اثرات زیست‌محیطی نظام تولید گندم آبی با رویکرد ارزیابی چرخه‌ حیات (مطالعه موردی: استان اردبیل(

نوع مقاله : مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 مرکز تحقیقات و آموزش کشاورزی و منابع طبیعی استان اردبیل (مغان)- سازمان تحقیقات، آموزش و ترویج کشاورزی، اردبیل، ایران

2 موسسه تحقیقات فنی ومهندسی کشاورزی، سازمان تحقیقات، آموزش و ترویج کشاورزی، کرج، ایران

چکیده

چکیده
اهداف: ارزیابی چرخه حیات (LCA)رویکردی برای مطالعه اثرات زیست محیطی تولید محصول یا انجام یک فعالیت است که بر اساس دو شاخص میزان مصرف منابع وانتشارآلاینده­ها محاسبه می­گردد. یکی از محدودیت­های استفاده از نهاده­ها در بخش کشاورزی انتشار آلاینده­های مختلف می­باشد که اثرات منفی بر محیط‌زیست دارند. هدف از این پژوهش بررسی انتشار آلایند­ه­های زیست­محیطی در مراحل مختلف تولید گندم آبی در استان اردبیل است.
 
مواد و روش­ها: برای تجزیه وتحلیل اثرات زیست محیطی، از روش ISO14014 به ازای یک واحد کارکردی معادل با یک تن دانه استفاده شد. داده­های موردنیاز از طریق پرسشنامه ومصاحبه حضوری با تولیدکنندگان گندم آبی استان در سال زراعی 97-1396 جمع‌آوری شدند. اثرات زیست­­محیطی در قالب هفت گروه تأثیر گرمایش جهانی، سمیت برای اکوسیستم­های خشکی، اسیدی شدن، تخلیه منابع فسیلی، تخلیه منابع فسفات، تخلیه منابع پتاسیم و منابع آبی با استفاده از ارزیابی چرخه حیات(LCA)  مورد بررسی قرار گرفت.
 
 یافته­ها: برآورد شاخص­های زیست‌محیطی (EcoX) و یا تخلیه محیطی (RDI) برای گروه­های تأثیر نشان داد که ارزش­های EcoX و RDI برای گروه­های تأثیر گرمایش جهانی، اسیدیته، اوتریفیکاسیون اکوسیستم خشکی و تخلیه منابع فسیلی، فسفات، پتاسیم و منابع آبی به‌‌ترتیب برابر با 075/0، 178/0، 401/0، 036/0، 628/0، 040/0 و 353/0 به­دست آمد. بنابراین می­توان نتیجه گرفت در میان شاخص­های زیست محیطی اوتریفیکاسیون خشکی بیشترین تأثیر منفی و در میان گروه­های تخلیه منابع، تخلیه منابع فسفات بالاترین پتانسیل آسیب به محیط‌زیست را دارد.
 
نتیجه­گیری: به نظر می­رسد که مدیریت مصرف بهینه کودهای شیمیایی به‌ویژه کود نیتروژن و فسفر بر مبنای بهره­گیری از اصول کم نهاده و کاربرد انواع نهاده­های آلی، کاشت گیاهان تثبیت­کننده نیتروژن و خاک‌ورزی حداقل می­توان از روش‌های مختلف مدیریت نظام زراعی بهره جست. تا بتوان گامی برای کاهش اثرات زیست محیطی باشد.
 

کلیدواژه‌ها


عنوان مقاله [English]

Environmental Impact of Irrigated Wheat Production System Using the life Cycle Assessment Technique (Case study: Ardabil province)

نویسندگان [English]

  • Jabraeil Taghinazhad 1
  • Adel vahedi 2
چکیده [English]

Abstract
Background and Objective: Life Cycle Assessment (LCA) is an approach to study the environmental impacts of product production or activities that are calculated based on two indicators of resource consumption and emissions.One of the inputs using limitations in agriculture is environmental emissions of various pollutants that have negative effects on the environment. The purpose of this study is to investigate the environmental impacts for irrigated wheat production in Ardabil provience.
 
Materials and Methods: This analysis considered the entire system which was required to produce one ton of wheat grain. For this purpose, a functional unit was assumed based on ISO14040 methods.The primary data were gathered using the questioners and face to face interview with 100 irrigated wheat producers in Ardabil Province in 2018. The environmental impacts were classified into seven impact categories including global warming, acidification, terrestrial eutrophication, depletion of fossil resources, depletion of phosphate, potassium resource depletion and water resource depletion by using LCA methodology.
 
Results: The values for climate change (global warming), acidification and eutrophication, phosphate resource depletion, potassium resource depletion and water resource depletion were estimated at 0.075, 0.178, 0.401, 0.36, 0.628, 0.040, and 0.353, respectively. As a result, among environmental effect categories (EcoX) the highest environmental impacts were observed in the eutrophication categories; among the resource depletion categories (RDI), the depletion of phosphate resources had the greatest negative environmental impact for irrigated wheat production.
 
Conclusion: It seems that the management of optimal use of chemical fertilizers, specially nitrogen fertilizer and replacing them with a variety of organic fertilizers and using the bio-fertilizers can reduce the negative environmental impacts of irrigated wheat producers in terms of terrestrial eutrophication and phosphorus fertilizers groups in Ardabil Province.
 

کلیدواژه‌ها [English]

  • Life cycle assessment
  • Terrestrial Eutrophication
  • Pollutant
  • Resource Depletion
  • Wheat

مقدمه

به­ دلیل افزایش جمعیت جهان و بالا رفتن سطح استانداردهای زندگی، نیاز بشر به مواد غذایی مختلف و استراتژیک بیشتر شده است. از این رو تمایل کشورها در رسیدن به خودکفایی در زمینه تولیدات کشاورزی و حضور در بازارهای جهانی به سرعت در حال گسترش است. در دهه‌های اخیر، آگاهی زیست‌محیطی افراد و تقاضا برای کالاهای دوستدار محیط‌زیست باعث شده است تا دانشمندان حوزه کشاورزی توجه بیشتری به تولید پاک داشته باشند (خوشنویسان و همکاران 2015). گندم مهم­ترین محصول استراتژیک در جهان است. در سال زراعی 95-94 سطح برداشت گندم در سطح کشور حدود 7/5 میلیون هکتار بود که معادل 24/50 درصد از کل سطح محصولات زراعی و 86/71 درصد از کل سطح غلات کشور می‌باشد. در این میان اراضی آبی 15/39 درصد را شامل می­شود. استان‌های کردستان، آذربایجان شرقی، گلستان، خوزستان، کرمانشاه، آذربایجان غربی و اردبیل به ترتیب با 25/10، 75/7، با 98/6، 89/6، 83/6، 45/6 و 36/6 درصد از کل اراضی گندم آبی کشور مقام‌های اول تا هفتم را دارند. به عبارتی بیش از نیمی (51 درصد) از اراضی گندم آبی در این هفت استان برداشت‌ شده است (بی­نام 2015).

