Опубликовано 9 часов назад

Кто больше всех "наудобрял"? Карта экологического вреда от азотных удобрений в Европе

Производство азотных удобрений приводит к множеству негативных воздействий на окружающую среду. Особенно важным аспектом является его энергопотребление. Анализы, охватывающие жизненный цикл продукта, указывают, что наибольший экологический ущерб возникает на стадии производства из-за образующихся выбросов диоксида азота. Целью данного исследования была оценка экономической стоимости экологического ущерба, причиняемого производством азотных удобрений, используемых в сельском хозяйстве ЕС.

Оценка экологического ущерба от производства минеральных азотных удобрений проводилась с помощью методологии оценки жизненного цикла (LCA). Был применен подход «от ворот до ворот» с использованием программного обеспечения Sima Pro 7.1.0.2 и баз данных ecoinvent 3 и agri-footprint 5. Стоимость внешних издержек производства азотных удобрений определялась путем применения метода экологических цен. Проведенный анализ охватывал период с 2012 по 2021 годы.

Результаты показали снижение экологического ущерба, вызванного производством минеральных азотных удобрений, используемых в сельском хозяйстве ЕС. При этом наблюдалась значительная диспропорция между отдельными странами-членами ЕС как в плане тенденций объемов применяемых азотных удобрений, так и в эффективности их использования.

В период 2012–2021 годов в 18 странах ЕС количество используемых в сельском хозяйстве минеральных азотных удобрений увеличилось, при этом наибольший рост отмечен в Румынии, Испании и Венгрии. В то же время в 9 странах их использование сократилось, с наибольшим падением, зафиксированным в Германии, Франции и Польше.

Значительные различия были также обнаружены в эффективности использования минеральных азотных удобрений, измеряемой на основе стоимости экологического ущерба от производства внесенных удобрений по отношению к стоимости произведенной растениеводческой продукции.

Растущее население мира в сочетании с социально-экономическими изменениями, направленными на улучшение качества жизни, способствует непрерывному увеличению спроса на продовольствие [1]. Интенсификация сельскохозяйственного производства привела к выбросам различных загрязняющих веществ в окружающую среду [2]. Угрозы и риски для здоровья, создаваемые этими загрязнителями, свидетельствуют о необходимости поиска решений, способствующих сокращению их использования [3,4,5,6]. В этом отношении основное внимание уделяется, в частности, воздействию на окружающую среду производства минеральных удобрений и их внесения для выращивания полевых культур, что является компонентом глобальной цепочки поставок продовольствия и незаменимым элементом, позволяющим удовлетворить продовольственный спрос растущего населения [1].

Азот является важным макроэлементом, необходимым для роста растений. Азотные удобрения применяются в сельском хозяйстве с 1850-х годов для увеличения производства сельскохозяйственных культур [7]. Проведенные на сегодняшний день исследования показывают, что производство азотных удобрений может оказывать значительное воздействие на окружающую среду, главным образом из-за высоких затрат энергии и природного газа, необходимых для их изготовления [8,9,10,11]. Особенно энергоемкий процесс связан с фиксацией атмосферного азота для производства аммиака и его преобразованием в мочевину [12,13]. В своей публикации Рогели и др. [14] указали, что для смягчения последствий ускоряющегося изменения климата, вызванного текущим спросом на энергию, помимо увеличения использования возобновляемых источников энергии, также необходимо сократить потребление энергии. Одним из методов достижения этой цели является сокращение количества минеральных удобрений, используемых в сельском хозяйстве, за счет более эффективного использования содержащихся в них питательных веществ [15,16,17,18]. Проведенные на сегодняшний день исследования показывают, что только 30–50% азота, вносимого с минеральными удобрениями, усваивается растениями, в то время как остальные 50–70% либо используются микроорганизмами, либо вымываются в почву, а также в поверхностные и грунтовые воды [1,19].

Экологически чистое сельское хозяйство, где одной из целей является сокращение использования удобрений, требует внедрения стратегии удобрения, соответствующей принципам устойчивого развития и циркулярной экономики [20]. Примером экологически безопасного подхода к повышению биодоступности минералов в почве является органическая добавка. Исследования, проведенные в Италии, показали, что органическая добавка увеличивала концентрации NO3−-N, обменного K2O, Ca2+, Na+ и Mg2+ в почве, а также уровень электропроводности в почвенном экстракте [21]. Еще одним методом сокращения использования неорганических удобрений в долгосрочных органических циклах является внедрение техники биодезинфекции. Это предполагает удобрение культур питательными веществами, полученными из биомассы, произведенной на той же ферме после биодезинфекции [22].

Большинство исследований, касающихся воздействия минеральных удобрений на окружающую среду, были сосредоточены на последствиях их применения в сельском хозяйстве. Длительное использование азотных удобрений способствует деградации почв, а также загрязнению воздуха и воды [23,24,25,26]. Загрязнение окружающей среды соединениями азота нарушает функционирование экосистем и способствует снижению биоразнообразия [23]. Исследования, охватывающие весь жизненный цикл азотных удобрений, показывают, что наибольший экологический ущерб наносят их производство, а также выбросы диоксида азота, возникающие при их применении [27,28,29]. На стадии производства самые высокие значения индексов воздействия на окружающую среду были зафиксированы в отношении изменения климата, истощения ископаемого топлива, подкисления и эвтрофикации пресноводных водоемов [8,30]. Это значительное воздействие производства минеральных удобрений на окружающую среду в значительной степени является результатом высокого энергопотребления этого процесса, причем энергия вырабатывается в основном из ископаемого топлива [31]. Согласно данным Министерства энергетики Литовской Республики, на производство удобрений приходится примерно 40% общего потребления природного газа в стране [32]. Высокое энергопотребление производства удобрений и низкая эффективность использования растениями азота из удобрений приводят к экологическим проблемам, таким как деградация почв, эвтрофикация, загрязнение грунтовых вод, а также выбросы аммиака и парниковых газов [33].

Экологические последствия производства и применения минеральных удобрений необходимо оценивать на протяжении всего их жизненного цикла. Результаты таких анализов представлены в исследованиях Ванга и др. [34] (для комплексных удобрений), Чена и др. [35] (для калийных удобрений) и Кастро и др. [36] (для биоудобрений). Проведенные на сегодняшний день исследования показывают, что на стадии производства удобрений наибольшее воздействие на окружающую среду связано с изменением климата, потреблением ископаемого топлива и подкислением. В случае транспортировки преобладает воздействие использования ископаемого топлива, тогда как на стадии применения удобрений оно связано с эвтрофикацией, вызванной вымыванием избыточного количества биогенов [30]. По этой причине ограничение воздействия минеральных удобрений на окружающую среду на протяжении всего их жизненного цикла — от стадии производства до внесения в поля — имеет решающее значение для попыток решения трех основных проблем, стоящих перед современной экономикой: обеспечение продовольственной безопасности, снижение антропогенного давления и противодействие изменению климата [37].

Основной целью данного исследования была оценка экономической стоимости экологического ущерба, возникающего в результате производства азотных удобрений, используемых в сельскохозяйственном производстве в ЕС. В соответствии с принципом, описываемым как «загрязнитель платит», расходы на смягчение последствий загрязнения окружающей среды и их предотвращение несет субъект, вызывающий такое загрязнение. В отношении производителей этот принцип часто интерпретируется как «клиент загрязнителя платит», что означает, что интернализированные экологические издержки включаются в цену продукта, приобретаемого потребителем. Предполагается, что если бы не было спроса на данный товар, не было бы и производства, загрязняющего окружающую среду. Ввиду вышесказанного представляется оправданным отнести стоимость экологического ущерба от производства азотных удобрений к месту их применения, в данном случае — к отдельным странам ЕС. Основная цель была разделена на конкретные вторичные цели, сформулированные следующим образом:

- Оценка изменений значений экстерналий для производства азотных удобрений, используемых в производстве полевых культур в отдельных странах ЕС в 2012–2021 годах;

- Выявление различий между отдельными странами ЕС;

- Выявление стран, в которых негативное воздействие на окружающую среду, вызванное производством удобрений, используемых в сельском хозяйстве, является наименьшим по отношению к стоимости сельскохозяйственного производства.

Проведенные на сегодняшний день исследования изучали экологическое давление либо на протяжении всего жизненного цикла минеральных удобрений, либо на стадии их производства по отношению к единице продукции или площади, на которой они использовались. Не проводилось анализов для сравнения воздействий на национальном уровне. Новизна данного исследования также связана с оценкой экологического ущерба и его денежной оценкой, поскольку представленные на сегодняшний день результаты обычно давались в натуральных единицах.

В данном исследовании были предложены следующие гипотезы:

H1: Характер изменений объемов потребления минеральных азотных удобрений в отдельных странах ЕС различен.

H2: Между отдельными странами ЕС существуют значительные различия с точки зрения экстерналий, возникающих в результате производства минеральных азотных удобрений, используемых в сельскохозяйственном производстве, по отношению к стоимости произведенной продукции полевых культур.

