د عطية الجيار يكتب: إدارة معالجة وتدوير المياه

معهد بحوث الاراضى والمياه والبيئة- مركز البحوث الزراعية ، الجيزة ، مصر

في سياق الجفاف المستمر ، والبحث عن مصادر بديلة للمياه وزيادة القيود البيئية على تصريف المياه العادمة المعالجة في المسطحات المائية الطبيعية ، فإن إعادة تدوير مياه الصرف الصحي المعالجة يوفر حلاً محتملاً. خصوصا انة لا يتم توزيع الكثافة السكانية وموارد المياه العذبة بالتساوي في جميع أنحاء العالم. وقد أجبر ذلك المزارعين على استخدام المياه العادمة لري المحاصيل الغذائية. وتقدم هذه الممارسة آثارًا إيجابية وسلبية على حد سواء فيما يتعلق بالاستخدام الزراعي ، وكذلك في سياق التلوث البيئي وعلم السموم. على الرغم من أن مياه الصرف الصحي تعد مصدرًا مهمًا للمغذيات الأساسية للنباتات ، إلا أن العديد من المخاطر البيئية والصحية والصحية ترتبط أيضًا باستخدام مياه الصرف الصحي لري المحاصيل بسبب وجود الملوثات والميكروبات السامة.

تم تحديد إعادة استخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة كوسيلة للتخفيف من ندرة المياه ، وتحسين إنتاجية المحاصيل وتحسين الاستدامة البيئية. وبالنظر إلى أن الزراعة هي أكبر مستخدم للري بالمياه العذبة ومياة الصرف الصحي.

على الرغم من أن إعادة استخدام المياه العادمة في الزراعة لها عوائد عالية وقد يكون لها فوائد في النظام البيئي ، إلا أن هناك بعض التكاليف المرتبطة باستخدامها لمعالجة مياه الصرف الصحي ، والصحة ، والبيئة ، والتكاليف البيئية. طورت هذه الدراسة إطار عمل نمذجة أنظمة متكامل من شأنه أن يساهم في تصميم أنظمة شاملة لإدارة مياه الصرف الصحي التي تجعل استخدام المياه العادمة أكثر أمانًا واستدامة دون الاعتماد على تقنيات معالجة باهظة الثمن.

بالإضافة إلى ذلك ، تضع الدراسة مياه الصرف الصحي على أجندة السياسات من خلال إظهار الاقتصاد والفوائد البيئية لإعادة استخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة وكذلك تقييم المقايضات المحتملة التي يجب أخذها في الاعتبار عند التخطيط لإعادة استخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة.
في هذه الدراسة ، نقوم بتسليط الضوء ومقارنة السيناريو الحالي لإنتاج المياه العادمة اقتصاديًا واستخدامها لري المحاصيل والمخاطر البيئية والصحية المرتبطة بها على المستويين الوطني والعالمي. علاوة على ذلك ، تتعقب الدراسة تاريخ استخدام المياه العادمة لري المحاصيل وتقترح بعض وجهات النظر المستقبلية واستراتيجيات الإدارة لتقليل المخاطر المرتبطة باستخدام مياه الصرف الصحي لري المحاصيل. بالإضافة إلى ذلك ، تم اقتراح بعض الحلول المستدامة المتكاملة وسياسة الآفاق المستقبلية ، مع مراعاة السياق الإقليمي والعالمي ، وكذلك الواقع الأساسي لاستخدام المياه العادمة لإنتاج المحاصيل ، وقضايا الصرف الصحي والتخطيط ، وتقنيات المعالجة ، والوعي بين المجتمع المدني ، دور الحكومة وأصحاب المصلحة المعنيين.

 التقنيات والفوائد البيئية والاستراتيجيات الاقتصادية والإدارية
1 – المقدمة Introduction
الماء عنصر أساسي في الحياة ، لكنه مورد ضعيف ومحدود مع نقاط ضعف نوعية وقيود كمية. من المتوقع أن يواجه 60٪ من إجمالي سكان العالم مشكلة نقص المياه بحلول عام 2025.

وفي المناطق التي تعاني من نقص المياه العذبة ، غالبًا ما تُستخدم مياه الصرف الصحي لري المحاصيل. على الرغم من أنه غير مسموح به قانونًا في معظم البلدان ، إلا أن استخدام المياه العادمة غير المعالجة لري المحاصيل قد مورس في العديد من البلدان حول العالم بسبب نقص المياه ذات النوعية الجيدة.

وتشمل مصادر إنتاج المياه العادمة الأنشطة البشرية المختلفة ، مثل الأنشطة الصناعية والتجارية والمنزلية. أحيانًا ما يتم تمييز مياه الصرف الصحي البلدية إلى مناطق / مصادر حضرية وريفية وزراعية. مع التوسع السريع في عدد السكان والمدن والصناعات وإمدادات المياه المحلية ، تزداد كمية إنتاج مياه الصرف الصحي بنفس النسبة.

يعتمد متوسط ​​الحجم اليومي لمياه الصرف الصحي الناتجة عن الأنشطة البشرية على توافر المياه المنزلية ، والمستوى / النوع الثقافي ، وتكلفة المياه ، والظروف الاقتصادية.

يمكن لمياه الصرف الصحي أن تعوض جزئيًا عن النقص في إمدادات المياه والطلب الناجم عن تزايد عدد سكان العالم. شكل سكان الحضر 54٪ من سكان العالم في عام 2025 ، ويقدر استخدام المياه السنوي من قبل القطاع المنزلي بنحو 11٪ على مستوى العالم. تواجه أكثر من 100 دولة نقصًا في المياه بدرجات متفاوتة. من المتوقع أن يعاني ما يقرب من ثلثي سكان العالم من إجهاد مائي معتدل إلى مرتفع بحلول عام 2025.

علاوة على ذلك ، يوجد ما يقرب من 40٪ من سكان العالم في أحواض مائية شديدة الإجهاد تعاني من فشل زراعي بسبب نقص المياه اللازمة للري

. في الوقت نفسه ، يتم التخلص من كمية كبيرة من مياه الصرف الصحي المنزلية والصناعية مما يضع ضغطًا كبيرًا على البيئة. تصل تصريفات مياه الصرف الصحي العالمية إلى 400 مليار متر مكعب / سنة ، وتلوث 5500 مليار متر مكعب من المياه سنويًا. نظرًا لكمياتها العالية وخصائصها الغذائية (النيتروجين والفوسفور) ، تُستخدم المياه العادمة كمصدر رئيسي للمياه للري ، خاصة في المناطق الجافة وشبه الجافة (Al-Rashidi, et al.2013).

تعتبر مياه الصرف الصحي مصدرًا موثوقًا ومستقرًا للمياه ويمكن أن توفر تكاليف الأسمدة. على عكس المياه النظيفة ، لا تختلف تدفقات المياه العادمة باختلاف المواسم أو الظروف المناخية أو مستويات هطول الأمطار ، مما يسمح للمزارعين بزراعة المحاصيل على مدار العام.

علاوة على ذلك ، تحتوي مياه الصرف الصحي على العناصر الغذائية التي يمكن أن تعزز نمو المحاصيل وتقليل استخدام الأسمدة الكيماوية. بالمقارنة مع الري بالمياه النظيفة ، فإن استخدام مياه الصرف الصحي يمكن أن يوفر ما يصل إلى 45٪ من الأسمدة المطبقة على القمح بينما يمكن أن تصل النسبة إلى 94٪ بالنسبة للبرسيم الحجازي. وفي الوقت نفسه ، يشكل الري بمياه الصرف مخاطر على صحة الإنسان والبيئة.

إن وجود الديدان الطفيلية والمعادن الثقيلة المخصبة في الطعام يمكن أن يؤدي إلى انتشار المرض. يمكن أن يؤدي الري بمياه الصرف الصحي أيضًا إلى تصلب التربة وإثراء المعادن الثقيلة وتلويث المياه الجوفية الضحلة إذا تم استخدامها مباشرة دون معالجة مسبقة (Abdoulkader, et al.2015).
في حين أن الري بمياه الصرف الصحي أمر ضروري ، إلا أن هناك مخاطر مرتبطة به. لا يزال هناك نقص في عرض عام ومنهجي للتاريخ والحالة والتحديات المستقبلية المتعلقة بمياه الصرف الصحي.

لذلك ، تتعقب هذه الدراسة (1) تاريخ الري بمياه الصرف الصحي. بدأ الري بمياه الصرف الصحي نتيجة لنقص المياه ، أو توفير الأسمدة ، أو زيادة الوقاية من تلوث المياه وتم تطويره مع الابتكارات التكنولوجية ؛ (2) يدرس الوضع الحالي للري بمياه الصرف الصحي للزراعة.

يشار إلى التأثيرات على المحاصيل والبيئة بينما يتم تحليل الاختلافات في طرق الري ؛ و (3) يناقش التحديات والإرشادات ذات الصلة للاستخدام المستقبلي.
الزراعة هي المنطقة الأكثر شيوعًا حيث يتم إعادة استخدام مياه الصرف الصحي غير المعالجة. وفقًا لتقديرات عام 2014 ، يتم ري ما يقرب من 20 مليون هكتار بمياه الصرف الصحي في خمسين دولة حول العالم ، وقد زاد استخدام المياه العادمة لري المحاصيل في السنوات الأخيرة.

يتوافق الطلب على مياه الصرف الصحي البلدية مع 11٪ من المياه المسحوبة على مستوى العالم. يتم استهلاك حوالي 3٪ من الطلب على مياه الصرف الصحي البلدية ويتم تصريف 8٪ المتبقية كمياه عادمة ؛ أي 330 كيلومتر مكعب من المياه العادمة سنويًا ، والتي من المحتمل أن تروي ما يقرب من 40 مليون هكتار (حوالي 8000 متر مكعب / هكتار) أو 15 ٪ من جميع الأراضي المروية. استخدام المياه العادمة لري المحاصيل له مزايا معينة مثل توفير العناصر الغذائية الأساسية والمواد العضوية ، وتوفير المياه والعناصر الغذائية ، وتقليل تلوث المياه.

تم الإبلاغ عن كميات كافية تمامًا من المغذيات الكبيرة N ) و P و ( K للتربة والنباتات عن طريق استخدام مياه الصرف الصحي. لذلك ، فإن ري المحاصيل بمياه الصرف هو إغراء كبير للمزارعين الفقراء لأنه يمكن أن يقلل من تكلفة إنتاج المحاصيل ، مع خفض تكلفة إنتاج المحاصيل بنسبة 10٪ – 20٪ عند الري بمياه الصرف(Disciglio,et al .2015).
إلى جانب هذه الفوائد ، هناك عدد من العيوب المرتبطة باستخدام المياه العادمة لري المحاصيل. تحتوي مياه الصرف الصحي على عناصر يحتمل أن تكون سامة (PTEs) مثل الزنك والكروم والنحاس والكادميوم والنيكل والرصاص والزئبق والديدان الطفيلية ، والتي يمكن أن تشكل مخاطر جسيمة على صحة الإنسان والبيئة.

يمكن أن يؤدي استخدام المياه العادمة غير المعالجة لري المحاصيل إلى تصلب التربة وتلوث المياه الجوفية الضحلة.

يؤدي تراكم PTEs في التربة والمحاصيل عن طريق الري بمياه الصرف الصحي إلى تلوث التربة ، وبالتالي يؤثر على سلامة الغذاء. تشمل مصادر إنتاج المياه العادمة الأنشطة البشرية المختلفة ، مثل الأنشطة الصناعية والتجارية والمنزلية. أحيانًا ما يتم تمييز مياه الصرف الصحي البلدية إلى مناطق / مصادر حضرية وريفية وزراعية. مع التوسع السريع في عدد السكان والمدن والصناعات وإمدادات المياه المحلية ، تزداد كمية إنتاج مياه الصرف الصحي بنفس النسبة. يعتمد متوسط ​​الحجم اليومي لمياه الصرف الصحي الناتجة عن الأنشطة البشرية على توافر المياه المنزلية ، والمستوى الثقافي / الجنس ، والتكلفة(Ibekwe, et al. 2017).
يشكل تلوث التربة الزراعية عن طريق استخدام المياه العادمة مخاطر صحية بسبب وجود PTEs التي لها آثار طويلة الأجل على البيئة والصحة. يعد تلوث التربة بـ PTE هو الطريق الرئيسي لتعرضهم للإنسان عن طريق استهلاك المحاصيل الغذائية ، مما قد يتسبب في مشاكل صحية مختلفة للإنسان إذا تجاوز تركيز PTE الحد الآمن. يمكن أن يؤدي الاستخدام طويل الأمد للخضروات الملوثة بـ PTE إلى التراكم المستمر للمعادن السامة في الكلى والكبد لدى البشر ، مما يسبب اضطرابات في العمليات الفيزيائية والكيميائية الحيوية (Del Mar Alguacil et al.2012).
في حين أن الري بمياه الصرف الصحي أمر ضروري ، إلا أن هناك مخاطر مرتبطة به.

لا يزال هناك نقص في عرض عام ومنهجي للتاريخ والحالة والتحديات المستقبلية المتعلقة بمياه الصرف الصحي ومع ذلك ، هناك فرق كبير في جمع ومعالجة وإعادة استخدام مياه الصرف لري المحاصيل بين البلدان المنخفضة الدخل والبلدان المرتفعة الدخل.

يمكن أن يعزى هذا الاختلاف بين المجموعتين إلى عدة عوامل مثل توافر المياه العذبة لري المحاصيل ، وتوافر الموارد لمعالجة مياه الصرف الصحي ، والوعي بين المجتمع الزراعي حول القضايا البيئية وصحة الإنسان المتعلقة بري المحاصيل بالمياه العادمة ، و تطبيق قوانين استخدام المياه العادمة في القطاع الزراعي. علاوة على ذلك ، هناك قضايا اجتماعية واقتصادية وقضايا متعلقة بالشركات تؤثر أيضًا على معالجة مياه الصرف الصحي وإعادة استخدامها لري المحاصيل بين البلدان المنخفضة الدخل والبلدان المرتفعة الدخل. هناك الكثير من البيانات المتعلقة بتوليد المياه العادمة ، واستخدامها في ري المحاصيل ، والمخاطر البيئية والصحية المرتبطة بها على المستويين الوطني والعالمي.

ومع ذلك ، هناك آراء متضاربة حول قيمة المياه العادمة لري المحاصيل. وقد قيمته بعض الدراسات كمصدر للمغذيات الأساسية للمحاصيل وكممارسة إدارية ، بينما يزعم المعارضون أنه عمل إهمالي إجرامي بسبب مشاكله البيئية والصحية.

يمكن أن تكون المراجعة الشاملة التي تسلط الضوء على كل هذه الجوانب في سيناريو وطني ودولي ذات فائدة كبيرة للباحثين والعلماء وصناع السياسات(Rodda,et al.2011).
لذلك ، في هذا البحث، نقوم بتسليط الضوء ومقارنة السيناريو الحالي لإنتاج المياه العادمة الاقتصادية واستخدامها لري المحاصيل والمخاطر البيئية والصحية المرتبطة بها على المستويين الوطني والعالمي.

علاوة على ذلك ، يتعقب البحث تاريخ استخدام المياه العادمة لري المحاصيل والثغرات البحثية في مجال تدوير المياه العادمة وتقترح بعض وجهات النظر المستقبلية واستراتيجيات الإدارة لتقليل المخاطر المرتبطة باستخدام مياه الصرف الصحي لري المحاصيل.
2 – الأهداف Objectives
الهدف من هذا البحث هو تقديم مراجعة لخصائص مياه الصرف الصحي المستخدمة في الري ، والأسباب الكامنة وراء المبادئ التوجيهية الدولية المستخدمة حاليًا لتنظيم إعادة استخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة.

تعرض هذه الورقة الأنظمة المختلفة المتاحة لمعالجة مياه الصرف الصحي وتناقش مزاياها وعيوبها.

تحدد المراجعة الانتقائية للدراسات التجريبية الحديثة الآثار الرئيسية لكل من الآثار الإيجابية والسلبية للري بمياه الصرف الصحي.

أخيرًا ، تقدم الأوراق مراجعة لتقنيات التقييم البيئي لتحليل آثار استخدامات المياه العادمة في الزراعة ، وتقترح إطارًا لتطبيق بعض هذه التقنيات. سينطبق هذا الإطار على برامج البلدان النامية.

بالإضافة إلى ذلك ، تضع الدراسة مياه الصرف الصحي على جدول أعمال السياسة من خلال شرح الفوائد الاقتصادية والبيئية لإعادة استخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة وأيضًا تقييم المقايضات المحتملة التي يجب أخذها في الاعتبار عند التخطيط لإعادة استخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة.

أولاً: المياه العادمة (الخصائص – التاريخ – التأثيرات المحتملة – التأثيرات)
Firstly: Wastewater (Characteristics – History- Potential Impacts – The Effects)
3 – خصائص مياه الصرف الصحي Wastewater Characteristics
3.1 – مصادر مياه الصرف الصحي Wastewater sources
بشكل عام ، تتكون مياه الصرف الصحي البلدية من مياه الصرف الصحي المنزلية ، ومياه الصرف الصناعي ، ومياه الأمطار ، وتسرب المياه الجوفية التي تدخل شبكة الصرف الصحي البلدية. مياه الصرف الصحي المنزلية تتكون من تصريف المخلفات السائلة من المنازل والمنشآت والمباني التجارية.

مياه الصرف الصناعي هي النفايات السائلة التي يتم تصريفها بواسطة وحدات التصنيع ومصانع معالجة الأغذية.

في بعض المدن المتخلفة ، تتكون نسبة كبيرة من مياه الصرف الصحي البلدية من بعض أقسام المدينة من تصريف مياه الصرف الصناعي. على عكس بعض المدن المتقدمة حيث تكون الأنظمة منفصلة ، هنا ، تعمل شبكة الصرف الصحي البلدية أيضًا كمجاري لمياه الأمطار.

بسبب عيوب في نظام الصرف الصحي ، هناك تسرب للمياه الجوفية أيضًا ، مما يزيد من حجم المياه العادمة التي سيتم التخلص منها. (Covarrubias,et al.2012)
3.2 – خصائص تدفق المياه العادمة Characteristics of wastewater flow
بشكل عام ، تميل مياه الصرف المنزلية التي تدخل أنظمة الصرف الصحي البلدية إلى اتباع نمط نهاري. يكون هذا التدفق منخفضًا خلال ساعات الصباح الباكر وتحدث الذروة الأولى عمومًا في وقت متأخر من الصباح تليها الذروة الثانية في المساء بعد ساعة العشاء.

ومع ذلك ، من المرجح أن تختلف نسبة أحمال التدفق القصوى إلى متوسط ​​التدفق عكسياً مع حجم المجتمع وطول نظام الصرف الصحي.

يمكن أيضًا إنشاء تدفقات الذروة خلال المناسبات الاحتفالية ، وأوقات الطقوس الدينية ، وأثناء ساعات العمل ، والمواسم السياحية ، وفي المناطق ذات المجمعات الكبيرة وما إلى ذلك.

تدفقات مياه الصرف الصناعي ، تتبع عن كثب نمط معالجة الصناعات المحلية ، والتي تعتمد على العمليات المعنية وعدد المناوبات التي يتم تشغيلها واحتياجات الصناعة من المياه.

تكون الاختلافات عن الأنماط المحددة ضئيلة وتحدث أثناء تغييرات التحول أو الإيقاف. قد تحدث اختلافات في التدفق أيضًا بسبب معالجة المنتج الموسمية.

