Analysoidun ja analysoimattoman sadannan määrän vertailu 77

(9)

Taulukko 2.1 Typen fraktiot, vesiliukoisuus ja prosessit 4 Taulukko 2.2 Typen määrien jakautuminen maapallolla 5

Taulukko 2.3 Typen tappiot maaperästä 6

Taulukko 2.4 Typpioksidien emissiot 6

Taulukko 2.5 Typpifraktioiden laskeuma Tanskassa 1987-1989 Typpifraktioiden märkälaskeuma Espoossa 1990

7

Taulukko 2.6 Maaperän typpitalouden elementit 10 Taulukko 3.1 Lysimetrien maalajien rakeisuusjakauma ja

arvioitu maalaji

17 Taulukko 3.2a Maalajien ominaisuuksia - hietalysimetrit 17 Taulukko 3.2b Maalajien ominaisuuksia - savilysimetrit 18 Taulukko 3.3 NPK-lannoitteen sisältöjä vesitalouden laboratoriossa

tehdyn lannoiteanalyysin tulos

19 Taulukko 3.4 Poikkeukselliset näytteenottokerrat 20

Taulukko 3.5 Analyysimenetelmät 22

Taulukko 4.1 V aihtelukertoimet lysimetreittäin 23 Taulukko 4.2 Vaihtelukertoimien minimi-ja maksimiarvot 24 Taulukko 4.3 V aihtelukertoimien analyysikohtainen jakautuminen

(CV>80)

24 Taulukko 4.4 Pienten vaihtelukertoimien analyysikohtainen

jakautuminen (CV<10)

24

Taulukko 4.5 Suurten vaihtelukertoimien analyysikohtainen jakautuminen

25 Taulukko 4.6 Kosteuspitoisuuksien keskiarvot tilavuusprosentteina 26 Taulukko 4.7 pH-arvon kasvu kasvukaudella kaikissa kerroksissa

(0-20 cm / 50-70 cm / 90-110 cm)

26 Taulukko 4.8 Orgaanisen hiilen kokonaismäärien keskiarvot ja

vaihtelukertoimet kerroksille 0-20 cm / 50-70 cm / 90-110 cm tutkimusjaksolla

31

Taulukko 4.9 Nitraatti-ja ammoniumtypen määrien keskiarvot ja

vaihtelukertoimet kerroksissa 0-20 cm / 50-70 cm / 90-110 cm koko tutkimusjaksolla

33

Taulukko 4.10 Kokonaistypen määrien keskiarvot ja vaihtelukertoimet 33 kerroksissa 0-20 cm / 50-70 cm / 90-110 cm tutkimusjaksolla

(10)

kertoimet kerroksissa 0-20 cm / 50-70 cm / 90-110 cm tutkimusjaksolla

Taulukko 4.12 Lysimetreistä suotautuneen veden kokonaismäärä 38 25.5.1990 - 28.5.1991

Taulukko 4.13 Lysimetreistä suotautuneen veden typen frakioiden 42 keskimääräiset pitoisuudet ja vaihtelukertoimet

Taulukko 4.14 Lysimetreistä suotautuneen veden ja typen frakioiden 43 määrät tutkimusjaksolla

Taulukko 4.15 Lysimetreistä suotautuneen veden kaikkien näytteiden 45 keskimääräiset typen fraktioiden määrät tutkimusjaksolla

Taulukko 4.16 Kasvien maksimaaliset massat ja maksimaaliset kokonais- 47 typen määrät lysimetrissä

Taulukko 4.17 Juuriston massat ja kokonaistypen määrät lysimetrissä 47 19.9.1990 otetuissa näytteissä

Taulukko 4.18 Sadevesinäytteiden typen fraktioiden keskimääräiset typpi- 49 pitoisuudet ja vaihteluväli

Taulukko 4.19 Sadannan määrä ja typen fraktioiden kokonaismäärät 51 korjaamattomille ja korjatuille sadanta-arvoille yksittäistä

lysimetriä kohden

Taulukko 4.20 Lumen sulamisvedestä määritettyjen suureiden keskiarvot 51 Taulukko 4.21 Arvio vesitalouden laboratorion lysimetrikentän lysimetreissä 54

tapahtuneesta denitrifikaatiosta tutkimusjaksolla

Taulukko 4.22 Lineaarisessa regressioanalyysissä ja kanonisessa 55 korrelaatioanalyysissä käytetyt suureet ja niiden yksiköt

Taulukko 4.23 Lysimetriaineiston typen fraktioiden lineaaristen regressio- 56 mallien selitysasteet

Taulukko 4.24 Kanonisten muuttujien välinen korrelaatio alkuperäisiin 57 yksittäisiin korrelaatioihin nähden

Taulukko 4.25 Mineraalitypen fraktioiden kanonisten korrelaatiomallien 57 selitysasteet

Taulukko 5.1 Nitraatti-ja ammoniumtypen osuudet mineraalitypen määristä 58 kaikissa tutkituissa kerroksissa (0-20cm/50-70cm/90-l 10cm) Taulukko 5.2 Mineraalitypen määrät tutkimusjakson alkaessa ja päättyessä 64

koko lysimetrissä

Taulukko 5.3 Mineralisoituvan typen määrät arvioituna orgaanisen typen 64 määrän perusteella lysimetrien pinta-ja pohjakerroksissa

Taulukko 5.4 Laboratoriokokeissa saadut arviot mineralisoituvan typen 65 määrille

(11)

maalajeilla Sippolan (1981) ja vesitalouden laboratoriossa tehdyn kokonaistypen analyysin mukaan

Taulukko 5.6 Huuhtoutuneen veden typen fraktioiden määrät 67 Taulukko 5.7 Huuhtoutuneen veden maksimipitoisuudet 69 Taulukko 5.8 Huuhtoutuneiden typpifraktioiden osuus lannoitetypestä 70 Taulukko 5.9 Edellisen vuoden lannoitteen osuus huuhtoumassa 71 Taulukko 5.10 Sadannan typen fraktioiden määrät 73 Taulukko 5.11 Lysimetreissä tapahtuneen mineraalitypen määrien 74

muutoksen ja typpitaseen mukaisen mineraalitypen määrien muutoksen vertailu

Taulukko 5.12a Analysoidun vesimäärän osuus kokonaismäärästä 76 Taulukko 5.12b Analysoitujen typen määrien osuus kokonaismäärästä 77 Taulukko 5.13 Lysimetrien maa-aineksen maksimaalinen ammoniumin- 79

sitomiskyky kationinvaihtokapasiteetin perusteella

Taulukko 5.14 Eri käytäntöjä uutoksen tekemiseksi 80 Taulukko 5.15 Eri käytäntöjä kokonaistypen analyysin tekemiseksi 81

(12)

TIIVISTELMÄ i

ABSTRACT ii

ALKUSANAT iii

KUVALUETTELO iv

TAULUKKOLUETTELO viii

1. JOHDANTO 1

2. TYPEN KIERTO LUONNOSSA 3

2.1 Typpi ja sen fraktiot maaperässä 3

2.2 Typpitase 4

2.21 Ilmakehän typpi talous 6

2.22 Kasvien typpitalous 8

2.23 Typpilannoitus 8

2.24 Huuhtoutuminen ja eroosio 9

2.3 Maaperän typpitalous 10

2.31 Maaperän typen esiintymiseen vaikuttavia tekijöitä 10

2.32 Typen prosessit maaperässä 12

3. KOEKENTTÄ JA TUTKIMUSMENETELMÄT 16

3.1 Koekenttä 16

3.11 Kentän yleiskuvaus 16

3.12 Lysimetrien maalajit 17

3.2 Koejärjestelyt ja näytteenotto 18

3.21 Yleistä 18

3.22 Näytteenottomenetelmät ja näytteiden säilytys 20

3.23 Hydrometeorologiset havainnot 21

3.3 Analyysimenetelmät 22

4. TULOKSET 23

4.1 Maanäytteet 23

4.11 Kerran teiden vaihtelu 23

(13)

aineksen määrä, pH ja orgaanisen hiilen kokonaismäärä

4.13 Typen fraktiot maanäytteissä 31

4.2 Suotautunut vesi 38

4.21 Yleistä 38

4.22 Typpihuuhtoumat 40

4.3 Kasvi-jajuurinäytteet 46

4.4 Sadanta 49

4.5 Lysimetrien typpitaseet 53

4.6 Tilastolliset riippuvuudet 55

5. TULOSTEN TARKASTELU 58

5.1 Typen fraktiot maaperässä 58

5.2 Typpihuuhtoumat 67

5.3 Kasvien sitoma typpi 72

5.4 Märkälaskeuma 73

5.5 Typpitasetarkastelu 74

5.6 Muuttujien välinen riippuvuus 75

5.7 Näytteenotto- j a analysointimenetelmien luotettavuudesta 7 6

5.71 Näytteenotto 76

5.72 Säilytys 78

5.73 Analyysit 78

5.8 Muita maaperän typen määritysmenetelmiä 81

6. JOHTOPÄÄTÖKSET 84

7. YHTEENVETO 88

KIRJALLISUUSLUETTELO Liite 1: Typenkierto

Liite 2: Valokuvat

Liite 3: Rakeisuuskäyrät ja pF-käyrät Liite 4: Näytteenottoaikataulu

Liite 5: Kasvi- ja juurianalyysien tulokset Liite 6: Hydrometeorologiset havainnot