2.1. Экстерналии в экономической теории

Согласно теории экономики благосостояния, которая действует в рамках нормативной экономики, социальной целью распределения ресурсов на свободном рынке является максимизация общественного благосостояния. Распределение ресурсов среди отдельных членов общества должно основываться на критерии Парето [38]. Оптимум Парето существует, когда невозможно перераспределить ресурсы таким образом, чтобы повысить благосостояние одного индивида, одновременно не уменьшая благосостояния других [39]. Современная рыночная экономика не всегда гарантирует оптимальное использование ресурсов. Любая ситуация, когда равновесие, формирующееся на свободных, нерегулируемых рынках (т.е. рынках, не подлежащих прямому контролю цен или объемов), не приводит к эффективному распределению ресурсов, называется «провалом рынка» [40,41]. Экономисты, занимающиеся экономикой благосостояния, выделяют следующие источники этих искажений: несовершенная конкуренция, отсутствие полной информации, существование общественных благ и возникновение экстерналий [42]. Посние включают передачу части издержек или выгод, возникающих в результате деятельности одного субъекта, другим субъектам без соответствующей компенсации. Эти эффекты не учитываются в сделках и ценообразовании и не отражаются в издержках или выгодах их производителя [43]. В случае отрицательных экстерналий предельные общественные издержки больше предельных издержек субъекта, вызывающего эффект. Внешние издержки включают, среди прочего, издержки, связанные с потерей здоровья людей или ухудшением качества жизни, вызванным загрязнением окружающей среды [44]. Экстерналии, связанные с сельскохозяйственным производством, характеризуются следующим [45]:

• Их издержки часто упускаются из виду;

• Они часто затрагивают группы, интересы которых не представлены;

• Их возникновение часто запаздывает по отношению к непосредственной причине;

• Прямая причина эффекта не всегда известна;

• Они приводят к субоптимальным экономическим и политическим решениям.

2.2. Оценка жизненного цикла

В данной работе оценка экологического ущерба от производства азотных удобрений проводилась с использованием подхода оценки жизненного цикла (LCA). Это распространенный метод, позволяющий идентифицировать и оценить потенциальное воздействие на окружающую среду как всего жизненного цикла продуктов, включая добычу сырья, транспортировку, применение и утилизацию отходов, что в литературе называется жизненным циклом «от колыбели до могилы» [46,47,48], так и их отдельных стадий, включая производственные процессы [49,50,51,52,53]. LCA охватывает все значимые воздействия [54,55], облегчает их количественную оценку и сравнение их ключевых экологических аспектов [56]. Помимо метода LCA, ориентированного на концепцию экологического ущерба, воздействие на окружающую среду также может быть оценено с помощью анализа «затраты-выгоды». Исследования, направленные на сравнение этих двух методов, указывают на их тесную корреляцию. Несмотря на разный подход, оба метода дают схожие результаты как при сравнении арифметических показателей воздействия, так и общих средних значений, полученных с помощью моделирования Монте-Карло [57]. В данном исследовании было решено применить метод LCA, поскольку он считается одним из наиболее комплексных подходов к оценке устойчивого развития в различных производственных секторах [58], включая производство удобрений [56,59,60].

Поскольку целью данного исследования была исключительно оценка воздействия на окружающую среду, связанного с процессом производства удобрений, исследование проводилось с использованием подхода «от ворот до ворот». Этот подход ограничивает анализ только частью всего жизненного цикла продукта, т.е. стадией производства [61]. Это означает, что он включает все процессы, потребление энергии и воды, а также сырья с момента их прибытия на завод-изготовитель до производства конечного продукта. Сосредоточившись исключительно на стадии производства, из этих анализов было исключено воздействие на окружающую среду, вызванное транспортировкой конечных продуктов потребителям, а также их внесением и производством полевых культур. Этот метод несет меньший риск ошибки и позволяет изучить все процессы, которые могут быть реально проверены. При рассмотрении подхода «от колыбели до могилы» пришлось бы принимать средние значения для ситуаций, которые могут произойти, а могут и не произойти. Это вносит значительную неопределенность и широкий диапазон погрешности. Исследования показывают, что подход «от ворот до ворот» может быть эффективно применен в анализах, связанных с сельскохозяйственным и пищевым производством [62,63,64].

2.3. Метод экологических цен

Значения внешних издержек для производства азотных удобрений определялись с использованием метода экологических цен. Это одно из многих доступных решений, применяемых при оценке жизненного цикла различных продуктов. Отдельные подходы различаются с точки зрения выделяемых категорий воздействия, параметров, характеризующих данную категорию, принятых периодов стандартизации или методов взвешивания [65,66]. Метод экологических цен позволяет преобразовать определенные значения экологического и социального воздействия в денежные единицы [67]. Денежная оценка экологического ущерба является одним из решений, принятых на этапе взвешивания в LCA [68,69], широко применяемых в экологической экономике [70]. Его результаты показывают значения общественных издержек, возникающих в результате выбросов загрязняющих веществ, образующихся при производстве удобрений, путем определения уровня потери благосостояния или процветания из-за дополнительных количеств загрязнителей, попадающих в окружающую среду [71].

Метод экологических цен был разработан CeDelft [72]. Он облегчает определение общественных издержек загрязнения окружающей среды, возникающих в результате потери экономического благосостояния вследствие выброса дополнительного кг загрязняющих веществ в окружающую среду. Экологические цены указывают на готовность платить за меньшее загрязнение окружающей среды, выраженную в евро за кг. Экологические цены, использованные в этом анализе, являются средними для ЕС-28. Они относятся к среднему источнику выбросов в среднем месяце выбросов за 1 год. Такой подход обеспечивает комплексную оценку воздействия загрязнения для всех стран ЕС. Необходимо помнить, что экологические цены являются приблизительными оценками, средними значениями и, как таковые, могут не отражать реальный уровень цен для конкретной ситуации. Метод экологических цен был подробно описан де Брейном [71].

При оценке воздействия на окружающую среду производства азотных удобрений, используемых в сельском хозяйстве отдельных стран-членов ЕС, отправной точкой послужило определение их потребления. Для этой цели использовались вторичные данные, опубликованные Евростатом для отдельных стран ЕС, касающиеся годового потребления минеральных удобрений, пересчитанных на 1 тонну азота. Ввиду доступности данных в базе данных EUROSTAT проведенный анализ охватывал 2012–2021 годы. Информация о потреблении удобрений в странах ЕС, собранная из базы данных EUROSTAT, использовалась, например, в исследованиях Тота и др. [73], Рудинской и Нагловой [74], Резбовой и др. [75] и Гжебиша и др. [76]. Воздействие производства азотных удобрений на окружающую среду оценивалось с помощью программного обеспечения SimaPro 7.1.0.2, Амерсфорт, Нидерланды. Типы и уровни выбросов в окружающую среду, а также получение веществ, необходимых для производства минеральных азотных удобрений, определялись с использованием баз данных ecoinvent 3 [77,78] и agri-footprint 5 [79], связанных с программным обеспечением SimaPro 7.1.0.2. Это базы данных, обычно используемые в исследованиях воздействия производства удобрений на окружающую среду [8,80,81,82,83]. На рисунке 1 показана блок-схема протокола процедуры.

Рисунок 1. Блок-схема протокола процедуры. Xi,t — годовое потребление минеральных удобрений на 1 тонну азота в i-й стране ЕС в году t, Yi,t — внешние издержки производства азотных удобрений, потребляемых в i-й стране ЕС, по отношению к используемой сельскохозяйственной площади в году t, Zi,t — внешние издержки производства азотных удобрений, потребляемых в i-й стране ЕС, по отношению к стоимости производства полевых культур в году t.

Рассматриваемое воздействие на окружающую среду было связано с производством аммиачной селитры, известково-аммиачной селитры, сульфата аммония и аммиака. Воздействие на окружающую среду производства аммиака и сульфата аммония определялось на основе базы данных agri-footprint 5. Подробности этих процессов приведены в работах Дэвиса и Хаглунда [11] и Конгсхога [84]. Для производства аммиачной селитры и известково-аммиачной селитры использовались данные из баз данных ecoinvent 3 и agri-footprint 5. Для анализа предполагалось среднее значение внешних эффектов, полученных из баз данных ecoinvent 3 и agri-footprint 5. Набор данных из ecoinvent 3 для производства аммиачной селитры и известково-аммиачной селитры соответствует технологии, используемой на европейских заводах по производству удобрений. Здесь учитываются жидкий аммиак, азотная кислота, тепло (в виде природного газа и мазута) и электроэнергия. В случае известково-аммиачной селитры также учитывается доломит. Прямые выбросы включают аммиак и твердые частицы в воздух и азот в воду. Подробная информация об используемом наборе данных в ecoinvent 3 представлена в работах Fertilizers Europe [85,86,87], Альтауса и др. [88] и Конгсхога [84]. Воздействие производства аммиачной селитры и известково-аммиачной селитры, включенное в базу данных agri-footprint, описано в работах Дэвиса и Хаглунда [11] и Конгсхога [84]. В рамках этого анализа оценка воздействия на окружающую среду проводилась для следующих категорий: изменение климата, подкисление почвы, истощение озонового слоя, эвтрофикация пресных вод, морская эвтрофикация, токсичность для человека, образование фотохимических окислителей, образование твердых частиц, наземная экотоксичность, экотоксичность пресных вод, морская экотоксичность, ионизирующее излучение, занятие сельскохозяйственных земель и занятие городских земель, которые затем были агрегированы в четыре категории: изменение климата, токсичность для человека, качество экосистемы и занятие земель. Представленные результаты выражены в ценах 2022 года. Значения, первоначально представленные в уровнях цен за другие периоды, были скорректированы с применением индекса потребительских цен (ИПЦ) Европейского Союза [89].