لذلك ، فإن التقلبات الموسمية في عمليات تصريف المياه العادمة الصناعية أكثر أهمية. في المدن التي تعتبر فيها مياه الصرف الصناعي مكونًا رئيسيًا من إجمالي تدفق مياه الصرف الصحي البلدية ، من المرجح أن تكون التقلبات في تصريف مياه الصرف الصناعي ذات أهمية كبيرة في إدارة دورة المياه. (Mekki, and Sayadi.2017)
3.3 – تكوين مياه الصرف الصحي Wastewater Composition
على الرغم من أن التركيب الفعلي لمياه الصرف الصحي قد يختلف من مجتمع إلى آخر ، فإن جميع مياه الصرف الصحي البلدية تحتوي على المجموعات العريضة التالية من المكونات :

• المواد العضوية • العناصر الغذائية (النيتروجين والفوسفور والبوتاسيوم) • المواد غير العضوية (المعادن المذابة) • المواد الكيميائية السامة. • مسببات الأمراض.
3.4 – المبادئ التوجيهية الميكروبيولوجية لإعادة استخدام مياه الصرف الصحي
Microbiological guidelines for wastewater reuse
تحتوي مياه الصرف الصحي على تركيزات عالية من مسببات الأمراض مثل الفيروسات والبكتيريا وبيض الديدان الطفيلية والبكتيريا القولونية البرازية. هذه العوامل الممرضة المفرزة لديها القدرة على التسبب في المرض إذا كانت موجودة في مضيف بشري بكميات كافية.

تشكل الديدان الخيطية المعوية أعلى مخاطر الإصابة بالعدوى بينما تشكل البكتيريا أقل خطر.

تمثل الفيروسات أقل خطورة. للحد من المخاطر المحتملة للعدوى ، عقد البنك الدولي ، ومنظمة الصحة العالمية ، والمركز المرجعي الدولي للتخلص من النفايات في إنجلبرغ ، سويسرا ، مجموعة من الخبراء تضم علماء الأوبئة وعلماء الاجتماع والصحة وقدم التوصيات وهي : .

الري المقيد: لا يوجد أكثر من بيضة نيماتودا معوية بشرية قابلة للحياة لكل لتر.

الري غير المقيد:

أعلى من المعايير ، مع ما لا يزيد عن ألف بكتيريا القولون البرازي لكل مائة مليلتر (Mark,et al.2010).
تشير الدلائل الحديثة إلى أن هذه المبادئ التوجيهية تستخدم فقط لحماية مستهلكي المحاصيل ولكن ليس بالضرورة للمزارعين وعمال المزارع وأسرهم .

في الوقت الحاضر ، ينقسم الباحثون بين مدرستين فكريتين حول مسألة المستوى المناسب من الديدان الخيطية والقولون البرازي في مياه الصرف الصحي التي ينبغي استخدامها للري. لا يمكن تبني فلسفة انعدام المخاطر من قبل العديد من البلدان ، وخاصة البلدان النامية ، التي لا تستطيع العثور على موارد مالية لأنظمة معالجة باهظة الثمن ، ولكنها تتطلب بشدة مياه الصرف الصحي للري. في ظل سيناريو انعدام المخاطر ، فإن الخيارات الوحيدة المتبقية لهذه البلدان ستكون إما عدم إعادة استخدام مياه الصرف الصحي أو إعادة استخدام مياه الصرف الصحي (غير القانونية) دون أي اعتبار للإرشادات الصارمة (Shahid,et al. 2017).

يعتبر التمييز بين المخاطر المحتملة والمخاطر الفعلية لتطور المرض مسألة أخرى في وضع المبادئ التوجيهية المناسبة. تعتمد المخاطر الصحية الفعلية على ثلاثة عوامل أخرى:
1 .وقت بقاء مسببات الأمراض في الماء أو التربة ، 2. الجرعة المعدية ، 3. مناعة المضيف.
لم تضع معظم الدول الأوروبية ، باستثناء ألمانيا وفرنسا ، أي مبادئ توجيهية لاستخدام المياه العادمة في الري. تقترح المبادئ التوجيهية للاتحاد الأوروبي ، عند صياغتها ، تغطية الزراعة وحماية التربة والمياه الجوفية ، وتعظيم الغلة ، والجوانب الصحية المتعلقة بحماية الصحة العامة.
3.5 – المبادئ التوجيهية الكيميائية لإعادة استخدام المياه العادمة
Chemical guidelines for wastewater reuse
مع وجود العديد من الدلائل الإرشادية التي تتناول جودة المياه لأغراض الري ، سادت الجوانب الميكروبيولوجية دائمًا ، نظرًا لعواقبها المباشرة على صحة الإنسان ، يلاحظ أنه تم تطوير القليل من معايير جودة مياه الري خصيصًا للري بمياه الصرف الصحي. (Oyeku, and Eludoyin.2010).
4 – الري بمياه الصرف الصحي (التاريخ ، الحاضر والسيناريو العالمي في البلدان ذات الدخل المنخفض والمرتفع)
Wastewater Irrigation (The History, the Present and Global Scenario ((in Low and High Income Countries))
4.1 – تاريخ الري بالمياه العادمة The history of irrigation with wastewater
للري بمياه الصرف تاريخ طويل يمتد لقرون. كانت تمارس من قبل حضارات ما قبل التاريخ (على سبيل المثال ، قدماء المصريين وبلاد ما بين النهرين ومينوا ومجتمعات وادي السند).

وفقًا للأدلة التاريخية الجوهرية ، من المحتمل أن يستخدم شعب مينوان القدامى الري بمياه الصرف للزراعة من 3500 قبل الميلاد.

كان الدافع وراء استخدامه هو نقص المياه وكان يستخدم لأول مرة في الري لضمان الفوائد الغذائية للمحاصيل.

زاد استخدامه من 2600 قبل الميلاد وفقًا للدراسات الأثرية.

يعود استخدام المياه العادمة في ري وتسميد المحاصيل وأشجار الفاكهة إلى 1700 قبل الميلاد في جزيرة كريت.

خلال العصور التاريخية ، ظهرت أحواض التجميع خارج المدن للري بمياه الصرف الصحي في العصور الهلنستية حوالي 500 قبل الميلاد جنوب شرق الأكروبوليس. في وقت لاحق ، تم استخدام مياه الصرف الصحي من قبل الرومان وتم تشكيل مزارع الري بمياه الصرف الصحي في وقت مبكر من عام 1531 في ألمانيا وفي عام 1650 في اسكتلندا مؤخرًا (العصر الحديث). منذ بداية القرن الماضي ، قبل إدخال تقنيات معالجة مياه الصرف الصحي ، تم التخلص من مياه الصرف الصحي في الحقول الزراعية لتجنب تلوث المسطحات المائية. كانت مياه الصرف الصحي المعالجة جزئيًا تستخدم بشكل شائع للري في باريس في القرن العشرين. في أستراليا ، استخدمت مزرعة كبيرة للري بمياه الصرف الصحي تأسست عام 1897 مياه الصرف لري ما يقرب من 10000 هكتار من الأراضي من خلال برك التثبيت.

في عام 1904 ، أنشأت مكسيكو سيتي أول منطقة ري كبيرة بمياه الصرف الصحي في وادي المكسيك الجاف لإزالة كميات كبيرة من مياه الصرف الصحي الخام من النظم الحضرية.
في السنوات الأخيرة ، شهدت إعادة استخدام المياه العادمة نموًا سريعًا للغاية. زادت أحجام إعادة استخدام مياه الصرف الصحي بنسبة تتراوح بين 10 و 29٪ سنويًا في أوروبا والولايات المتحدة والصين ، وما يصل إلى 41٪ في أستراليا. على مدى السنوات العشر إلى الخمس عشرة الماضية ، مع التطور السريع والقبول الواسع لتقنيات معالجة مياه الصرف الصحي ، توسعت استخدامات المياه المعالجة من الري إلى إعادة الاستخدام المباشر وغير المباشر لمياه الشرب في البلدان المتقدمة.

يجب إيلاء المزيد من الاهتمام لاستخدام المياه العادمة في الزراعة في البلدان النامية. يُعاد استخدام أكثر من 80٪ من مياه الصرف الصحي المعالجة للري الزراعي في إسرائيل. في ولاية كاليفورنيا ، وضعت الحكومة معايير مفصلة لجودة المياه لمياه الصرف الصحي المروية والتي تم تبنيها على نطاق واسع في جميع أنحاء العالم.

ومع ذلك ، تقدر مؤسسة تمويل تطوير البنية التحتية أن 73 ٪ من مياه الصرف الصحي في المناطق الحضرية في الهند لا تزال غير معالجة. في الصين ، على المستوى الوطني ، كان تطوير برامج إعادة استخدام المياه العادمة في المناطق الحضرية بطيئًا. وفقًا لمسح Bixio29 ، تم تحديد أكثر من 3300 منشأة لاستصلاح المياه على مستوى العالم ، مع أكثر من 2600 منشأة في اليابان والولايات المتحدة. وهذا يكشف عن فجوة كبيرة بين البلدان النامية والمتقدمة في هذا الصدد. مع استمرار النمو السكاني وزيادة الطلب على الحبوب ، تحتاج البلدان النامية إلى بذل المزيد من الجهد لسد هذه الفجوة (Fuhrimannet al.2016)..
4.2 – الري بمياه الصرف:

الوضع الراهن Irrigation with wastewater: the current situation
يلعب الري بالنفايات حاليًا دورًا مهمًا في إعادة استخدام المياه وقد تطور بشكل كبير وتنوع مع التنمية الاقتصادية والاجتماعية. تمثل المخططات الزراعية حوالي 45٪ من جميع مخططات إعادة استخدام المياه البلدية المحددة.

تمثل إعادة استخدام المياه العادمة المعالجة في الزراعة 70٪ من إجمالي استهلاك المياه الزراعية. تُستخدم مياه الصرف الصحي غير المعالجة أو المعالجة جزئيًا في أكثر من 20 مليون هكتار من الأراضي في جميع أنحاء العالم.

وفي الوقت نفسه ، واتفاقًا مع ممارسات استخدام المياه العادمة ، تم إنشاء المزيد من محطات معالجة مياه الصرف الصحي المجهزة بتقنيات متقدمة للري الزراعي وري المساحات الخضراء ، خاصة في المناطق القاحلة وشبه القاحلة.
يؤثر الري بمياه الصرف الصحي على المحاصيل بناءً على التركيب المائي والآليات الفسيولوجية للمحاصيل.

يؤدي الري بمياه الصرف الصحي غير المعالجة إلى تراكم المعادن الثقيلة في المحاصيل وتطوير منتجات زراعية منخفضة الجودة.

عندما يتم تبني ممارسات المناولة والإدارة المناسبة ، فإن الري بمياه الصرف يعزز نمو محاصيل البازلاء والملفوف والخس والبرسيم والطماطم.

يجب مراعاة المخاطر البيئية المرتبطة بالري بمياه الصرف الصحي.

يمكن أن يتسبب الري بمياه الصرف الصحي غير المعالجة في تكوين المعادن الثقيلة بسهولة فوق التربة.

تم تقدير المخاطر الكيميائية والميكروبية من خلال الدراسات الوبائية والتقييم الكمي. تحدد أنواع المواد الكيميائية والخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة امتصاصها الكيميائي بواسطة النباتات.

تعتمد جودة المياه العادمة المطلوبة على المستويات المختلفة لتعرض البشر (Zia,et al.2017).

يمكن لأساليب الري المناسبة أن تخفف بشكل فعال الآثار البيئية السلبية. اعتمادًا على طريقة الري المستخدمة ، يمكن أن يؤدي الري بالغمر إلى تلويث حقل بأكمله بشكل خطير. بالنسبة للري بالرش ، تفي المياه العادمة على الأقل بمعايير معالجة التطهير الثانوية لتقليل الهباء الجوي والمخاطر الصحية.

الري بالتنقيط هو الطريقة الأكثر ملاءمة للبيئة.

يمكن أن يخفف الري بالتنقيط تحت الأرض المخاطر البيئية ويمكن أن يقلل معدلات ترشيح النترات (حتى 70٪) .
4.3 – السيناريو العالمي الحالي The Current global scenario
في الوقت الحاضر ، في ظل ظروف ندرة المياه العذبة ، يكاد يكون إلزاميًا للمزارعين دراسة واستخدام أي مصدر للمياه ، خاصة في العديد من المناطق القاحلة وشبه القاحلة.

ومن ثم ، فإن ري المحاصيل بمياه الصرف الصحي يصبح خيارًا قابلاً للتطبيق ، مدفوعًا بعدم وجود بدائل قابلة للتطبيق.

يستخدم القطاع الزراعي جزءًا كبيرًا من إجمالي المياه البلدية المعاد استخدامها ، والتي تمثل ما يقرب من 70 ٪ من إجمالي استهلاك المياه الزراعية.

تم الإبلاغ عن مياه الصرف الصحي البلدية / الصناعية غير المعالجة أو المعالجة جزئيًا لري حوالي 20 مليون هكتار من المحاصيل في جميع أنحاء العالم.في الوقت الحاضر ، حظي استخدام المياه العادمة لري المحاصيل باهتمام كبير. مع التقدم السريع والتطور والقبول / التطبيق الواسع لتقنيات معالجة مياه الصرف الصحي ، ازداد استخدام مياه الصرف الصحي المعالجة في البلدان المتقدمة.

على الصعيد العالمي ، ازداد استخدام المياه العادمة لري المحاصيل بنسبة 10-29٪ سنويًا في أوروبا والولايات المتحدة والصين وبنسبة تصل إلى 41٪ في أستراليا.
تصل تصريفات مياه الصرف الصحي العالمية إلى 400 مليار متر مكعب / السنة ، مما يؤدي إلى تلويث 5500 مليار متر مكعب من المياه سنويًا. تختلف طبيعة وجودة المياه العادمة المستخدمة داخل البلدان وفيما بينها. تم الإبلاغ عن إعادة استخدام 15 مليون متر مكعب / يوم من المياه المعالجة من قبل ما يقرب من 44 دولة لأغراض الري. على الصعيد العالمي ، يمثل استخدام المياه العادمة غير المعالجة للزراعة الحضرية والحضرية حوالي 11٪ من إجمالي الأراضي الزراعية المروية.

تشير التقديرات إلى أن 10٪ من سكان العالم يستهلكون الغذاء المنتج من الري بمياه الصرف الصحي.
إن ممارسة ري المحاصيل بالمياه العادمة غير منظمة بشكل جيد في البلدان منخفضة الدخل ، كما أن القضايا البيئية والاقتصادية غير مفهومة جيدًا. تستخدم بعض البلدان الفقيرة مياه الصرف الصحي الخام للري ، على الرغم من أن استخدامها غير قانوني. في البلدان الأقل نمواً وذات الدخل المنخفض مثل آسيا وأمريكا اللاتينية وأفريقيا ، تُستخدم المياه العادمة للري دون أي معالجة. ومع ذلك ، من ناحية أخرى ، في البلدان ذات الدخل المتوسط ​​، يتم استخدام مياه الصرف الصحي بعد المعالجة.
يُمارس استخدام المياه العادمة لري المحاصيل في العديد من البلدان حول العالم. تقدر خمسون دولة أنها تستخدم مياه الصرف لري 20 مليون هكتار.

تحتل الصين المرتبة الأولى في العالم بناءً على إجمالي عدد سكانها وهي أيضًا الدولة الأولى في الترتيب من حيث حجم مياه الصرف الصحي المتولدة.

تم تصريف حوالي 68.5 مليار طن من مياه الصرف الصحي من المصادر البلدية والصناعية في عام 2012 ، وهو ما يعادل حجم التدفق السنوي للنهر الأصفر. تم الإبلاغ عن استخدام مياه الصرف الصحي المنتجة في الصين سنويًا لري مساحة تبلغ حوالي 1.33106 هكتار. على الرغم من أن الصين قد تبنت برامج إعادة استخدام مياه الصرف الصحي في المناطق الحضرية ، إلا أن تطويرها على المستوى الوطني بطيء. في الهند ، يتم إنتاج حوالي 38354 مليون لتر من مياه الصرف الصحي يوميًا في المدن الكبرى بينما تبلغ قدرة المعالجة 11.786 مليون لتر يوميًا فقط. في الهند ، يتم استخدام ما يقرب من 2600 مليون متر مكعب من مياه الصرف الصحي غير المعالجة لإنتاج المحاصيل.

تشير التقديرات إلى أن حوالي 73 ٪ من مياه الصرف الصحي الحضرية المتولدة في الهند لا تزال غير معالجة.

في المكسيك ، يتم ري حوالي 70.000 هكتار بمياه الصرف الصحي المعالجة ، بينما يتم ري حوالي 260.000 هكتار بمياه الصرف الصحي غير المعالجة.

يحدث الري غير الرسمي في غانا ، والذي يشمل مياه الصرف الصحي المخففة من الجداول والأنهار ، على مساحة تزيد عن 11500 هكتار من مساحة أكبر من النطاق المبلغ عنه للري الرسمي في البلاد.
على الصعيد العالمي ، يتم إنتاج حوالي 330 كيلومتر مكعب / سنة من مياه الصرف الصحي البلدية ، والتي يمكن نظريًا ري وتسميد ملايين الهكتارات من المحاصيل. ومع ذلك ، فإن مصير هذه المياه العادمة يختلف اختلافًا كبيرًا في البلدان المنخفضة الدخل والبلدان المرتفعة الدخل. في الوقت الحالي ، حصة مياه الصرف الصحي المعالجة المستخدمة لري المحاصيل منخفضة بشكل كبير ، حيث تتم معالجة حوالي 60٪ من إجمالي مياه الصرف الصحي البلدية المتولدة قبل إعادة استخدامها (Huong,et al 2010).
أنشأت البلدان ذات الدخل المرتفع مرافق معالجة مياه الصرف الصحي. على مستوى العالم ، تم تحديد أكثر من 80 ٪ من مرافق معالجة مياه الصرف الصحي في البلدان المتقدمة مثل الولايات المتحدة الأمريكية واليابان وأوروبا.

على سبيل المثال ، تمتلك فرنسا أكثر من 17000 محطة لمعالجة مياه الصرف الصحي و 15000 محطة لمعالجة المياه. يبلغ طول شبكة الصرف الصحي في فرنسا حوالي 800000 كم. يوجد في الصين 3272 محطة لمعالجة مياه الصرف الصحي في المناطق الحضرية ، يمكنها معالجة حوالي 140 مليون متر مكعب من مياه الصرف الصحي يوميًا. كان لدى الولايات المتحدة 15،591 منشأة معالجة في عام 2000. وفي كاليفورنيا ، يتم استخدام أكثر من 75٪ من مياه الصرف الصحي المعالجة لري المحاصيل (Scott,et al.2010).
البلدان منخفضة الدخل لديها مرافق معالجة مياه الصرف الصحي منخفضة للغاية أو محدودة.

على سبيل المثال ، في شرق الهند ، لا توجد محطات معالجة مياه الصرف الصحي ولا تعمل بشكل كافٍ. في البلدان منخفضة الدخل ، تُستخدم المياه العادمة من المصادر الصناعية والبلدية لري المحاصيل مباشرة ، مع القليل من التخفيف أو التخفيف. في الوقت الحالي ، تتم معالجة جزء صغير فقط من النفايات وحصة مياه الصرف الصحي المعالجة المستخدمة لري المحاصيل منخفضة بشكل كبير ، حيث تتم معالجة حوالي 60 ٪ من إجمالي مياه الصرف الصحي البلدية المتولدة قبل إعادة استخدامها.علاوة على ذلك ، فإن العوامل الاقتصادية والاجتماعية ، فضلاً عن الافتقار إلى الوعي والمعرفة بالمخاطر البيئية والصحية بين شعوب البلدان النامية ، تعرقل أيضًا تكييف وتنفيذ هذه الممارسات الصديقة للبيئة. على الرغم من التحسن الملحوظ في البحوث الموجهة نحو حل المشكلات في العقد الماضي ، إلا أن هناك عدة خطوات أساسية مطلوبة للتنفيذ السليم للممارسات الصديقة للبيئة في البلدان النامية. يمكن أن يلعب دور معاهد / جامعات البحث ووكالات التمويل والمنظمات الحكومية دورًا رئيسيًا في هذا الصدد. يعتبر الفقر أيضًا عاملاً مهمًا وراء استخدام المياه العادمة لري المحاصيل ، خاصة في البلدان الأقل تقدمًا. يفضل المزارعون أصحاب الأراضي الزراعية الصغيرة استخدام مياه الصرف الصحي للري بالرغم من توافر المياه العذبة. ويرجع ذلك إلى انخفاض تكلفة إنتاج المحاصيل. في بعض البلدان النامية ، يعد الوعي العام المحدود ، وقلة التنمية التجارية لإعادة تدوير / إعادة استخدام مياه الصرف الصحي ، والتكوين الاجتماعي بعضًا من التحديات الرئيسية الأخرى التي تواجه في مجال استخدام مياه الصرف الصحي للقطاع الزراعي. يمكن أن تكون الندوات حول إعادة تدوير / إعادة استخدام مياه الصرف الصحي وآليات التشغيل التجارية والدعم المالي من الحكومة فعالة للغاية في التخفيف من المشكلات البيئية والصحية المتعلقة باستخدام مياه الصرف الصحي في القطاع الزراعي (Scott,et al.2010).
تظهر الحقائق المذكورة أعلاه بوضوح فجوة مقلقة في الممارسات الصديقة للبيئة والنهج المستدامة بيئيًا لمعالجة المياه بين البلدان المتقدمة والنامية ، لا سيما في المناطق المكتظة بالسكان. على المستوى العالمي ، هناك حاجة إلى بذل المزيد من الجهد لتقليص هذه الفجوة.