Liite 7: Maanäytteistä, huuhtoumasta ja sadannasta mitattujen suureiden tunnusluvut Liite 8: Muuttujien välisiä lineaarisia korrelaatiokertoimia

Liite 9: Rinnakkaisnäytteiden rakeisuuskäyrien vertailu

Liite 10: Maaveden ja huuhtoutuneen veden typpipitoisuuksien vertailu

(14)

1. JOHDANTO

Typpeä on ilmakehän kaasuista 78 tilavuusprosenttia, maankuoren keskimääräinen typpi

pitoisuus on 0.0046% (Laitinen&Toivonen, 1982). Vaikka ilmakehästä siis melkein 80% on typpikaasua N2, on typpeä hyvin vähän sellaisissa muodoissa, joissa organismit voivat sitä assimiloida. Vuosisatojen ajan maanviljelijät ovat käyttäneet hyväksi tietoa siitä, että tietyt viljakasvit kuten vehnä ja maissi kasvavat paremmin, jos niitä viljellään palkokasvien (esim.

apila tai sinimailanen ) jälkeen. Vuonna 540 kirjoitettiin Kiinassa kirja nimeltään Chih Min Tao-Shu ‘The Arts of Feeding the People’, jossa käsiteltiin mm. Azolla -bakteerin hyväksikäyttöä riisinviljelyssä; palkokasvien hyödyllisyydestä mainitsivat kirjoituksissaan myös roomalaiset. (Paul&Clark, 1989, s. 166) Tänään tiedetään, että tämä etu ei johdu palkokasvista itsestään, vaan palkokasvien kyvystä elää symbioosissa mikro-organismien kanssa, jotka sitovat ilmakehän typpeä kasveille käyttökelpoiseen muotoon. Typpi on yksi tärkeimmistä kasvinravinteista, mutta sen saatavuus maaperästä on usein niukka, sillä suurin osa maaperän typestä on korkeampien kasvien ulottumattomissa. Ajoittain maaperässä ilmenee kuitenkin typen ylijäämää, mikä aiheuttaa typen häviöitä huuhtoutumisen tai volatilisaation kautta. Osa kasveista, kuten esimerkiksi palkokasvit pystyvät saamaan typpeä biologisen typensidonnan kautta kun taas toiset kasvit kuten esimerkiksi ruohot ovat riippuvaisia ulkoisista typenlähteistä.(Brady, 1984, s.284-313) Typen tappioilla maaperästä on haitallisia ympäristövaikutuksia. Typpidioksidi osallistuu maapalloa suojaavaa otsoni

kerrosta tuhoaviin reaktioihin, nitraatti typpi aiheuttaa pohjaveteen suotautuessaan terveys

haittoja juomavedessä ja typen huuhtoutuminen pintavesiin lisää vesistöjen rehevöitymistä.

Tämä diplomityö on osa Teknillisen korkeakoulun Vesitalouden laboratoriossa tehtyä tutkimustyötä ‘Typen liikkeet maaperässä ja huuhtoutuminen pinta- ja pohjavesiin’.

Tutkimukseen liittyen on näytteitä otettu vesitalouden laboratorion Otaniemessä sijaitsevalta lysimetrikentältä kesästä 1989 lähtien. Mm. Hooli (1972) ja Vakkilainen (1982) ovat tehneet hydrometeorologisia mittauksia kuten vesitase- ja haihduntamittauksia lysimetrikentällä 1970- ja 1980-luvuilla. Kesällä 1989 aloitetussa tutkimuksessa on haluttu tutkia ympäristö

tekijöiden vaikutusta typen käyttäytymiseen maaperä-kasvi-systeemissä. Tavoitteena on ollut kerätä aineistoa typen kiertoa kuvaavaa mekanistista mallia varten, jonka avulla typen kulkeutumista maaperässä ja kulkeutumiseen vaikuttavia typen prosesseja voitaisiin kuvata.

Mallin avulla selitettäisiin myös typen määrien ajallista vaihtelua maaperässä sekä paikallista vaihtelua maaprofiilin eri kerroksissa. Tutkimuksessa kerätyn aineiston avulla on haluttu myös selvittää eri lannoitustasojen vaikutusta maaperästä huuhtoutuvan typen määriin. Tässä diplomityössä tavoitteena on esitellä typen fraktioiden käyttäytymistä lysimetrien maa- profiileissa tutkimusjaksolla sekä arvioida lannoituksen ja maalajin vaikutusta typen fraktioiden esiintymiseen maaperässä ja huuhtoumassa. Rinnakkaisten näytteiden välisen vaihtelun, muuttujien välisen riippuvuuden ja typpitaseen tarkastelun avulla halutaan arvioida menetelmien luotettavuutta sekä lysimetrien ominaispiirteitä typen fraktioiden esiintymistä tutkittaessa.

(15)

Tässä työssä on käsitelty aineistoa, joka on kerätty ajanjaksolla 25.5.1990 - 28.5.1991. Tutkimusjaksolla on näytteitä otettu kahden hietalysimetrin ja kahden savilysimetrin maa-aineksesta, lysimetrien kasvustosta sekä lysimetreistä huuhtotuneesta vedestä.

Näiden näytteiden lisäksi on analysoitu lysimetrikentältä saatuja sadantanäytteitä. Ilmatieteel

lisen laitoksen Helsinki-Vantaan lentoaseman ja Kaisaniemen havaintoasemilla tehtyjen meteorologisten havaintojen avulla on kuvattu tutkimusjaksolla vallinnutta säätilaa.

Luvussa 2 on esitelty typen kierron ja typen prosessien teoriaa. Tämän tarkoituksena on antaa kuva typen esiintymisen monimuotoisuudesta sekä niistä tekijöistä, jotka vaikuttavat typen esiintymiseen ja käyttäytymiseen maaperä-kasvi-ilmakehä-systeemissä. Tutkimuksessa käytetty koekenttä ja tutkimusmenetelmät on kuvattu luvussa 3. Sana lysimetri tulee kreikan kielen sanoista lysis (irtoaminen, irrottaminen) ja meter (mittaaminen) (Brady, 1984, S.515). Lysimetrin avulla voidaan mitata maaperässä tapahtuvaa perkolaatiota ja huuhtoutumista tarkastelemalla ympäristöstään irroitettua maaprofiilia kontrolloidussa, luonnonmukaisessa ympäristössä.

Analyysituloksista laskettuja kokonaismääriä ja -pitoisuuksia on luvussa 4 tarkasteltu siten, että on haluttu saada esiin nimenomaan lannoituksen ja maalajin mahdollisesti aiheuttamia eroja lysimetrien välillä. Lisäksi on rinnakkaisten maanäytteiden tuloksista tehdyllä vierashavaintoanalyysillä haluttu arvioida muuttujien alueellista vaihtelua kun taas koko tarkastelujakson aineiston vaihtelun perusteella on arvioitu parametrien ajallista vaihtelua. Mineraalitypen määrissä tutkimusjaksolla tapahtuneen muutoksen arvioimiseksi muodostetaan lysimetrikohtaiset typpitaseet lysimetriin tulevien mineraalitypen määrien ja sieltä lähtevien mineraalitypen määrien erotuksena. Lineaarisen regressioanalyysin ja kanonisen korrelaatioanalyysin avulla on arvioitu maanäytteiden kosteuspitoisuudessa, orgaanisen aineksen määrässä, pH-arvoissa ja orgaanisen kokonaishiilen määrässä tapahtuvan vaihtelun vaikutusta typen fraktioiden määrissä tapahtuvaan vaihteluun.