Результаты, предоставленные этим анализом, указывают на снижение потребления азотных удобрений в ЕС с 2017 года. Как следствие, внешние издержки, генерируемые производством удобрений, также ниже (Рисунок 2). При сравнении стоимости воздействия на окружающую среду производства азотных удобрений в 2017 году с 2012 годом можно наблюдать увеличение на 10%. Начиная с 2017 года, в каждый последующий год наблюдалось снижение стоимости воздействия. Темпы роста в годовом исчислении варьируются от 0,86 (2021 г. к 2020 г.) до 0,98 (2018 г. к 2017 г.). Только в 2020 году стоимость воздействия на окружающую среду была на 1% выше по сравнению с предыдущим годом. Нисходящий тренд воздействия на окружающую среду производства азотных удобрений, используемых в сельскохозяйственном производстве ЕС, наблюдаемый с 2017 года, является результатом изменений в европейской аграрной политике и усилий по сокращению воздействия сельского хозяйства на окружающую среду.

Рисунок 2. Значения воздействия на окружающую среду производства азотных удобрений, используемых в сельскохозяйственном производстве ЕС, цены 2022 г., млрд евро.

Наибольшая стоимость экологического ущерба, вызванного производством азотных удобрений, используемых в сельском хозяйстве ЕС, была зафиксирована с точки зрения качества экосистемы (в анализируемый период от 4,2 млрд евро в 2012 году до 4,6 млрд евро в 2017 году) и изменения климата (3,2 млрд евро в 2012 году до 3,5 млрд евро в 2017 году).

Однако отдельные страны-члены ЕС сильно различаются с точки зрения тенденций, наблюдаемых в объемах используемых азотных удобрений, и, следовательно, — воздействия их производства на окружающую среду, качество жизни и здоровье их населения (Рисунок 3). Эта дифференциация является следствием, среди прочего, специфики сельскохозяйственного производства в отдельных странах. Сельскохозяйственное производство в государствах-членах ЕС различается из-за различных климатических условий, что приводит к разным типам культур и сезонности их производства. Другим фактором связаны различия в аграрных политиках отдельных стран, которые могут включать различные субсидии, нормативные акты и поддержку фермеров. Дополнительно, доступность и качество природных ресурсов, таких как почва и вода, также значительно влияют на эффективность и тип сельскохозяйственного производства в разных регионах ЕС [90]. Как следствие этой диверсификации, существуют различия в годовом потреблении минеральных удобрений с точки зрения тонн азота и различной стоимости полевого производства в отдельных странах ЕС. Эти параметры, связанные со спецификой сельского хозяйства, были учтены в данном анализе.

Рисунок 3. Внешние издержки производства азотных удобрений, отнесенные к стране, в которой они использовались в сельскохозяйственном производстве, цены 2022 г., тыс. евро. AT — Австрия, BE — Бельгия, BG — Болгария, CY — Кипр, CZ — Чехия, DE — Германия, DK — Дания, EE — Эстония, ES — Испания, FI — Финляндия, FR — Франция, GR — Греция, HR — Хорватия, HU — Венгрия, IE — Ирландия, IT — Италия, LT — Литва, LU — Люксембург, LV — Латвия, MT — Мальта, NL — Нидерланды, PL — Польша, PT — Португалия, RO — Румыния, SE — Швеция, SI — Словения, SK — Словакия.

В течение анализируемого периода (2012–2021 гг.) снижение внешних издержек, связанных с производством азотных удобрений, потребляемых сельским хозяйством этих стран, было зафиксировано только в девяти странах (Чехия, Германия, Франция, Хорватия, Италия, Австрия, Польша, Кипр и Португалия). Наибольшее сокращение экологического ущерба, создаваемого производством удобрений, было достигнуто в Германии (306 тыс. евро), Франции (179 тыс. евро) и Польше (50 тыс. евро). Произошедшие в этих странах изменения были настолько значительными, что — несмотря на возросшее потребление азотных удобрений в 18 странах ЕС — общее негативное воздействие на окружающую среду, возникающее в результате производства удобрений, используемых во всем ЕС в 2020 году, было меньше, чем в 2012 году. Странами, в которых стоимость экологического ущерба, создаваемого производством азотных удобрений, потребляемых в анализируемый период (2012–2021 гг.), увеличилась больше всего, являются Румыния (180 тыс. евро), Испания (152 тыс. евро) и Венгрия (112 тыс. евро).

Результаты, предоставленные анализами LCA, были отнесены к сельскохозяйственной площади в отдельных странах. Доступные данные Евростата позволили провести такие расчеты только за 2013, 2016 и 2020 годы (Рисунок 4). Анализ показал наибольшую стоимость внешних издержек на 1 гектар используемой сельскохозяйственной площади в Нидерландах, со средним значением за 2013, 2016 и 2020 годы, составляющим 99,03 евро/га, и в Бельгии с 93,65 евро/га (Рисунок 3). Это страны с интенсивным сельскохозяйственным производством, требующим внесения высоких доз азотных удобрений. В отличие от этого, стоимость внешних издержек на единицу площади используемой сельскохозяйственной площади была самой низкой в Португалии (в среднем 23,45 евро/га UAA) и Румынии (24,63 евро/га UAA), что указывает на относительно низкое потребление азотных удобрений в этих странах.

Рисунок 4. Внешние издержки производства азотных удобрений, потребляемых в странах ЕС, по отношению к используемой сельскохозяйственной площади, среднее значение за 2013, 2016 и 2020 годы, цены 2022 г. евро/га UAA.

На следующем этапе проведенных исследований значения внешних издержек для производства азотных удобрений, потребляемых в отдельных странах ЕС, были отнесены к стоимости полевых культур, произведенных в этих странах (Рисунок 5). Также в этом случае были обнаружены значительные различия между отдельными странами-членами ЕС. Наибольшее значение для отношения внешних издержек к стоимости произведенных полевых культур было зафиксировано в Ирландии (0,18–0,13%), Болгарии (0,09–0,07%) и Чехии (0,09–0,06%). Это были страны, в которых уровни используемых азотных удобрений и результирующая стоимость внешних издержек для их производства являются самыми высокими по отношению к созданной стоимости выращиваемых полевых культур. В этих странах как стоимость произведенных полевых культур, так и внешние издержки по сравнению с другими странами ЕС незначительны. В Венгрии — при аналогичных уровнях внешних издержек — стоимость производства полевых культур была в два раза больше, чем в Болгарии и Чехии, и в три раза выше, чем в Ирландии.

Рисунок 5. Отношение стоимости внешних издержек производства азотных удобрений, потребляемых в странах ЕС, к стоимости производства полевых культур в этих странах, цены 2022 г., млн евро/год. BG — Болгария, CZ — Чехия, DE — Германия, ES — Испания, FR — Франция, GR — Греция, HU — Венгрия, IE — Ирландия, IT — Италия, NL — Нидерланды, PL — Польша, RO — Румыния.

Нам нужно здесь сосредоточиться на Италии и Нидерландах. Согласно Андреони и Гальмарини [91], экономика Италии в начале XXI века была не способна к полному отрыву потребления энергии и выбросов парниковых газов. Более того, было установлено, что государственные органы Италии придают меньшее значение защите окружающей среды по сравнению с другими европейскими странами, о чем свидетельствует отсутствие сплоченного плана по снижению уровней загрязнителей [92]. Примером изменения подхода итальянской администрации к вопросам охраны окружающей среды может служить Стратегия биоэкономики (BIT), принятая итальянским правительством в 2017 году [93]. Для улучшения координации действий в области политики, нормативных актов и инвестиций между центральными властями и итальянскими регионами в 2019 году была разработана новая стратегия биоэкономики для устойчивой Италии (BIP II) [94]. Количественная цель, принятая в этой стратегии, предполагала достижение с 2017 по 2030 год увеличения оборота и занятости в итальянской биоэкономике на 15% при одновременном росте циркулярной экономики. Эту цель, среди прочего, предполагается достичь благодаря устойчивому и органическому производству в каждом секторе, включая сельское хозяйство. Значительную роль в сокращении негативного воздействия итальянского сельского хозяйства на окружающую среду играет растущее значение органического земледелия [95]. В Нидерландах политика, направленная на сокращение загрязнения азотом, была начата в 1980-х годах [96]. Наиболее важными политиками, которые привели к сокращению вымывания азота в грунтовые воды и поверхностные водоемы, а также его выбросов в атмосферу, являются внедрение Нитратной директивы в 1992 году и введение MINAS [97,98]. MINAS предоставил фермерам представление об их данных о продуктивности и показал, что они вносят чрезмерное количество питательных веществ, что влияет на их экономические результаты. Это привело к снижению выпуска продукции и потерь азота [98]. Чтобы дополнительно уменьшить негативное воздействие сельскохозяйственного производства на окружающую среду, ожидается, что в 2022–2034 годах будет потрачено более 24 млрд евро, сосредоточив внимание на сокращении выбросов азота наряду с другими экологическими проблемами. Планы соответствующих мер предполагают сокращение поголовья скота в Нидерландах, что, вероятно, также приведет к уменьшению количества ферм [99].