في هذا الصدد ، فإن دور المنظمات البيئية والصحية العاملة على المستويين الوطني والدولي مهم للغاية.
5 – الآثار المحتملة للري بالمياه العادمة على:
The potential effects of irrigation with wastewater on
5.1 – المحاصيل Crops
إن استخدام المياه العادمة لري المحاصيل في القطاع الزراعي يمكن أن يكون له آثار سلبية وإيجابية على جودة التربة / إنتاجيتها ، وإنتاج المحاصيل ، وصحة الإنسان.

قد تحتوي مياه الصرف الصحي على مسببات الأمراض غير المرغوب فيها والمكونات الكيميائية التي تشكل مخاطر صحية وبيئية.

ترجع الآثار السلبية لري المحاصيل بالمياه العادمة بشكل رئيسي إلى وجود إجمالي المواد الصلبة العالقة والمذابة ، والمحتويات العالية من العناصر الغذائية ، و العناصر السامة المحتملة .

PTEs potential toxic elements قد تحتوي مياه الصرف الصحي على تركيزات عالية من الأملاح التي يمكن أن تؤثر على جودة التربة وإنتاجيتها من خلال التراكم في منطقة الجذور.

يمكن أن يؤدي الاستخدام المطول لمياه الصرف المالحة والغنية بالصوديوم إلى تدهور بنية التربة والتأثير على إنتاجية التربة. تم التأكد عن تملح التربة بسبب الري بمياه الصرف على نطاق واسع خلال السنوات الأخيرة.

يرجع التأثير الرئيسي للمياه العادمة على إنتاجية المحاصيل إلى وجود المعادن الثقيلة ، والتي من المعروف أنها تؤثر سلبًا على إنتاجية المحاصيل (Alghobar,et al.2016).
بشكل عام ، تُستخدم المياه العادمة (المعالجة وغير المعالجة) على نطاق واسع في الزراعة لأنها مصدر غني بالمغذيات وتوفر كل الرطوبة اللازمة لنمو المحاصيل. تعطي معظم المحاصيل غلات أعلى عند الري بمياه الصرف الصحي ؛ تقليل الحاجة إلى الأسمدة الكيماوية ، مما يؤدي إلى توفير صافي التكاليف للمزارعين. إذا تجاوز إجمالي النيتروجين الذي يتم تسليمه إلى المحصول عن طريق الري بمياه الصرف جرعة النيتروجين الموصى بها لتحقيق غلات مثالية ، فقد يحفز النمو الخضري ، ولكنه يؤخر النضج ، وفي الظروف القاسية ، يتسبب في خسائر في المحصول. حاول علماء المحاصيل تحديد آثار مياه الصرف الصحي المعالجة وغير المعالجة على عدد من السمات ومعايير الإنتاج في ظل سيناريوهات زراعية مختلفة. تشير نظرة عامة على هذه الدراسات إلى أنه يمكن استخدام المياه العادمة المعالجة لإنتاج محاصيل ذات جودة أفضل مع غلات أعلى (Qureshi,et al.2016).
يطرح استخدام مياه الصرف الصحي البلدية غير المعالجة ، كما هو الحال في العديد من البلدان ، مجموعة كاملة من المشاكل المختلفة. ومع ذلك ، فإن التركيز العالي للمغذيات النباتية يصبح حافزًا للمزارعين لاستخدام المياه العادمة غير المعالجة لأنها تقلل من تكاليف الأسمدة ، بما في ذلك تلك المزروعة في المناطق الحضرية الزراعة ، تحتاج إلى كميات محددة من NPK لتحقيق أقصى قدر من الغلة. بمجرد تجاوز المستوى الموصى به من NPK ، قد يتأثر نمو المحاصيل والمحصول سلبًا (Abaidoo,et al.2010).

يجب أيضًا مراعاة تكوين مياه الصرف الصحي البلدية.

إن غلبة النفايات الصناعية تجلب الملوثات الكيميائية ، والتي قد تكون سامة للنباتات بتركيزات أعلى.

قد تدخل بعض العناصر في السلسلة الغذائية ، لكن معظم الدراسات تشير إلى أن هذه الملوثات موجودة بتركيزات مسموح بها للاستهلاك البشري.

من ناحية أخرى ، فإن انتشار مياه الصرف المنزلية قد يؤدي إلى مستويات عالية من الملوحة مما قد يؤثر على إنتاجية المحاصيل الحساسة للملح.
قد تختلف الآثار الاقتصادية للمياه العادمة على المحاصيل اعتمادًا على درجة المعالجة وطبيعة المحاصيل.

من وجهة نظر اقتصادية ، قد يوفر الري بالمياه العادمة للمحاصيل في ظل ممارسات إدارة زراعية ومياه مناسبة الفوائد التالية: (1) غلات أعلى ، (2) مياه إضافية للري ، و (3) قيمة الأسمدة المحفوظة.

بدلاً من ذلك ، إذا أدت المغذيات النباتية التي يتم توصيلها من خلال الري بمياه الصرف الصحي إلى زيادة المغذيات في الإمداد ، فقد تتأثر الغلة سلبًا (Molinos Senante et al 2010).قد تحمل مياه الصرف أيضًا الفيروسات والبكتيريا والديدان الخيطية والأوليات ، والتي يمكن أن تسبب أمراضًا مختلفة. قد يؤثر استخدام المياه العادمة أيضًا على الخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة ، مما يؤدي بدوره إلى تعديل جودة التربة وخصوبتها.
5.1.1 – تركيز العناصر السامة في التربة The concentration of potentially toxic elements in the soil
يؤدي الري بمياه الصرف الصحي إلى تراكم PTE في التربة. في بعض البلدان ، تحتوي المياه الجوفية على تركيزات عالية من PTEs.

وهذا يؤدي أيضًا إلى ارتفاع مستويات هذه العناصر في مياه الصرف الصحي. تعتبر مياه الصرف الصحي مصدرًا محتملاً لـ PTEs مثل Cd و Cu و Ni و Cr و Pb و Zn في التربة والنباتات والمغذيات. تتمتع هذه العناصر القابلة للتحلل بدرجة عالية من التحمل البيئي بسبب طبيعتها غير القابلة للتحلل وتتراكم بسهولة في التربة إلى مستويات سامة.

أن الري بمياه الصرف يتسبب في تراكم غير متناسب من PTEs في التربة. تم العثور على علاقة خطية لفترة الري بمياه الصرف الصحي مع تراكم PTEs في التربة (Galal,et al.2015) .
أكدت العديد من الدراسات حول العالم مخاطر تراكم PTE في التربة السطحية المروية بمياه الصرف.

تختلف مستويات PTEs في مياه الصرف الصحي بين المناطق وتعتمد على الحجم وتكوين المصدر ومعالجة مياه الصرف الصحي (De Oliveira et al. 2016).
أبلغت العديد من الدراسات السابقة من كل من البلدان النامية والمتقدمة عن تراكمات من PTE في التربة نتيجة لاستخدام مياه الصرف الصحي.

مقارنة بالتربة المروية بالمياه الجوفية ، تم الإبلاغ عن ارتفاع محتوى PTE في التربة في مناطق مختلفة حول العالم مثل Fe و Cr و Co و Mn و Ni و Cu و Zn و Pb في مكسيكو سيتي ؛ Cr ، Pb ، Ni ، Zn في الصين ؛ الكادميوم والنحاس والزنك والرصاص والكروم والمنغنيز والنيكل في مناطق ضواحي فاراناسي ، الهند ،والكادميوم والكروم والنحاس والرصاص والزنك في محطة بني مالك لمعالجة مياه الصرف الصحي في جدة ، المملكة العربية السعودية ؛ الكادميوم والنحاس والكروم والنيكل والرصاص والزنك في باكستان ؛ الكادميوم والنيكل والكروم والزنك والنحاس والرصاص في هانوي ، فيتنام ؛ Zn و Cu و Mn و Cd و Pb و Ni و Fe و Cr في هراري ؛ و Cd و Cu و Pb و Zn بالقرب من نهر Nhue في فيتنام. أبلغت العديد من الدراسات الأخرى أيضًا عن تراكم PTE في التربة في مناطق مختلفة حول العالم (Singh, et al.2010).
على الرغم من أن مستويات PTEs منخفضة في معظم مياه الصرف الصحي ، إلا أن المستويات العالية من PTEs قد تتراكم في التربة بسبب الري المستمر والطويل الأجل للتربة بمياه الصرف الصحي غير المعالجة. أدى الاستخدام طويل الأمد لمياه الصرف الصحي غير المعالجة والمعالجة إلى زيادات كبيرة في PTEs في التربة ، فضلاً عن تسرب المياه الجوفية من خلال مدافن النفايات.

وجدت العديد من الدراسات التي أجريت في دول جنوب شرق آسيا مثل الهند والصين وباكستان ، حيث يتم استخدام مياه الصرف الصناعي مع مياه الصرف الصحي (غير المعالجة أو المخففة) على نطاق واسع للري ، أن الكادميوم ، يليه الرصاص ، كانت المعادن الرئيسية التي تشكل خطرًا على صحة الإنسان (Woldetsadik,et al.2017).في المناطق شبه الحضرية في باكستان ، غالبًا ما تُروى الخضروات والمحاصيل بمياه الصرف الصحي دون أي معالجة أولية بسبب نقص المياه العذبة.

في أجزاء مختلفة من لاهور ، باكستان ، أدى الاستخدام المستمر لمياه الصرف الصحي للري في المناطق الزراعية إلى تراكم معادن شديدة السمية مقارنة بالتربة المروية بالمياه الجوفية.

كان تركيز الرصاص في التربة المروية بمياه الصرف أعلى بأربع مرات من تركيز الرصاص في التربة المروية بمياه الآبار الأنبوبية (Cirelli,et al. 2012).
بشكل عام ، يرفع الري بمياه الصرف الصحي إجمالي تركيزات PTE المتاحة في التربة. تتراكم المعادن الثقيلة التي يتم إدخالها إلى التربة عن طريق الري بمياه الصرف بشكل أساسي في الطبقة السطحية وتكون عمومًا أكثر قدرة على الحركة وتوفر بيولوجيًا من تلك المنبعثة من الصخور الأم. لذلك ، فإن إضافة PTE إلى التربة عن طريق استخدام مياه الصرف الصحي قد يشكل تهديدات لتلوث النبات أكثر من المصادر الطبيعية لتلوث PTE. تؤثر الخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة (التوصيل الكهربائي ، ودرجة الحموضة ، ومعادن التربة ، وقدرة التبادل الكاتيوني ، والظروف البيولوجية والميكروبية) ووجود روابط عضوية وغير عضوية في التربة بشكل كبير على الجزء المتحرك والمتاح بيولوجيًا من PTEs في التربة (Singh, et al.2010) .
5.1.2 – تراكم العناصر السامة في النباتات The accumulation of toxic elements in plants
التربة هي المسار المباشر لتلوث النبات بواسطة PTEs عن طريق امتصاص الجذور. تستهلك الخضروات والمحاصيل المروية بمياه الصرف تركيزات عالية من PTEs والتي قد تشكل مخاطر صحية للمستخدمين. أظهرت العديد من الدراسات أن النباتات المروية بمياه الصرف قد تمتص وتتراكم PTEs بتركيزات أكبر من الحدود القصوى المسموح بها (MPLs) مع تداعيات خطيرة على الصحة العامة.

أفادت العديد من الدراسات السابقة أيضًا عن ارتفاع (أعلى من الحد السمي) لتراكم PTEs في أجزاء مختلفة من المحاصيل / الخضروات الصالحة للأكل في جميع أنحاء العالم. الري بمياه الصرف الصحي زاد محتوى النحاس والحديد والمنجنيز والزنك والرصاص والكادميوم والنيكل من نباتات الكرنب الأحمر والقرنبيط. وبالمثل ، كان مستوى الكروم والرصاص والنيكل والكادميوم في الأجزاء الصالحة للأكل من البامية أعلى من الحد الآمن ، بمستويات 63٪ ، 28٪ ، 90٪ ، 83٪ في العينات على التوالي. تم الإبلاغ عن تركيزات عالية من Cr و Cd و Co و Pb و Cu و Zn و Ni في أعشاب السبانخ والملفوف والفجل والأعلاف عند نموها في التربة المعدلة بحمأة الصرف الصحي (Christou,et al.2014) .
يعتمد نقل التربة والنباتات PTEs بعد الري بمياه الصرف على عدة عوامل تتعلق بالتربة والغطاء النباتي ومياه الصرف. قد توجد المعادن الثقيلة في التربة بأشكال مختلفة مثل أيونات معدنية حرة أو مركبات ذات مكونات عضوية أو غير عضوية مختلفة.. بشكل عام ، تتراكم PTEs المضافة إلى التربة عن طريق استخدام مياه الصرف الصحي بشكل أساسي في التربة السطحية وعادة ما تكون أكثر قابلية للتنقل والتوافر البيولوجي.في الواقع ، تتحكم الخصائص الفيزيائية والكيميائية المختلفة للتربة في مصير وسلوك PTEs في التربة بعد إدخالها عبر مياه الصرف الصحي (Alghobar,et al.2016) . وتتمتع الأنواع النباتية بقدرة متنوعة على تجميع وإزالة PTEs من التربة .
بعد امتصاص المعادن ، تختلف أيضًا مركبات PTE في أجزاء مختلفة من النبات (الجذر مقابل الساق أو الصالحة للأكل مقابل غير الصالحة للأكل) حسب نوع النبات والمعدن. بشكل عام ، يتم تخزين غالبية المعادن الممتصة في جذر النبات (> 90٪) ، مع نقل جزء صغير إلى جذع النبات.

يعود سبب عزل PTEs في جذور النبات إلى الطبقة الداخلية أو التجميد بواسطة البكتين سالب الشحنة داخل جدار الخلية.

يلعب امتصاص وتراكم المعادن الثقيلة في أجزاء النبات المختلفة دورًا مهمًا في آثارها الصحية. اعتمادًا على نوع الجزء الصالح للأكل من الخضار ، يمكن أن يكون تراكم المعادن في الجذور والبراعم مفيدًا أو سامًا. على سبيل المثال ، بالنسبة للخضروات الورقية ، فإن تراكم المعادن في الجذور مفيد للخضروات الدرنية ؛ مطلوب إزاحة عالية للبراعم. تختلف درجة التلوث المعدني أيضًا باختلاف نوع ووجود الجزء الصالح للأكل من النبات فوق أو تحت الأرض. بشكل عام ، يكون خطر تلوث PTE أعلى بالنسبة للخضروات التي تحتوي على أجزاء نباتية مستهلكة تحت الأرض مقارنة بتلك الموجودة فوق سطح الأرض (Chopra, et al.2015) . داخل النباتات يتم التحكم عمومًا في تقسيم PTEs إلى أجزاء نباتية مختلفة بواسطة بروتينات ناقلة مختلفة. كشفت التطورات الحديثة في البحث على المستوى الخلوي والجيني عن العديد من البروتينات الحاملة المسؤولة عن إزاحة الجذر في PTEs. تشتمل بروتينات النقل هذه على HMA ATPase للمعادن الثقيلة) ، و IRTP) بروتينات ناقلة منظمة بالحديد) ، و ZIP )بروتينات ناقلة منظمة بالزنك) ، و CDF (ميسر انتشار الكاتيون) ، و Nramp (بروتين المقاومة الطبيعية والبروتين الضامة). إن التعبير عن هذه البروتينات الحاملة للمعادن خاص بالخلية والمعادن وقد يلعب أدوارًا مختلفة في أنواع نباتية مختلفة(Ma, et al .2015) .
التركيز المفرط لـ PTEs في أنسجة النبات قادر على إحداث تأثيرات سامة فيزيولوجية وصرفية وكيميائية حيوية. تسبب المعادن الثقيلة سمية النبات عن طريق تعطيل امتصاص المواد الغذائية والمياه ونقلها ، وتغيير استقلاب النيتروجين ، وتعطيل نشاط ATPase ، وتقليل التمثيل الضوئي ، والتدخل في نمو النبات ، وتعطيل آلية التمثيل الضوئي في البلاستيدات الخضراء. قد تسبب المعادن الثقيلة أيضًا أعراضًا غير مرئية لإصابة النبات مثل تحمير الجذور والنخر والكلور ودحرجة الأوراق.

على المستوى الخلوي ، يمكن أن يؤدي التعرض المفرط لـ PTE إلى زيادة إنتاج أنواع الأكسجين التفاعلية (ROS) ، ودورات الخلايا المتغيرة ، والانقسام والانحرافات الصبغية.

تم أيضًا الإبلاغ عن المعادن الثقيلة التي تسبب أكسدة البروتين ، وبيروكسيد الدهون ، والسمية الجينية (Alghobar,et al.2016).
5.2 – موارد التربة Soil resources
يرجع تأثير المياه العادمة على التربة الزراعية بشكل أساسي إلى وجود محتويات عالية من العناصر الغذائية (النيتروجين والفوسفور) ، وارتفاع إجمالي المواد الصلبة الذائبة ومكونات أخرى مثل المعادن الثقيلة ، والتي تضاف إلى التربة بمرور الوقت. يمكن أن تحتوي مياه الصرف الصحي أيضًا على أملاح قد تتراكم في منطقة الجذر مع آثار ضارة محتملة على صحة التربة وغلات المحاصيل. قد يؤدي ترشيح هذه الأملاح تحت منطقة الجذور إلى تلوث التربة والمياه الجوفية ، كما أن الاستخدام المطول لمياه الصرف المالحة والغنية بالصوديوم يمثل خطرًا محتملاً على التربة لأنه قد يؤدي إلى تآكل بنية التربة ويؤثر على الإنتاجية. قد يؤدي هذا إلى أن يصبح استخدام الأراضي غير مستدام على المدى الطويل. يمكن حل مشكلة ملوحة التربة والصوديوم عن طريق إدخال تعديلات طبيعية أو اصطناعية على التربة. ومع ذلك ، فإن إجراءات استصلاح التربة مكلفة ، مما يزيد من القيود الاقتصادية مما يؤدي إلى خسائر في إنتاجية المحاصيل.