Luvussa 5 on tarkasteltu nimenomaan mineraalitypen määrissä tapahtuvia muutoksia tutkimusjakson aikana. Tässä yhteydessä on keskitytty vertaamaan mineraalitypen esiintymisessä havaittuja muutoksia eri lysimetrien ja eri kerrosten välillä. Lisäksi on arvioitu tutkimusjakson aikana tapahtunutta muutosta mineraalitypen kokonaismäärissä koko lysimetrissä laskemalla mineraalitypen määrät tutkimusjakson alussa 25.5.1990 ja tutkimusjakson lopussa 28.5.1991. Tätä tulosta on verrattu mitattujen ja arvioitujen komponenttien muodostaman typpitaseen tulokseen. Lopuksi on arvioitu tässä tutkimuksessa käytettyjen näyttenotto- ja analysointimenetelmien luotettavuutta sekä esitelty lyhyesti muita menetelmiä, joiden avulla typen käyttäytymistä maaperässä voidaan mitata.

(16)

2. TYPEN KIERTO LUONNOSSA

2.1 Typpi ja sen fraktiot maaperässä

Typpi (N) on hajuton ja väritön kaasu, jota esiintyy ilmakehässä, elollisessa luonnossa ja maankuoressa. Typpi on kemiallisesti melko passiivinen alkuaine, mikä johtuu typpi- molekyylin (N2) suuresta pysyvyydestä. Molekyylin atomien välisen kolmoissidoksen dissosioitumisentalpia on poikkeuksellisen suuri. (Laitinen & Toivonen, 1982)

Mineraalimaissa esiintyvistä typen muodoista tärkeimpiä ovat maan humukseen sitoutunut orgaaninen typpi, tiettyihin savimineraaleihin sitoutunut ammoniumtyppi sekä liukoisessa muodossa esiintyvät epäorgaaniset ammonium- ja nitraattiyhdisteet. Typenoton ja typpitappioiden lisäksi maaperässä tapahtuu jatkuvasti muutoksia typen eri muotojen välillä.

Tätä suureksi osaksi biokemiallista sukkessiota kutsutaan typen kierroksi (Hitte 1).

Arvioidaan, että 95% vuosittaisesta typen kierrosta tapahtuu maaperässä ja maaperän ja kasvuston välillä maapallolla. (Rosswall, 1976, s. 166)

Suurin osa pintakerrosten typestä on sitoutuneena orgaaniseen ainekseen. Tässä muodossa typpi on suojassa maan mikrobitoiminnalta, mutta toisaalta kasvien ulottumatto

missa. (Brady, 1984, s.284-313) Orgaanisesta typestä n. 20-50% on aminohappo- komplekseissa ja n. 5-10% aminosokereissa - loput n. 50% ovat toistaiseksi tunnistamatto

massa muodossa (Townsend, 1973, s.60). Ainoastaan 2-3 % tästä orgaanisesta typestä mineralisoituu vuodessa, mikä vastaa edustavan mineraalimaan pintakerroksessa n. 60 kg/ha typpeä vuodessa. Liukoista ammonium- ja nitraattityppeä arvioidaan olevan vain 1-2 % kokonaistypestä, mikäli kyseessä ei ole runsaasti lannoitettu alue. (Brady, 1984, s.284-313) Kokonaistyppeä arvioidaan olevan noin 1% tai enemmän maassa, jossa on paljon orgaanista ainesta kun taas hedelmättömässä hiekkamaassa typpimäärä voi olla alle 0.05%. Keski

määräisessä maassa kokonaistypen määrä on 0.1-0.3%. (Townsend, 1973, s. 135)

Vaihtuvassa muodossa olevan mineraalitypen ( NF^+ ja N03" ) määrää on vaikea arvioida, sillä se muuttuu jatkuvasti. Ajoittain ainoastaan vähän liukoisessa muodossa olevaa typpeä on saatavilla, mutta arvot voivat nousta 100 kgN/ha kasvukaudella - tällöin suurin osa on nitraattimuodossa. Lauhkeiden vyöhykkeiden pintamaissa vuosikierto on seuraava:

liukoisen typen määrä on pienin talvella, keväällä määrä kasvaa kun orgaanisen aineksen mineralisaatio alkaa, kesällä määrä laskee kasvien typenoton ja kuivuudesta johtuvan mineralisaation hidastumisen seurauksena, syksyllä määrä jälleen kasvaa kun kasvukausi loppuu ja kasvinjäänteiden hajoaminen alkaa. Viljelemättömässä tai niukasti lannoitetussa maassa nitraatin konsentraatio pienenee kasvukauden kuluessa. Pienenevät nitraattipitoisuudet pintakerroksessa ja kasvavat pitoisuudet pohjakerroksissa kertovat tosin myös nitraatin liikkeestä maaprofiilissa. Young&Aldag:n tekstissä referoidut Jolley&Pierre havaitsivat 1977 Luoteis-Iowassa, Yhdysvalloissa, että suurimmat nitraattimäärät löytyivät

1.2-1.5 metrin syvyydestä. (Young& Aldag, 1982, s.58,59)

(17)

Taulukko 2.1 Typen fraktiot, vesiliukoisuus ja prosessit. (Söderlund&Svensson, 1976)

Yhdiste Vesiliukoisuus Prosessit, joihin osallistuu

Typpimolekyyli (N2) vaikeasti liukeneva hioi. ja ei-biol. typen fiksaatio denitrifikaatio

Ammoniakki (NH3) / helposti liukeneva huuhtoutuminen ja valunta

Ammonium (NH4+) orgaanisen aineksen hajoaminen

kuiva ja märkä laskeuma nitrifikaatio

lannoite tuotanto polttaminen

reaktiot troposfäärissä kasvien otto

volatilisaatio

Ilokaasu (N20) vaikeasti liukeneva reaktiot stratosfäärissä denitrifikaatio Typpioksidi (NO) vaikeasti liukeneva kuivalaskeuma

polttaminen reaktiot ilmakehässä

Typpidioksidi (N02) helposti liukeneva nitriitin lielkistyminen happamissa maissa reaktiot ilmakehässä

polttaminen Typpiliapoke (HNO^) /

Nitriitti (N02")

helposti liukeneva nitrifikaatio Typpihappo (HNO3) / helposti liukeneva denitrifikaatio

Nitraatti (NO3O kuiva- ja märkälaskeuma

kasvien otto

huuhtoutuminen ja valunta reaktiot ilmakehässä Orgaaninen typpi helposti liukeneva - biomassan tuotanto

liukenematon kuiva- ja märkälaskeuma volatilisaatio

orgaanisen aineksen hajoaminen

2.2 Typpitase

Maaperän typpipitoisuuden tarkkailun tarkoituksena on ylläpitää riittävä typen toimitus maaperään sekä varmistaa maaperässä olevan typen saatavuus kasveille. Tärkeimmät typen lähteet ja häviöt on esitetty kuvassa 2.1. Suurin osa typestä poistuu viljellystä maaperästä sadon mukana: vehnällä ja puuvillalla määräksi arvioidaan 100 kg/ha typpeä, säilörehuviljalla typen määrä voi olla 250 kg/ha, sinimailasella ja ruoholla on tavattu yli 300 kg/ha typpimääriä. Eroosion, huuhtoutumisen ja volatilisaation kautta tapahtuvan typen häviön määrä riippuu paljolti maaperän vesitaloudesta. Typpivajausta korjataan käyttämällä kasvien jäänteitä, lantaa, palkokasveja tai kaupallisia lannoitteita. (Brady, 1984, s. 312,313)

(18)

Typpeä tulisi olla saatavilla tiettynä ajankohtana, sopivana määränä, samalla kuin typpitappiot minimoidaan. Maaperällä on tietyssä ilmastossa yleensä typpipitoisuuden normaalitaso, mikä tarkoittaa sitä, että jos maaperän typpitasoa halutaan nostaa huomatta

vasti lisäämällä typpilannoitusta, johtaa se yleensä vain typen menetyksiin huuhtouman tai volatilisaation kautta. Tärkeintä onkin pitää maaperän typpi mobiilina käyttämällä palkokasveja ja muita orgaanisia aineksia, joilla on matala C/N-suhde. (Brady, 1984, s.313)

BIOLOGINEN TYPENS IDONTfl: KAUPALLISET LANNOITTEET SYMBIOOTTINEN

KASOIN JÄÄNTEET LANTA

El-SYMBIOOTTINEN

v

MABPEBBN KÄYTETTÄESSÄ OLEUA TYPPI

LASKEUMA

ILMO

U 0 LATILIS A ATI 0 KEHÄ MAAN

OAGAANINEN AINES

KASVIEN OTTAMA TYPPI

HUUHTOUTUMA- TAPPIOT

EBOOSIO- TAPPIOT

Kuva 2.1 Typpitase (mukaellen Brady, 1984, s.312)