 انرژی نقش اساسی در توسعه و پیشرفت کشاورزی و تولید مواد غذایی ایفا می­کند. بخش کشاورزی و دامپروری که اصلی­ترین بخش تولیدکننده مواد غذایی است، به‌عنوان یک مبدل انرژی مهم‌ترین مصرف­کننده و همچنین تولیدکننده محسوب می­شود (زند 2014). استفاده مؤثر از انرژی در کشاورزی مشکلات زیست‌محیطی را کاهش می‌دهد و از تخریب منابع طبیعی جلوگیری کرده و کشاورزی پایدار را به‌عنوان یک سامانه تولیدی اقتصادی توسعه می‌دهد (خوشنویسان و همکاران 2014).  بنابراین اهمیت کشاورزی در جهان به دلیل تأمین غذای بشر ازنظر کمی و کیفی غیر قابل ‌انکار است. برای تولید محصولات کشاورزی، از نهاده­های مختلفی همچون بذر، کود، سموم شیمیایی و ... در کنار دیگر موارد مصرفی در مکانیزاسیون مانند ماشین‌ها، تجهیزات و سوخت استفاده می­شود.  بهینه­سازی مصرف این نهاده­ها از اهداف مهم تولید پایدار می­باشد. این بهینه­سازی غیر از منظر بهره­وری اقتصادی، ازنظر حفظ منابع طبیعی و کاهش اثرات زیست­محیطی نیز ضروری می­باشد. با پیدایش مکانیزاسیون، کشاورزی همپای صنعت وارد سامانۀ تولید انبوه گردید و بعد از جنگ جهانی دوم، به طور واضح، به‌ویژه استفاده از کودهای شیمیایی به‌سرعت توسعه یافت و کمی بعد آفت‌کش‌ها وارد عمل شدند. روند مصرف کودهای شیمیایی از 14 میلیون تن در سال 1950 به حدود 9 برابر در سال1984 افزایش یافت و سطح زیر کشت زمین­های­ فاریاب از 94 میلیون هکتار در سال 1950 به20۶ میلیون هکتار در سال 1978 و 244 میلیون هکتار در سال 1981 رسید و بر اساس برآوردهای موجود 50 درصد افزایش عملکرد در سطح جهان در طول این قرن، مرهون به‌کارگیری کودهای شیمیایی بوده است (کامکار و مهدوی 2008). همچنین نتایج مطالعات نشان می‌دهد که کل نهاده انرژی از 50/111 مگاژول در سال 1350 به 15/378 مگاژول در سال 1380و انرژی ستانده از 39/122 به 60/384 مگاژول افزایش ‌یافته است که نشان‌دهنده این واقعیت است که روند مصرف نهاده‌ها در تولیدات کشاورزی ایران با تولیدات نهایی همراه نمی‌باشد. به‌طوری‌که ناکارآمدی مصرف انرژی می‌تواند برخی مسائل زیست‌محیطی مثل انتشار گازهای گلخانه‌ای، افزایش گرمای زمین و ناپایداری را ایجاد کند. لذا، سیاست‌مداران بایستی ابزارهای سیاسی جدید برای تضمین پایداری و کارآیی در مصرف انرژی اتخاذ نمایند (ذوقی پور و ترکمنی، 2004). همچنین بنا بر مدل Tenkorang (2009) مصرف کود شیمیایی در ایران تا سال 1400 به  5 میلیون تن افزایش خواهد یافت (کوچکی و همکاران 2014). گاسل و همکاران (2007) گزارش کردند مصرف نهاده‌های شیمیایی، استفاده از ماشین‌آلات کشاورزی و روش‌های آبیاری علت اصلی انتشار گازهای گلخانه‌ای نظیر دی‌اکسید کربن است بخش کشاورزی  نیز به‌عنوان یکی از بخش‌های مهم مصرف‌کننده انرژی در ایران بیش از 36 درصد انتشار کل N2O را به خود اختصاص داده است، درحالی‌که سهم بخش کشاورزی در انتشار دو گاز دیگر دی‌اکسید کربن (CO2) و متان (CH4) حدود دو درصد است (بالانس انرژی2013). سیدکیو و همکاران (2017) در تحقیقی در نیجریه تولید گیاه دارویی کنجد نیز از لحاظ اثرات زیست محیطی و مصرف انرژی مورد بررسی قرار گرفته است. بر اساس نتایج، مصرف بهینه انرژی در تولید کنجد منجر به تولید 87/21 کیلوگرم دی اکسید کربن معادل به ازای هر هکتار کنجد تولیدی شده است. همچنین بررسی محققین با روش ارزیابی چرخه زندگی حیات در تولید گیاهان زراعی مختلف مانند ذرت ، شبدر ، چاودار و کاه گندم زمستانه نشان می­دهد که تأثیرات زیست محیطی زیادی بر روی یک اکوسیستم از جمله اثرات تغییر کاربری اراضی داشته است. در این مطالعه نقاط مهم زیست محیطی در امتداد زنجیره تولید زیست توده  نیز بحث شده است (پاراجولی و همکاران 2017).

هارونی و همکاران (2017) میزان انتشار گاز­های گلخانه­ای در مزارع نیشکر را بررسی کردند نتایج نشان داد حدود 73/62 درصد از کل انتشار این گازها مربوط به شاخ و برگ نیشکر، 33/32 درصد  مربوط به الکتریسیته  و کود و سوخت و سایر موارد در حد یک درصد یا کمتر گزارش کردند. اسکودر و همکاران (2003)، برای ارزیابی اثرات زیست‌محیطی روش­های مختلفی وجود دارد. در این میان، ارزیابی چرخه زندگی (LCA) به­عنوان روشی پذیرفته‌شده برای ارزیابی اثرات زیست‌محیطی تولید محصولات در بخش­های مختلف مورداستفاده قرار می­گیرداین راهکار بر مبنای ارزیابی دو مؤلفه میزان مصرف منابع و انتشار آلاینده­ها به محیط‌زیست تعیین می­شود (بنتراپ وهمکاران 2004; فینک باینر و همکاران 2006; روی و همکاران 2009 وشیری و همکاران 2018). محققین به روش ارزیابیLCA  بر روی محصول ذرت در منطقه مغان نشان دادند در میان شاخص­های زیست­محیطی بیشترین سهم نظام تولیدی ذرت به ترتیب برای گروه­های مؤثر اوتریفیکاسیون اکوسیستم خشکی و اسیدیته و در میان گروه­های تخلیه منابع، تخلیه منابع فسیلی بیشترین تأثیر منفی زیست‌محیطی داشتند (شیری و همکاران 2018). نسترن تدین پور و همکاران (2019)، در بررسی اثرات زیست محیطی نظام تولید فلفل دلمه ای با استفاده از تکنیک ارزیابی چرخه حیات نشان دادند که آلاینده دی‌اکسید کربن (CO2) وآمونیاک (NH3)  در قالب گروه های تاثیر گرمایش جهانی واسیدیته درنظام کشت فلفل دلمه ای بیشترین اثر را داشتند. هدف از این مطالعه بررسی و تعیین اثرات زیست‌محیطی سیستم تولید گندم آبی به کمک ارزیابی چرخه حیات (LCA) در استان اردبیل است.