علاوة على ذلك ، قد لا يكون من الممكن إعادة التربة إلى مستوى إنتاجيتها الأصلي ، مع تعديلات التربة هذه. ومن ثم ، قد يكون للري بمياه الصرف آثار اقتصادية طويلة المدى على التربة ، والتي بدورها قد تؤثر على أسعار السوق وقيم الأراضي (Abaidoo, et al.2010).الملوحة من مياه الصرف قد تقلل من غلة المحاصيل بسبب تثبيط النمو العام ، في مرحلة ما قبل الشتلات ، بسبب عدم التوازن الغذائي ، وقمع النمو بسبب الأيونات السامة. قد يؤدي التأثير الصافي على النمو إلى انخفاض غلة المحاصيل واحتمال فقدان الدخل للمزارعين. الري بمياه الصرف قد ينقل المعادن الثقيلة إلى التربة وقد يلوث المحاصيل ويؤثر على النباتات والحيوانات في التربة. قد تتراكم بعض هذه المعادن الثقيلة في التربة بينما يمكن إعادة توزيع البعض الآخر ، على سبيل المثال ، Cd و Cu ، بواسطة حيوانات التربة مثل ديدان الأرض.

تشير الدراسات في المكسيك ، حيث تم استخدام مياه الصرف الصحي الممزوجة بمياه الأنهار لري المحاصيل لعقود من الزمن ، إلى أن الري بالمياه الملوثة قد يمثل ما يصل إلى 31 في المائة من تراكم المعادن على سطح التربة ويؤدي إلى امتصاص البرسيم للمعادن الثقيلة.

ومع ذلك ، فإن تركيزات المعادن الثقيلة في البرسيم لا تشكل أي خطر على صحة الحيوان أو الإنسان.يمكن للمعادن الثقيلة التي يتم تطبيقها من خلال استخدام مياه الصرف أن تضر بالنباتات الحساسة مع احتمال خسارة إنتاجية التربة على المدى الطويل ، إذا كانت متوفرة بكميات كافية. بشكل عام ، يعتبر تراكم المعادن الثقيلة ونقلها مصدر قلق في استخدام حمأة الصرف الصحي أكثر من الري بمياه الصرف الصحي ، لأن الحمأة التي تتشكل أثناء عملية المعالجة تتكون من تركيزات معظم المعادن الثقيلة. قد يعتمد تأثير الري بمياه الصرف على التربة على عدد من العوامل مثل خصائص التربة وخصائص النبات ومصادر المياه العادمة. من المرجح أن يختلف تأثير المياه العادمة من المصادر الصناعية والتجارية والمحلية ومصادر الألبان على نطاق واسع (Galal, et al.2015).
5.2.1 – الخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة The physical and chemical properties of the soil
يؤدي استخدام المياه العادمة إلى تغيير بعض الخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة المروية.

أظهرت العديد من الدراسات السابقة أن استخدام المياه العادمة يغير بشكل كبير الخصائص الفيزيائية والكيميائية والبيولوجية للتربة ، والتي بدورها يمكن أن تغير السلوك البيوجيوكيميائي (التنقل والتوافر البيولوجي) للمعادن والمغذيات الأخرى. لذلك ، يمكن أن يكون للتباين في خصائص التربة نتيجة لاستخدام المياه العادمة تأثير كبير (إيجابي وسلبي) على جودة التربة وإنتاجية المحاصيل (Abaidoo, et al.2010).
5.2.1.1 – درجة الحموضة في التربة Soil pH
يعتبر الرقم الهيدروجيني للتربة هو المتغير الرئيسي الذي يتحكم في تقسيم المعادن بين مراحل التربة الصلبة والمحلول. يؤثر الرقم الهيدروجيني للتربة على امتصاص / امتصاص PTEs في التربة ، وبالتالي سلوكها البيوجيوكيميائي في نظام نبات / التربة. هناك علاقة سلبية بين درجة الحموضة في التربة والتوافر البيولوجي للنبات للعديد من. PTEs تنمو معظم الخضروات في أفضل حالاتها في التربة التي تتراوح درجة حموضتها بين 6.0 و 7.5 بسبب زيادة توافر معظم العناصر الغذائية.

هناك تباين معقد فيما يتعلق بتأثير الري بمياه الصرف على درجة حموضة التربة. مياه الصرف الصحي هي مصدر للمواد الحمضية ، والري بمياه الصرف يقلل من درجة الحموضة في التربة بسبب تحلل المواد العضوية وتكوين الأحماض العضوية في التربة. في معظم الدراسات ، زاد الرقم الهيدروجيني للتربة بشكل ملحوظ بعد الري طويل الأمد بمياه الصرف من مصادر مختلفة.

ومع ذلك ، في بعض الدراسات ، لم يتأثر الرقم الهيدروجيني للتربة عن طريق الري بمياه الصرف على المدى الطويل ، بينما أبلغ البعض الآخر عن انخفاض الرقم الهيدروجيني للتربة ، وقد تكون الزيادة في الرقم الهيدروجيني للتربة بسبب استخدام مياه الصرف الصحي بسبب محتوى الكبريتات في مياه الصرف الصحي. بشكل عام ، يعتمد تأثير الري بمياه الصرف على درجة حموضة التربة على الرقم الهيدروجيني لمصدر المياه العادمة وسعة تخزين الأس الهيدروجيني للتربة.

بشكل عام ، قد يؤثر التغيير في توازن التفاعلات الديناميكية المعقدة التي تحدث في وقت واحد في التربة على الرقم الهيدروجيني للتربة بعد استخدام المياه العادمة (Thompson, et al .2011) . لذلك ، فإن التأثير الكلي لاستخدام المياه العادمة على الرقم الهيدروجيني للتربة يعتمد على درجة الحموضة الأولية للتربة بالإضافة إلى نسبة الكاتيون / الأنيون وكيمياء المياه العادمة.
5.2.1.2 – التربة العضوية Soil Organic Matter
تعتبر المادة العضوية في التربة (SOM) ثاني أهم عامل في تحديد جودة التربة بعد الرقم الهيدروجيني.

تحكم SOM السلوك البيوجيوكيميائي (التنقل / التوافر البيولوجي) للمعادن والمغذيات في نظام نباتات التربة. تعتمد العمليات التي تتحكم في سلوك المعدن في التربة بشكل أساسي على طبيعة / نوع المادة العضوية.

يمكن لـ SOM امتصاص المعادن من الوسط المائي. لذلك ، يمكن لـ SOM زيادة أو نقصان بشكل كبير في حركة PTEs في التربة وتوافرها للنباتات.

تعمل المادة العضوية (OM) أيضًا على تجفيف العناصر الغذائية الأساسية المهمة لنمو النبات.

محتوى SOM مهم أيضًا للتحكم في النشاط الميكروبي في التربة. تعمل مدخلات OM الكبيرة على تعزيز نمو الميكروبات وتسد مسام التربة مما يؤدي إلى تقليل تسلل التربة وتفضل النمو الميكروبيولوجي اللاهوائي بسبب مشاكل التهوية في التربة (Urbano,et al.2017) .

سيؤدي استخدام مياه الصرف الصحي إلى زيادة محتويات OM في التربة وهو تأثير مفيد للتربة. تعمل إضافة المواد العضوية إلى التربة من خلال استخدام مياه الصرف الصحي على تحسين بنية التربة ، وزيادة قدرة التبادل الكاتيوني التي تحتوي على الرطوبة ، وتساعد على الاحتفاظ بالمعادن ، وتقلل من توافرها الحيوي ، وتنقلها ، وتضيف إليها العناصر الغذائية (Mehmood,et al.2017) .

ومع ذلك ، يمكن أن يكون لتركيزات المواد العضوية المرتفعة من خلال استخدام مياه الصرف تأثير سلبي على مسامية التربة وخلق ظروف لاهوائية في منطقة الجذر. إن وجود تركيز أعلى من OM يصل إلى المياه السطحية ، وقد يتسبب ذلك في استنفاد الأكسجين المذاب في الماء ، مما يؤدي إلى ظروف نقص الأكسجة وبالتالي زيادة معدل وفيات الأنواع المائية.

أدى الاستخدام المستمر لمياه الصرف في الري إلى تغيير كبير في تسرب المياه إلى التربة بسبب انسداد فتحات نقل المياه بواسطة المادة العضوية.

سيكون لانخفاض كفاءة استخدام مياه التربة وتقليل احتباس الماء ، فضلاً عن زيادة الجريان السطحي وتغيير تسرب المياه ، تأثيرات كبيرة على استخدام مياه المحاصيل وتوازن مياه التربة.
5.2.1.3 – كاتيونات التربة وأنيونات التربة Soil Cations and Anions
تتكون مياه الري من مكونات غير عضوية. في المقام الأول ، المغذيات والأملاح الذائبة ، ومع ذلك ، فإن هذه الأملاح تختلف بشكل كبير في التركيب والتركيز. المكونات الرئيسية للأملاح الذائبة هي الكاتيونات التي تشمل المغنيسيوم (Mg2 +) والصوديوم (Na +) والكالسيوم (Ca2 +) والأنيونات التي تشمل الكبريتات (SO42) والبيكربونات (HCO3) والكلوريد (Cl). يضيف ري التربة بالمياه العادمة بشكل عام كميات كبيرة من الكاتيونات وأملاحها مثل الكبريتات والفوسفات والبيكربونات والكلوريدات.

من المعروف أن استخدام المياه العادمة يعدل من تركيز الكاتيون في التربة ، مما يؤثر بدوره على توازن المعادن / المغذيات بين التربة الصلبة والمائية.

ومع ذلك ، فإن التأثير يعتمد على تركيز هذه الكاتيونات في مياه الصرف الصحي المطبقة. علاوة على ذلك ، فإن تركيز هذه الكاتيونات في التربة يختلف أيضًا حسب نوع الخضار المزروعة لأن امتصاص العناصر الغذائية وتراكمها يختلف باختلاف نوع الخضار. أن الخضار مصدر غني بالمواد المغذية وقادرة على امتصاص الكاتيونات (Na ، K ، Ca ، Ba) بكميات كبيرة مقارنة بالمحاصيل والنباتات. أبلغت عن زيادة تركيزات الكالسيوم والبوتاسيوم والمغنيسيوم في التربة والخضروات بسبب استخدام مياه الصرف الصحي للري (Abdoulkader, et al.2015) .

يوفر استخدام مياه الصرف الصحي محتويات N و P و K أكثر من 4 و 8 و 10 أضعاف مما تحتاجه نباتات العلف. قيم محتوى النيتروجين الكلي أعلى عدة مرات في التربة المروية بمياه الصرف.

أدى استخدام المياه العادمة طويلة الأجل من مصنع النبيذ في المراعي إلى زيادة توافر محتويات البوتاسيوم وإمكانية ترشيح المياه الجوفية ومصادر المياه الأخرى.

على الرغم من أن تأثيرات محتوى K-ion العالي المطبق على التربة لم يتم دراستها على نطاق واسع ، إلا أن تطبيقها على المدى الطويل يمكن أن يتسبب في تغيير الخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة. يؤدي التركيز الزائد لـ Na إلى إتلاف بنية التربة ويقلل بشكل كبير من قدرة التربة على نقل المياه.

يؤدي استخدام المياه العادمة إلى زيادة تركيز الكلور في التربة ، والذي يتجاوز قدرة المحصول على التحمل وتظهر أعراض العدوى. بشكل عام ، تعتمد قيمة المياه العادمة كمصدر لمغذيات المحاصيل على مستوى خصوبة التربة ونوع وأنواع المحصول المزروع وتركيزات المغذيات في مياه الصرف.

تقترب كفاءة استخدام المغذيات لمياه الصرف من 100٪.

وذلك لأن المغذيات في مياه الصرف توجد عادة في شكل مذاب وبالتالي فهي متاحة بسهولة لامتصاص النبات.

علاوة على ذلك ، فإن الإمداد بالمغذيات المستحثة بمياه الصرف يتناسب مع طلب المحاصيل لأن المغذيات يتم توفيرها في رقع مع كل ري ، مقارنة بالأسمدة الاصطناعية التي تستخدم عادة للمحاصيل في قسمين إلى ثلاثة أقسام (Urbano, et al.2017) .
تم استخدام مياه الصرف الصحي لتوفير ما يصل إلى 94٪ و 45٪ من الأسمدة المطلوبة ، على التوالي ، للبرسيم والقمح.

يذكر أن مياه الصرف بمتوسط ​​تركيز 35 ملجم / لتر من النيتروجين ، و 10 ملجم / لتر من الفوسفور ، و 30 ملجم / لتر من البوتاسيوم ، تلبي إلى حد كبير متطلبات معظم الخضروات والمحاصيل. عادة ، يستفيد المزارعون ليس فقط من حيث توفير الأسمدة ولكن أيضًا من حيث تحسين خصوبة التربة. وهذا أيضًا له فائدة إضافية للمجتمع من خلال تقليل الغازات المسببة للاحتباس الحراري التي تنتجها الأسمدة ، وخاصة تصنيع وتوريد النيتروجين. تأثير استخدام المياه العادمة على حالة مغذيات التربة وكفاءة استخدام المغذيات من حيث إنتاج المحاصيل ، فقد لوحظ أنه بالمقارنة مع المياه الجوفية ، فإن محصول الفاكهة القابلة للتسويق كان أعلى مع مياه الصرف الصحي (Galal,et al.2015).
5.2.1.4 – المجتمع الميكروبي في التربة Soil Microbial Community
التربة هي بيئة غير متجانسة في كل من المكان والزمان ويتركز النشاط الجرثومي في المواقع المحلية حول النفايات العضوية. تخضع مجتمعات المحللين للتعاقب حيث يتم تغيير النفايات العضوية وغير العضوية. تم الإبلاغ عن أن استخدام مياه الصرف الصحي يؤثر على النشاط الميكروبي للتربة وتكوين المجتمع ، ويمكن أن يكون تأثير استخدام المياه العادمة على النشاط الميكروبي للتربة مباشرًا أو غير مباشر من خلال تغيير الخصائص الفيزيائية والكيميائية للتربة.

في العديد من البلدان منخفضة الدخل والبلدان النامية ، يعد استخدام المياه العادمة لري المحاصيل أحد المصادر العديدة لمسببات الأمراض.

وبالتالي ، تظل جودة الغذاء والظروف الصحية حرجة حتى في المناطق التي تبدو فيها مياه الري (مياه الصرف الصحي) آمنة (Becerra-Castro, et al.2015) .
في التربة الملوثة بالمعادن ، هناك تغيير في التنوع الميكروبي في التربة أو التحول من التجمعات البكتيرية إلى الفطرية.

تم الكشف عن الاستخدام طويل الأمد لمياه الصرف الصحي البلدية للحد من تنوع الفطريات.

تم الإبلاغ عن أن بعض أنواع المياه العادمة مثل المياه العادمة لمعاصر الزيتون لها تأثير على بنية المجتمع الميكروبي. أدى الري بمياه الصرف الصحي إلى تغيير عدد البكتيريا المؤكسدة للأمونيا ، وأصبح Nitrosomonas و Nitrosospira هو السائد ، وقد يكون استخدام مياه الصرف الصحي للري مصدرًا لبكتيريا التربة المفيدة.مياه الصرف الصحي والتربة لها خصائص مختلفة تمامًا ، ولكن تسكنها مجموعة متنوعة من البكتيريا.

على سبيل المثال ، في دورة N ، قد تساهم البكتيريا المشاركة في القدرة على معالجة ملوثات التربة (على سبيل المثال ، PTEs أو المضادات الحيوية أو مبيدات الآفات) في تحسين جودة التربة (Mark,et al.2010) .
تم الإبلاغ عن زيادة نشاط بعض الإنزيمات (اللاكازات ، التحلل المائي ، السليولاز ، الفوسفاتيز ، التحلل البروتيني) في التربة المروية بمياه الصرف الصحي المعالجة. قد يكون هذا التأثير بسبب توفير الكربون العضوي كما هو مقترح من خلال الزيادة المتزامنة في نشاط الهيدروجين ، وهو عامل يشير عمومًا إلى الأكسدة البيولوجية للمركبات العضوية.

من المتوقع أن يؤدي ري التربة بمياه الصرف الصحي إلى تحفيز مسارات التمثيل الغذائي المختلفة والكائنات الحية من خلال توفير العناصر الغذائية والمواد العضوية. وبالتالي ، يُقترح أن الري بمياه الصرف قد يحفز نشاط الكائنات الحية الدقيقة المشاركة في التوازن الكيميائي الحيوي لعناصر مثل N و P و C. ومع ذلك ، قد يكون لتحفيز النشاط الميكروبي في التربة والوفرة آثار سلبية على خصائص التربة (Mehmood,et al.2017) .
5.3 – موارد المياه الجوفية Groundwater resources
يمكن أن يؤثر استخدام مياه الصرف الصحي على جودة موارد المياه الجوفية على المدى الطويل من خلال المغذيات والأملاح الزائدة الموجودة في مياه الصرف الصحي التي تتسرب إلى منطقة جذر النبات. ومع ذلك ، فإن التأثير الفعلي يعتمد على مجموعة من العوامل بما في ذلك عمق المياه الجوفية ، ونوعية المياه الجوفية ، وتصريف التربة ، وحجم الري بمياه الصرف الصحي. على سبيل المثال ، ستحدد جودة المياه الجوفية تأثير ترشيح النترات. إذا كانت المياه الجوفية قليلة الملوحة ، فلن يكون ترشيح النترات مصدر قلق كبير.

سيؤثر قرب الري بمياه الصرف الصحي من مصادر إمداد مياه الشرب مثل الآبار أو الآبار الأنبوبية على كيفية تقييمنا لشدة آثار تلوث المياه الجوفية. المياه الجوفية هي مصدر رئيسي لمياه الشرب للعديد من مجتمعات البلدان النامية. ومن ثم يجب تقييم احتمالية تلوث المياه الجوفية قبل الشروع في برنامج رئيسي للري بمياه الصرف الصحي (Khalid, et al 2017) .

من المحتمل أن يكون تأثير المياه العادمة المنسكبة على جودة المياه الجوفية وإعادة التغذية كبيرًا. على الرغم من الجودة الرديئة ، فإن إعادة تغذية المياه الجوفية من خلال استخدام المياه العادمة يمكن أن تكون خدمة بيئية واقتصادية حيوية في المناطق التي تكون فيها إمدادات المياه العذبة محدودة وتتجاوز معدلات إزالة المياه الجوفية معدلات التجديد.

في هذا السياق ، يمكن اعتباره ميزة في بعض الظروف.

وبالتالي ، هناك مقايضة واضحة بين فوائد تغذية المياه الجوفية وتكاليف تلوث المياه الجوفية. (Oyeku and Eludoyin 2010)
5.4 – قيم الممتلكات Values ​​of property
آثار التلوث البيئي على قيم الممتلكات يجب أن تميز بين نوعين. الأول هو عدم الراحة من مصدر التلوث المرتبط بالإزعاج والضوضاء والرائحة والمخاطر والقبح ، وقد تمت دراسته على نطاق واسع. قد تشمل التكاليف تكاليف الصحة والتنظيف والمسؤولية القانونية. تم تسعير العقارات الواقعة على طول مجرى ملوث أقل بكثير من تلك الموجودة على طول المجاري المائية النظيفة (Buyukkamaci et al 2010). النوع الثاني هو الاستخدام النهائي الذي قد يقوم به المرء لمورد ملوث مرتبط بالممتلكات.

المناطق السكنية أو التجارية أو الصناعية التي تستخدم المياه الجوفية كمصدر للمياه قد تنخفض في قيمة الممتلكات على عكس المناطق ذات المياه الجوفية النظيفة لأنه لا يمكن استخدام المورد لغرض معين. من ناحية أخرى ، إذا كانت هناك مصادر أخرى للمياه ، فإن التأثير الوحيد على قيمة العقار الذي يجب حسابه هو الأول (Thompson, et al .2011) .قد يكون للملوحة والصوديوم الناتج عن مياه الصرف آثار سلبية على إنتاجية التربة ، والتي بدورها قد تؤثر على أسعار الأراضي وعوائد الإيجار. من ناحية أخرى ، نظرًا لقيمة موارد المياه العادمة ، قد تزداد قيمة الأراضي المروية بمياه الصرف. وبالتالي ، يمكننا أن نفترض أن الري بمياه الصرف الصحي لديه القدرة على التأثير على قيم الممتلكات اعتمادًا على الظروف ، وسيؤثر على قيم الممتلكات إما إيجابًا أو سلبًا. لذلك ، يجب احتسابها كبند من حيث التكلفة والعائد في تحليل تأثيرات الري بمياه الصرف الصحي (Fraas,et al 2002).
5.5 – التأثيرات البيئية Environmental impacts
عندما يتم تصريف المياه العادمة من أنظمة الري بمياه الصرف ، خاصة في البحيرات الصغيرة المحصورة والمسطحات المائية والمياه السطحية ، وإذا كان الفوسفات موجودًا في شكل مركبات أورثوفوسفات ، فقد تتسبب بقايا المغذيات في زيادة المغذيات.