Taulukko 2.2 Typen määrien jakautuminen maapallolla. (Paul&Clark, 1989, s. 165) Typen määrä (10^ t) Vuosittainen kierto

Ilmakehän typpi 3.9 * 109

Maaperän typpi 105 000

Maaperän mineralisoitunut typpi 3500

Kasvien otto 1400

Symbioottinen N2-fiksaatio ₁₂₀

Assosiatiivinen ja vapaa fiksaatio 50

Lannoitetyppi 65

Käytetty lannoitetyppi 26

Ilmakehästä tuleva typpi 25

Denitrifikaatio, volatilisaatio 135

Eroosio 25

Huuhtoutuminen 93

(19)

Taulukko 2.3 Typen tappiot maaperästä. (Paul&Clark, 1989, s. 158)

Poistot / Tappiot Osuus kokonaistappioista (%)

Kasvien otto 0-60

Kaasumaiset tappiot 0-30

Eroosio 0-15

Iinmobilisaatio 0-40

Huuhtoutuminen 0-10

Kappaleessa 2.2 esitellään lyhyesti niitä typpitaseen elementtejä, joiden kautta typpeä tulee maaperään (ilmakehä, kasvit, lannoitus) tai poistuu maaperästä (ilmakehä, kasvit, huuhtoutuminen, eroosio).

2.21 Ilmakehän typpitalous

Maaperästä ja kasveista sekä hiilen ym. polttoaineen palamistuotteena pääsee ilmakehään typpeä kaasumaisessa muodossa. Nitraattia ilmakehässä on vähän, sitä syntyy ukkosilmojen yhteydessä sähkölatausten purkautuessa. (Brady, 1984, s.284-313) Taulukossa 2.4 on esitelty viimeisin tanskalainen arvio typpioksidien emissioista vuodelta 1988. Emissio on laskettu puhtaana typpenä.

Taulukko 2.4 Typpioksidien emissiot. (Anon., 1991, s.39)

Voimalat 38.400 tonnia 51 %

Alueelliset lämpövoimalat 2.200 tonnia 3 %

Teollisuus 5.700 tonnia 8 %

Yksityinen lämmitys 2.200 tonnia 3 %

Kotimaan liikenne 27.100 tonnia 36%

Yhteensä 75.000 tonnia

Ilmakehässä olevat typpiyhdisteet kulkeutuvat maaperään kuivalaskeumana tai sateen ja lumen mukana märkälaskeumana. Ammoniakin, ammoniumin ja nitraatin määrä laskeumassa vaihtelee alueellisesti. Ammoniumtypen laskeuma on yleensä suurempi kuin nitraattitypen ja se osoittaa myös suurempaa alueellista vaihtelua. (Brady, 1984, s.284-313) Stevensonin mukaan ilmakehästä maaperään tulevan kokonaistypen komponentteja ovat paitsi ammonium ja nitraatti, myös nitriitti ja orgaaniset typpiyhdisteet, mutta niiden määrällä ei ole käytännön merkitystä. Ilmakehästä tulevan typen määrä on riittämätön maanviljelyn typpitarpeen tyydyttämiseksi. Sateen sisältämät ammonium- ja nilraattimäärät ovat yleensä suuremmat kuin lumessa olevat vastaavat typpimäärät. (Stevenson, 1982, s. 11,12)

(20)

Tanskalaisessa tutkimustyössä on arvioitu kokonaislaskeuman (bulk deposition) määrää, joka on 0-30% korkeampi kuin märkälaskeuman määrä. Kuivalaskeuman määrää on vaikea mitata ja käytännössä sen määrä arvioidaan ilmassa olevien pitoisuuksien perusteella.

(Anon, 1991, s.41,42)

Taulukko 2.5 Typpifraktioiden laskeuma Tanskassa 1987-1989. (Anon, 1991, s.42) Typpifraktioiden märkälaskeuma Espoossa 1990. (Järvinen&Vänni, 1992)

Tanska kg N / ha vuodessa Espoo kg N / ha vuodessa

NHX Märkälaskeuma 8 NH4 Märkälaskeuma 4.2

NHX Kuivalaskeuma 7 N03 Märkälaskeuma 3.9

NOx Märkälaskeuma 6 KOKN Märkälaskeuma 11

NOx Kuivalaskeuma 0

Yhteensä 21

Typpeä menetetään maasta kaasumaisessa muodossa monella eri tavalla, joista denitrifikaatio lienee merkittävin. (Brady, 1984, s. 294) Kaasumaisessa muodossa typpi on vain vaikesti kasvien käytettävissä ja tämän vuoksi typen tappiot kaasumaisessa muodossa ovat haitallisia. Tappioiden määrä riippuu ympäristötekijöistä ja maan käytöstä. Arvioidaan, että hyvin kuivatetuilla, sopivasti lannoitetuilla mailla typen tappiot huuhtoutumisen kautta ovat suuremmat kuin tappiot denitrifikaation kautta. Runsaasti lannoitetulla, vajavaisesti kuivatetulla maalla tavataan denitrifikaatiosta johtuvia typen tappioita, jotka ovat 20-40%

lannoitetypestä. Tulvakastelluilla pelloilla kuten esim. riisinviljelyssä voivat tappiot olla jopa 60-70% lannoitetypestä. (Brady, 1984, s.295-297) Typpidioksidilla epäillään olevan haitallisia ympäristövaikutuksia jouduttuaan ilmakehään. Matkalla kohti stratosfääriä se osallistuu reaktioihin, jotka tuhoavat otsonia (03). Otsonikerros taas suojaa maapalloa haitalliselta ultraviolettisäteilyltä. (Brady, 1984, s.297) Denitrifikaatio voidaan nähdä myös toivottavana prosessina, kun sitä tapahtuu juuristokerroksen alapuolella, sillä se vähentää nitraatin kulkeutumista pohjaveteen. (Stevenson, 1982, s.23)

Ammoniumia tai ureaa sisältävien lannoitteiden käyttö nimenomaan hiekkamailla, emäksisillä mailla tai kalkkimailla voi johtaa typen tappioihin ammoniakkina. Eniten tappioita esiintyy, jos lannoite levitetään maan pinnalle. Näin hidastetaan ammoniumin reagointia maakolloidien kanssa ja pintakerroksen korkeampi lämpötila edesauttaa volatilisaatiota.

(Brady, 1984, s. 299) Tappiot ovat suurimmat maissa, joiden kationinvaihtokapasiteetti on alhainen kuten hiekkamailla, sillä savi ja orgaaninen aines adsorboivat ammoniumkationeja (Stevenson, 1982, s.21).

(21)

2.22 Kasvien typpitalous

Mineraaliravinteista kasvit tarvitsevat eniten typpeä ja se on neljänneksi yleisin elementti niiden koostumuksessa - enemmän on ainoastaan hiiltä, vetyä ja happea. (Paul&Clark, 1989, s. 131) Typen saanti vaikuttaa kasvin kasvuun ja kehitykseen, sillä typpeä esiintyy tärkeissä "rakennusaineissa" kuten klorofyllissä, monissa entsymeissä ja proteiineissa.

Typpi voi sitoutua kasviin sadoiksi vuosiksi kuten puissa tai kiertää vuosittain kuten viljely

kasveissa. (Paul&Clark, 1989, s. 164) Kasvi voi ottaa typpeä ammoniumina, nitraattina, aminohappoina, ureana tai jopa kompleksisempina orgaanisina molekyyleinä. Kasvien arvellaan käyttävän kuitenkin vain 30-60% maassa käyttökelpoisena olevasta mineraali- typestä (Paul&Clark, 1989, s. 164). Kasvien typen kokonaisotto on suurinta silloin, kun sekä nitraattia että ammoniumia on kasvin saatavilla. (Jarrell, 1990, s.386) Kasvit yleensä suosivat ammoniumia ennen nitraattia. (Paul&Clark, 1989, s. 137,159)

Palkokasvilla on kyky elää symbioosissa mikro-organismien kanssa, jotka sitovat ilmakehän typpeä kasveille käyttökelpoiseen muotoon. Tämänkaltainen typensidontakyky tiedetään olevan useilla organismeilla kuten useilla bakteerilajeilla, muutamilla aktino- myseeteillä sekä sinilevillä (syanobakteeri). (Brady, 1984, s.284-313) Yleinen mekanismi biologisessa typensidonnassa on typpikaasun pelkistäminen ammoniakiksi. Ammoniakki taas muodostaa yhdessä orgaanisten happojen kanssa proteiineja. Typpikaasun pelkistys tapahtuu Nitrogenase -entsyymissä. (Paul&Clark, 1989, s. 185). Nitrogenaasi katalysoi typpikaasun muuttumisen ammoniakiksi alhaisessa lämpötilassa ja normaalissa ilmakehän paineessa, kun taas teollinen ammoniakin valmistus Haber-Bosch menetelmällä vaatii 30 MPa:n paineen ja 500°C:n lämpötilan. (Havelka et ai., 1982, s.365; Laitinen&Toivonen, 1982, s. 140) On arvioitu, että maailmanlaajuisesti typpeä sidotaan näin vuodessa n. 175 miljoonaa tonnia, mikä ylittää lannoituksen kautta annettavan typen määrän. (Stevenson, 1982, s.17).