 

 مواد و روش‌ها

اطلاعات مورد استفاده در این پژوهش)جدول (1 به روش نمونه گیری تصادفی ساده و توسط پرسش نامه و مصاحبه با کشاورزان و کارشناسان سازمان­های مربوطه در استان اردبیل، در سال زراعی 97-1396 جمع­آوری گردید. استان اردبیل در شمال غرب ایران، بین 37 درجه، 45 دقیقه تا 39 درجه،42  دقیقه عرض شمالی و 48 درجه، 55 دقیقه تا 47 درجه، 30 دقیقه طول شرقی واقع‌ شده است. با توجه به اینکه مزارع مناطق مورد بررسی در نواحی متفاوتی ازلحاظ گرمسیری و سردسیری با ارتفاع مختلف قرار دارند و بیش از 70 درصد سطح زیر کشت گندم آبی در استان اردبیل به ترتیب مربوط به شهرستان­های پارس‌آباد، بیله سوار، اردبیل و مشکین‌شهر می­باشد به همین علت این مناطق به‌عنوان جامعه آماری مطالعه حاضر انتخاب ‌شدند. برای تعیین حجم نمونه از رابطه 1، پیشنهاد شده توسط کوکران استفاده شد (کوچران 1977). بدین ترتیب حجم نمونه برای گندم کاران استان، 93 کشاورز به دست آمد. اما به ‌منظور افزایش دقت به 100 کشاورز افزایش یافت.

           (رابطه 1)           

که در آن N اندازه جامعه آماری یا تعداد کشاورزان تولیدکننده گندم آبی در منطقه مورد مطالعه، t ضریب اطمینان قابل‌ قبول که با فرض نرمال بودن توزیع صفت موردنظر از جدول t استیودنت به دست می‌آید (96/1 در سطح اطمینان 95 درصد)، S2 برآورد واریانس صفت مورد مطالعه در جامعه، d دقت احتمالی مطلوب وn حجم نمونه است.

 

 

جدول 1- میانگین میزان مصرف نهاده‌ها و ستاده ها در تولید گندم آبی استان اردبیل (ha)

عنوان(ورودی  وخروجی)

مقدار در واحد سطح(ha)

نهاده ها

 

نیروی کارگری((h

13/158

سوخت دیزل(L)

06/131

کودهای شیمیایی(Kg)

 

نیتروژن(N)

19/219

فسفر((P2O5

04/72

پتاسیم  (K2O)

73/10

سموم شیمیایی(kg)

 

علف‌کش

05/1

حشره‌کش

35/0

قارچ‌کش

27/0

آب مصرفی(m3)

4905

ستاده

 

دانه گندم(Kg)

06/4490

کاه گندم(kg)

70/5475

 

 

 

سازمان بین المللی استاندارد ISO)) ارزیابی چرخه حیات را به صورت جمع­آوری و ارزیابی ورودی­ها، خروجی­ها و اثرات زیست­محیطی بالقوه یک نظام تولید در طول چرخه حیات آن تعریف می­کند. در دهه اخیر روش ارزیابی چرخه حیات (LCA) به‌عنوان ابزاری مناسب برای ارزیابی اثرات زیست‌محیطی در کشاورزی به‌کاربرده شده است. این ابزار، روش مناسبی برای ارزیابی اثرات زیست­محیطی نظام­های کشت و .... است. این موضوع در شناخت و درک صحیح از وضعیت موجود برای تعیین تغییرات لازم در نحوه مدیریت و ارائه برنامه‌های مدیریتی نقش بسیار مهمی ایفا می‌کند (ایزو 2006).

روش ارزیابی چرخه حیات

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

شکل1- مراحل چهارگانه ارزیابی چرخه حیات ( 2006،14040 (ISO

 

 

تعریف هدف و واحد عملکردی

تمام مراحل به‌ منظور ارزیابی چرخه حیات تولید گندم آبی در استان اردبیل بود. در مرحله تعریف هدف و حوزه مطالعه، محصول، فرآیند یا فعالیت مورد بررسی تعریف و توصیف می‌گردد. همچنین سامانه تحت مطالعه، مرزهای آن و واحد کارکردی مشخص می‌شوند. هدف از این پژوهش تعیین اثرات زیست‌محیطی تولید یک ‌تن گندم آبی )واحد عملکردی( در استان اردبیل بود. مرز سامانه از مرحله استخراج، تولید و مصرف نهاده‌های تولید درکشت گندم آبی تا دروازه ورودی سیلو است.

 

 ممیزی چرخه حیات

در این مرحله، میزان مصرف نهاده­ها در نظام تولید گندم آبی مناطق گرمسیر و سردسیر استان اردبیل تعیین و برحسب واحد عملکردی (تن) محاسبه شد. اثرات زیست‌محیطی نیز بر اساس استانداردهای مصرف بین‌المللی برآورد شدند (فینک باینر و همکاران 2006). چهار نهاده سوخت دیزل، کودهای شیمیایی نیتروژن، فسفات و پتاسیم به ‌عنوان مهم‌ترین نهاده­های دارای اثرات منفی زیست­محیطی، در نظر گرفته شدند. میزان مصرف این نهاده­ها و مقادیر آلاینده­های انتشاریافته ناشی از کاربرد آن‌ها بر مبنای واحد عملکردی محاسبه شدند. از آنجایی که میزان انتشار آلاینده­ها به خاک، آب‌ و هوا متفاوت هستند، لذا به ‌جای اندازه­گیری، از روش­های مشخص برای تخمین میانگین انتشار استفاده شد.