Италия и Нидерланды — это страны, в которых была зафиксирована относительно высокая стоимость производства полевых культур по отношению к количеству используемых азотных удобрений. Отношение стоимости производства полевых культур к внешним издержкам в этих странах составляло 0,010–0,014%. В Италии стоимость производства полевых культур превышала стоимость в Германии и была близка к уровню, зафиксированному в Испании. В то же время стоимость внешних издержек в этой стране была в два раза ниже, чем в Испании, и в три раза ниже, чем в Германии. Стоимость производства полевых культур в Нидерландах была сопоставима со стоимостью в Польше и Румынии, в то время как стоимость внешних издержек была примерно в четыре раза ниже, чем в Польше, и в два раза ниже по сравнению с Румынией. Это могло быть следствием разнообразной структуры посевов и экономической эффективности сельскохозяйственного производства в этих странах, а также превосходного использования компонентов удобрений в Нидерландах, что, в свою очередь, позволяет снизить нормы внесения удобрений. Наибольшая стоимость производства полевых культур за период анализа была зафиксирована во Франции, где стоимость внешних издержек, генерируемых производством используемых удобрений, была самой высокой.

Результаты данного анализа указывают на снижение потребления азотных удобрений в ЕС в 2012–2021 годах. Эта тенденция соответствует целям экологической политики, направленной на сокращение выбросов загрязняющих веществ, генерируемых сельским хозяйством, включая уменьшение использования удобрений [100,101]. Ожидается, что эта тенденция сохранится в ближайшие годы как следствие стратегии Европейского зеленого курса, опубликованной Европейской комиссией в конце 2019 года. Конкретные цели для европейского сельского хозяйства, изложенные Комиссией в стратегии «От фермы до вилки» и стратегии биоразнообразия, призваны укрепить необходимость экологизации Общей сельскохозяйственной политики [102,103]. Эти цели касаются использования пестицидов и антибиотиков, развития органического земледелия и управления удобрениями. В области управления удобрениями стратегической целью является сокращение потерь питательных веществ не менее чем на 50% без ухудшения плодородия почв, что должно привести к сокращению использования удобрений не менее чем на 20%. Временной охват, ограниченный доступностью данных, не позволяет оценить ситуацию в самый последний период (2022–2024 гг.). Потребление минеральных удобрений в ЕС в последние годы также является следствием военной агрессии России в Украине и введения санкций против России. Это привело к резкому росту цен на удобрения, что, вероятно, повлияет на использование удобрений в сельском хозяйстве ЕС [104]. Промышленность азотных удобрений ЕС сильно зависела от российского газа. Данные, использованные в этом исследовании, относятся к ситуации в отдельных странах ЕС, при этом наблюдаются значительные различия в направлении изменений в объемах используемых азотных удобрений, указывающих на различные подходы к аграрной политике. По этой причине представленное общее снижение негативного воздействия производства используемых азотных удобрений на окружающую среду не обязательно полностью отражает тенденции в сельскохозяйственной политике ЕС.

Удобрения часто производятся в других странах, чем те, в которых они впоследствии используются. В глобальном масштабе производство минеральных удобрений сосредоточено в четырех макрорегионах: Восточная Азия, Центральная Азия, Северная Америка и Восточная Европа [105]. Однако, если бы не было спроса на эти удобрения и мест, где их можно было бы использовать в сельском хозяйстве, не было бы и производства. По этой причине оправдано отнесение внешних издержек их производства к месту, в данном случае стране, в которой они были окончательно применены.

Воздействие производства минеральных удобрений на окружающую среду обсуждалось, например, в исследовании Хаслера и др. [30]. Их результаты указывают на высокое давление в категориях истощения ископаемого топлива, а также подкисления и эвтрофикации. Гайаджис и Каканис [8] и Латини и др. [95] указывали на значительные количества энергии и природного газа, требуемые в производственных процессах. Результаты этого исследования согласуются с результатами исследований, проведенных на сегодняшний день. Самые высокие значения внешних издержек были зафиксированы в категориях качества экосистемы и изменения климата, которые включают потребление топлива, подкисление почвы, а также эвтрофикацию пресных и морских вод.

Самые высокие значения внешних издержек, возникающих в результате производства вносимых азотных удобрений по отношению к используемой сельскохозяйственной площади, были зафиксированы в Нидерландах и Бельгии. Эти результаты согласуются с результатами исследования Латини и др. [95], проведенного за 1998–2018 годы, в котором странами с самым высоким потреблением удобрений на гектар сельскохозяйственных земель были Ирландия, Бельгия, Нидерланды и Словения. Более высокое потребление удобрений отражается в значениях внешних издержек, генерируемых их производством. Результаты, представленные другими авторами, указывают на различные тенденции изменений, происходящих в отдельных странах-членах ЕС. Наше исследование подтвердило существующие различия.

Результаты, предоставленные этим анализом, указывают на то, что самые низкие значения внешних издержек для производства используемых азотных удобрений по отношению к созданной стоимости производства полевых культур были зафиксированы в Нидерландах и Италии. Первая — это страна, характеризующаяся интенсивным сельским хозяйством и важной ролью сектора разведения [106]. Экспозито и Веласко [107] провели исследования по оценке эффективности сельскохозяйственного сектора в 21 европейской стране. В своем исследовании они указали на Нидерланды как на страну, в которой использование удобрений было сокращено без уменьшения стоимости сельскохозяйственного производства. Тенденции потерь питательных веществ из сельского хозяйства в Нидерландах, определенные де Врисом и др. [108] в 2000–2020 годах, показали значительное (33%) сокращение избытка азота в полевом производстве, что подтверждает его лучшее использование. Это является следствием мер, предпринятых в этой стране, состоящих, среди прочего, во внедрении строгих нормативов и стандартов, касающихся использования органических удобрений в культурах, представляющих высокий риск вымывания нитратов [109,110].

Ситуация в Италии также представляет интерес. Как подчеркивали Латини и др. [95], сельскохозяйственное производство в этой стране становится более устойчивым и энергоэффективным, причем итальянский сельскохозяйственный сектор является одним из самых передовых в Европе. Результаты, полученные в этом исследовании, указывают на высокую эффективность использования азотных удобрений. Стоимость внешних издержек, генерируемых производством этих удобрений по отношению к результирующей стоимости производства полевых культур, самая низкая, после Нидерландов, среди всех стран ЕС. Исследования, проведенные Колуччей и др. [111], показали, что сельское хозяйство в Италии, несмотря на свое разнообразие, демонстрирует высокую способность к устойчивому управлению сельскохозяйственными ресурсами. Эти авторы указали, что южные регионы больше сосредоточены на сохранении ресурсов, в то время как северные — на продуктивности. Дополнительно, из исследования Латини и др. [95] следует, что растущая роль органического земледелия в Италии значительно повлияет на сокращение потребления азотных удобрений.

Полученные результаты подтверждают гипотезы, представленные в данной статье. Было обнаружено значительное разнообразие между отдельными странами-членами ЕС с точки зрения тенденций по объемам используемых азотных удобрений (H1). В отношении значений экстерналий для производства азотных удобрений, используемых в сельском хозяйстве, к стоимости производства полевых культур были определены страны с самыми высокими и самыми низкими значениями этого показателя. Для Ирландии он составлял 0,18–0,13%, в то время как для Нидерландов и Италии — 0,010–0,014 (H2).