Sekä kasvit että maan mikro-organismit käyttävät hyväkseen nitraattityppeä. Mikäli mikro-organismeilla on käytettävissään ravinnon lähde (esim. hiilipitoisia orgaanisia jäännöksiä) pystyvät ne käyttämään nitraatteja hyväkseen nopeammin kuin korkeammat kasvit. Tästä johtuu, että vain noin puolet lannoituksessa annettavasta typestä tulee kasvien käyttöön. Osa näin immobilisoidusta typestä tosin saadaan mineralisaation kautta uudelleen käyttöön seuraavilla kasvukausilla. (Brady, 1984, s.293) Eläimet saavat typpeä lähinnä rehussa olevasta proteiinista. Rehussa oleva liiallinen nitraattityppi voi aiheuttaa kroonisia tai akuutteja oireita karjassa. (Jarrell, 1990, s. 386-387)

2.23 Typpilannoitus

Lannoitteessa lisätty typpi reagoi maassa samansuuntaisesti kuin biokemiallisessa prosessissa kasvinjäänteistä vapautunut typpi. Typpi lisätään lannoitteissa yleensä nitraattina,

(22)

ammoniumina tai ureana. Lannoitteet, jotka sisältävät ammoniumia tai ammoniumiksi reagoivia typpiyhdisteitä lisäävät maan happamuutta, sillä nitrifikaatiossa vapautuu vetyioneja, jotka adsorboituvat maakolloideihin. (Brady, 1984, s.284-313) Arvioidaan, että kasvi saa lannoitetypestä keskimäärin ainoastaan kaksi kolmasosaa ensimmäisen kasvu

kauden aikana. (Stevenson, 1982, s.21) Lannoitteiden käyttö on lisääntynyt teollistuneissa maissa voimakkaasti. Samaan aikaan viljelty peltoala ja maanviljelyksessä työskentelevien henkilöiden määrä on vähentynyt Ruotsissa tehty tutkimus osoittaa, että vuosina 1959-1975 työkustannukset ovat kohonneet selvästi kun taas lannoitteiden ja koneiden hinnat ovat nousseet vain vähän. Näin ollen maanviljelijälle on edullisempaa vähentää työtuntien määrää ja investoida koneiden ja lannoitteiden käyttöön. Lannoitteiden käytön tehokkuuden suhteen ei aina liioin olla tarpeeksi tarkkoja. (Kumm, 1976, s. 169,170)

2.24 Huuhtoutuminen ja eroosio

Negatiivisesti varatut nitraatti-ionit eivät absorboidu negatiivisesti varattuihin kollodeihin, jotka dominoivat useimpia maita. Tämän johdosta nitraatti on altis huuhtoutumiselle liikkuessaan veden mukana maaprofiilissa. Ammoniumia voi huuhtoutua hiekkamailta (Stevenson, 1982, s.23). Huuhtoutuneen nitraatin määrä riippuu ilmastosta ja maankäytöstä.

Märkä maa voi menettää suurimman osan nitraatista pohjaveteen kasvukauden ulkopuolisina tai sateisina ajanjaksoina (Paul&Clark, 1989, s. 160). Runsas lannoitus nimenomaan karkearakeisessa maassa lisää huuhtoutumisalttiutta. Myös typpilannoituksen lisäys ennen kasvien istuttamista lisää huuhtoumisriskiä. (Brady, 1984, s.293) Aktiivinen nitrifikaatio lisää nitraatin määrää maassa, mikä lisää typen huuhtoutumisriskiä. (Paul&Clark, 1989, s. 144) Viimeisimmän tutkimustyön mukaan suurin osa huuhtoutumisesta tapahtuu maan makrohuokosten kautta. (Jarrell, 1990, s.390) Toisaalta nitraatti-ioni reagoi anionin- vaihdossa rauta- ja alumiinihydroksidien kanssa eikä näin ollen oli niin huuhtouma-altis esim. rautapitoisessa punaisessa pohjamaassa. (Brady, 1984, s.519)

Mikäli nitraattityppeä on runsaasti juomavedessä voi se aiheuttaa pienille lapsille ja eläimille methemoglobiinianemiaa. Nitraattipitoisuuden kriittisenä rajana pidetään 10 ppm (Paul&Clark, 1989, s.160). Nitraattipitoisessa vedessä voi muodostua karsinogeenisiä nitrosamiineja, joiden on epäilty aiheuttavan imusolmukesyöpää. Huuhtoutunut nitraatti voi joutua myös järviin ja jokiin, joissa se lisää kasvien ja levien kasvua. (Jarrell, 1990, s.387)

(Paul&Clark, 1989, s. 144)

Typpidioksidi, joka on yksi denitrifikaatiossa syntyvistä typpikaasuista, ei poistu maaperästä ainoastaan kaasumaisessa muodossa. Liuennut N20 voi myös huuhtoutua maaperästä, jolloin pelkkä N20-kaasun mittaaminen maan ilmasta denitrifikaatioasteen määrittämiseksi voi antaa liian pienen tuloksen. (Jarrell, 1990, s.390-391)

Useimmissa viljellyissä maissa vaihtuvan ammoniumin määrä on vain murto-osa kaikesta epäorgaanisen typen määrästä. Ammoniumkationi sitoutuu maakolloideihin

(23)

vaihtuvaan muotoon ja on näin suojassa perkolaatioveden huuhtovalta vaikutukselta.

Ainoastaan sellaisissa maissa, joiden kationinvaihtokapasiteetti on erittäin matala voi ammoniumin huuhtoutumista tapahtua. (Nommik&Vahtras, 1982, s. 126)

Typpeä voidaan menettää myös eroosion johdosta. Yleensä kyseessä on siirtyminen pellon korkeammalta kohdalta notkelmaan, mutta myös tappioita pellon ulkopuolelle esiintyy. (Jarrell, 1990, s.400) Nitraattia menetetään sekä tuuli- että vesieroosion kautta.

Liukoisesta esiintymismuodostaan johtuen nitraatti yleensä poistuu pintavalunnan mukana eikä maapartikkeleihin kiinnittyneenä. Voimakas eroosio poistaa maan pintakerrosta ja vähentää näin maan orgaanisen aineksen määrää, mikä taas vaikuttaa maan typen mineralisaatioon ja nitrifikaatioon. Maan hyvä konservointi vähentää eroosiota, mutta yleensä lisää infiltraatiota ja näin typen huuhtoutumista. (Paul&Clark, 1989, s. 162)

2.3 Maaperän typpitalous

Tässä diplomityössä käytetyn lysimetriaineiston käsittelyn pääpaino on typen esiintymisellä maaperässä sekä maaperästä huuhtoutuvalla typellä. Tästä johtuen esitellään kappaleessa 2.3 tärkeimmät typen esiintymiseen vaikuttavat tekijät sekä typen prosessit maaperässä.