 

ارزیابی تأثیر چرخه حیات

هدف از اجرای این بخش، تجزیه ‌و تحلیل کمی نتایج بخش ممیزی چرخه حیات است. که به سه زیر بخش طبقه­بندی، نرمال­سازی و وزن­دهی تقسیم­بندی می­شود. در مرحله طبقه­بندی، ضریب یا وزن هر آلاینده روی گروه­های تأثیر اعمال می­شود بدین منظور، برای هر یک از گروه­های تأثیر ناشی از کارکرد اکوسیستم، یک ضریب فاکتور مشخص‌سازی تعریف شد جدول (2). بر اساس روش ارائه‌ شده در استاندارد 14040 ISO، گروه­های تأثیر شامل گرمایش جهانی، اسیدیته، اوتریفیکاسیون خشکی، تغییر کاربری اراضی، تخلیه منابع فسیلی، تخلیه منابع فسفات و تخلیه منابع پتاس بودند(بنتراپ وهمکاران 2004 و فینک باینر و همکاران 2006). در مرحله تحلیل سیاهه کلیه نهاده‌های مصرف ‌شده و آلاینده‌های منتشرشده ناشی از کارکرد سامانه تولید گندم آبی در شرایط آب و هوایی استان اردبیل با توجه به مرز سامانه شناسایی و برحسب تابع عملکردی )معادل با یک‌تن گندم( محاسبه شد .به‌ این‌ ترتیب، ابتدا گروه­های تأثیر فوق ممیزی و تأثیر کارکرد اکوسیستم تولید گندم آبی به‌صورت کمی تعیین شد. این گروه‌های تأثیر که بسته به ماهیت ممکن است منبع (R) یا عوامل انتشار یافته (E) از اکوسیستم باشند در ضریب تأثیر مربوطه  ضرب و تأثیر آن‌ها به ازای واحد عملکردی با استفاده از معادله 2  مشخص گردید (نیک­خواه و همکاران 2017).

(رابطه 2)

 

که در این معادله: Ej  و  Rjبه ‌این‌ ترتیب میزان مصرف منبع و میزان انتشار آلاینده به ازای واحد کارکردی و CFij ضرایب کارآیی هر ترکیب در هر گروه تأثیر و Ii نیز شاخص طبقه‌بندی گروه تأثیر iام می‌باشد. لازم به ذکر است کارآیی هر ترکیب یا فاکتور طبقه‌بندی در هر گروه تأثیر نشان‌دهنده پتانسیل آن ترکیب در ایجاد اثر مربوطه می­باشد.

 پس ‌از آن، شاخص­ها بر اساس دستورالعملISO با استفاده از معادله (3) و بر اساس ضرایب موجود نرمال­سازی شدند )جدول3).

           (رابطه 3)                   

که در این معادله Ni  مقدار نرمال شده شاخص مربوط به گروه تأثیر،i  به ازای واحد کارکردی،Ii  مقدار محاسبه ‌شده (غیر نرمال) شاخص مربوط به گروه تأثیر i و Ii,ref  مقدار شاخص مربوط به هر گروه تأثیر در شرایط مرجع می‌باشد.

 

 

 

 

 جدول 2- طبقه‌بندی گروه‌های تأثیر موردمطالعه بر اساس نوع آلاینده و ضرایب یکسان‌سازی

گروه تأثیر (واحد)

ترکیب آلاینده ها/تخلیه منابع

کارآیی هر ترکیب

منبع

پتانسیل گرمایش جهانی (GWP)

CH4 و  CO2 , N2O

CO21=, CH4=21, N2O=310

(سندر و همکاران، 2009; سلطانی وهمکاران، 2010)

اسیدیته (kg SO2 eq)

NH3 و  SO2 , NOX

SO2=2/1, NOX=5/0, NH3=6/1

(بنتراپ و همکاران، 2004; سلطانی وهمکاران، 2010)

اوتریفیکاسیون خشک (kg NOx eq)

NH3 و  NOX

NH3=4/4, NOX=2/1

(بنتراپ و همکاران، 2004; نیک­خواه وهمکاران، 2017)

تخلیه منابع فسیلی (MJ)

مصرف گازوئیل

86/42

(بنتراپ و همکاران، 2004; سلطانی وهمکاران، 2010)

تخلیه منابع فسفات (kg P2O5 eq)

مصرف فسفات

25/0

(بنتراپ و همکاران، 2004; سلطانی وهمکاران، 2010)

تخلیه منابع پتاسیم (kg K2O eq)

مصرف پتاسیم

105/0

(بنتراپ و همکاران، 2004; سلطانی وهمکاران، 2010)

تخلیه منابع آب (m3)

مصرف آب

1

(بنتراپ وهمکاران، 2002)

           

 

 

 

برای درک بهتر مقادیر به ‌دست ‌آمده شاخص‌های طبقه‌بندی گروه‌های تأثیر، در مرحله نرمال‌سازی بی­بعد می­شوند. هدف از این مرحله درک اهمیت مقادیر به‌دست‌آمده می‌باشد که بدین منظور شاخص‌های طبقه‌بندی هر گروه تأثیر با شاخص­های مرجع مقایسه می‌شوند (بنتراپ وهمکاران 2004). فاکتورهای نرمال‌سازی گروه­های تأثیر مورد مطالعه با استفاده از ضرایب موجود در منابع در جدول3  ارائه ‌شده است.

زیست‌محیطی و شاخص تخلیه منابع در نظر گرفته می‌شوند. شاخص زیست‌محیطی در این مطالعه برابر با مجموع شاخص‌های نهایی سه گروه تأثیر گرمایش جهانی، اسیدیته و اوتریفیکاسون خشکی در نظر گرفته شد. در آخرین مرحله ارزیابی چرخه حیات، شاخص زیست‌محیطی تحت عنوان شاخص بوم شناخت (Eco-Index) که معیار نهایی LCA می‌باشد با استفاده از رابطه 5 محاسبه می‌شود (بنتراپ وهمکاران 2004). هر چه این شاخص زیست‌محیطی برای سامانه تولیدی یک محصول کوچک‌تر باشد نشان‌دهنده‌ی پتانسیل کمتر آسیب به محیط‌زیست در این سامانه می‌باشد.

 

     (رابطه 5)                                       

 

 

 

 

جدول 3- فاکتورهای وزن دهی و نرمال‌سازی گروه‌های تأثیر موردمطالعه

گروه تأثیر

فاکتور نرمالسازی (واحد)

فاکتور وزن دهی

منبع

پتانسیل گرمایش جهانی (GWP)

8143 (kg CO2 eq)

05/1

(میرحاحی و همکاران، 2013; نیک­خواه وهمکاران، 2017)

اسیدیته (kg SO2 eq)

52 (kg SO2 eq)

8/1

(میرحاحی و همکاران، 2013; سلطانی وهمکاران، 2010)

اوتریفیکاسیون خشکی (kg NOx eq)

63(kg NOx eq)

4/1

(میرحاحی و همکاران، 2013; نیک­خواه وهمکاران، 2017)

تخلیه منابع فسیلی (MJ)

3967 (MJ)

14/1

(میرحاحی و همکاران، 2013; سلطانی وهمکاران، 2010)

تخلیه منابع فسفات (kg P2O5 eq)

66/7(kg P2O5 eq)

20/1

(بنتراپ وهمکاران، 2004)

تخلیه منابع پتاسیم (kg K2O eq)

14/8 (kg K2O eq)

30/0

(بنتراپ وهمکاران، 2004)

تخلیه منابع  آب( (m3

36/626 (m3)

21/0

(بنتراپ وهمکاران، 2002)

               

 

 

 

در این مرحله مقدار نهایی شاخص هر گروه تأثیر ناشی از تولید یک محصول در یک سامانه به دست می‌آید  وزن دهی به معنی ارزیابی هر یک از اثرات زیست‌محیطی بر اساس پتانسیل هر یک در ایجاد آسیب به محیط‌زیست می‌باشد، به ‌طوری‌ که بزرگ‌تر بودن این فاکتور در هر گروه تأثیر نشان‌دهنده این است که این گروه، پتانسیل بیشتری برای لطمه به محیط‌زیست دارد. بر این اساس، شاخص­های نرمال شده با استفاده از رابطه 4 و بر اساس ضرایب وزن­دهی شدند تا شدت تأثیر آن‌ها برحسب وزن (w) هر گروه تأثیر در محاسبات لحاظ گردد (بنتراپ وهمکاران، 2004).