Ввиду негативных изменений, наблюдаемых в течение многих лет в природной среде как следствие интенсификации сельскохозяйственного производства, необходимо предпринять шаги, направленные на более эффективное использование доступных ресурсов. Воздействие на окружающую среду производства азотных удобрений, используемых в сельском хозяйстве, представляет собой значительную проблему в этом отношении. По этой причине дальнейшие исследования должны быть направлены на разработку соответствующих стратегий азотного удобрения, чтобы обеспечить растения его адекватными уровнями для обеспечения их роста, одновременно уменьшая его вымывание в окружающую среду. Уменьшение количества удобрений, используемых в сельском хозяйстве, при одновременном поддержании его продуктивности, позволит ограничить экологическое давление, связанное с их производством. Анализ должен охватывать воздействие на окружающую среду, возникающее не только в результате использования удобрений и их вымывания в окружающую среду, но и их производства. В этом отношении результаты анализов, представленные в этом исследовании, соответствуют целям европейской аграрной политики, согласно которой попытки повысить эффективность сельскохозяйственного производства должны применять методы, сочетающие экономические цели и требования защиты окружающей среды. Действия, предпринимаемые в сельскохозяйственном производстве, призваны обеспечить экологическую безопасность не только для будущих поколений, но и улучшить ее нынешнее состояние. Одним из примеров, указывающих на решения, ведущие к устойчивому сельскому хозяйству, может служить Европейский зеленый курс, объявленный ЕС. Его реализация будет способствовать более экологически чистому производству продовольствия, тем самым улучшая климат и уменьшая давление сельского хозяйства на природную среду. Необходимым предварительным условием для этой цели является уменьшение воздействия на окружающую среду не только самого сельскохозяйственного производства, но и всех связанных процессов, включая производство минеральных удобрений.

Однако переход к более экологически устойчивому сельскому хозяйству сопровождается многими экономическими и социальными барьерами. Сокращение сельскохозяйственного производства и использование экологически чистых технологий порождают более высокие производственные издержки. Как показывает пример Польши, важным драйвером развития органического земледелия в контексте устойчивого развития является финансовая поддержка из государственных средств [112]. Исследования, проведенные во многих странах, показывают, что в дополнение к экономическим факторам, таким как экономические выгоды и политика премиальных цен, важными стимулами для фермеров к переходу на органическое земледелие связаны с такими неэкономическими факторами, как экологическая защита, повышение плодородия почв, продовольственная безопасность и воздействие на здоровье человека [113]. Однако осознание существования таких выгод требует более широкой просветительской деятельности и повышения социальной осведомленности.

Результаты, полученные в этом исследовании, могут поддержать указания на будущие направления трансформации сельскохозяйственного производства в странах ЕС. Они могут быть ценным источником информации как для различных институтов ЕС, так и для отдельных европейских стран при разработке и реализации аграрной и экологической политики. Аграрная политика оказывает стратегическое влияние на достижение принятых экологических целей. Результаты, представленные в этом исследовании, указывают на те страны, в которых негативное воздействие на окружающую среду, вызванное производством удобрений, используемых в сельском хозяйстве, является наименьшим по отношению к стоимости сельскохозяйственного производства; таким образом, решения, принятые в этих странах, могут быть применены политиками для разработки аграрных политик в других странах-членах ЕС. Важным аспектом проведенных исследований также является выявление различий между отдельными странами ЕС, что может быть полезно при принятии решений, касающихся направлений дальнейших действий, направленных на достижение общих экологических целей.

1. Tyagi, J.; Ahmad, S.; Malik, M. Nitrogenous Fertilizers: Impact on Environment Sustainability, Mitigation Strategies, and Challenges. Int. J. Environ. Sci. Technol. 2022, 19, 11649–11672. [Google Scholar] [CrossRef]

2. Ukaogo, P.O.; Ewuzie, U.; Onwuka, C.V. Environmental Pollution: Causes, Effects, and the Remedies. In Microorganisms for Sustainable Environment and Health; Elsevier: Amsterdam, The Netherlands, 2020; pp. 419–429. [Google Scholar]

3. Szerement, J.; Szatanik-Kloc, A.; Jarosz, R.; Bajda, T.; Mierzwa-Hersztek, M. Contemporary Applications of Natural and Synthetic Zeolites from Fly Ash in Agriculture and Environmental Protection. J. Clean. Prod. 2021, 311, 127461. [Google Scholar] [CrossRef]

4. Wyer, K.E.; Kelleghan, D.B.; Blanes-Vidal, V.; Schauberger, G.; Curran, T.P. Ammonia Emissions from Agriculture and Their Contribution to Fine Particulate Matter: A Review of Implications for Human Health. J. Environ. Manag. 2022, 323, 116285. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

5. Menegat, S.; Ledo, A.; Tirado, R. Greenhouse Gas Emissions from Global Production and Use of Nitrogen Synthetic Fertilisers in Agriculture. Sci. Rep. 2022, 12, 14490. [Google Scholar]

6. Xiao, L.; Liu, J.; Ge, J. Dynamic Game in Agriculture and Industry Cross-Sectoral Water Pollution Governance in Developing Countries. Agric. Water Manag. 2021, 243, 106417. [Google Scholar] [CrossRef]

7. Erisman, J.W.; Sutton, M.A.; Galloway, J.; Klimont, Z.; Winiwarter, W. How a Century of Ammonia Synthesis Changed the World. Nat. Geosci. 2008, 1, 636–639. [Google Scholar] [CrossRef]

8. Gaidajis, G.; Kakanis, I. Life Cycle Assessment of Nitrate and Compound Fertilizers Production—A Case Study. Sustainability 2020, 13, 148. [Google Scholar] [CrossRef]

9. Bellarby, J.; Foereid, B.; Hastings, A.F.S.J.; Smith, P. Cool Farming: Climate Impacts of Agriculture and Mitigation Potential; Greenpeace International: Amsterdam, The Netherlands, 2008. [Google Scholar]

10. Brentrup, F.; Pallière, C. GHG Emissions and Energy Efficiency in European Nitrogen Fertiliser Production and Use; International Fertiliser Society: Colchester, UK, 2008. [Google Scholar]

11. Davis, J.; Haglund, C. Life Cycle Inventory (LCI) of Fertiliser Production. Fertiliser Products Used in Sweden and Western Europe; Swedish Food Institute (SIK): Gothenburg, Sweden, 1999. [Google Scholar]

12. Basosi, R.; Spinelli, D.; Fierro, A.; Jez, S. Mineral Nitrogen Fertilizers: Environmental Impact of Production and Use. Fertil. Compon. Uses Agric. Environ. Impacts 2014, 1, 3–43. [Google Scholar]

13. Spinelli, D.; Bardi, L.; Fierro, A.; Jez, S.; Basosi, R. Environmental Analysis of Sunflower Production with Different Forms of Mineral Nitrogen Fertilizers. J. Environ. Manag. 2013, 129, 302–308. [Google Scholar] [CrossRef]

14. Rogelj, J.; Shindell, D.; Jiang, K.; Fifita, S.; Forster, P.; Ginzburg, V.; Handa, C.; Kheshgi, H.; Kobayashi, S.; Kriegler, E. Mitigation Pathways Compatible with 1.5 C in the Context of Sustainable Development. In Global Warming of 1.5 C; Intergovernmental Panel on Climate Change: Geneva, Switzerland, 2018; pp. 93–174. [Google Scholar]

15. Spiertz, H. Food Production, Crops and Sustainability: Restoring Confidence in Science and Technology. Curr. Opin. Environ. Sustain. 2010, 2, 439–443. [Google Scholar] [CrossRef]

16. Spiertz, J.H.J.; Ewert, F. Crop Production and Resource Use to Meet the Growing Demand for Food, Feed and Fuel: Opportunities and Constraints. NJAS Wagening. J. Life Sci. 2009, 56, 281–300. [Google Scholar] [CrossRef]

17. Snyder, C.S.; Bruulsema, T.W.; Jensen, T.L.; Fixen, P.E. Review of Greenhouse Gas Emissions from Crop Production Systems and Fertilizer Management Effects. Agric. Ecosyst. Environ. 2009, 133, 247–266. [Google Scholar] [CrossRef]

18. Challinor, A.J.; Ewert, F.; Arnold, S.; Simelton, E.; Fraser, E. Crops and Climate Change: Progress, Trends, and Challenges in Simulating Impacts and Informing Adaptation. J. Exp. Bot. 2009, 60, 2775–2789. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

19. Fan, X.; Li, F.; Liu, F.; Kumar, D. Fertilization with a New Type of Coated Urea: Evaluation for Nitrogen Efficiency and Yield in Winter Wheat. J. Plant Nutr. 2004, 27, 853–865. [Google Scholar] [CrossRef]

20. European Commission. EU Biodiversity Strategy for 2030. Bringing Nature Back into Our Lives—Szukaj w. Google. 2020. Available online: https://eur-lex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/?uri=celex:52020DC0380 (accessed on 12 January 2025).