Taulukko 2.6 Maaperän typpitalouden elementit

Maaperän typen esiintymiseen Typen prosessit maaperässä vaikuttavat tekijät

- C/N-suhde - pH - maan ilma - maan vesi - maan lämpötila

- ammonifikaatio - immobilisaatio - nitrifikaatio - mineralisaatio

- ammoniumkationien sitoutuminen - ammoniakin adsorboituminen - denitrifikaatio

2.31 Maaperän typen esiintymiseen vaikuttavia tekijöitä

Maaperässä orgaanisen aineksen ja typpipitoisuuden välillä on hyvin kiinteä suhde. Suuri osa orgaanisesta aineksesta on hiiltä, joten tarkastelussa keskitytään hiili- ja typpi

pitoisuuksien väliseen suhteeseen (C/N-suhde). Maan viljelysmaiden muokkauskerroksen

(24)

C/N-suhde vaihtelee välillä 8:1 ja 15:1. Ilmastollisista tekijöistä lämpötila, sademäärä ja sateen jakautuminen vaikuttavat eniten C/N-suhteeseen. Suhde on pienempi kuivilla ja lämpöisillä kuin kosteilla ja viileillä alueilla. Hiekkamaassa on yleensä vähemmän orgaanista ainesta kuin hienompirakeisissa maalajeissa ja tämän vuoksi hiekkamaan C/N-suhde on pienempi kuin esim. savimaalla. Yleensä suhde on pienempi syvemmissä maakerroksissa kuin vastaavissa pintakerroksissa. Heikosti kuivatetuissa ja näin ollen heikosti ilmastetuissa maissa orgaanisen aineksen määrä on suurempi. Viljellyssä maassa on vähemmän orgaanista materiaalia ja typpeä kuin viljelemättömissä maissa. Tämä johtuu siitä, että viljelemättömillä mailla kasvin jäänteet palaavat maaperään kun taas viljellyillä alueilla ne korjataan satona tai karjan rehuna. (Brady, 1984, s. 269-278)

Maaperän ritsossfäärin pH riippuu siitä, missä muodossa kasvi ottaa typpeä. Pelto- olosuhteissa typpeä absorboituu lähinnä ammoniumina tai nitraattina. Mikäli systeemissä absorboituu eniten ammoniumia, tasapainotetaan kationinotto vapauttamalla vetyioneja ritsossfääriin eli pH laskee. Jos taas pääasiassa nitraattia absorboituu erittyy maanesteeseen hydroksi- tai bikarbonaatti-ioneja ja ritsossfäärin pH nousee. Riippuen typenoton määrästä, alkuperäisestä pH:sta ja maan puskurointikapasiteetista, voi pH:n muutos olla 1 yksikkö tai enemmän. Tästä pH:n muutoksesta johtuen voi ritsossfäärin kemia erota huomattavasti syvempien maakerrosten kemiasta. Maan pH muuttuu mikäli typpi poistuu maaperästä toisessa muodossa kuin se on siihen lisätty: pH laskee jos ammoniumina lisätty typpi poistuu nitraattina tai typpikaasuina; pH nousee jos nitraattina lisätty typpi poistuu sadon mukana tai typpikaasuina denitrifikaatiossa; pH ei muutu jos orgaanisena typpenä lisätty typpi poistuu orgaanisessa materiaalissa. Siellä missä nitraattia huuhtoutuu runsaasti pH laskee. (Jarrell, 1990, s.403-404) Biologinen typen-sidonta happamoittaa maaperää, sillä vetyioneja vapautuu sitoutumisprosessin aikana. Typen reaktio ammoniumista nitraatiksi eli nitrifikaatio on yksi pH-herkimmistä reaktioista maassa. (Paul&Clark, 1989, s.25)

Maan ilman tärkeimmät kaasut ovat samat kuin ilmakehässä: N2, 02 sekä C02.

Veteen liukenevat helpoiten ne kaasut, jotka ionisoituvat vedessä kuten ammoniakkikaasu NH3, typpikaasu N2 liukenee huonosti veteen. Typpi voi tulla rajoittavaksi tekijäksi typpeä sitovassa systeemissä vaikka ilmakehästä 80% on typpikaasua. Tämä johtuu nimenomaan typen heikosta diffuusionopeudesta vedessä, jolloin typen saatavuus huonosti ilmastoidussa maassa tai sen osassa rajoittuu. On todettu, että myös hyvin ilmastoidussa maassa on anaerobeja mikropaikkoja, sillä anaerobe]a bakteereja kuten Clostridiaa löytyy maan pintakerroksista. (Paul&Clark, 1989, s. 16-17)

Maan vesi ei vaikuta ainoastaan organismeille käyttökelpoisen veden määrään vaan myös maan ilmastusoloihin, liukoisten aineitten määrään ja laatuun, osmoottiseen paineeseen sekä maanesteen happamuuteen. Maaveden ominaisuuksia kuvataan käyttämällä matrik- potentiaalia ja osmoottista potentiaalia. Matrikpotentiaali kuvaa veden kykyä sitoutua partikkelien pinnoille. Sitoutuminen vähentää veden vapaata energiaa, mistä johtuen potentiaali on negatiivinen. Maassa olevat liuenneet aineet vähentävät myös veden vapaata energiaa ja muodostavat näin toisen negatiivisen potentiaalin, osmoottisen potentiaalin.

(25)

Matrikpotentiaali ja osmoottinen potentiaali yhdessä muodostavat rasituksen, joka organismin on kestettävä saadakseen maasta vettä. Sienet kestävät paremmin korkeita veden potentiaaleja kuin bakteerit. Tosin bakteerien välillä on eroja sietokyvyssä, sillä esim.

nitrifikaatiobakteerit kuten Nitrosomonas kestävät huonommin rasitusta kuin ammonifi- kaatiobakteerit kuten Clostridium tai Penicillium . Ammoniakkia voi akkumuloitua kuivissa maissa, sillä nitrifikaatiobakteerit eivät voi toimia vesipotentiaaleilla, joilla ammonifikaatio- bakteerit ovat edelleen aktiivisia. Kohonneet nitraattipitoisuudet kuivan maan pintakerrok

sessa eivät siis yleensä johdu nitrifikaatiosta vaan ylöspäin liikkuvan kapillaariveden sisältämästä nitraatista. (Paul&Clark, 1989, s. 19-22)

2.32 Typen prosessit maaperässä

Prosessia, jossa orgaaninen typpi muuttuu ammoniumtypeksi kutsutaan ammonifikaa- tioksi. Prosessia, jossa epäorgaaninen typpi muuttuu orgaaniseksi typeksi kutsutaan immobilisaatioksi. (Brady, 1984, s.284-313) Schmidt kutsuu ammonifikaatioksi prosessia, jossa ammoniakki muuttuu ammoniumiksi. (Schmidt, 1982, s.257)

Ammoniumin muodostuminen tapahtuu monivaiheisen reaktioketjun tuloksena.

Heterogeeniset maaperän organismit hajottavat orgaanisia typpiyhdisteitä ja kompleksiset yhdisteet saavat yksinkertaisemman muodon. Jos käytetään aminoyhdistettä esimerkkinä voidaan reaktioyhtälöt kirjoittaa seuraavasti:

entsymaattinen

R-NH2 + HÖH --- > R-OH + NH3 + Energiaa aminoyhd. hydrolyysi

2NH3 + H2C03 ---- > (NH4)2C03 <===> 2NH4+ + C032"

Reaktio etenee parhaiten hyvin kuivatetussa, ilmastoidussa maassa, mutta jonkinasteista ammoniuminmuodostusta tapahtuu lähes kaikissa olosuhteissa. Tämä johtuu siitä, että lukuisat organismit pystyvät hajottamaan orgaanista typpeä. (Brady, 1984, s.284-313) Arvioidaan, että näin syntyneestä ammoniumista vain 0-30% nitrifioituu. (Townsend, 1973, s.136)

Vapaat ammoniumkationit voivat reagoida maan orgaanisen aineksen kanssa ja muodostaa vaikeasti hajoavia yhdisteitä. Tätä kutsutaan immobilisaatioksi, mutta reaktion yksityiskohtia ei tunneta. Maan korkea pH ja hyvä ilmastus edesauttavat immobilisaation tapahtumista. (Brady, 1984, s.284-313) Ammoniumin immobilisaatio riippuu myös mikro- organismien typentarpeesta kasvua varten. (Paul&Clark, 1989, s.134-137) Jansson&

Persson määrittelevät immobilisaation siten, että se on reaktio, jossa epäorgaaniset typpiyhdisteet (NH4+, NH3, N03", Nöj) saavat orgaanisen muodon. Maan organismit assimiloivat ja käyttävät niitä solujen ja kudosten rakennusaineena. Kasvien typenotto ja typpikaasun biologinen sidonta on myös typen assimilaatiota, mutta siitä huolimatta niitä ei

(26)

määritellä typen immobilisaatioksi. (Jansson&Persson, 1982, s.230)