)رابطه 4)                           

که در این معادله Wijk وزن مربوط به شاخصi در منطقه j در سال k، Cijk مقدار فعلی شاخص i در منطقه J در سالk  و Tijk مقدار هدف برای شاخص i در منطقه  J در سالk  می‌باشد. فاکتورهای وزن­دهی گروه‌های تأثیر مورد مطالعه  با استفاده از ضرایب موجود در منابع در جدول ارائه‌ شده است.

 

تلفیق و تفسیر نتایج

در این قسمت شخص نهایی جهت برتری یک محصول نسبت به محصولات دیگر محاسبه می‌شود. شاخص‌های نهایی در قالب دو گروه شاخص که در این معادله EcoX شاخص زیست‌محیطی بو مشناخت به ازای واحد کارکردی Ni مقدار نرمال شده هر گروه تأثیر و Wi وزن مربوط به هر یک از مقادیر Ni می‌باشد.

به‌طورکلی، مشکلات مربوط به تخلیه منابع با مشکلات سایر گروه‌های تأثیر متفاوت است، گروه­های تأثیر به‌صورت مستقیم روی سلامتی طبیعت و انسان اثر می­گذارند؛ درحالی‌که تخلیه منابع برای تولید آینده خطرساز است. شاخص تخلیه منابع با استفاده از رابطه6 محاسبه می­شود.

   (رابطه 6)             

 که در این معادله RDI شاخص تخلیه منابع است.

 

نتایج  و بحث

 آلاینده­های انتشاریافته

میزان مصرف ورودی­ها با توجه به واحد مرجع معادل یک‌تن دانه در نظام تولید گندم آبی مشخص شد که از مجموع 70895 هکتار سطح کشت‌شده گندم آبی استان بیش از 50000 هکتار در سه شهرستان اردبیل، پارس‌آباد و بیله سوار کشت‌شده بود به ‌عنوان جامعه آماری مطالعه حاضر انتخاب ‌شدند. میزان مصرف نهاده­های مختلف نظام تولید گندم آبی شامل سوخت گازوئیل با 26/29 لیتر برای هر ‌تن گندم و کودهای شیمیایی نیتروژن، فسفر و پتاسیم به ترتیب با 46/22، 04/14 و42/2  کیلوگرم برای هر ‌تن دانه گندم برآورد شد (جدول 4). در پژوهشی، میزان مصرف نهاده­های سوخت، کودهای شیمیایی نیتروژن، فسفر و پتاسیم برای تولید یک ‌تن ذرت در مغان به ترتیب 29/32 لیتر و 56/25،17/19 و33/8 کیلوگرم در هر تن محصول استحصالی گزارش شده بود (شیری و همکاران 2018). مقایسه این دو پژوهش در استان اردبیل نشان می­دهد که برای تولید یک ‌تن گندم آبی نسبت به تولید یک ‌تن ذرت میزان کمتری سوخت و کودهای شیمیایی مورد استفاده قرار می­گیرد. بدین ترتیب، مصرف این کودها، علاوه برافزایش هزینه­های تولید و کاهش منابع تجدیدناپذیر انتشار آلاینده­ها را نیز به دنبال دارند که این آلاینده­ها در قالب گروه­های مختلف تأثیر اثرات سوء زیست­محیطی مختلفی بر جای می­گذارند. مهم‌ترین آلاینده‌های انتشاریافته از نیتروژن با منبع  کود اورهN2O ، NH  و NOx هستند طبق تحقیقات صورت گرفته 17 درصد از کل نیتروژن مصرفی در قالب کود اوره به‌صورت NH3-N تصعید می‌شود (بنتراپ وهمکاران 2000 و گوبس و همکاران 2003).

 

جدول 4- میزان ورودی‌ها و خروجی نظام تولید گندم آبی

ورودی و خروجی

واحد

میانگین

سوخت گازوئیل

لیتر در یک تن

26/29

نیتروژن

کلیوگرم در یک تن

46/22

فسفر

کلیوگرم در یک تن

04/14

پتاسیم

کلیوگرم در یک تن

42/2

عملکرد دانه گندم

کلیوگرم در یک هکتار

4490

       

 

 

میزان انتشار اکسیدهای نیتروژن برای نظام تولید گندم آبی در شرایط استان اردبیل 96/0 کیلوگرم به ازای تولید یک ‌تن دانه برآورد شد (جدول5). در گزارشی میزان انتشار این گاز را برای گندم زمستانه21 درصد به ازای یک‌ تن دانه در شرایط آب‌ و هوایی آلمان گزارش کردند. دلیل این تفاوت عمدتاً ناشی از مصرف بالاتر کودهای نیتروژن­دار در کاشت گندم استان اردبیل در مقایسه با گندم کشور آلمان است (بنتراپ و همکاران 2004). نتایج بررسی­ها نشان داده است از آنجا که بالاترین میزان انتشار آمونیاک در اکوسیستم­های مختلف زراعی بعد از مصرف کودهای نیتروژن رخ می­دهد، بنابراین افزایش مصرف کودهای نیتروژن، می­تواند افزایش انتشار این گاز را به دنبال داشته باشد. مقدار دی­اکسید کربن منتشر شده به هوا 34/120 کیلوگرم به ازای یک ‌تن دانه گندم برآورد شد (جدول 5) در همین راستا نتایج برخی بررسی­ها نشان داده است که بخش زیادی از انتشار دی­اکسید کربن تحت تأثیر فعالیت­های کشاورزی عمدتاً مربوط به تولید و انتقال نهاده­های ورودی به مزرعه (74 درصد از کل دی­اکسید کربن منتشرشده) بوده و بقیه مربوط به استفاده از ماشین­آلات (26 درصد از کل دی‌اکسید کربن منتشرشده) هستند (بنتراپ وهمکاران 2002). بدین­ترتیب، چنین به نظر می­رسد که در صورت اعمال مدیریت کم نهاده اکوسیستم زراعی بتوان از هر دو طریق به­ویژه از طریق انتقال نهاده­های ورودی به مزرعه کاهش انتشار این آلاینده مهم گلخانه­ای به هوا سپهر و پیامدهای ناشی از آن را موجب شد.