21. Mauromicale, G.; Longo, A.M.G.; Monaco, A.L. The Effect of Organic Supplementation of Solarized Soil on the Quality of Tomato Fruit. Sci. Hortic. 2011, 129, 189–196. [Google Scholar] [CrossRef]

22. Castillo-Díaz, F.J.; Belmonte-Ureña, L.J.; Batlles-delaFuente, A.; Camacho-Ferre, F. Impact of Soil Biodisinfection Techniques in Horticultural Crops on Profitability within the Framework of the Circular Economy. Horticulturae 2023, 9, 859. [Google Scholar] [CrossRef]

23. Sutton, M.; Raghuram, N.; Adhya, T.K.; Baron, J.; Cox, C.; de Vries, W.; Hicks, K.; Howard, C.; Ju, X.; Kanter, D. The Nitrogen Fix: From Nitrogen Cycle Pollution to Nitrogen Circular Economy. In Frontiers 2018/2019; United Nations Environment Programme: Nairobi, Kenya, 2019; pp. 52–64. [Google Scholar]

24. Ahmed, M.; Rauf, M.; Mukhtar, Z.; Saeed, N.A. Excessive Use of Nitrogenous Fertilizers: An Unawareness Causing Serious Threats to Environment and Human Health. Environ. Sci. Pollut. Res. 2017, 24, 26983–26987. [Google Scholar] [CrossRef]

25. Choudhury, A.T.M.A.; Kennedy, I.R. Nitrogen Fertilizer Losses from Rice Soils and Control of Environmental Pollution Problems. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 2005, 36, 1625–1639. [Google Scholar] [CrossRef]

26. Ghaly, A.E.; Ramakrishnan, V.V. Nitrogen Sources and Cycling in the Ecosystem and Its Role in Air, Water and Soil Pollution: A Critical Review. J. Pollut. Eff. Control 2015, 3, 1–26. [Google Scholar]

27. Brentrup, F.; Küsters, J.; Kuhlmann, H.; Lammel, J. Environmental Impact Assessment of Agricultural Production Systems Using the Life Cycle Assessment Methodology: I. Theoretical Concept of a LCA Method Tailored to Crop Production. Eur. J. Agron. 2004, 20, 247–264. [Google Scholar] [CrossRef]

28. Brentrup, F.; Küsters, J.; Lammel, J.; Barraclough, P.; Kuhlmann, H. Environmental Impact Assessment of Agricultural Production Systems Using the Life Cycle Assessment (LCA) Methodology II. The Application to N Fertilizer Use in Winter Wheat Production Systems. Eur. J. Agron. 2004, 20, 265–279. [Google Scholar] [CrossRef]

29. Torrellas, M.; Antón, A.; López, J.C.; Baeza, E.J.; Parra, J.P.; Muñoz, P.; Montero, J.I. LCA of a Tomato Crop in a Multi-Tunnel Greenhouse in Almeria. Int. J. Life Cycle Assess. 2012, 17, 863–875. [Google Scholar] [CrossRef]

30. Hasler, K.; Bröring, S.; Omta, S.W.F.; Olfs, H.-W. Life Cycle Assessment (LCA) of Different Fertilizer Product Types. Eur. J. Agron. 2015, 69, 41–51. [Google Scholar] [CrossRef]

31. Svanbäck, A.; McCrackin, M.L.; Swaney, D.P.; Linefur, H.; Gustafsson, B.G.; Howarth, R.W.; Humborg, C. Reducing Agricultural Nutrient Surpluses in a Large Catchment–Links to Livestock Density. Sci. Total Environ. 2019, 648, 1549–1559. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

32. Kliopova, I.; Baranauskaitė-Fedorova, I.; Malinauskienė, M.; Staniškis, J.K. Possibilities of Increasing Resource Efficiency in Nitrogen Fertilizer Production. Clean Technol. Environ. Policy 2016, 18, 901–914. [Google Scholar] [CrossRef]

33. Spiertz, J.H.J. Nitrogen, Sustainable Agriculture and Food Security: A Review. In Sustainable Agriculture; Lichtfouse, E., Navarrete, M., Debaeke, P., Véronique, S., Alberola, C., Eds.; Springer Netherlands: Dordrecht, The Netherlands, 2009; pp. 635–651. ISBN 978-90-481-2665-1. [Google Scholar]

34. Wang, P.; Wang, J.; Qin, Q.; Wang, H. Life Cycle Assessment of Magnetized Fly-Ash Compound Fertilizer Production: A Case Study in China. Renew. Sustain. Energy Rev. 2017, 73, 706–713. [Google Scholar] [CrossRef]

35. Chen, W.; Geng, Y.; Hong, J.; Yang, D.; Ma, X. Life Cycle Assessment of Potash Fertilizer Production in China. Resour. Conserv. Recycl. 2018, 138, 238–245. [Google Scholar] [CrossRef]

36. de Siqueira Castro, J.; Calijuri, M.L.; Ferreira, J.; Assemany, P.P.; Ribeiro, V.J. Microalgae Based Biofertilizer: A Life Cycle Approach. Sci. Total Environ. 2020, 724, 138138. [Google Scholar] [CrossRef]

37. Zhang, X.; Davidson, E.A.; Mauzerall, D.L.; Searchinger, T.D.; Dumas, P.; Shen, Y. Managing Nitrogen for Sustainable Development. Nature 2015, 528, 51–59. [Google Scholar] [CrossRef]

38. Cirillo, R. The Economics of Vilfredo Pareto; Routledge: Oxfordshire, UK, 2012. [Google Scholar]

39. Samuelson, P.A.; Nordhaus, W.D. Economics, 19th ed.; The McGraw-Hill series economics; McGraw-Hill/Irwin: Boston, MA, USA, 2010; ISBN 978-0-07-351129-0. [Google Scholar]

40. Dollery, B.; Wallis, J. The Theory of Market Failure and Policy Making in Contemporary Local Government; University of New England, School of Economic Studies: Biddeford, ME, USA, 2001. [Google Scholar]

41. Anthoff, D.; Hahn, R. Government Failure and Market Failure: On the Inefficiency of Environmental and Energy Policy. Oxf. Rev. Econ. Policy 2010, 26, 197–224. [Google Scholar] [CrossRef]

42. Jackson, E.A.; Jabbie, M. Understanding Market Failure in the Developing Country Context. In Decent Work and Economic Growth; Leal Filho, W., Azul, A.M., Brandli, L., Lange Salvia, A., Wall, T., Eds.; Encyclopedia of the UN Sustainable Development Goals; Springer International Publishing: Cham, Switzerland, 2021; pp. 1095–1105. ISBN 978-3-319-95866-8. [Google Scholar]

43. Muller, N.Z.; Mendelsohn, R.; Nordhaus, W. Environmental Accounting for Pollution in the United States Economy. Am. Econ. Rev. 2011, 101, 1649–1675. [Google Scholar] [CrossRef]

44. Shetty, S.S.; Deepthi, D.; Harshitha, S.; Sonkusare, S.; Naik, P.B.; Madhyastha, H. Environmental Pollutants and Their Effects on Human Health. Heliyon 2023, 9, e19496. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

45. Prettya, J.N.; Brettb, C.; Geec, D.; Hinea, R.E.; Masond, C.F.; Morisond, J.I.L.; Ravene, H.; Raymentf, M.D.; van der Bijlg, G. An Assessment of the Total External Costs of UK Agriculture. Agric. Syst. 2000, 65, 136. [Google Scholar] [CrossRef]

46. Bhatt, A.; Bradford, A.; Abbassi, B.E. Cradle-to-Grave Life Cycle Assessment (LCA) of Low-Impact-Development (LID) Technologies in Southern Ontario. J. Environ. Manag. 2019, 231, 98–109. [Google Scholar] [CrossRef]

47. Morbidoni, A.; Favi, C.; Mandorli, F.; Germani, M. Environmental evaluation from cradle to grave with cad-integrated lca tools. Acta Tech. Corviniensis-Bull. Eng. 2012, 5, 109–115. [Google Scholar]

48. Abdo, A.I.; Sun, D.; Yang, K.; Li, Y.; Shi, Z.; Abd Allah, W.E.; El-Sobky, E.E.A.; Wei, H.; Zhang, J.; Kuzyakov, Y. Carbon Footprint of Synthetic Nitrogen under Staple Crops: A First Cradle-to-grave Analysis. Glob. Change Biol. 2024, 30, e17277. [Google Scholar] [CrossRef]

49. Skowroñska, M.; Filipek, T. Life Cycle Assessment of Fertilizers: A Review. Int. Agrophysics 2014, 28, 101–110. [Google Scholar] [CrossRef]

50. Norgate, T.E.; Jahanshahi, S.; Rankin, W.J. Assessing the Environmental Impact of Metal Production Processes. J. Clean. Prod. 2007, 15, 838–848. [Google Scholar] [CrossRef]

51. Hauschild, M.; Jeswiet, J.; Alting, L. From Life Cycle Assessment to Sustainable Production: Status and Perspectives. CIRP Ann. 2005, 54, 1–21. [Google Scholar] [CrossRef]

52. Heimersson, S.; Svanström, M.; Laera, G.; Peters, G. Life Cycle Inventory Practices for Major Nitrogen, Phosphorus and Carbon Flows in Wastewater and Sludge Management Systems. Int. J. Life Cycle Assess. 2016, 21, 1197–1212. [Google Scholar] [CrossRef]

53. Kulczycka, J.; Lelek, L.; Lewandowska, A.; Zarebska, J. Life Cycle Assessment of Municipal Solid Waste Management–Comparison of Results Using Different LCA Models. Pol. J. Environ. Stud. 2015, 24, 125–140. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