هذا يسبب اختلالات في المجتمعات الميكروبيولوجية النباتية للمسطحات المائية. وهذا بدوره قد يؤثر على الأشكال العليا الأخرى للحياة المائية ويؤثر على وجود الطيور المائية ويقلل من التنوع البيولوجي. إلى المدى الذي تخدم فيه هذه المسطحات المائية المجتمعات المحلية لتلبية احتياجاتهم ، يمكن ترجمة التأثيرات البيئية إلى تأثيرات اقتصادية ، والتي يمكن قياسها كمياً. على سبيل المثال ، قد يؤدي التحميل الزائد للمواد العضوية إلى انخفاض في الأكسجين المذاب إلى تغييرات في تكوين الحياة المائية ، مثل نفوق الأسماك وتقليل مصايد الأسماك.

يمكن تقييم إمكانات الإثراء الغذائي للري بمياه الصرف باستخدام المؤشرات البيولوجية أو المؤشرات الحيوية ، والتي بدورها يمكن قياسها بوحدات نقدية باستخدام تقنيات التقييم الاقتصادي المناسبة.

تتم معالجة التأثير المحتمل للمعادن الثقيلة من مياه الصرف على السلسلة الغذائية في إطار موارد التربة.

عادةً ما تعمل التربة كمرشح وتحتفظ بالمعادن الثقيلة في مصفوفة التربة (Christou,et al 2014) .
5.5 – تلوث السلسلة الغذائية وصحة الإنسان Food Chain Contamination and Human Health
إلى جانب سمية PTEs للنباتات ، في الوقت الحاضر ، أصبحت سلامة الأغذية أهم مصدر قلق عام في جميع أنحاء العالم. إن التعرض لمياه الصرف في المناطق الحضرية متعدد الأوجه. تشمل المخاطر على صحة الإنسان من ري المحاصيل بمياه الصرف الصحي وتعرض المستهلكين والمزارعين لمسببات الأمراض بما في ذلك عدوى الديدان الطفيلية والعناصر النزرة غير العضوية والعضوية. يحدث التعرض المباشر من خلال الاستنشاق العرضي أو الابتلاع أو ملامسة الجلد بطرق مختلفة: أثناء استخدام المياه العادمة للأنشطة المنزلية أثناء عمليات العمل ، وأثناء أعمال الفيضانات التي تسببها الأمطار الغزيرة (Thompson, et al .2011) .
عادة ما يتم تصريف مياه الصرف الصحي في المسطحات المائية مع القليل من المعالجة أو بدون معالجة بسبب التوافر المحدود لمرافق المعالجة في العديد من البلدان منخفضة الدخل.

يعد إطلاق مياه الصرف الصحي البلدية والصناعية غير المعالجة في المسطحات المائية (المحيطات والبحار) سببًا للنمو السريع للمناطق الميتة غير المؤكسجة. تشير التقديرات إلى أن التخلص من المياه العادمة من المسطحات المائية يؤثر على حوالي 245000 كيلومتر مربع من النظم البيئية البحرية ، فضلاً عن مصايد الأسماك وسبل العيش وسلاسل الغذاء.

تشير البيانات الدولية الحديثة إلى أن الأمراض المتعلقة بالمياه العادمة والصرف الصحي منتشرة وتتزايد بشكل مثير للقلق في البلدان التي تستخدم فيها مياه الصرف الصحي غير المعالجة عادة لري المحاصيل. ارتبطت حوالي 842 ألف حالة وفاة في عام 2012 في البلدان ذات الدخل المتوسط ​​والمنخفض بخدمات الصرف الصحي ، ومياه الشرب الملوثة ، وعدم كفاية مرافق غسل اليدين.