مقدار دی­اکسید گوگرد انتشاریافته به هوا سپهر به ازای یک واحد کارکردی گندم آبی 29/0 کیلوگرم، مقدار آمونیاک انتشار یافته به هوا سپهر به ازای یک واحد کارکردی گندم آبی82/3 کیلوگرم و مقدار متان انتشاریافته به هوا سپهر به ازای یک واحد کارکردی گندم 01/0کیلوگرم به ازای یک‌تن دانه برآورد شد. مقدار انتشار نیترات و نیتروژن کل به آب‌های زیرزمینی به ترتیب76/6 و36/15 کیلوگرم به ازای یک ‌تن دانه گندم برآورد شد. همچنین میزان انتشار فسفر به خاک برای نظام تولید گندم آبی 16/0 کیلوگرم به ازای یک‌تن دانه برآورد شد (جدول 5). نتایج برخی بررسی­ها نشان داده است که پتانسیل آبشویی نیتروژن به میزان زیادی متأثر از نوع مدیریت نظام تولیدی و استفاده از نهاده­های مختلف برای بهبود حاصلخیزی خاک است، به‌طوری‌که مدیریت فشرده به دلیل افزایش تلفات نیتروژن و به­ویژه نیترات، افزایش ورود آن به آب­های زیرزمینی را موجب می­شود. همچنین با توجه به این مطلب که استفاده از خاک‌ورزی حفاظتی و به دلیل غیر متحرک شدن نیتروژن، کاهش تلفات آن را به دنبال دارد (المارز و همکاران 2009). در این میان، با توجه به این‌که کارآیی آلاینده N2O  در قالب گروه تأثیر گرمایش جهانی 311 برابر گازCO2 است  )جدول1). از آنجایی ‌که در حدود32  درصد از انتشار جهانی گاز  N2Oبه بخش کشاورزی مربوط می­شود (مو 2012). لذا به ‌کارگیری راهکارهای مناسب مدیریتی به‌منظور کنترل مستقیم و غیرمستقیم این آلاینده مهم زیست‌محیطی، اهمیت ویژه­ای پیدا می­کند.

 

 

جدول5-میزان انتشار انواع آلاینده­های به ازای یک تن دانه در نظام تولید گندم آبی

نوع ماده

مقدار(kg.t grain -1)

انتشار در هوا

 

 

N2O

13/1

NH3

82/3

NOx

96/0

CO2

34/120

CH4

01/0

SO2

29/0

آفت کش ها

15/0

انتشار در آب

 

 

NO3

74/6

Ntot

36/15

Ptot

16/0

 

 

در شکل 2 میزان تأثیر هر یک از آلاینده­های انتشاریافته برای تولید یک‌تن گندم آبی در قالب گروه‌های تأثیر مختلف نشان داده‌ شده‌اند. همان‌طور که در این شکل ملاحظه می­شود، آلاینده N2O بیشترین سهم را  در گروهِ تأثیر گرمایش جهانی و آلاینده  NH3 بیشترین سهم، آلایندگی محیط ‌زیست را در قالب گروه تأثیر اسیدیته و اوتریفیکاسیون خشکی در تولید گندم آبی به خود اختصاص داده است. محققان دریافتند که بیشترین میزان آلاینده به ازای تولید یک تن دانه ذرت در چین مربوط به متان و اکسید نیتروژن به ترتیب 3/11 و 4/75 معادل دی­اکسید کربن بود (نی و همکاران 2010).

 

 

 

شکل 2- سهم انتشار آلاینده­ها برای گروه­های تأثیر الف(  گرمایش جهانی، ب(  اسیدیته و

 ج(  اوتریفیکاسیون خشکی به ازای یک تن دانه در تولید گندم آبی در استان اردبیل

 

 

تحلیل شاخص­های زیست‌محیطی

دی‌اکسید کربن، نیترواکسید و متان، سه گاز مهم در ایجاد گرمایش جهانی هستند. فرآیندهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در خاک، مصرف کودهای نیتروژنه و نیز احتراق سوخت­ها در تولید گندم آبی منجر به انتشار نیترواکسید و آلاینده‌های دیگر به هوا شده است. جدول 6 مقادیر واقعی شاخص­های زیست‌محیطی محاسبه ‌شده در تولید گندم آبی به ازای یک ‌تن محصول تولیدی را نشان می­دهد. یکی از مهم­ترین گروه­های تأثیر زیست­محیطی مورد بررسی در مطالعات ارزیابی چرخه حیات، شاخص گرمایش جهانی است. در این مطالعه میزان گرمایش جهانی ناشی از تولید یک‌ تن گندم آبی برابر با 37/585 کیلوگرم کربن دی­اکسید معادل برآورد شده است. میزان انتشار کربن دی­اکسید معادل برای محصول ذرت در مغان، گندم در مرودشت و سوئیس به ­ترتیب 52/338،1/262 و 381  برآورد شد (چارلز و همکاران 2006; روی و همکاران 2009; نیک­خواه و همکاران 2017 و شیری و همکاران 2018). مقایسه نتایج نشان می­دهد میزان گرمایش جهانی برای تولید گندم آبی در استان اردبیل بالاتر است که مهم‌ترین دلیل آن ناکارایی مصرف انرژی در تولید است. در اکثر مطالعاتLCA  در بخش کشاورزی، مصرف سوخت، کود شیمیایی و الکتریسیته بیشترین سهم را از اثرات زیست‌محیطی دارند (خوشنویسان و همکاران 2014 ;کانالی و همکاران 2019). شاخص طبقه­بندی گروه تأثیر اسیدیته به ازای یک واحد عملکردی نظام تولید گندم آبی  kgso2 eq 15/5 به دست آمد. شاخص طبقه‌بندی گروه تأثیر اسیدیته برای تولید یک واحد عملکردی از محصولات مختلف شامل بادام­زمینی در استان گیلان، گندم در مناطق مرودشت، گرگان و چین به ترتیب برابر kgso2 eq 25/6، 6/5، 7/6 و4 گزارش‌ شده است (چارلز و همکاران 2006; وانگ و همکاران 2007; میرحاجی و همکاران 2013 و نیک­خواه و همکاران 2017). شاخص طبقه­بندی گروه تأثیر اوتریفیکاسیون خشکی و آبی به ترتیب  kgNoX eq 05/18 برای یک واحد عملکردی نظام تولید گندم آبی به دست آمد (جدول 6). این شاخص برای تولید یک ‌تن ذرت در مغان kgNoX eq 58/22 گزارش ‌شده است (شیری و همکاران 2018)، درنتیجه اثرات مخرب زیست‌محیطی در قالب گروه تأثیر اوتریفیکاسیون خشکی برای تولید گندم نسبت به ذرت در استان اردبیل کمتر است.