Nitrifikaatio on ammoniumin entsymaattinen hapetusreaktio nitriitin kautta nitraatiksi. Reaktio tapahtuu kahdessa jaksossa: ensimmäisessä jaksossa autotrofiset bakteerit Nitrosomonas , Nitrosobulus ja Nitrosospira muuttavat ammoniumin nitriitiksi, toisessa jaksossa autotrofinen bakteeri Nitrobacter hapettaa nitriitin nitraatiksi. Myös muutamat heterotrofit bakteerit, sienet ja aktinomyseetit voivat muuntaa ammoniumia nitriitiksi, mutta edellämainitut bakteerit suorittavat pääosan työstä. Reaktion ensimmäisen ja toisen jakson välinen aika on hyvin lyhyt ja näin ollen ei normaalioloissa nitriittiä keräänny maahan. Tämä on toivottavaa, sillä pienikin määrä nitriittiä on myrkyllinen korkeammille kasveille. Ympäristötekijöillä on huomattava vaikutus nitrifikaatioon. Paul&Clark:n mukaan nitrifikaatio on hidasta alle 5 °C ja yli 40 °C lämpötiloissa, optimilämpötilan ollessa 30-35

°C (Paul&Clark, 1989, s. 143). Sopivassa suhteessa annettu NPK- (typpi+fosfori+kalium)- lannoite edesauttaa nitrifikaatioon osallistuvien organismien toimintaa. Liian suuri ammoniumlannoite tosin on haitallinen Nitrobacter :lle. Nitrifikaatio-organismit ovat hyvin herkkiä tietyille pestisideille. Arvioidaan kuitenkin, että normaalitasoisella pestisidien käytöllä on vain pieniä vaikutuksia nitrifikaation kulkuun. (Brady, 1984, s.284-313) Nitraatinmuodostuksen ja pH:n välillä on selvä yhteys. Optimi-pH-arvot ovat välillä 6.6 ja 8.0. Maatalousmaissa nitrifikaatioaste pienenee huomattavasti kun pH laskee alle 6.0 ja on merkityksetön pH:n arvoilla alle 4.5. Suuret kosteuspitoisuudet vähentävät nitrifikaatiota, sillä hapen diffuusio maaperässä hidastuu. Toisaalta hyvin pienet kosteuspitoisuudet haittaavat bakteeritoimintaa. Reaktiot, jotka tuottavat ammoniumia ovat vähemmän herkkiä vedenpaineelle ja matalille lämpötiloille, mistä johtuen ammoniumia kerääntyy veden- paineenalaisiin ja kylmiin maihin. Suuret orgaanisen aineksen pitoisuudet pienentävät nitrifikaatiota. Tämä johtuu siitä, että orgaanisen aineksen hajottaminen kuluttaa epä

orgaanista typpeä ja happea, jotka näin ovat poissa nitrifikaatioon osallistuvilta organismeil

ta. (Paul&Clark, 1989, s. 143) Ammoniumin vetyionit vapautuvat nitrifikaatiossa, mikä kasvattaa maanesteen happamuutta. Mikäli maassa ei luonnostaan ole runsaasti kalsiumkarbonaattia, kasvattaa ammoniumlannoitus maan happamuutta niin paljon, että maata tulee kalkita. (Jarrell, 1990, s.389)

Termi mineralisaatio sisältää sekä ammonifikaatio- että nitrifikaatioprosessit.

Mineralisaatiota tapahtuu kun maan organismit käyttävät ravintonaan materiaaleja, joilla on suurempi typpipitoisuus kuin mitä organismit tarvitsevat tai voivat käyttää kyseisenä ajankohtana. (Jarrell, 1990, s.389-390) Paul&Clark antavat mineralisaatiolle toisenlaisen määritelmän (Paul&Clark, 1989, s.133): orgaanisen typen mineralisaatio on prosessi, jossa proteiinit, aminosokerit ja nukleiinihapot hajoavat muodostaen mineraalityppeä, nimenomaan ammoniumia. Ammoniumin immobilisoituminen tai akkumuloituminen riippuu mikro- organismien typentarpeesta kasvua varten. Stevenson määrittelee mineralisaation reaktioksi, jossa orgaanisessa muodossa oleva typpi muuttuu ammoniumiksi ja nitraatiksi. Reaktio orgaanisesta typestä ammoniumiksi on ammonifikaatiota ja tämän hapettuminen nitraatiksi nitrifikaatiota. (Stevenson, 1982, s.3) Jansson&Persson nimittävät mineralisaatiota

(27)

prosessiksi, jossa typpi muuttuu orgaanisesta muodosta epäorgaaniseen muotoon ammoniumiksi tai ammoniakiksi. Reaktio tapahtuu heterotrofisten maan organismien toimesta, jotka käyttävät typpipitoista orgaanista ainesta energian lähteenä. (Jansson&

Persson, 1982, s.229-230)

Useilla 2:1-tyyppisillä savimineraaleilla kuten esim. vermikuliitilla ja muutamilla smektiiteillä on kyky sitoa ammoniumia kristallikerrosten väliin. Young&Aldag jäljestävät mineraalit ammoniuminsitomiskyvyn mukaan : illiitit > vermikuliitit > smektiitit >

kaoliniitit (Young&Aldag, 1982, s.54). Näillä mineraaleilla on sisäinen negatiivinen varaus, mikä johtaa kationien sitoutumiseen hilaväleihin. (Brady, 1984, s.284-313) Ammoniumioni sitoutuu savimineraalin hilaväliin ja mikäli hilastruktuuri romahtaa esim. kuivumisen johdosta johtaa se ionin sitoutumiseen vaihtumattomassa muodossa. Näin sitoutunutta ammoniumionia ei voida vaihtaa ulos esim. uuttamalla kaliumkloridi(KCl)-liuoksella.

(Paul&Clark, 1989, s. 138) Ammoniumkationit voivat siis sitoutua joko vaihtuvaan tai vaihtumattomaan muotoon, joiden keskinäinen suhde on seuraava:

nh4+ <=====> nh4+ <==> nh4+

maaneste vaihtuva vaihtumaton

Ammoniumin sitoutuminen on yleensä runsaampaa pohjamaassa, johtuen pohjamaan suuremmasta savipitoisuudesta. Tämä sitoutunut typpi vapautuu hyvin hitaasti kasvien ja mikro-organismien käyttöön. (Brady, 1984, s.284-313 ) Monissa maissa typen määrä sitoutuneena ammoniumina on huomattavasti suurempi kuin typen määrä käyttökelpoisena.

(Young&Aldag, 1982, s.48) Nommik&Vahtras ovat luetelleet ammoniumin sitoutumiseen vaikuttavia tekijöitä. Ammoniumin sitoutumisaste on suurimmillaan heti ammoniumin lisäyksen jälkeen. Arvioidaan, että 60-90% sitoutumisesta tapahtuu ensimmäisten tuntien aikana. Sitoutuvan ammoniumin määrä kasvaa kun lisätyn ammoniumin määrää kasvatetaan.

Sitoutuvan ammoniumin prosenttiosuus taas pienenee lisätyn ammoniummäärän kasvaessa.

Maan kuivaaminen ammoniumin lisäyksen jälkeen ja ennenkaikkea maan vuorottainen kuivaaminen ja kasteleminen lisää sitoutumista. Pakastaminen poistaa maasta vettä kuten kuivaaminen ja tämän vuoksi pakastamisenkin oletetaan vaikuttavan ammoniumin sitoutumiseen. Useilla alueilla on ammoniumin sitoutumisen todettu liittyvän savifraktion olemassaoloon, mutta myös savisella siltillä ja hiedalla on kyky sitoa ammoniumia.

(Nommik&Vahtras, 1982, s.132-139)

Kemiallisista ominaisuuksistaan johtuen nitraatin vuorovaikutus saven ja orgaanisen materiaalin kanssa on vähäistä. Poikkeuksen muodostaa savimateriaali, jolla on merkittävä anioninvaihtokapasiteetti. Tällaisia savia ovat amorfiset aluminosilikaatit ja alumiini- tai rautahydroksidit, joita löytyy erittäin rapautuneusta maista kuten trooppisista oksisoleista.

(Jarrell, 1990, s.390)

Myös ammoniakkia adsorboituu maan orgaaniseen ainekseen tai maan mineraaliainekseen. Mikäli ammoniakkia lisätään kosteaan maahan, sopivaan syvyyteen on sorptio lähes täydellinen. Jos maa on hyvin kuivaa tai hyvin karkearakeista ammoniakki

(28)

haihtuu suurimmaksi osaksi. Ammoniakin sitoutumista on toistaiseksi tutkittu vain laboratoriomittakaavassa, joten sen merkitystä käytännön maataloudessa ei tunneta.