يحدث التعرض غير المباشر من خلال استخدام مياه الشرب الملوثة أو الأسماك والمحاصيل التي تتغذى بمياه الصرف الصحي. في حالة يمكن أن يتعرض البشر لهذه المركبات السامة عبر عدة مسارات مثل استنشاق الغبار أو شرب المياه الملوثة أو عن طريق الاستنشاق في الغلاف الجوي. ومع ذلك ، فإن استهلاك الطعام الملوث بـ PTEs هو المسار الرئيسي (> 90 ٪) لتعرض الإنسان لـ PTEs. بسبب الاستخدام المتزايد غير المنضبط لمياه الصرف الصحي غير المعالجة لري المحاصيل في العديد من مناطق العالم ، هناك خطر متزايد من التعرض العام لمياه الصرف الصحي بسبب استهلاك الأغذية المزروعة في مياه الصرف الصحي (Mahmood,et al.2014).
كشفت الدراسات السريرية أن مشاكل صحية جهازية خطيرة يمكن أن تتطور نتيجة التراكم الغذائي الشديد لـ PTE وترتبط بمسببات الأمراض لعدد من الأمراض ، لا سيما أمراض الجهاز العصبي والقلب والأوعية الدموية وجهاز الدم والكلى ، وكذلك أمراض العظام. . يمكن أن يؤدي استهلاك الخضروات الملوثة بـ PTE إلى استنفاد العناصر الغذائية في جسم الإنسان مما يتسبب في العديد من المشكلات لدى البشر مثل تأخر النمو داخل الرحم ، والإعاقات بسبب سوء التغذية ، وضعف القدرات النفسية والاجتماعية ، وسرطان الجهاز الهضمي العلوي ، والدفاعات المناعية. هذه PTEs على سبيل المثال ، Pb و Cd قادرة على إحداث التسرطن والتشوه والطفرات ؛ نسبت التركيزات العالية من الرصاص والكادميوم في أجزاء النبات الصالحة للأكل إلى سرطان الجهاز الهضمي العلوي. علاوة على ذلك ، تم الإبلاغ أيضًا عن أن الرصاص Pb يتسبب في تخليق الهيموجلوبين غير السليم وعدوى الكلى والأورام وارتفاع ضغط الدم وضعف الجهاز التناسلي. لذلك ، يتم إيلاء الكثير من الاهتمام في جميع أنحاء العالم لسلامة الأغذية وتقييم المخاطر. الرضع والأطفال ، على وجه الخصوص (Woldetsadik,et al.2017).
بدأ التشريع المتعلق باستخدام المياه العادمة لري المحاصيل والمخاطر الصحية المرتبطة به في أوائل القرن التاسع عشر. خلال تلك الفترة ، تسبب استخدام المياه العادمة لري المحاصيل في الحقول شبه الحضرية في أوبئة كارثية للعديد من المتلازمات التي تنقلها المياه. أدت هذه القضايا الصحية إلى تطوير بعض التشريعات على المستويين الوطني والدولي ، مثل قانون الصحة العامة في بريطانيا العظمى ، بشأن “تصريف مياه الأمطار في النهر والمياه العادمة في التربة”. من أجل إجراء الضوابط الصحية على طول الحدود ؛ تم إنشاء مكتب النظافة الدولي. أدت قضية الأمراض التي تنقلها مياه الصرف الصحي أيضًا إلى تطوير أنظمة الصرف الصحي تحت الأرض في العديد من المدن حول العالم في أوائل الخمسينيات من القرن الماضي. علاوة على ذلك ، أدت الحركة الدولية للصحة والبيئة / الصحة ، المدعومة والمصادق عليها بشكل عام من قبل الدول الأوروبية ، إلى سلسلة من المؤتمرات / ورش العمل / الحلقات الدراسية الصحية حول التنمية المستدامة بيئيًا (Thompson, et al .2011).
تحتوي مياه الصرف الصحي على الكائنات الحية الدقيقة المسببة للأمراض مثل البكتيريا والفيروسات والطفيليات ، والتي لديها القدرة على التسبب في المرض. على وجه الخصوص ، تعتبر الطفيليات البشرية مثل الطفيليات وبيض الديدان الطفيلية ذات أهمية خاصة في هذا الصدد حيث ثبت أنه من الصعب إزالتها من خلال عمليات العلاج وقد تورطت في عدد من أمراض الجهاز الهضمي المعدية في كل من البلدان المتقدمة والنامية. مما لا شك فيه أن استخدام المياه العادمة غير المعالجة في الري يشكل خطراً كبيراً على صحة الإنسان في جميع الفئات العمرية. ومع ذلك ، قد تختلف درجة الخطر بين مختلف الفئات العمرية. يؤدي الري بمياه الصرف الصحي غير المعالجة إلى انتشار أعلى نسبيًا للديدان الخطافية والإسكارس للعدوى بين الأطفال. تشكل المعادن الثقيلة في مياه الصرف الصحي خطرًا على الصحة إذا تم تناولها بتركيزات كافية ، قد لا يمثل امتصاص المحاصيل للمعادن الثقيلة والمخاطر التي يتعرض لها المستهلك مشكلة لأن النباتات لا تستطيع مقاومة التركيزات العالية من هذه الملوثات وتموت قبل أن تصبح تهديدًا للإنسان (Mahmood,et al.2014) .
هذه النتائج لها آثار مهمة لتقييم مخاطر الصحة العامة المرتبطة بالري بمياه الصرف الصحي : أولاً ، يشير إلى أن تقييم مخاطر الصحة العامة هو متغير قرار مهم في الري بمياه الصرف الصحي وأنه يجب اعتبار كل من السكان البالغين وكذلك الأطفال كمجموعة تعرض محتملة. ثانيًا ، يجب اعتبار جميع السكان ، الذين يعيشون داخل وخارج منطقة الري بمياه الصرف الصحي ، على أنهم مجموعات تعرض محتملة لأغراض التقييم الاقتصادي ، (Woldetsadik,et al.2017) .
يعد تقدير مستوى التعرض للـ PTEs وتتبع طرق التلوث للكائنات المستهدفة أمرًا بالغ الأهمية لفهم المخاطر الصحية التي تنطوي عليها. هذا مهم بشكل خاص في البلدان الأقل نموا ، حيث معدلات الإلمام بالقراءة والكتابة والوعي بالمخاطر الصحية منخفضة للغاية. في البلدان منخفضة الدخل ، تعرض العديد من عمال المزارع الذين يستخدمون مياه الصرف الصحي لري المحاصيل بشكل روتيني لظروف صحية سيئة في معظم حياتهم. في الواقع ، معظم هؤلاء المزارعين إما غير مدركين للمخاطر أو قد يقبلون هذه المخاطر الصحية لفوائد مهنتهم مع عدم وجود بديل / موارد أخرى متاحة كدخل (Hussain,et al.2013).
مع الأخذ في الاعتبار الاستخدام المرتفع للمياه العادمة غير المعالجة لري المحاصيل ومعدل الإلمام بالقراءة والكتابة المنخفض في البلدان منخفضة الدخل ، هناك مخاطر صحية خطيرة من التعرض العام لمياه الصرف الصحي بسبب ابتلاع الخضروات / المحاصيل المزروعة في مياه الصرف الصحي. من أجل تتبع مسار ومستوى التعرض لـ PTEs ، من الضروري إجراء تقييم منهجي للمخاطر لتجنب المخاطر الصحية المحتملة واتخاذ القرارات / السياسات في الوقت المناسب. في الوقت الحاضر ، هناك اتجاه متزايد في تقدير المخاطر الصحية باستخدام مؤشرات تلوث التربة وعوامل نقل التربة والنباتات والمحتويات المعدنية في أجزاء النباتات الصالحة للأكل (Thompson, et al .2011) .
5.6 – المخاطر الكيميائية من مياه الصرف الصحي بشكل عام
Chemical hazards from wastewater in general
يساهم مصدر المياه العادمة وتكوينها ومعالجتها وتخزينها وتوزيعها ، ونوع تقنية الري والممارسة الزراعية ، فضلاً عن ظروف المناخ والتربة والمياه الجوفية بشكل كبير في المخاطر الكيميائية المحددة الناتجة عن إعادة استخدام المياه. يجب مراعاة مسارات التعرض المحتملة أثناء إعادة استخدام المياه للري الزراعي. نستخدم جميعًا المنتجات اليومية مثل الأدوية ومنتجات العناية الشخصية وعوامل التنظيف والبلاستيك ومنتجات نمط الحياة الأخرى خلال الأنشطة المختلفة. ينتج عن هذا إطلاق آلاف المواد الكيميائية العضوية – المضادات الحيوية والمشروبات والمضافات الغذائية والمواد الحافظة ومثبطات التآكل والمواد الكيميائية للنسيج والمبيدات الحيوية ، على سبيل المثال لا الحصر – في مياه الصرف الصحي لدينا. بعض هذه المواد الكيميائية لها خصائص ثابتة ، وتراكمية بيولوجية ، وسامة (PBT) وقد تم تحديدها على أنها مواد ذات أهمية كبيرة. البعض الآخر خطير على دورة المياه بسبب الخصائص الثابتة والمتحركة والسامة (PMT). تقضي معالجة مياه الصرف في المناطق الحضرية على العديد من المواد الكيميائية ليس فقط إلى حد محدود ، اعتمادًا على ظروف المعالجة ، ولكن أيضًا على أحمال المدخلات ، والتنقل ، ومقاومة التدهور. يتم توزيع المركبات غير القطبية بشكل أساسي في حمأة الصرف الصحي أثناء المعالجة. ومع ذلك ، فإن المركبات القطبية القابلة للذوبان في الماء تبقى في المرحلة المائية. قد تنتهي المركبات القطبية الثابتة ، مثل المواد المشبعة بالفلور الألكيل ، والبنزوتريازول متعدد الفلور أو المستقر ، وكذلك المواد الكيميائية الزائفة الثابتة مثل العديد من المستحضرات الصيدلانية ، في مياه الصرف الصحي. هذه الأخيرة قابلة للتحلل بشكل أساسي من خلال النشاط البيولوجي (Chopra,et al.2015) .ومع ذلك ، قد يخضعون لإجراءات معالجة مياه الصرف الصحي التقليدية وفقًا للتسليم المستمر مع التأثير و / أو فترات الاحتفاظ غير الكافية في محطات معالجة مياه الصرف الصحي. وهكذا ، تظهر مجموعة متنوعة من الملوثات الدقيقة العضوية في مياه الصرف الصحي الحضرية في أوروبا ، وكذلك في البلدان المتوسطة الدخل مثل تونس. بالإضافة إلى ذلك ، يتم إنتاج مستقلبات معروفة وغير معروفة أثناء معالجة مياه الصرف الصحي بسبب نشاط الكائنات الحية الدقيقة المختلفة الموجودة في حمأة الصرف الصحي. تتزايد نتائج هذه الملوثات بسبب التطوير المستمر للأدوات التحليلية (Farahat,et al.2015).
باستخدام مياه الصرف الصحي المعالجة لري الأراضي الصالحة للزراعة ، يتم إدخال الملوثات العضوية الدقيقة في التربة ومن المحتمل أن يتم نقلها إلى المياه الجوفية. وهكذا ، فإن التراكم في التربة من الكاربامازيبين والكافيين ، بينما الأيبوبروفين تم القضاء عليه تمامًا. تم استهداف عدد كبير من المركبات العضوية في المياه الجوفية التي تم جمعها من موقع مروي بمياه الصرف الصحي في تونس لأول مرة وتم الكشف عن سلفاميثوكسازول وكاربامازيبين وميثيل بارابين وبروبيل بارابين و 1H-benzotriazole و bisphenol A و triclosan. ومع ذلك ، في هذه الدراسة ، كانت كميات وتركيزات الملوثات الدقيقة في المياه الجوفية أقل بكثير مقارنة بتلك الموجودة في المياه المعالجة ، مما يشير إلى تدهور التربة ، ولكنه غير مكتمل في حالة بعض المكونات. في موقعين في ولاية سكسونيا السفلى ، تم اكتشاف تجاوزات لقيم المؤشرات المتعلقة بالصحة لوسائط تباين الأشعة السينية في المياه الجوفية والتي تمثل تأثير عقود من الري بمياه الصرف الصحي. تلعب المعلمات المركبة الجوهرية دورًا رئيسيًا في استقرار وحركة المواد الكيميائية في التربة. تم إثبات ذلك من خلال الدراسات التي أجريت على أكبر نظام ري في العالم لمياه الصرف الصحي في مكسيكو سيتي حيث كانت صهاريج التخزين وممرات التربة فعالة في تكسير المركبات الأساسية بشحنات موجبة أو محايدة ، بينما لم يتم حفظ المركبات الحمضية الأنيونية (Becerra-Castro, et al.2015).
إن المخاطر الكيميائية المحتملة على التربة وموارد المياه الجوفية ، وبالتالي على النظام البيئي وصحة الإنسان ، هي دائمًا مزيج من التعرض والآثار. يمكن أن يكون لبعض المركبات المكتشفة تأثيرات سلبية على المجتمعات الميكروبية في التربة ووظائف التربة. لا تزال هناك حاجة إلى مزيد من الدراسات للنظر في الآثار طويلة المدى في اللوائح ، ويمكنها أيضًا امتصاص الملوثات الدقيقة في مياه الصرف الصحي بواسطة النباتات وقد تصل إلى السلسلة الغذائية. يجب أيضًا أن يؤخذ التراكم في الأجزاء الصالحة للأكل من الفواكه والخضروات كما هو موصوف بالفعل لـ PFLs في الاعتبار بالنسبة للملوثات الدقيقة الأخرى. ومع ذلك ، لا يزال هناك نقص في المعرفة فيما يتعلق بمصير ونقل معظم الملوثات العضوية الدقيقة إلى أنظمة التربة الصالحة للزراعة والتفاعلات الجذرية وامتصاص النبات (De Oliveira et al. 2016) .
5.7 – مخاطر أخرى Other risks
نظرًا لأن تلوث مياه الصرف في المناطق الحضرية بمسببات الأمراض يعتبر بالفعل من المخاطر ذات الأولوية العالية في إعادة استخدام المياه. إذا لم يتم القضاء على مسببات الأمراض تمامًا في محطات معالجة مياه الصرف الصحي التقليدية ، فيمكنها إدخال الموارد الطبيعية وسلاسل الغذاء ، مع تأثيرات محتملة كبيرة على صحة الإنسان والحيوان. اعتمادًا على الظروف المحددة للموقع ، قد تستمر الفيروسات عبر مرور التربة وتصل إلى المياه الجوفية. بالمقارنة مع البكتيريا ، يمكن أن تظل الفيروسات معدية لفترات أطول وقد تكون أكثر قدرة على الحركة في الرواسب (Xue,et al.210) .
ومحطات معالجة مياه الصرف الصحي هي أيضًا نقاط ساخنة للانتشار وتشكيل مقاومة المضادات الحيوية التي قد تنتشر عن طريق إعادة استخدام المياه. قد تعمل مواد كيميائية معينة كضغط انتقائي لزيادة وفرة جينات المقاومة في مجتمعات التربة. تعتبر الجودة الكيميائية للمياه المعالجة قضية رئيسية في الري الزراعي الآمن (De Oliveira et al. 2016) ويشكل استخدام المياه التي تحتوي على ملوثات عضوية دقيقة خطرًا على التربة والمياه الجوفية وصحة الإنسان. يجب أن يكون أحد الأهداف الرئيسية هو منع تراكم المواد الكيميائية في سلاسل الغذاء ودخول المياه الجوفية التي يمكن استخدامها لأغراض الشرب. يجب معالجة هذا الأمر بعناية في الإرشادات المصاحبة للوائح إعادة استخدام المياه للري الزراعي. هناك حاجة إلى مزيد من الإرشادات لتقييم المخاطر على أساس علمي واستنباط المتطلبات والتدابير اللازمة. يجب أن تتضمن التوجيهات تفاصيل كافية لتعزيز نهج إدارة المخاطر المنسق على نطاق واسع والمراقبة المنتظمة (Thompson, et al .2011).
أخيرًا ، في ضوء النزاعات المتزايدة بين الاستخدامات المختلفة للمياه (مياه الشرب ، واحتياجات النظام البيئي ، والري ، ونقل النفايات السائلة ، والتبريد) وتغير المناخ ، من المهم النظر بشكل عام في إدارة الطلب على المياه. في كثير من الأحيان ، لا تزال هناك إمكانية للتكيف بشكل أفضل مع طرق اختيار المحاصيل والزراعة وكذلك تحسين تقنيات وإجراءات الري لتقليل استهلاك المياه. يجب أن تكون الجهود المبذولة لتوفير المياه وتحسين الكفاءة وتقليل الفاقد من المياه أولوية في جميع القطاعات (Farahat,et al.2015) .
ثانياً: الخصائص الاقتصادية لمياه الصرف الصحي المعاد تدويرها (تقنيات – إطار – صحة – محاصيل – تربة ومياه جوفية – قيم الملكية – تأثيرات بيئية واجتماعية وغير مباشرة(
Secondly: Economic characteristics of recycled wastewater (Techniques- framework- Health- Crops- Soil and Groundwater – Property Values- Ecological and Social and Indirect Effects)
6 – الخصائص الاقتصادية للمياه العادمة المعاد تدويرها
Economic characteristics of recycled wastewater
6.1 – مقدمة Introduction
تعتبر مياه الصرف الصحي سلعة اقتصادية في البلدان النامية مثل الهند ، ولكنها قد لا تكون في أستراليا ، حيث لا يختار الناس المزيد منها في الوقت الحالي. ومع ذلك ، مع التقنيات الناشئة ، وندرة المياه العذبة وتغير المفاهيم ، قد تظهر مياه الصرف الصحي كمورد قيم. سوف تصبح مياه الصرف الصحي نادرة بمرور الوقت بسبب زيادة الاستخدام أو تقليل التصريف في المجاري. لذلك ، يجب على السلطات تجنب “تقييد” الاستخدامات منخفضة القيمة للمياه المعاد تدويرها ، كما يتعين عليهم اتخاذ وجهة نظر طويلة المدى وتطوير آليات لتحقيق التخصيص الفعال (Finea,et al.2006).
تعتمد درجة معالجة المياه العادمة المطلوبة لري المحاصيل على طبيعة المحاصيل والظروف المحلية والمتطلبات التنظيمية. تظهر دراسات تكلفة معالجة مياه الصرف الصحي أن التكاليف الحدية مرتفعة للغاية عند المستويات الأعلى من العلاج. ومع ذلك ، قد تكون هذه التكاليف الهامشية المرتفعة للمعالجة مبررة في بعض الأحيان في ضوء قيمة العائد ، ودرجة ندرة المياه ، والقلق العام. يجب أن يظل خفض التكلفة هدفًا رئيسيًا لمحطات معالجة مياه الصرف الصحي في غياب أي قيود ملزمة ، مثل معايير الجودة البيئية. ومع ذلك ، تظهر الدراسات أن تحسين جودة المياه أفضل من تقليل التكلفة (Abdoulkader, et al.2015) .
من الناحية العملية ، تستخدم معظم البلدان النامية مياه الصرف الصحي غير المعالجة في الزراعة لأسباب متنوعة ، أقلها تكلفة المعالجة وفقدان المغذيات القيمة. ومع ذلك ، يُعتقد أن معالجة مياه الصرف الصحي قبل الاستخدام الزراعي ضرورية: أولاً ، من وجهة نظر حماية الصحة العامة ، وثانيًا ، احترام المعتقدات الاجتماعية والدينية المحلية. في ضوء هذه المتطلبات ، وندرة المياه ، وزراعة الأراضي الجافة ، وظروف الطقس الحار ، والقيمة الاقتصادية العالية لموارد المياه العذبة ، تم بذل قدر كبير من جهود البحث والتطوير لإعادة استخدام مياه الصرف الصحي.
تعتبر معالجة مياه الصرف الصحي البلدية علمًا هندسيًا متقدمًا وتتوفر عمليات وتقنيات مختلفة لمعالجة النفايات بكفاءة. في حالة عدم وجود تركيز عالٍ جدًا من النفايات من المصادر الصناعية ، فإن خيار المعالجة الفعال لمعالجة مياه الصرف الصحي التقليدية هو استخدام الترسيب الأولي متبوعًا بالمعالجة البيولوجية الثانوية باستخدام عمليات بيولوجية عالية المعدل. لكن تكاليف الطاقة العالية والمتطلبات الفنية ومشاكل الصيانة المتكررة تجعلها غير فعالة للاستخدام في معظم البلدان النامية (Rosenqvist, et al 2010) .
هناك عدد من العوامل التي تؤثر على إعادة تدوير مياه الصرف الصحي. وتشمل هذه:
1. أنظمة معالجة مياه الصرف الصحي المركزية ، وموقع محطات المعالجة ، وتوافر المساحات في المدن وحولها ، والتضاريس ، كلها تقيد استخدام مياه الصرف الصحي في مناطق معينة ولأغراض محددة.
2. غالبًا ما يتم تشغيل مياه الصرف الصحي وامتلاكها من قبل كيان واحد ، مثل مجلس المياه أو محطة معالجة مياه الصرف الصحي ، والتي غالبًا ما تكون بائع تجزئة. أيضًا ، غالبًا ما تتطلب إعادة تدوير المياه العادمة نظام شبكة مزدوج غالبًا ما يكون غير فعال للتكرار.
3 .هناك عوامل خارجية إيجابية وسلبية مرتبطة بإعادة تدوير المياه العادمة. العامل الخارجي الإيجابي هو: الفوائد البيئية من تقليل تصريف المياه العادمة المالحة إلى المسطحات المائية الطبيعية. تشمل العوامل الخارجية السلبية التلوث المحتمل للمياه الجوفية ، وزيادة ملوحة التربة إذا تم استخدامها للري ، والآثار الضارة غير المعروفة المحتملة على صحة الإنسان إذا استخدمت للاستخدامات الصالحة للشرب. يمكن دعم المياه المعاد تدويرها لاستيعاب تحويل القيمة الداخلية لتجنب التكاليف بين أولئك الذين يتجنبون التكاليف لأولئك الذين يولدون فوائد . (Rosenqvist, et al 2010)
تم استخدام المعالجة الأرضية لمياه الصرف الصحي المعالجة جزئيًا كطريقة منخفضة التكلفة للتخلص من المياه العادمة لفترة طويلة جدًا. دراسة محاكاة لتكاليف استخدام الأراضي لمياه الصرف الصحي البلدية وأثرها على اختيار المحاصيل. يوضح تحليلهم أن تكاليف معالجة الأرض تتأثر بعدة عوامل مثل درجة المعالجة المسبقة ، وتكاليف الضخ ، وتكاليف الأرض ، ومعدل الاستخدام السنوي ، ونوع المحاصيل ، واللوائح التي تحكم استخدام مياه الصرف الصحي. ووجدوا أن اختيار المحاصيل يؤثر بشدة على التكاليف ، من خلال تأثيرات الإيرادات ، وأداء نظام معالجة الأراضي. إذا كانت دلتا المياه عالية ، يمكن استخدام المياه العادمة بكفاءة أكبر مع زيادة غلة المحاصيل والحفاظ على قدرة التجديد للنظام ، (Finea,et al.2006)..
القيمة الاقتصادية والمخاطر المرتبطة بالاستخدام طويل الأمد لمياه الصرف الصحي الحضرية لري المحاصيل في غواناخواتو ، المكسيك. طبقت الدراسة والتحقق من صحة نموذج محاكاة خزان نهر متكامل للتنبؤ بالتغيرات في جودة المياه في ظل سيناريوهات مختلفة لإدارة مياه الصرف الصحي. أظهرت المسوحات الميدانية ونتائج المحاكاة أن استخدام الأراضي لمياه الصرف الصحي الخام أدى إلى مستويات أعلى نسبيًا من الملوحة وتركيزات القولونيات. استخدمت الدراسة نهج تكلفة الفرصة البديلة أو قيمة الاستبدال لتقدير القيم بالدولار لمحتويات المياه والمغذيات في مياه الصرف الصحي. يستخدم التقدير الإقليمي للقيمة المضافة للمياه كمقياس لقيمة المياه لمياه الصرف الصحي. بما أن المغذيات يتم توفيرها بما يزيد عن متطلبات المحاصيل ، فإن نتيجة نهج قيمة المحتوى الغذائي قد تبالغ في تقدير القيمة الاقتصادية الفعلية للمغذيات. ومن ثم ، ضع في اعتبارك أن وفورات التكلفة في فاتورة الأسمدة بالإضافة إلى رسوم تطبيق الأسمدة هي مقياس أكثر ملاءمة لقيمة المغذيات. تشير النتائج إلى أن مياه الصرف الصحي هي مورد قيم للمجتمع وأن إعادة استخدام المياه العادمة للري هو بديل اقتصادي للمعالجة باهظة الثمن. ومع ذلك ، تدرك الدراسة أنه يمكن أن تكون هناك آثار صحية وبيئية سلبية لاستخدام المياه العادمة ، وأنه يجب تقييم هذه الآثار (Satoa,et al. 2007).
6.2 – تقنيات تقييم الأثر الاقتصادي Techniques for Economic Impact Assessment
يمكن استخدام مجموعة متنوعة من تقنيات التقييم لتقدير الآثار الاجتماعية والاقتصادية والصحية والبيئية لاستخدام المياه العادمة ، المصنفة في المقام الأول إلى القائمة على السوق وغير القائمة على السوق التقنيات. يمكن استخدام أدوات تحليل التكلفة التقليدية في صنع القرار عندما يمكن شراء وبيع مدخلات ومخرجات المشاريع أو السياسات أو البرامج البديلة في السوق ، أي يمكن تقييم التكاليف والفوائد بوحدات نقدية. ومع ذلك ، عندما لا يتم تداول مدخلات ومخرجات المشروع في السوق ، يجب تعديل تحليل التكلفة التقليدي. هذا صحيح بشكل خاص في حالة البرامج ذات الأبعاد البيئية ، مثل الري بمياه الصرف الصحي ، لأن السلع والخدمات البيئية لا تُباع في السوق . . لديهم خصائص المنافع العامة مثل عدم المنافسة وعدم الاستبعاد ، وبالتالي ، لا توجد أسعار السوق لهذه السلع والخدمات. في حالة المشاريع أو البرامج ذات العوامل الخارجية البيئية ، طور الاقتصاديون تقنيات أخرى غير قائمة على السوق من أجل تقييم تكاليف وفوائد هذه المشاريع. تعمل هذه التقنيات على تقييم التغيير في رفاهية المستهلك ، في إطار سيناريوهين “مع” و “بدون”. إذا أدى المشروع إلى تغيير إيجابي في رفاهية المستهلك أو المجتمع ، فيجب أن يكون المستهلكون على استعداد لدفع ثمن المشروع. وبالتالي ، يصبح استعداد المستهلك للدفع مقابل مورد أو خدمة بيئية أساسًا للحكم على الجدوى الاقتصادية للمشروع في غياب أسعار السوق والمخرجات القابلة للتسويق (Williams,et al.2015) .
جميع تقنيات التقييم الاقتصادي والبيئي ، تقيس التغيير في رفاه المستهلك / المنتج ، باستخدام سيناريوهات المشروع “مع” و “بدون” لتقييم الجدوى الاجتماعية والاقتصادية والبيئية. يمكن تصنيف طرق التقييم على أساس: (أ) نوع السوق الذي يعتمدون عليه ؛ و (ب) كيف يستفيدون من السلوك الفعلي أو المحتمل للوكلاء الاقتصاديين (Thompson, et al .2011)..
6.3 – حدود أساليب وطرق التقييم حتى الآن Limitations of Valuation Techniques and Approach to date
لكل من تقنيات التقييم البيئي مزايا وقيود فيما يتعلق بالموثوقية وتكلفة التنفيذ ومقدار الخبرة المكتسبة.ويتمثل النهج العام لتقييم تكاليف وفوائد الري بمياه الصرف الصحي في مراعاة وفورات التكلفة في مياه الري ومدخلات الأسمدة بناءً على:
• القيمة السوقية للمياه
• القيمة السوقية لمغذيات المياه العادمة.
إن استخدام سعر المياه كمعيار لتقييم فوائد توفير موارد المياه العذبة من خلال الري بمياه الصرف الصحي من شأنه أن يؤدي إلى تقديرات دون المستوى الأمثل. وذلك لأن المياه هي منفعة عامة وبالتالي نادرًا ما يتم تسعيرها وتخصيصها بتكلفة الفرصة البديلة في معظم البلدان النامية. يتم تحديد تخصيص المياه في معظم البلدان من خلال مجموعة من العوامل القانونية والسياسية والتاريخية. المشاكل الاجتماعية المستوطنة ، مثل سرقة المياه ، يمكن أن تخلق قيودًا إضافية على الأداء الفعال لأسواق المياه. يمكن أن يؤدي الافتقار إلى أسواق المياه التنافسية التي تعمل بشكل جيد إلى خلق مشكلتين: فقدان مكاسب الكفاءة بسبب صعوبة التخصيص ، ونقص مؤشرات الأسعار للمساعدة في الخصخصة. وبالتالي ، حتى في وجود أسواق المياه الرسمية وغير الرسمية ، فإن أسعار المياه في أحسن الأحوال قد تعكس فقط تكلفة الفرصة البديلة دون المستوى الأمثل للمياه (Breaux,et al 2005) .
قد يكون الخيار الأفضل هو استخدام تكلفة الطاقة المطلوبة لتوصيل وحدة من المياه (ضخ ، نقل ، تخزين ، توصيل ، تطبيق) إلى منفذ المزرعة ، كتقريب لتكلفة الفرصة البديلة للمياه ، لتقدير قيمتها السوقية. ومع ذلك ، حتى هذا التقدير جزئي ، أولاً ، لأنه لا يحدد أي تكلفة لاستنفاد موارد المياه (قيمة عازلة). ثانيًا ، يتم دعم أسعار الطاقة ، خاصة بالنسبة للآبار الأنبوبية الزراعية في باكستان ، بشكل كبير وبالتالي لا تعكس قيم السوق الفعلية. ثالثًا ، نادرًا ما تنعكس العوامل الخارجية السلبية لطاقة الوقود الأحفوري (انبعاثات غازات الاحتباس الحراري) أو الطاقة الكهرومائية (هطول الأمطار ، وتشبع المياه ، والملوحة) في أسعار الطاقة في السوق في البلدان النامية. أسعار الأسمدة مدعومة بشكل كبير في باكستان. ومن ثم ، فإن استخدام وفورات التكلفة في مياه الري والأسمدة الكيماوية كمقياس لفوائد الري بمياه الصرف يمكن ، في أحسن الأحوال ، إعطاء قيم دون المستوى الأمثل أو يؤدي إلى التقليل من قيمة الفوائد .( Teng, et al 2012)
هناك مشكلة أخرى تتعلق باستخدام قيمة المياه أو السعر أو نهج قيمة الأسمدة وهي أنه لا يأخذ في الاعتبار التأثيرات خارج المزرعة (العوامل الخارجية السلبية والإيجابية) مثل الآثار على الصحة العامة ، وموارد التربة ، وموارد المياه الجوفية ، وقيم الممتلكات ، والنظام البيئي التأثيرات والاهتمامات الاجتماعية. بالنظر إلى أوجه القصور هذه ، نقوم بتطوير نهج بسيط ومنهجي وشامل ومتسق من الناحية النظرية لتقييم آثار استخدام المياه العادمة في الزراعة من منظور شامل للنظام الإيكولوجي.
6.4 – إطار عمل مقترح لتقييم الأثر A proposed framework for impact assessment
لغرض تحليل الآثار الاجتماعية والاقتصادية والبيئية للري بمياه الصرف الصحي ، يجب أولاً تحديد التأثيرات والعوامل وتحديد تقنية تقييم مناسبة. ثم يتم إنشاء تقديرات القيمة ويتم دمج مقاييس مختلفة للقيمة الاقتصادية. لذلك ، يحاول هذا النهج تقدير الاستدامة الاقتصادية والاجتماعية والبيئية للري بمياه الصرف الصحي من حيث التكاليف والفوائد العامة للمجتمع (Winpenny,et al 2010). تشمل الآثار الآثار الفعلية والمحتملة للري بمياه الصرف. التغيير في الإنتاجية هو المقياس الأول المستخدم في التحليل. إذا أدى التأثير إلى تغيير قابل للقياس في الإنتاجية ولم يتم تشويه أسعار السوق ، فيمكن تحقيق الدخل باستخدام نهج التغيير في الإنتاجية. ومع ذلك ، إذا كانت أسعار السوق مشوهة ، فيمكن استخدام أسعار الظل لقياس التغير في الإنتاجية(Tiwari,et al.2011) .
من أجل الحفاظ على اتفاقية تحليل التكلفة والمزايا ، يمكن تصنيف التأثيرات إلى تكاليف وفوائد وخصمها لفترة واحدة لحساب صافي القيمة الحالية للبرامج ، الري بمياه الصرف الصحي في حالتنا. بما أن الري بمياه الصرف الصحي في فترة معينة يولد تأثيرات في الفترة التالية لفترة أو على مدى فترات مستقبلية معينة ، يجب تقييم الآثار في إطار تحليلي ديناميكي لمعالجة مخاوف الإنصاف والاستدامة.
6.5 – الصحة العامة General Health
عند تقييم التكاليف ، يمكن محاولة تحديد الآثار الصحية العامة لمسببات أمراض مياه الصرف الصحي من خلال النظر في معدلات الإصابة بالأمراض والوفيات المرتبطة بها. كما لوحظ ، فإن درجة خطر الإصابة بالأمراض من خلال الري بمياه الصرف الصحي تكون أعلى بمياه الصرف الصحي غير المعالجة مقارنة بمياه الصرف الصحي المعالجة ، وقد تؤدي الإصابة بالأمراض أو الأمراض الناجمة عن مسببات أمراض مياه الصرف إلى:
• خسارة الأرباح المحتملة ، والتكاليف الطبية ، والمضايقات مثل ضياع وقت الفراغ واضطرابات النوم. يمكن تقييم خسارة الأرباح المحتملة باستخدام نهج رأس المال البشري الذي يمكن إضافة تكاليف الرعاية الصحية إليه. يفترض النهج أن الأرباح تمثل قيمة المنتج الهامشي للعمالة ، وأن التكاليف الطبية والتكاليف الأخرى محددة جيدًا. يمكن قياس خسارة الإنتاجية أو الأرباح من الناحية الاقتصادية باستخدام المعلومات المتعلقة بحدوث المرض ومعدل الأجور اليومي (Winpenny,et al 2010) .