 

 

 

جدول 6- شاخص­های طبقه­بندی و نرمال­سازی برای تولید گندم آبی در استان اردبیل

                                                   گروه های تأثیر

شاخص­ طبقه­بندی

شاخص­ نرمال­سازی

پتانسیل گرمایش جهانی (GWP)

37/585

071/0

اسیدیته (kg SO2 eq)

15/5

099/0

اوتریفیکاسیون خشکی (kg NOx eq)

05/15

286/0

تخلیه منابع فسیلی (MJ)

08/1254

032/0

تخلیه منابع فسفات (kg P2O5 eq)

01/4

628/0

تخلیه منابع پتاسیم (kg K2O eq)

25/0

031/0

تخلیه منابع آب (m3)

60/1054

683/1

         

 

 

شاخص نهایی اثرات زیست‌محیطی و تخلیه منابع تولید یک‌ تن گندم آبی در استان اردبیل در قالب گروه­های تأثیر گرمایش جهانی، اسیدیته، اوتریفیکاسیون خشکی، تخلیه منابع فسیلی، تخلیه منابع فسفات و تخلیه منابع پتاس به ‌‌ترتیب برابر با 075/0، 178/0، 401/0، 036/0، 628/0، 040/0 و 353/0 بود. (شکل3).

 

 

 

شکل 3 -  شاخص نهایی اثرات زیست‌محیطی در تولید یک‌ تن گندم آبی

 

نتایج نشان می­دهد که اوتریفیکاسیون خشکی و پتانسیل اسیدی به ‌این‌ ترتیب بیشترین تأثیر سوء زیست­محیطی را در تولید گندم آبی در استان اردبیل به همراه داشته است.  پس ‌از این گروه، بالاترین پتانسیل آسیب به محیط‌زیست در تولید گندم آبی مربوط به گروه تأثیر تخلیه منابع فسفات بود. شاخص زیست­محیطی برای تولید گندم آبی در استان اردبیل شامل سه گروه تأثیر گرمایش جهانی، اسیدیته و اوتریفیکاسیون خشکی معادل65/0به دست آمد. که محققان برای تولید گندم با مصرف 144 کیلوگرم نیتروژن در هکتار و با در نظر گرفتن این گروه‌های تأثیر، شاخص زیست‌محیطی را حدود 2/0 محاسبه کردند (بنتراپ وهمکاران 2004). شاخص زیست‌محیطی برای بادام­زمینی در استان گیلان 55/0گزارش کردند (نیک­خواه و همکاران 2017). از دلایل شاخص زیست‌محیطی نسبتاً بالای تولید گندم آبی در استان اردبیل ، مصرف نسبتاً زیاد کودهای شیمیایی است. با توجه به پتانسیل آلودگی زیاد تأمین نیتروژن از منبع کود اوره، پیشنهاد می­گردد که برای تولید گندم آبی در استان از کودهای آلی، کودهای زیستی  با پتانسیل آلودگی زیست­محیطی کمتر و یا از گیاهان خانواده بقولات در تناوب کشت با گندم به‌منظور تأمین بخشی از نیاز نیتروژن گندم استفاده شود. به‌علاوه، بررسی­ها بیانگر آن است که اغلب کشاورزان گندم‌کار در استان اردبیل، از مقدار مصرف بهینه کودهای شیمیایی بی­اطلاع­اند. بنابراین، اجرای برنامه­های آموزشی ترویجی مناسب، به‌منظور اطلاع­رسانی در زمینه اهمیت آزمایش خاک و نیاز کودی گندم، تأثیر چشمگیری بر کاهش خطرات زیست‌محیطی این محصول استراتژیک در استان اردبیل خواهد داشت. شاخص تخلیه منابع )تخلیه منابع فسیلی، فسفات و پتاس) برای تولید یک تن گندم آبی در استان اردبیل 704/0به دست آمد (شکل3). با توجه به مصرف بیشتر کودهای شیمایی و سوخت در تولید گندم در استان اردبیل، این شاخص برای استان اردبیل مقدار بیشتری می­باشد. بدین ترتیب، چنین به نظر می­رسد که بتوان از روش‌های مختلف مدیریت نظام زراعی بر مبنای بهره­گیری از اصول کم نهاده نظیر کاربرد انواع نهاده­های آلی، کاشت گیاهان تثبیت­کننده نیتروژن به‌صورت کشت مخلوط، خاک‌ورزی حداقل و کاهش مصرف انواع نهاده­های شیمیایی برای کاهش اثرات زیست­محیطی این نظام تولیدی بر گروه‌های مؤثر اسیدی شدن و تغییر اقلیم استفاده کرد و درنتیجه کاهش سهم این اثرات زیست­محیطی را موجب شد. همچنین پیشنهاد می­شود بررسی­هایی در زمینه ترکیب روش ارزیابی چرخه حیات با مدل­های بهینه­سازی با نگرش کاهش اثرات زیست­محیطی تولید گندم صورت گیرد.

 

نتیجه­گیری

نتایج ممیزی چرخه حیات (LCA) نشان داد بیشترین اثر در پتانسیل گرمایش جهانی مربوط به گاز (N2O) و در ایجاد اثر پتانسیل اسیدی شدن و اوتریفیکاسیون اکوسیستم خشکی گاز آمونیاک (NH3) بود. برآورد شاخص­های زیست‌محیطی (EcoX) و یا تخلیه محیطی (RDI) برای گروه­های تأثیر نشان داد که ارزش­های  EcoXو RDI برای گروه­های تأثیر گرمایش جهانی، اسیدیته، اوتریفیکاسیون اکوسیستم خشکی و تخلیه منابع فسیلی، فسفات، پتاسیم و منابع آبی به‌‌ترتیب برابر با 075/0، 178/0، 401/0، 036/0، 628/0، 040/0 و 353/0 به دست آمد. نتایج ارزیابی اثرات زیست‌محیطی با استفاده از ارزیابی چرخه حیات نشان داد که بیشترین سهم اثرات زیست‌محیطی به ترتیب مربوط به گروه­های تأثیر اوتریفیکاسیون خشکی و تخلیه منابع فسفات بود. بنابراین، مدیریت مصرف بهینه کودهای شیمیایی به‌ویژه کود نیتروژن و فسفر و جایگزینی آن با انواع کودهای آلی و همچنین کاربرد کودهای زیستی می­تواند به کاهش اثرات منفی زیست­محیطی تولید گندم آبی در استان اردبیل در گروه­های تأثیر اوتریفیکاسیون خشکی و تخلیه منابع فسفات کمک کند.

 

 

سپاسگزاری

بدین وسیله از تمامی حمایت­ها ومساعدت­های معاونت تولیدات گیاهی و اداره فناوری­های مکانیزه سازمان جهاد کشاورزی استان اردبیل و مدیریت های جهاد کشاورزی شهرستان های تابعه به جهت فراهم نمودن امکانات موردنیاز و همکاری لازم برای اجرای پروژه تشکر و قدرانی به عمل می­آید.