(Nommik&Vahtras, 1982, s. 152,165)

Denitrifikaatio on nitraatin pelkistysreaktio, jonka lopputuotteena syntyy typpikaasuja, jotka voivat poistua maasta ilmakehään. Se on tyyppillisin typen volatilisaation muoto. Reaktio on lähinnä mikrobiologinen vaikka myös kemiallista pelkistystä tapahtuu.

Mikro-organismit, jotka osallistuvat denitrifikaatioon, ovat tavallisia fakultatiivisen anaerobeja, jotka normaaliolosuhteissa suosivat happea 02. Mikäli ilmastus kuitenkin on riittämätön, käyttävät ne nitraatissa olevaa happea. Reaktion yksityiskohtainen kulku on vielä tuntematon, mutta yleisesti reaktioketju voidaan kirjoittaa seuraavasti:

2 NO3" --- > 2 N02" ... > 2 NO ... > N20 ---> N2

Jokaisen reaktioaskeleen katalysoi spesifinen pelkistysentsyymi. Luonnollisessa pelto- ympäristössä typpidioksidia ja typpikaasua syntyy runsaasti. (Brady, 1984, s.284-313) Typpidioksidia syntyy silloin kun olosuhteet ovat lievästi anaerobiset kun taas typpikaasua syntyy kun olosuhteet ovat voimakkaasti pelkistävät. (Jarrell, 1990, s.396) Typpioksidin tappiot eivät ole niin huomattavat ja sitä esiintyy yleensä lähinnä happamissa olosuhteissa.

Denitrifikaatiota tapahtuu nimenomaan maissa, joiden kuivatus on heikko ja joiden ilmastus näin ollen on puutteellinen. (Brady, 1984, s.284-313) Denitrifikaatioaste kasvaa kun nitraatin konsentraatio kasvaa, kun käyttökelpoisen hiilen määrä kasvaa ja lämpötila nousee.

(Jarrell, 1990, s.396) Aktiivista denitrifikaatiota tapahtuu myös maan pohjakerroksissa, selvästi juuristokerroksen alapuolella, mikäli hiilen lähde suotautuu nitraatin ohella maaprofiilissa alaspäin. (Paul&Clark, 1989, s. 12) Suurin osa denitrifikaatioon osallistuvista organismeista on heterotrofisia bakteereja, jotka ovat hyvin riippuvia hiilen lähteen olemassa

olosta. Denitrifikaatiota ei tapahdu, jos hiilipitoisuus on alle 1 % (Firestone, 1982, s.306) Maaperän vesipitoisuus vaikuttaa denitrifikaation kulkuun silloin, kun veden määrä haittaa hapen diffuusiota. Maan vesipitoisuuden ja maan happipitoisuuden keskinäiseen suhteeseen vaikuttavat myös maan aggregaattien, huokosten ja käytävien koko, muoto ja lukumäärä.

(Firestone, 1982, s.311) Useimmat denitrifikaatiobakteerit kasvavat parhaiten kun pH on välillä 6 ja 8 (Firestone, 1982, s.317). Lämpötilan vaikutus denitrifikaatioon on sekä suora että epäsuora. Suoraan lämpötila vaikuttaa siten, että mikrobien aktiviteetti kasvaa ekspo

nentiaalisesti Arrheniuksen yhtälön mukaan lämpötilan noustessa. Epäsuorasti lämpötila vaikuttaa siten, että lämpötilalla on vaikutus hapen liukenemiseen ja hapen diffuusioon vedessä. Denitrifikaatiota ei tapahdu alle 5 °C:n lämpötilassa. (Paul&Clark, 1989, s. 155- 157) Stevensonin mukaan denitrifikaatio hidastuu huomattavasti kun lämpötila laskee alle 20

°C ja lakkaa kun lämpötila on 2 °C. (Stevenson, 1982, s.22)

(29)

3. KOEKENTTÄ JA TUTKIMUSMENETELMÄT

3.1 Koekenttä

3.11 Kentän yleiskuvaus

Kenttäkokeet tehtiin Teknillisen korkeakoulun vesitalouden laboratorion lysimetrikentällä Espoon Otaniemessä (60 ° 11' N, 24 °48' E). Lysimetrikenttä on perustettu 1960-luvun loppupuolella. Kentän aidatun alueen pinta-ala on noin 0.5 hehtaaria ja maanpinnan korkeustaso merenpinnasta lukien on noin 1.5 metriä. Hooli (1972), Hytönen (1974), Vakkilainen (1982) ja Vääriskoski (1986) mm. ovat kuvanneet lysimetrikenttää, sen instrumentointia ja siellä tehtyjä tutkimuksia.

Lysimetrit ovat poikkileikkaukseltaan neliön muotoisia betonialtaita, joiden pinta-ala on 10 m2 ja syvyys 1.5 m. Altaat on sijoitettu kuvan 3.1 mukaisesti kahteen kuuden lysimetrin ryhmään. Lysimetrien poikkileikkaus on esitetty kuvassa 3.2. Altaiden pohjalla on noin 10 cm:n paksuinen sepelikerros, jonka päällä on tutkittavaa maalajia. Pintakerroksen paksuus vaihtelee lysimetristä riippuen. Tässä tutkimuksessa käytettävissä lysimetreissä pintakerroksen keskimääräinen paksuus on seuraava: lysimetrissä 2 n. 30 cm, lysimetrissä 4 n. 20 cm ja savilysimetrien 9 ja 11 pintakerroksen paksuus on n. 10 cm. Valunnan määrittämiseksi on altaisiin tehty pintavaluntakourut sekä pohjalle tyhjennysputket.

f lOrrrallas 10 m^bosin

Mittausjärjestelmän keskusyksikkö Central union for data collection

Pintakerros IoCLiayer___

Hieta tai savi Fine sand or clay

Haihdunto-ostiot Evaporation pans

Pintavalunta Surface runoff Pohjavalunta Subsurface runoft

Kuva 3.2 Lysimetrin poikkileikkaus (Vakkilainen, 1982) Kuva 3.1 Lysimetrikenttä (Vakkilainen, 1982)

(30)

3.12 Lysimetrien maalajit

Tässä tutkimustyössä on tarkasteltu lysimetrejä 2, 4, 9 ja 11. Lysimetrikentän valokuva on liitteessä 2. Tutkittavien maalajien keskeisiä ominaisuuksia on esitelty taulukoissa 3.1 ja 3.2.

Rakeisuuskäyrät ovat liitteessä 3 ja laskentakaavat julkaisussa Bärlund (1992a).

Taulukko 3.1 Lysimetrien maalajien rakeisuusjakauma ja arvioitu maalaji Lysim. Syvyys

(cm)

<0.002 (mm)

0.002-0.02 (mm)

>0.02 (mm)

Maalaji <n kolmiosta

Maalaji (2) kolmiosta

Maalaji (3) rak.käyrältä

2 Pinta 13 27 60 Hieta Sandy loam Hieno hieta

Pohja 6 5 89 Hieta Sand Karkea hieta

4 Pinta 11 28 61 Hieta Sandy loam Hieno hieta

Pohja 6 7 87 Hieta Sand Karkea hieta

9 0-10 9 2 89 Hieta Loamy sand Karkea hieta

10-20 26 29 45 Hieta Loam Hiesu

20-50 34 42 24 Hiesu savi Clay loam Hiesu

70-90 51 41 8 Hiesu savi Silty clay Savi

11 0-10 11 6 83 Hieta Loamy sand Karkea hieta

10-20 26 18 56 Hieta Sandy clay loam Karkea hieta

20-50 40 44 16 Hiesu savi Silty clay loam/

Clay loam

Hiesu

(1):

(2):

70-90 60 34 6

suomalainen käytäntö, Hartikainen (1990) amerikkalainen käytäntö, Brady (1984, s.44)

Hiesu savi/

Aito savi

Clay Savi

(3): rakeisuuskäyrän 50%:n läpäisyarvon kohdalta; rakeisuuskäyrät, Bärlund (1992a)

Taulukko 3.2a Maalajien ominaisuuksia - hietalysimetrit

Lysim. Orgain tn pH (l) Org.C(i) Kok.N (l) Y CEC C/N (l)

Syvyys (%) CaCl2 (%) (%) (g/cm3) (cmol/kg)

2

0-20 11 5.1 9.3 0.28 0.86 33.8 35

50-70 0.6 5.4 0.17 0.009 1.47 4.61 17

90-110

4 0.5 5.8 0.095 0.007 1.47 4.61 12

0-20 10 4.9 7.9 0.22 0.90 34.9 38

50-70 0.6 5.3 0.2 0.009 1.47 5.22 22

90-110 0.5 5.6 0.12 0.007 1.47 5.22 17