نظرًا لأن تكلفة التعليم هي استثمار في تكوين رأس المال البشري ، يمكن اعتبار التغيب عن المدرسة بسبب الأمراض المنقولة بالمياه بمثابة خسارة في الإنتاجية. يمكن استخدام الرسوم الدراسية المطفأة لكل طالب “كسعر ظل” لتقدير القيمة النقدية للخسارة المدرسية بسبب المرض (Mahmood,et al.2014) .
يمكن تقييم القيمة الاقتصادية لوفيات الري بمياه الصرف الصحي ، إن وجدت ، من حيث صافي الإنتاجية للفرد على مدى العمر المتوقع. وبالتالي ، فإن خسارة الإنتاجية المرتبطة بالوفيات هي صافي القيمة الحالية للفرق بين الإنتاج والاستهلاك للفرد خلال الفترة المتبقية من العمر (في حالة الوفيات المبكرة) (Christou,et al.2014) .
6.6 – المحاصيل Crops
المياه العادمة هي مصدر غني بالمغذيات النباتية. تظهر الدراسات التجريبية أن تأثير الري بالمياه العادمة على المحاصيل يختلف من محصول إلى آخر. إذا لم يتم تزويد المحاصيل بالمغذيات الأساسية للنباتات ، فإن الري بمياه الصرف سيكون بمثابة مصدر إضافي للأسمدة وبالتالي زيادة غلة المحاصيل. وإذا زادت المغذيات النباتية التي يتم توصيلها من خلال الري بمياه الصرف الصحي من إمدادات المغذيات ، فقد تتأثر الغلات سلبًا. في حالة عدم وجود أي استخدام للأسمدة الكيماوية ، فإن مغذيات المياه العادمة ستعمل كمصدر وحيد للأسمدة ، وبالتالي تحقيق وفورات في تكلفة الأسمدة. وبالتالي ، من وجهة نظر اقتصادية ، قد يكون للري بمياه الصرف الصحي تأثير ثلاثي الأبعاد على المحاصيل: (1) غلات أعلى ، (2) مصدر لمياه الري ، و (3) قيمة الأسمدة (Alghobar,et al.2016) .
يستخدم النموذج التقليدي نهجًا بسيطًا لتقييم القيمة النقدية لتغيرات الإيرادات. باستخدام معلومات حول التغيرات في غلة المحاصيل ، والمساحة ، والأسعار الحالية. هذا نموذج أساسي من النوع الثابت ، والذي يفترض أن استخدام الموارد أو وظائف المحاصيل والسعر واستجابة فائض المستهلك تظل ثابتة. نظرًا لأن متطلبات المعلومات كمية ، يمكن إجراء القياسات بسرعة وبتكلفة منخفضة نسبيًا. قد توفر نتائج النموذج نظرة ثاقبة سريعة لتأثيرات تغييرات السياسة مثل الري بمياه الصرف. في ظل هذه الظروف ، تتحقق الفوائد الرئيسية للري بمياه الصرف الصحي في شكل توفير في تكلفة الأسمدة.هذا النموذج التقليدي غير قادر على تحديد هذه التغييرات في الرفاهية الإقليمية بسبب التغيرات في استخدام المدخلات (الأسمدة والاقتصاد المائي) ، والمخرجات ، والعمالة ، والفوائد الثانوية لزيادة الدخل ، والآثار التوزيعية لتغيرات الدخل (Aghtape et al 2011) من ناحية أخرى ، يمكن لنماذج التحسين القيام بذلك ، حيث يمكنها نمذجة العلاقات المتداخلة المعقدة لنظام زراعي والتنبؤ بالتأثيرات المباشرة وغير المباشرة والتوزيعية لتغيرات الغلة. تتضمن نماذج التحسين الرياضية البسيطة نماذج البرمجة الخطية ونماذج البرمجة التربيعية لتقدير فوائد الري بمياه الصرف الصحي ، يمكن تعريف نموذج البرمجة الخطية كنموذج تعظيم الربح مع قيود على المدخلات مثل مساحة المحاصيل واستخدام NPK لكل محصول. إلى جانب الافتراضات القياسية ، يفترض نموذج البرمجة الخطية عرضًا مرنًا تمامًا وعوائد قياسية ثابتة. نظرًا لأن تعظيم الربح هو الوظيفة الموضوعية ، فسيتم تثبيت الأسعار خارجيًا(Abdoulkader, et al.2015) .
وعن طريق تغيير العلاقات البيولوجية بين المدخلات والمخرجات ، يمكن تقدير كميات المخرجات المنتجة. تتمثل ميزة النموذج في أنه يمكن أن يكون أداة مفيدة للغاية في اختيار المحاصيل الخاضعة لقيود متغيرة على الأرض والموارد ، عندما يكون تعظيم الربح هو الهدف الرئيسي. ومع ذلك ، فإن نماذج التحسين معقدة وتتطلب بيانات عالية ، كما أن استخدامها كأداة تنبؤية محدود ، ومن بين النماذج الاقتصادية القياسية ، يمكن استخدام نماذج نهج وظيفة الإنتاج لتقييم الآثار الإنتاجية للري بمياه الصرف الصحي. ومع ذلك ، نظرًا لأن التحديد المسبق لوظيفة الإنتاج يفرض افتراضات غير واقعية حول وظائف إمداد المحاصيل والطلب على المدخلات ، فإن “النهج المزدوج” يوفر بديلاً أفضل. يستخدم النهج المزدوج كلاً من وظيفة الإنتاج ، لتحديد الحد الأقصى للإنتاج كدالة للمدخلات ، والتحويل دالة ، لتقدير الحد الأقصى لمتجه الناتج الصافي .( Ma, et al .2015) تصف وظيفة النقل إمكانات الإنتاج وتقيس عدم الكفاءة الفنية لمزرعة ذات نواتج متعددة. يمكن تعيين نهج الازدواجية كوظيفة ربح مع جودة المياه العادمة كمدخلات بحيث تحدد بشكل مباشر الخسارة في أرباح المزارعين وكيف يتم تعديل المدخلات الأخرى استجابة للتغير في جودة مياه الصرف الصحي. يمكن نمذجة النهج المزدوج كدالة التكلفة ووظيفة الربح لتقدير تأثير الري بمياه الصرف الصحي على المحاصيل. هذا النهج المزدوج مفيد لتقدير دالة التكلفة والإيرادات والربح بطريقة منهجية ومتسقة من الناحية النظرية. أيًا كان النموذج المستخدم ، يجب أن يشمل التقييم التجريبي لتأثيرات الري بمياه الصرف الصحي على المحاصيل التأثيرات المباشرة وغير المباشرة المقدرة في بيئة ديناميكية.
6.7 – موارد التربة Soil Resources
بالإضافة إلى مغذيات النبات ، تحتوي المياه العادمة على تركيزات عالية من الأملاح الذائبة وبعض المعادن الثقيلة والعناصر النزرة. يمكن التعبير عن تأثيرات الري بمياه الصرف الصحي المرتبطة بالملوحة على موارد التربة من الناحية الاقتصادية من خلال: (1) العائد المحتمل وفقدان الدخل ؛ (2) فقدان إنتاجية التربة. (3) انخفاض القيمة السوقية للأرض. و (4) تكلفة إجراءات استصلاح التربة. اعتمادًا على درجة تأثر التربة ، يمكن استخدام واحد أو أكثر من هذه التدابير كبديل (Xue,et al.210).
تشكل خسارة الغلة المحتملة بسبب الملوحة خسارة الدخل المحتملة للمزارعين الذين يمارسون الري بمياه الصرف الصحي. يمكن تقييم خسائر الغلة من الناحية الاقتصادية باستخدام نهج خسارة الإنتاجية. ومع ذلك ، حيث أن خسارة الغلة قد تتأثر بعدة عوامل في نفس الوقت ، قد يكون من الصعب عزل خسارة الغلة بسبب الملوحة وحدها وتحديدها بالقيمة المطلقة. علاوة على ذلك ، قد يؤدي ضعف أداء السوق الزراعية إلى تشويه أسعار المحاصيل. ومن ثم ، فإن الخسارة المحتملة في الغلة كمقياس للدخل المفقود قد تكون في أحسن الأحوال تقديرًا تقريبيًا للتأثير الفعلي على ملوحة موارد التربة الناتجة عن مياه الصرف. يمكن استخدام رأي الخبراء حول خسارة غلة المحاصيل المرتبطة بالملح كبديل لتقدير خسارة الدخل هذه (Abdoulkader, et al.2015)
ويمكن قياس القيمة الاقتصادية لإنتاجية التربة من حيث القدرة على إنتاج المحاصيل. قد يكون من الصعب تحديد وتقييم الخسارة في الإنتاجية من الناحية الاقتصادية لأن المقياس العام لإنتاجية التربة هو سعر الأرض (تتطلب الأراضي الأكثر خصوبة وإنتاجية أسعارًا أعلى). لكن أسعار الأراضي للأراضي المماثلة ، والتي لا تتعلق بإنتاجية التربة مثل القرب من قناة أو منطقة سكنية ، قد تختلف اختلافًا كبيرًا بسبب مجموعة متنوعة من الأسباب. ما لم يتم إجراء تحليل مفصل للسعر ، فقد يكون من الصعب تحديد السعر الحقيقي للاختلاف في إنتاجية الأرض المنسوبة إلى معامل الملوحة وتقييمها من الناحية الاقتصادية (Urbano,et al.2017) .
الاستهلاك في القيمة السوقية للأرض له بعدين: إهلاك قيمة بيع الأرض (إهلاك الاستثمار) ، أي سعر السوق للفدان ، وإيجار الأرض ، أي الدخل الإيجاري السنوي للفدان. بموجب عقد الإيجار. يمكن استخدام صافي القيمة الحالية للفرق في سعر السوق أو الإيجار السنوي للفدان على مدى فترة مشتركة ، على سبيل المثال 20 عامًا ، كمقياس لتكلفة الفرصة البديلة للملوحة الناتجة عن مياه الصرف الصحي. يجب أن يعطي حجم الموارد ، والأداء المثالي للسوق ، واستخدام قيمة البيع أو فرق الإيجار السنوي نفس النتائج إذا كانت فترة الخصم تعتمد على الوقت الفعلي المطلوب للاستصلاح ، (Tsagarakis, et al 2003) ومع ذلك ، لجميع الأغراض العملية ، يمكن استخدام فرق قيمة البيع كبديل إذا كان تأثير الملوحة طويل الأجل وشديدًا. بدلاً من ذلك ، يمكن استخدام فرق الإيجار السنوي كبديل إذا كان تأثير الملوحة معتدلاً. المقياس الأكثر اتساقًا وعمليًا لتكلفة الفرصة البديلة للملوحة الناتجة عن المياه العادمة هو تكلفة تدابير استصلاح التربة مثل استخدام الجبس أو السماد الأخضر. نظرًا لأن استخدام الجبس أو السماد الأخضر هو حساب متكرر ومستمر ، فهو بديل أفضل لتقدير تكلفة الملوحة الناتجة عن الري بمياه الصرف الصحي. علاوة على ذلك ، لا يتطلب اختيار فترة الخصم بناءً على مستوى الملوحة بسبب الري بمياه الصرف الصحي ( Abaidoo,et al.2010) .
تحدد فترة المشروع أو السياسة نفسها فترة الخصم. من الناحية المثالية ، يجب استخدام نسبة امتصاص الصوديوم في التربة ، وقياس الملوحة ، والتكلفة المقابلة لإجراءات الاستصلاح ، إذا كانت مدعومة بالأدبيات التجريبية المتاحة ، لتقييم الملوحة الناتجة عن الري بمياه الصرف. إذا كانت ملوحة التربة الناتجة عن المياه العادمة ضئيلة أو كان الضرر الذي يلحق بإنتاجية التربة ضئيلاً ، فإن تكلفة تدبير استصلاح التربة ستكون بديلاً جيدًا لجميع أغراض التقييم الاقتصادي. باختصار ، بالنظر إلى أن تأثير الملوحة يختلف من شديد إلى متوسط ​​، فإن البدائل المناسبة لتقييم الأضرار هي الملوحة الناتجة عن مياه الصرف الصحي هي الفرق في قيمة البيع ، وفرق الإيجار السنوي ، وتكلفة تدابير استصلاح التربة. على التوالي (Urbano,et al.2017) .
6.8 – موارد المياه الجوفية Groundwater Resources
تأثيران رئيسيان للري بمياه الصرف الصحي يتطلبان تقييماً اقتصادياً هما تغذية المياه الجوفية ، وتلوث النترات لموارد المياه الجوفية (مكون التكلفة) من خلال الترشيح والتصريف ، ويمكن تقدير المساهمة السنوية لري مياه الصرف الصحي في تغذية المياه الجوفية من حيث الحجم ، بناءً على كمية المياه المطبقة وجزء الترشيح. يمكن تحويل حجم العلف إلى مصطلحات اقتصادية باستخدام أسعار السوق للمياه. ، يمكن استخدام العوامل المناسبة لتقدير فوائد تغذية المياه الجوفية بالدولار. الوكلاء المقترحون هم:
أ- تكلفة إمداد الفرد بالمياه للأغراض المنزلية. ب- تكلفة إمداد مياه الري للمتر المكعب.
الأساس المنطقي الاقتصادي وراء استخدام هذه البدائل هو أن المياه الجوفية هي مصدر رئيسي لإمدادات المياه المنزلية والزراعية ، واستنزاف موارد المياه الجوفية في غياب التغذية قد يكون له عواقب اقتصادية واجتماعية وبيئية خطيرة. ومن ثم ، فإن المقياس ذي الصلة للقيمة الاقتصادية للمياه هو تكلفة إمدادات المياه المنزلية للفرد(Teng, et al 2012).
إذا أظهر مسح المياه الجوفية مستويات عالية من النترات في مياه الشرب ، فيجب تقييم مخاطر النترات على صحة الإنسان وإدراجها في التحليل الاقتصادي للري بمياه الصرف الصحي. يعد تقييم مخاطر انتقال الملوثات عبر المياه الجوفية ، على سبيل المثال النترات ، مهمة معقدة وصعبة. يشمل تقييم المخاطر العامة للتلوث بالنترات تحديد عامل الخطر ، ومصيره ، وانتقاله عبر التربة ، وتقدير تعرض الإنسان ، وتحويل هذا التعرض إلى مستوى الخطر. يمكن قياس مستوى المخاطر على أساس عامل الخطر (الخطر لكل وحدة من المدخول) وإجمالي المدخول المحتمل. في ضوء عدم اليقين في استهلاك المياه الملوثة بالنترات ووظائف الاستجابة للجرعة ، يمكن التعبير عن المستوى العام للمخاطر كتوزيع بدلاً من تقدير واحد يمكن من خلاله تقدير متوسط ​​عامل الخطر الذي يؤثر على السكان (Christou,et al.2014) .
بدلاً من ذلك ، تتمثل الطريقة الأبسط لتقدير كمية النترات المضافة إلى المياه الجوفية في استخدام معدلات استخدام النيتروجين في مياه الصرف الصحي ، وجزء ترشيح النيتروجين ، وتركيزات النترات الأساسية في المياه الجوفية ، لحساب التركيزات التي تتسرب سنويًا. يمكن حساب جزء النقص على أنه تركيز النيتروجين المتاح مطروحًا منه النيتروجين المطلوب بواسطة المحصول. في حالة نقص المعروض من المغذيات مقارنة بمتطلبات المحاصيل ، يمكن افتراض أن جزء النض هو جزء صغير من جرعة السماد التكميلي (Goraldez,et al.2010). يمكن تقييم المخاطر المتعلقة بالنترات على صحة الإنسان باستخدام نهج رأس المال البشري ومبدأ تكلفة الفرصة البديلة كما هو موضح سابقًا في تقييم الأثر الصحي. بافتراض أن تلوث النترات موجود بالفعل في منطقة الدراسة ، فإن النهج البديل هو استخدام طريقة تقييم الطوارئ ، لمطالبة الأسر بالإعلان عن استعدادها الأقصى للدفع سنويًا لتمكين خفض تركيزات النترات في مياه الشرب (المياه الجوفية) لتقليل 50 مجم / لتر في استبيان المتابعة ، يمكن إعطاء المستجيبين معلومات إضافية تفيد بأن مستويات النترات العالية يمكن أن تؤدي إلى زيادة خطر الإصابة بالسرطان ، من أجل تقييم تقييم المخاطر والاستعداد لدفع ثمن التغييرات. يمكن تجميع العطاءات المتوسطة ، بمعلومات كاملة لتجنب تلوث مصادر المياه الجوفية بالنترات Goraldez,et al.2010) (.
6.9 – قيم الممتلكات Property Values
جودة المياه الجوفية ، مخاطر الصحة العامة ، الانزعاج المرتبط بالرائحة ، الإزعاج وسوء النظافة بسبب الري بمياه الصرف تؤثر سلباً على قيمة الممتلكات. تظهر دراسات تسعير الذوق أن الناس يقللون من مخاطر القرب من الجداول الملوثة والواجهة البحرية عند تحديد القيم على العقارات. علاوة على ذلك ، هناك أدلة موثقة في الأدبيات على أن استهلاك الممتلكات قد يكون في بعض الأحيان بسبب الاعتقاد بأن المخاطر لا تزال قائمة. وبالتالي ، يجب تقييم المخاطر الفعلية والمحتملة على قيم الممتلكات بسبب الري بمياه الصرف الصحي من الناحية الاقتصادية (Teng, et al 2012) .
يمكن استخدام نماذج لوضع قيم نقدية على سمات الملكية. سمات مثل الحجم والموقع والقرب من الطرق والأسواق والمراكز السكانية الرئيسية ، ومؤشر الإنتاجية والخصوبة ، وإيجار الأرض ودخل الإيجار السنوي ، وتوافر القناة / المياه الجوفية ، والحراجة الزراعية ، والاستثمار في أعمال الحفر ، والأهم من ذلك ، القرب من الري مع مواقع مياه الصرف الصحي ، يمكن تقييمها باستخدام هذه الطريقة. إذا ظل تأثير الدخل والمتغيرات الديموغرافية الأخرى ثابتًا ، فيمكن تقدير علاوة مخاطر القرب للعقارات الواقعة بالقرب من مصادر التلوث المرتبطة بمياه الصرف الصحي(Tsagarakis, et al 2003) .
6.10 – التأثيرات البيئية Environmental Impacts
ستكون الآثار البيئية هي تلك المتعلقة بإثراء المغذيات للأجسام المائية من مياه الصرف الصحي الغنية بالمغذيات ، بالقرب من المناطق الزراعية بمياه الصرف الصحي وتلك المتعلقة بتراكم المعادن الثقيلة والتلوث السام لمكونات النظام البيئي. يؤثر التخثث على أنواع الأسماك ومجموعات الأسماك وبالتالي الصيد التجاري في هذه الأماكن (فقدان الدخل). ومن النتائج الأخرى للتغذية اختفاء أنواع الأسماك الشعبية المهمة للصيد الترفيهي. يمكن تقييم الخسارة المحتملة في الدخل لمزارع الأسماك التجارية وفقدان رفاهية الصيادين الترفيهيين باستخدام طريقة التقييم الطارئ. لهذا الغرض ، يمكن تقسيم المستجيبين إلى: (1) أولئك الذين يذهبون للصيد و (2) أولئك الذين لا يذهبون للصيد. يمكن طرح سؤال حول الاستعداد لدفع (والاستعداد لقبول) العطاءات لبرامج الإدارة للسيطرة على مشاكل التخثث المتعلقة بالمياه العادمة للحفاظ على المستويات الحالية للأسماك في النظم البيئية. من شأن الاستعداد الإيجابي للدفع ، حتى من قبل المقيمين غير الصيادين ، أن يشير إلى أن الناس يتجاهلون خطر تدمير الأسماك المرتبط بالغثيان. يمكن استخدام عروض الصيد وغير الصيدلانية لتوليد تقديرات لفقدان الرفاهية لعامة الناس ، ويمكن أن يضاف هذا التقدير بدوره إلى فقدان الدخل. في تربية الأحياء المائية والصيد التجاري لتوليد خسارة اقتصادية كلية للمغذيات لمصايد الأسماك الإقليمية (Christou,et al.2014) .
6.11 – التأثيرات الاجتماعية Social Impacts
تنبع المخاوف الاجتماعية بشأن المخاطر المحتملة للري بمياه الصرف الصحي من المخاوف العامة بشأن التأثيرات على جودة البيئة ، والصحة والسلامة العامة ، والمخاوف بشأن عدم استدامة الموارد الطبيعية. يمكن معالجة هذه المخاوف من خلال برامج التثقيف والتوعية العامة المناسبة. وبالتالي ، يمكن استخدام تكلفة برامج التثقيف والتوعية والتوضيح العامة كبديل لتقييم الآثار الاجتماعية لبرامج الري بمياه الصرف الصحي ، ويمكن تطوير تقديرات التكلفة باستخدام نماذج تعليم وتعليم الكبار(Kim, and Schaible 2010) .
يمكن معالجة مخاطر الأعمال التجارية الزراعية وشواغل المسؤولية المحتملة من خلال البحث عن تأمين ضد هذه المخاطر المحتملة. يمكن استخدام القسط لتغطية مخاطر الري بمياه الصرف “كبديل”. الفرضية الأساسية هي أن شركات التأمين تسعى إلى الربح من الشركات التجارية التي ستحدد قسط التأمين علاوة على التكلفة الحقيقية للمخاطر التي ينطوي عليها الري بمياه الصرف الصحي. ومن ثم ، ينبغي تعديل علاوة المخاطرة نزولاً قبل استخدامها كبديل لتكلفة مخاطر الري بمياه الصرف على الأعمال التجارية الزراعية. باختصار ، يمكن النظر إلى تكلفة برامج التعليم العام وأقساط التأمين على أنها تكلفة الفرصة البديلة لمعالجة مخاوف الأعمال الاجتماعية والزراعية بشأن المخاطر المحتملة للري بمياه الصرف الصحي (UN .2003) .
6.12 – التأثيرات غير المباشرة Indirect Effects
كما هو الحال مع أنظمة الري ، قد يكون للري بمياه الصرف آثار ثانوية على المستوى الإقليمي أو الوطني. هذه الآثار غير المباشرة تخلق فرص عمل وتحسن مستويات المعيشة. على سبيل المثال ، يمكن أن تصبح المناطق شبه الحضرية التي تستخدم مياه الصرف الصحي لإنتاج المحاصيل للأسواق الموضعية أو في الموقع مراكز توظيف للعمالة وتفتح الفرص لتسويق المحاصيل. سيتمكن المزارعون الذين لا يملكون أرضًا والذين يستأجرون عقارات المزرعة كمشاتل للبستنة من توفير مستويات معيشية أعلى لعائلاتهم أو مجتمعاتهم. وبالتالي ، يجب تقييم الآثار غير المباشرة للري بمياه الصرف الصحي ، مثل التأثيرات على العمالة ومستويات الدخل وتوزيعها ، والآثار الاجتماعية مثل التأثيرات على العدالة (Silva,et al.2016). يمكن تقييم الآثار الثانوية للري بمياه الصرف باستخدام نماذج المدخلات والمخرجات أو عن طريق تطبيق تحليل التوازن العام. ومع ذلك ، نظرًا لارتفاع متطلبات البيانات وتعقيد هذه النماذج ، فإن الطريقة الأبسط لمقارنة مستويات الدخل هي تقييم الآثار الثانوية للري بمياه الصرف الصحي (دالة للتوظيف أو إيجارات الموارد) ، واستخدام مقاييس توزيع الدخل مثل منحنى لورنز ومؤشر تغير الانتروبيا (Hussain,et al.2013) .
ثالثاً: الثغرات البحثية في مجال تدوير المياه العادمة
Thirdly: Research Gaps in Wastewater Recycling
7 – فجوات البحث Research Gaps
ينصب تركيز معظم الأبحاث المتعلقة بمياه الصرف الصحي على القضايا التقنية والتحسينات ذات الصلة في جودة المياه وتقليل الآثار البيئية والصحية. تم إنتاج القليل من المعلومات حول إعادة تدوير مياه الصرف الصحي من منظور اقتصادي واجتماعي. على وجه الخصوص ، تم تقدير التكاليف والنتائج المفيدة بشكل غير دقيق. تتعلق القضايا الرئيسية التي لم يتم النظر فيها بعد في إعادة تدوير مياه الصرف الصحي بالتسعير وكفاءة التخصيص (Thompson, et al .2011) .
7.1 – تسعير المياه المعاد تدويرها Pricing for Recycled Water
تكاليف وآليات تسعير مياه الصرف الصحي ليست شفافة ، حيث أن التكلفة الحقيقية للري ومياه الشرب وإعادة التدوير لا تنعكس في الأسعار الحالية. أن تقلبات أسعار المياه من مخططات إعادة التدوير تراوحت بين 7 و 83 سنتًا للكيلوغرام الواحد ، مقارنة بالتكلفة الحقيقية للمياه المستصلحة والتي تراوحت بين 1.45 دولارًا و 3.00 دولارات للكيلو ، والاختلافات في التكاليف غير المحسوبة وحقيقة أن العوامل الخارجية البيئية لم تكن كذلك. مكلف وممتص. يجب تحديد إشارات الأسعار الناتجة عن استخدام المياه المعاد تدويرها على أساس التكاليف الهامشية للإمداد طويل الأجل. إذا تم القيام بذلك ، يمكن اتخاذ القرارات المناسبة بشأن مخططات قائمة بذاتها أو مختلف المقترحات المقارنة (Tsagarakis, et al 2003) .
7.2 – الكفاءة المعينة Assigned Efficiency
لا توجد إرشادات واضحة حول العوامل التي يجب أخذها في الاعتبار عند تخصيص المياه المعاد تدويرها لقطاعات مختلفة ، بحيث يتم تعظيم الكفاءة الاقتصادية الشاملة. يتم تعظيم الكفاءة الاقتصادية من خلال تخصيص المياه المحدودة بين الاستخدامات البديلة بحيث يتم تعويض الفوائد الاجتماعية الهامشية عبر الاستخدامات المختلفة. رسمياً:
MSBl = MSB k for all l and k
حيث: MSB هي المنفعة الاجتماعية الهامشية و l و k هي الاستخدامات المختلفة للمياه (أي المحاصيل المروية ، والصناعة ، والاستخدام المنزلي غير الصالح للشرب ، والمناطق الترفيهية العامة مثل الحدائق).
7.3 – مجالات الاهتمام الأخرى Other areas of interest
هناك عدد من المجالات الأخرى التي تتطلب البحث أيضًا: التوسع المحتمل للمنتجات المروية بمياه الصرف الصحي ومقبولية المستهلك لها. بالإضافة إلى ذلك ، تحتاج نمذجة تقييم المخاطر للتربة وقضايا صحة الإنسان إلى مزيد من البحث. هناك حاجة إلى تحليل مخططات المياه المعاد تدويرها فيما يتعلق بتخطيط البنية التحتية الإقليمية الأوسع. يعد البحث الاجتماعي في فهم أساس التصورات العامة لإعادة استخدام المياه والعوامل النفسية التي تحكم عمليات اتخاذ القرار أمرًا ضروريًا في صياغة أي سياسة لإعادة الاستخدام(Tsagarakis, et al 2003).،
رابعاً: إدارة استراتيجيات الصرف الصحي Fourthly: The Wastewater Strategies Management
8 – إدارة الإستراتيجيات Strategies Management
يوفر الري بمياه الصرف الصحي فوائد من حيث الحفاظ على المياه والأسمدة ويمكن استخدامه لتحقيق أهداف اجتماعية وبيئية أخرى. يواجه تطوير الري بمياه الصرف في جميع أنحاء العالم فرصًا وتحديات مع آفاق جيدة للمستقبل(Hanjra,et al .2012):
أولاً : مع تسارع النمو السكاني والتحضر في العالم ، سيتم التخلص من المزيد من مياه الصرف الصحي وستظهر المزيد من المخاطر الصحية. يؤدي التخلص من المياه العادمة وإيصالها إلى زيادة التكاليف والاحتياجات التكنولوجية. تحتاج تقنيات معالجة مياه الصرف الصحي إلى مزيد من التطوير لتلبية الطلبات المتزايدة من حيث الكمية والنوعية. يجب إنشاء أنظمة لامركزية لإدارة مياه الصرف الصحي أكثر كفاءة. يمكن أن يساعد استخدام التقنيات الجديدة في تقليل التكاليف. إذا أمكن تقليل المسافات بين مواقع التخلص ومحطات معالجة مياه الصرف الصحي والأراضي المروية ، فسيتم تقليل تكاليف النقل. وفي الوقت نفسه ، استخدام / التخلص من المواد الصلبة الحيوية واستخدام المواد الكيميائية المعقدة يجب أن تتضمن المكونات تطبيق التقنيات المتقدمة للمساعدة في إعادة استخدام مياه الصرف الصحي للري بشكل أفضل. من المرجح أن يؤدي التوازن البسيط بين إنتاج الخادمات للمياه العادمة والصناعات لأغراض الري إلى توفير المزيد من المياه وتقليل تلوث التربة والمخاطر الصحية.
ثانيا: يجب أن تكون أنظمة جمع وتسليم ومعالجة المياه العادمة قادرة على التكيف مع الظروف المناخية المستقبلية ، وخاصة في المناطق الساحلية. تقلب المناخ وعدم اليقين سيخلق المزيد من التحديات. يجب مواجهة عدم اليقين من الظواهر الطبيعية وعدم القدرة على التنبؤ بالبيئة والتعامل معها بشكل صحيح. سوف يؤدي الجفاف إلى تفاقم نقص المياه في العديد من البلدان بينما ستزيد الفيضانات من الحاجة إلى البنية التحتية لتصريف مياه الصرف الصحي. لذلك ، نحن بحاجة إلى تقنيات مناسبة لالتقاط وتوزيع المياه ، وحماية التربة ، وإعادة تدوير مياه الصرف الصحي ، وتحسين الإدارة.
ثالثاً: يجب وضع قوانين وأنظمة مناسبة وأكثر صرامة فيما يتعلق بالري بالمياه العادمة. النظم التنظيمية الصارمة ضرورية لإدارة مقايضات الري بمياه الصرف الصحي. ومع ذلك ، لم يعر المزارعون اهتمامًا كافيًا لمثل هذه اللوائح ، التي بدت غير فعالة. من ناحية أخرى ، تقوم الهيئات العامة بجمع الكثير من البيانات وتكشف عن إمكانية عالية لإعادة استخدام المياه. يمكن أن تساعد هذه البيانات في حماية البيئة. ومع ذلك ، لم يتوسع هذا النوع من الأعمال بالمعدلات المتوقعة. إعادة استخدام مياه الصرف الصحي معوقات. يجب مراعاة الحاجة إلى تطوير معايير مشتركة لإعادة استخدام المياه في العالم في المستقبل(Tiwari,et al.2011).
بالإضافة إلى ذلك ، فإن التنمية التجارية المحدودة للمياه المستصلحة وانخفاض مستويات الوعي العام والتعاون بين أصحاب المصلحة هي تحديات حاسمة أخرى تواجه في مجال الري بمياه الصرف الصحي خاصة في بعض البلدان النامية. يجب إنشاء آليات تشغيلية تجارية في المستقبل ، لا سيما في البلدان النامية. إن تلقي الدعم المالي من الحكومة ليس نهجًا مستدامًا. فيما يتعلق بممارسات إعادة استخدام المياه والتقدم التكنولوجي ، يمكن تعلم الخبرات القطرية. يجب اعتبار الري بالمياه العادمة كجزء من نظام الإنسان – الماء – النبات – التربة – الغلاف الجوي. مع التنمية الاجتماعية والاقتصادية ، ينبغي تنويع الري بمياه الصرف الصحي في المستقبل. أخيرًا ، من الضروري إجراء المزيد من البحث العلمي حول إعادة استخدام المياه العادمة الزراعية لجمع البيانات وللتنمية المستدامة لأنظمة الري بمياه الصرف الصحي (Christou,et al.2014) . لري المحاصيل بالمياه العادمة آثار إيجابية وسلبية. ومع ذلك ، من خلال اعتماد وتنفيذ بعض الإجراءات والممارسات الاحترازية ، يمكن تقليل هذه الآثار السلبية لاستخدام مياه الصرف الصحي ، مما يجعلها مصدرًا آمنًا وموثوقًا للري من خلال(Hanjra,et al .2012) :
1. تختلف قوانين حماية البيئة وتطبيقها اختلافاً تاماً في البلدان النامية والمتقدمة. لذلك ، ستكون هناك حاجة إلى نهج أكثر منهجية في القطاعين الصناعي والزراعي لمعالجة هذه المعضلة البيئية والصحية. (Haruvy, et al 2009). .
2 . تعتبر معالجة مياه الصرف الصناعي قبل تصريفها أيضًا شرطًا أساسيًا للتخفيف الفعال من آثارها البيئية السلبية.
3. برز تغير المناخ مؤخراً باعتباره تحدياً بيئياً رئيسياً. يجب مواجهة عدم اليقين من هذه الظواهر الطبيعية بمساعدة الإنسان وعدم تنظيم البيئة ومعالجتها بشكل صحيح. ستكون هناك حاجة إلى التقنيات المناسبة والبنية التحتية للتخلص من مياه الصرف الصحي لجمع وإعادة تدوير مياه الصرف الصحي وتوزيعها ، وحماية التربة ، وتحسين الإدارة.
4 . في المناطق (القاحلة ، شبه القاحلة) حيث تكون إمدادات المياه العذبة نادرة ، يمكن أن يؤدي خلط المياه العادمة مع المياه الجوفية أو السطحية إلى تقليل تركيزات PTE في مياه الري المطبقة (المختلطة). بهذه الطريقة ، يمكن تقليل مخاطر تراكم PTEs في التربة والمحاصيل ، فضلاً عن المخاطر الصحية المرتبطة بها. (Cirelli, et al. 2012).
5. من أجل الإدارة الفعالة لهذه القضية البيئية والصحية ، هناك حاجة إلى التنفيذ السليم للقوانين والأنظمة المتعلقة بالتخلص من المياه العادمة واستخدامها في القطاع الزراعي ، وخاصة في البلدان الأقل نموا. (Aghtape et al 2011). يمكن أن يختلف تكوين مياه الصرف الصحي والأنواع الكيميائية للملوثات اختلافًا كبيرًا في مياه الصرف الصحي البلدية / الصناعية المختلفة خلال المواسم المختلفة (الصيف والشتاء). وبالتالي ، يمكن أن تختلف المخاطر البيئية والصحية لهذا الملوث في ظل هذه الظروف.