54. Baumann, H.; Tillman, A.-M. The Hitch Hiker’s Guide to LCA; Studentlitteratur: Lund, Sweden, 2004; Volume 1. [Google Scholar]

55. Guinée, J. Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the ISO Standards; Kluwer Academic Publisher: London, UK, 2002. [Google Scholar]

56. Smol, M.; Kulczycka, J.; Lelek, Ł.; Gorazda, K.; Wzorek, Z. Life Cycle Assessment (LCA) of the Integrated Technology for the Phosphorus Recovery from Sewage Sludge Ash (SSA) and Fertilizers Production. Arch. Environ. Prot. 2020, 46, 42–52. [Google Scholar]

57. Mizsey, P.; Delgado, L.; Benko, T. Comparison of Environmental Impact and External Cost Assessment Methods. Int. J. Life Cycle Assess. 2009, 14, 665–675. [Google Scholar] [CrossRef]

58. Finnveden, G.; Hauschild, M.Z.; Ekvall, T.; Guinée, J.; Heijungs, R.; Hellweg, S.; Koehler, A.; Pennington, D.; Suh, S. Recent Developments in Life Cycle Assessment. J. Environ. Manag. 2009, 91, 1–21. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

59. Amann, A.; Zoboli, O.; Krampe, J.; Rechberger, H.; Zessner, M.; Egle, L. Environmental Impacts of Phosphorus Recovery from Municipal Wastewater. Resour. Conserv. Recycl. 2018, 130, 127–139. [Google Scholar] [CrossRef]

60. Chojnacka, K.; Kowalski, Z.; Kulczycka, J.; Dmytryk, A.; Górecki, H.; Ligas, B.; Gramza, M. Carbon Footprint of Fertilizer Technologies. J. Environ. Manag. 2019, 231, 962–967. [Google Scholar] [CrossRef]

61. Gaglio, M.; Tamburini, E.; Lucchesi, F.; Aschonitis, V.; Atti, A.; Castaldelli, G.; Fano, E.A. Life Cycle Assessment of Maize-Germ Oil Production and the Use of Bioenergy to Mitigate Environmental Impacts: A Gate-to-Gate Case Study. Resources 2019, 8, 60. [Google Scholar] [CrossRef]

62. Vesce, E.; Olivieri, G.; Pairotti, M.B.; Romani, A.; Beltramo, R. Life Cycle Assessment as a Tool to Integrate Environmental Indicators in Food Products: A Chocolate LCA Case Study. Int. J. Environ. Health 2016, 8, 21. [Google Scholar] [CrossRef]

63. Klavina, K.; Romagnoli, F.; Blumberga, D. Comparative Life Cycle Assessment of Woodchip Uses in Pyrolysis and Combined Heat and Power Production in Latvia. Energy Procedia 2017, 113, 201–208. [Google Scholar] [CrossRef]

64. De Marco, I.; Riemma, S.; Iannone, R. Environmental Analysis of a Mashed Tomato Production: An Italian Case Study. Chem. Eng. Trans. 2017, 57, 1825–1830. [Google Scholar]

65. Henclik, A.; Bajdur, M.W. Zastosowanie Wybranych Metod Oceny Wpływu Cyklu Życia Procesu Produkcji Flokulantu Syntezowanego z Odpadów Żywicy Fenolowo-Formaldehydowej Na Jakość Środowiska. Rocz. Ochr. Śr. 2011, 13, 1809–1822. [Google Scholar]

66. Kamińska, E.; Merkisz, J.; Kamiński, T. Wykorzystanie Metody LCA Do Szacowania Poziomu Obciążeń Środowiska Związanych z Odzyskiem Ołowiu z Surowców Wtórnych. Chemik 2013, 67, 963–970. [Google Scholar]

67. Pizzol, M.; Weidema, B.; Brandão, M.; Osset, P. Monetary Valuation in Life Cycle Assessment: A Review. J. Clean. Prod. 2015, 86, 170–179. [Google Scholar] [CrossRef]

68. Sadhukhan, J. Net Zero Electricity Systems in Global Economies by Life Cycle Assessment (LCA) Considering Ecosystem, Health, Monetization, and Soil CO2 Sequestration Impacts. Renew. Energy 2022, 184, 960–974. [Google Scholar] [CrossRef]

69. Arendt, R.; Bachmann, T.M.; Motoshita, M.; Bach, V.; Finkbeiner, M. Comparison of Different Monetization Methods in LCA: A Review. Sustainability 2020, 12, 10493. [Google Scholar] [CrossRef]

70. Itsubo, N.; Sakagami, M.; Kuriyama, K.; Inaba, A. Statistical Analysis for the Development of National Average Weighting Factors—Visualization of the Variability between Each Individual’s Environmental Thoughts. Int. J. Life Cycle Assess. 2012, 17, 488–498. [Google Scholar] [CrossRef]

71. de Bruyn, S.; Bijleveld, M.; de Graaff, L.; Schep, E.; Schroten, A.; Vergeer, R.; Ahdour, S. Environmental Prices Handbook; CE Delft: Delft, The Netherlands, 2018. [Google Scholar]

72. Arrigoni, A.; Marveggio, D.; Allievi, F.; Dotelli, G.; Scaccabarozzi, G. Environmental and Health-Related External Costs of Meat Consumption in Italy: Estimations and Recommendations through Life Cycle Assessment. Sci. Total Environ. 2023, 869, 161773. [Google Scholar] [CrossRef]

73. Tóth, G.; Guicharnaud, R.-A.; Tóth, B.; Hermann, T. Phosphorus Levels in Croplands of the European Union with Implications for P Fertilizer Use. Eur. J. Agron. 2014, 55, 42–52. [Google Scholar] [CrossRef]

74. Rudinskaya, T.; Náglová, Z. Analysis of Consumption of Nitrogen Fertilisers and Environmental Efficiency in Crop Production of EU Countries. Sustainability 2021, 13, 8720. [Google Scholar] [CrossRef]

75. Řezbová, H.; Slaboch, J.; Mach, J. Emissions from Managed Agricultural Soils in Context of Consumption of Inorganic Nitrogen Fertilisers in Selected EU Countries. Agronomy 2023, 13, 159. [Google Scholar] [CrossRef]

76. Grzebisz, W.; Diatta, J.; Hardter, R.; Cyna, K. Fertilizer Consumption Patterns in Central European Countries–Effect on Actual Yield Development Trends in 1986–2005 Years—A Comparative Study of the Czech Republic and Poland. J. Cent. Eur. Agric. 2010, 11, 73–82. [Google Scholar] [CrossRef]

77. Moreno Ruiz, E.; Weidema, B.P.; Bauer, C.; Nemecek, T.; Vadenbo, C.O.; Treyer, K.; Wernet, G. Documentation of Changes Implemented in Ecoinvent Data 3.0; Ecoinvent Report; The Ecoinvent Centre: Zürich, Switzerland, 2013; Volume 5, p. 3. [Google Scholar]

78. Pfister, S.; Vionnet, S.; Levova, T.; Humbert, S. Ecoinvent 3: Assessing Water Use in LCA and Facilitating Water Footprinting. Int. J. Life Cycle Assess. 2016, 21, 1349–1360. [Google Scholar] [CrossRef]

79. van Paassen, M.; Braconi, N.; Kuling, L.; Durlinger, B.; Gual, P. Agri-Footprint 5.0.; Blonk Consultants: Gouda, The Netherlands, 2019; Volume 134. [Google Scholar]

80. Brentrup, F.; Hoxha, A.; Christensen, B. Carbon Footprint Analysis of Mineral Fertilizer Production in Europe and Other World Regions. In Proceedings of the Conference Paper, The 10th International Conference on Life Cycle Assessment of Food (LCA Food 2016), Dublin, Ireland, 19–21 October 2016; Volume 19. [Google Scholar]

81. Corrado, S.; Castellani, V.; Zampori, L.; Sala, S. Systematic Analysis of Secondary Life Cycle Inventories When Modelling Agricultural Production: A Case Study for Arable Crops. J. Clean. Prod. 2018, 172, 3990–4000. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

82. van Grinsven, H.J.; van Eerdt, M.M.; Westhoek, H.; Kruitwagen, S. Benchmarking Eco-Efficiency and Footprints of Dutch Agriculture in European Context and Implications for Policies for Climate and Environment. Front. Sustain. Food Syst. 2019, 3, 13. [Google Scholar] [CrossRef]

83. Avadí, A. Screening LCA of French Organic Amendments and Fertilisers. Int. J. Life Cycle Assess. 2020, 25, 698–718. [Google Scholar] [CrossRef]

84. Kongshaug, G. Energy Consumption and Greenhouse Gas Emissions in Fertilizer Production. In Proceedings of the IFA Technical Conference, Marrakech, Morocco, 28 September–1 October 1998; International Fertilizer Association: Paris, France, 1998. [Google Scholar]

85. Fertilizers Europe. Best Available Techniques for Pollution Prevention and Control in the European Fertilizer Industry; Booklet No. 1 of 8; Production of Ammonia; Fertilizers Europe: Brussels, Belgium, 2000. [Google Scholar]

86. Fertilizers Europe. Best Available Techniques for Pollution Prevention and Control in the European Fertilizer Industry; Booklet No. 2 of 8; Production of Nitric Acid; Fertilizers Europe: Brussels, Belgium, 2000. [Google Scholar]

87. Fertilizers Europe. Best Available Techniques for Pollution Prevention and Control in the European Fertilizer Industry; Booklet No. 6 of 8; Production of Ammonium Nitrate and Calcium Ammonium Nitrate; Fertilizers Europe: Brussels, Belgium, 2000. [Google Scholar]

88. Althaus, H.J.; Chudacoff, M.; Hischier, R.; Jungbluth, N.; Osses, M.; Primas, A. Life Cycle Inventories of Chemicals; Ecoinvent Report; The Ecoinvent Centre: Zürich, Switzerland, 2007; Volume 2. [Google Scholar]

89. European Union Consumer Price Index (CPI). Available online: https://tradingeconomics.com/european-union/consumer-price-index-cpi (accessed on 19 November 2024).