Almaraz JJ, Zhou X, Mabood F, Madramootoo C, Rochette P, Ma BL and Smith DL. 2009. Greenhouse gas fluxes associated with soybean production under two tillage systems in southwestern Quebec. Soil and Tillage Research 104, 134-139.
Anonymous. 2015. Agricultural statistics center for information and communication Assistance of technology, Planning and Economic, Ministry of Agriculture. (In Persian).
Brentrup F, Kusters J, Lammel J, Barraclough P and Kuhlmann H. 2004. Environmental impacts assessment of agricultural production systems using the life cycle assessment (LCA) methodology, II. The application to N fertilizer use in winter wheat production systems. European Journal of Agronomy, 20, 265-279.
Brentrup F, Küsters J, Lammel J and Kuhlmann H .2002. Life cycle impact assessment of land use based on the Hemeroby concept. International Journal of Life Cycle Assessment. 7, 339–348.
Buratti C, Barbanera M and Fantozzi F. 2009. Enviromental Impact Assessment  of Fiber Sorghum (Sudan-Grass) Production Systems For Biomass Energy Production In a Central Region of Italy.
Finkbeiner M, Inaba A, Tan RBH, Christiansen K and Klüppel HJ. 2006. The new international standards for life cycle assessment: ISO 14040 and ISO 14044. Internationa journal of Life Cycle Assessment, 11, 80–85.
Gasol CM, Gabarrell X, Anton A, Rigola M, Carrasco J, Ciria P and Rieradevall J. 2007. Life cycle assessment of a Brassica carinata bioenergy cropping system in southern Europe.Biomass and Bioenergy, 31(8), 543-555
Ghasemi-Mobtaker H, Keyhani A, Mohammadi A, Rafiee Sh and Akram A. 2010 Sensitivity analysis of energy inputs for barley production in Hamedan province of Iran. Agriculture, Ecosystem and Environment; 137:367-72.
Goebes MD, Strader R and Davidson C. 2003. An ammonia emission inventory for fertilizer application in the United States. Atmospheric Environment, 37(18),2539-2550.
ISO. (2006) 14040. 2006. Environmental management-Life cycle assessment-Principles and framework. European Committee for Standardization, Geneva, Switzerland.
Kamkar B and Mahdavi Damghani M. 2008. Principles of sustainable agriculture. Publications University of Mashhad. 315 pages.
Khanali MA, Akram M, Mohammadnia Galeshklamei H, Hosseinzadeh B and Elhami B. 2019. Evaluating the energy flow and environmental effects of cake production in guilan province by life cycle assessment approach. Biosystem journal. 569-579. (In Persian).
Khorramdel S, Rezvani-Moghaddam P and Amin-Ghafori A. 2014. Evaluation of environmental impacts for wheat Agroecosystems of Iran byusing Life Cycle Assessment methodology.Cereal Research, 4(1), 27-44. (In Persian).
Khoshnevisan B, Bolandnazar E, Shamshirband S, Motamed H, Badrul N, Mat L and Kiah, MLM. 2015. Decreasing environmental impacts of cropping systems using life cycle assessment (LCA) and multi-objective genetic algorithm. Journal of Cleaner Production, 86, 67–77.
Khoshnevisan B, Rafiee S, Omid M, Mousazadeh H and Clark S. 2014. Environmental impact assessment of tomato and cucumber cultivation in greenhouses using life cycle assessment and adaptive neuro-fuzzy inference system in ran. Journal of Cleaner Production , 1-10.
Koocheki A, Nasiri Mahallati M, and Kiani MR. 2014. Long-term forecasting of demand for fertilizers inagriculture. Ecological Agriculture, 4 (1),1-14. (In Persian).
MOE Ministry Of Energy. 2012. Energy balance in Iran.From http://www.moe.gov.ir.
 Mousavi-Avval H, Rafiee S, Jafari A and Mohammadi A. )2011(. Optimization of energy consumption for soybean production using Data Envelopment Analysis (DEA) approach. Applied Energy, 88(11): 3765-3772.
Nie SW, Gao WS, Chen YQ, Sui P and Eneji AE. 2010. Use of life cycle assessment methodology for determining phytoremediation potentials of maize-based cropping systems in fields with nitrogen fertilizer over-dose. Journal of Cleaner Production, 18, 1530-1534.
Nikkhah A, Royan M, Khojastehpour M and Bacenetti J. 2017. Environmental impacts modeling of Iranian peach production. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 75, 677-682.
Parajuli R, Kristensen IBS, Trydeman Knudsen M, Mogensen L, Corona A, Birkved M,  Peña N, Graversgaard M and Dalgaard T. 2017. Environmental life cycle assessments of producing maize, grass-clover, ryegrass and winter wheat straw for biorefinery.Journal of Cleaner Production, 3859-3871.
 Roy P, Nei D, Orikasa T, Xu Q and Okadome H. 2009. A review of cycle assessment (LCA) on some food products. Journal of Food Engineering, 90, 1-10.
Sadiq MS, Singh IP, Makama SA, Umar SM, Isah MA and Grema IJ. 2016. Agrarian crisis and steps to combat it: Evidence of GHG emission (CO2) in sesame production in Jigawa State, Nigeria. Indian Journal of Economics and Development, 12(1a): 361-368.
 Schröder J, Aarts H, Ten Berge H, Van Keulen H and Neeteson J. 2003. An evaluation of whole-farm nitrogen balances and related indices for efficient nitrogen use. European Journal of Agronomy. 20, 33-44.
Shiri MR, Ataei R and Golzardi F. 2018. Life cycle assessment (LCA) for a maize production system under Moghan climatic conditions. Environmental Sciences,16(1):191-206.
Soltani A, Rajabi MH, Zeinali E and Soltani E. 2010. Evaluation of environmental impact of crop production using LCA: wheat in Gorgan. Electronic Journal of Crop Production. 3, 201-218.
Tadayonpour N, Sabzghabaei GR  and Dashti S. 2019.  Evaluating the Environmental Impacts of the Bell Pepper Production System Using the Life Cycle Assessment Technique (Case study: Dezful County) Agriculture Science and Sustainable Production, 29(2). 39-51 (In Persian).
Valae S, Häkkinen T, Shemeikka Ketomaki J and Jung N. 2019. Impact of renewable energy technologieson  the embodied and operational GHG emissions of a nearly zero energy building. Engineering, 22. 439-450.
Zand S. 2014. Technical efficiency compare broiler chicken and laying chicken breeding unit in Alborz province with help of data envelopment analysis (DEA) and modeling energy  ategories, economy and environmental of that with computational intelligence. MSc. Agricultural engineering and technology college, Tehran University. (In Persian).