90. Olesen, J.E.; Trnka, M.; Kersebaum, K.C.; Skjelvåg, A.O.; Seguin, B.; Peltonen-Sainio, P.; Rossi, F.; Kozyra, J.; Micale, F. Impacts and Adaptation of European Crop Production Systems to Climate Change. Eur. J. Agron. 2011, 34, 96–112. [Google Scholar] [CrossRef]

91. Andreoni, V.; Galmarini, S. Decoupling Economic Growth from Carbon Dioxide Emissions: A Decomposition Analysis of Italian Energy Consumption. Energy 2012, 44, 682–691. [Google Scholar] [CrossRef]

92. Alloisio, I.; Antimiani, A.; Borghesi, S.; De Cian, E.; Martini, C.; Parrado, R.; Tommasino, M.C.; Verdolini, E.; Virdis, M.R. Pathways to Deep Decarbonization in Italy; IT 2015 Report; Sustainable Development Solutions Network: Paris, France, 2016. [Google Scholar]

93. Fava, F.; Gardossi, L.; Brigidi, P.; Morone, P.; Carosi, D.A.; Lenzi, A. The Bioeconomy in Italy and the New National Strategy for a More Competitive and Sustainable Country. New Biotechnol. 2021, 61, 124–136. [Google Scholar] [CrossRef]

94. Vari, A.; Pallante, G. BIT Bioeconomy in Italy—A New Bioeconomy Strategy for a Sustainable Italy; The Italian Presidency of Council of Ministers. 2019. Available online: https://cnbbsv.palazzochigi.it/media/1768/bit1_en.pdf (accessed on 14 January 2025).

95. Latini, A.; Giagnacovo, G.; Campiotti, C.A.; Bibbiani, C.; Mariani, S. A Narrative Review of the Facts and Perspectives on Agricultural Fertilization in Europe, with a Focus on Italy. Horticulturae 2021, 7, 158. [Google Scholar] [CrossRef]

96. Oenema, O.; Van Liere, L.; Plette, S.; Prins, T.; Van Zeijts, H.; Schoumans, O. Environmental Effects of Manure Policy Options in the Netherlands. Water Sci. Technol. 2004, 49, 101–108. [Google Scholar] [CrossRef]

97. Van Grinsven, H.; Bleeker, G.A. Evaluation of the Manure and Fertilisers Act 2016: Synthesis Report; PBL Netherlands Environmental Assessment Agency: The Hague, The Netherlands, 2017. [Google Scholar]

98. Galloway, J.N.; Bleeker, A.; Erisman, J.W. The Human Creation and Use of Reactive Nitrogen: A Global and Regional Perspective. Annu. Rev. Environ. Resour. 2021, 46, 255–288. [Google Scholar] [CrossRef]

99. OECD Policies for the Future of Farming and Food in the Netherlands; OECD Agriculture and Food Policy Reviews; OECD: Paris, France, 2023; ISBN 978-92-64-47503-8.

100. Hasler, B.; Termansen, M.; Nielsen, H.Ø.; Daugbjerg, C.; Wunder, S.; Latacz-Lohmann, U. European Agri-Environmental Policy: Evolution, Effectiveness, and Challenges. Rev. Environ. Econ. Policy 2022, 16, 105–125. [Google Scholar] [CrossRef]

101. Bremmer, J.; Gonzalez-Martinez, A.; Jongeneel, R.; Huiting, H.; Stokkers, R. Effects of Farm to Fork and Biodiversity Strategy 2030 at Farm, National and EU Level; Wageningen Economic Research: The Hague, The Netherlands, 2021. [Google Scholar]

102. Wesseler, J. The EU’s farm-to-fork Strategy: An Assessment from the Perspective of Agricultural Economics. Appl. Econ. Perspect. Policy 2022, 44, 1826–1843. [Google Scholar] [CrossRef]

103. Hermoso, V.; Carvalho, S.B.; Giakoumi, S.; Goldsborough, D.; Katsanevakis, S.; Leontiou, S.; Markantonatou, V.; Rumes, B.; Vogiatzakis, I.N.; Yates, K.L. The EU Biodiversity Strategy for 2030: Opportunities and Challenges on the Path towards Biodiversity Recovery. Environ. Sci. Policy 2022, 127, 263–271. [Google Scholar] [CrossRef]

104. Arndt, C.; Diao, X.; Dorosh, P.; Pauw, K.; Thurlow, J. The Ukraine War and Rising Commodity Prices: Implications for Developing Countries. Glob. Food Secur. 2023, 36, 100680. [Google Scholar] [CrossRef]

105. Castellini, A.; Palmieri, A. Fertilizzanti: Il Quadro Mondiale Di Produzione e Impiego. Inf. Agrar. 2015, 30, 14–19. [Google Scholar]

106. Wiering, M.; Liefferink, D.; Boezeman, D.; Kaufmann, M.; Crabbé, A.; Kurstjens, N. The Wicked Problem the Water Framework Directive Cannot Solve. The Governance Approach in Dealing with Pollution of Nutrients in Surface Water in the Netherlands, Flanders, Lower Saxony, Denmark and Ireland. Water 2020, 12, 1240. [Google Scholar] [CrossRef]

107. Expósito, A.; Velasco, F. Exploring Environmental Efficiency of the European Agricultural Sector in the Use of Mineral Fertilizers. J. Clean. Prod. 2020, 253, 119971. [Google Scholar] [CrossRef]

108. de Vries, W.; Kros, J.; Voogd, J.C.; Ros, G.H. Integrated Assessment of Agricultural Practices on Large Scale Losses of Ammonia, Greenhouse Gases, Nutrients and Heavy Metals to Air and Water. Sci. Total Environ. 2023, 857, 159220. [Google Scholar] [CrossRef]

109. Keessen, A.M.; Runhaar, H.A.C.; Schoumans, O.F.; Van Rijswick, H.; Driessen, P.P.J.; Oenema, O.; Zwart, K.B. The Need for Flexibility and Differentiation in the Protection of Vulnerable Areas in EU Environmental Law: The Implementation of the Nitrates Directive in the Netherlands. J. Eur. Environ. Plan. Law 2011, 8, 141–164. [Google Scholar]

110. Van Der Molen, D.T.; Breeuwsma, A.; Boers, P.C.M. Agricultural Nutrient Losses to Surface Water in the Netherlands: Impact, Strategies, and Perspectives. J. Environ. Qual. 1998, 27, 4–11. [Google Scholar] [CrossRef]

111. Coluccia, B.; Valente, D.; Fusco, G.; De Leo, F.; Porrini, D. Assessing Agricultural Eco-Efficiency in Italian Regions. Ecol. Indic. 2020, 116, 106483. [Google Scholar] [CrossRef]

112. Łuczka, W.; Kalinowski, S.; Shmygol, N. Organic Farming Support Policy in a Sustainable Development Context: A Polish Case Study. Energies 2021, 14, 4208. [Google Scholar] [CrossRef]

113. Thakur, N.; Nigam, M.; Tewary, R.; Rajvanshi, K.; Kumar, M.; Shukla, S.K.; Mahmoud, G.A.-E.; Gupta, S. Drivers for the Behavioural Receptiveness and Non-Receptiveness of Farmers towards Organic Cultivation System. J. King Saud Univ.-Sci. 2022, 34, 102107. [Google Scholar] [CrossRef]

Sobolewska A, Bukowski M. Consumption of Nitrogen Fertilizers in the EU—External Costs of Their Production by Country of Application. Agriculture. 2025; 15(3):224. https://doi.org/10.3390/agriculture15030224

Перевод статьи «Consumption of Nitrogen Fertilizers in the EU—External Costs of Their Production by Country of Application» авторов Sobolewska A, Bukowski M., оригинал доступен по ссылке. Лицензия: CC BY. Изменения: переведено на русский язык