إجمالي فوائد إعادة استخدام المياه العادمة = إنتاج المحاصيل – تكلفة استصلاح التربة – تكلفة تلف الخزان الجوفي + وظيفة مزايا إعادة تغذية الخزان الجوفي – التكلفة الصحية – التكلفة الرأسمالية والتشغيلية لمعالجة مياه الصرف الصحي.

خامسا : الاستنتاجات Conclusions
ندرة المياه هي إحدى مشاكل المناطق القاحلة وشبه القاحلة ، وفي الوقت الحالي ، يعتبر استهلاك المياه في الغالب أعلى من المياه المتاحة ويتم تلبية الطلب على المياه للصناعات والمنزلية والزراعة على حساب المتطلبات البيئية. نظرًا لأن الزراعة هي المستهلك الرئيسي للمياه ، فإن استراتيجيات تحسين كفاءة استخدام المياه وتحديد الاستخدامات البديلة لها أهمية قصوى في الحد من ندرة المياه وتحرير موارد المياه لاستخدامها في قطاعات أخرى ذات قيمة اقتصادية أعلى. لن تؤدي إعادة استخدام المياه العادمة في الزراعة إلى تقليل الندرة فحسب ، بل ستعمل أيضًا على تحسين غلة المحاصيل ، وتقليل الحاجة إلى الأسمدة واستخدامها كجزء من معالجة مياه الصرف الصحي التي تزيل النترات والمغذيات الكبيرة الأخرى من مياه الصرف الصحي. ومع ذلك ، هناك أيضًا جوانب سلبية تتعلق بإعادة استخدام مياه الصرف الصحي وتشمل هذه الملوحة التربة ، وصحة المزارعين والمستهلكين ، والقبول العام ، وإمكانية تسويق المنتجات ، والجدوى الاقتصادية ، واستدامة الري بمياه الصرف الصحي.
تتبنى هذه الدراسة إطار عمل نمذجة الأنظمة المتكاملة والذي يسمح بتقييم المقايضات المحتملة التي تجعل استخدام المياه العادمة أكثر أمانًا ولها عوائد أعلى مع تقليل الآثار السلبية. توضح الدراسة تنوع خصائص معالجة مياه الصرف الصحي مع مكونات التكلفة والعائد لتحقيق الري المقبول ، على الرغم من أن المستويات المنخفضة من معالجة مياه الصرف الصحي قد تؤدي إلى انخفاض رأس المال والتكلفة التشغيلية ، ولكنها تؤدي إلى ارتفاع التكاليف البيئية والتكاليف الصحية وإنتاجية التربة ، وتكلفة الري. بينما من ناحية أخرى ، تظهر معالجة مياه الصرف الصحي المرتفعة تكلفة رأس المال والتشغيل أعلى مما يترجم إلى انخفاض التكلفة البيئية والتكلفة الصحية وإنتاجية التربة وتكلفة الري. بالإضافة إلى ذلك ، تضع الدراسة مياه الصرف الصحي على جدول أعمال السياسات من خلال توضيح الفوائد الاقتصادية والبيئية لاستخدام مياه الصرف الصحي في الزراعة. الفرضية الرئيسية لهذه الدراسة هي أن الفوائد الاقتصادية لإعادة استخدام المياه العادمة في الزراعة تفوق التكاليف (الصحية والبيئية) ، نوصي بتطبيق الإطار التحليلي المطور على البيانات التجريبية.
تستخدم المياه العادمة لري المحاصيل كبديل للمياه العذبة. جمع المياه العادمة والتخلص منها واستخدامها في الزراعة لها تاريخ طويل. في الوقت الحاضر ، أصبح استخدام المياه العادمة للري ممارسة شائعة في العديد من البلدان حول العالم. يوفر ري المحاصيل بمياه الصرف الصحي فرصًا وتحديات فيما يتعلق باستخداماته وآثاره البيئية / الصحية. يبدو أنه مفيد من حيث إستراتيجية إعادة استخدام المياه البلدية / الصناعية وإدارتها ، والأسمدة والحفاظ على المياه ، وتحقيق أهداف بيئية واجتماعية معينة. هذه الممارسة المتمثلة في ري المحاصيل بمياه الصرف الصحي قد خففت إلى حد كبير من نقص المياه ، خاصة في المناطق القاحلة والمناطق شبه القاحلة في العالم. كانت القيمة الغذائية لمياه الصرف الصحي عامل جذب أيضًا لاستخدامها على نطاق واسع لري المحاصيل. في الوقت نفسه ، يمكن أن يسبب الري بمياه الصرف الصحي غير المعالجة العديد من المشكلات البيئية وصحة الإنسان. إحدى القضايا الرئيسية المتعلقة بهذه الممارسة هي تراكم المعادن الثقيلة في التربة ، والنباتات ، وسلاسل الغذاء ، وفي النهاية في البشر. عندما يتم تقييم قضايا البيئة وصحة الإنسان المتعلقة بري محاصيل مياه الصرف على الصعيد العالمي ، يكون هناك فرق كبير بين البلدان المتقدمة والبلدان النامية. إن جمع وإعادة تدوير وإعادة استخدام مياه الصرف الصحي في القطاع الزراعي يتكيف ويعمل بشكل أفضل في البلدان المتقدمة منه في العالم النامي. تعيق القضايا الاجتماعية والاقتصادية والتشريعية والتشريعية استخدامها السليم في العالم النامي.
ساهمت المياه العادمة ، كبديل للمياه العذبة ، بشكل كبير في الري الزراعي لمعالجة العجز المائي العالمي. إلى حد كبير ، أدى الري بمياه الصرف الصحي إلى التخفيف من نقص المياه في بعض مناطق العالم. ومع ذلك ، فإنه يثير أيضًا العديد من القضايا من حيث صحة الإنسان والبيئة. للري بمياه الصرف الصحي تاريخ طويل وعمل بشكل أفضل في البلدان المتقدمة منه في العالم النامي. يمكن أن يؤدي الري بمياه الصرف الصحي غير المعالجة إلى العديد من المشاكل البيئية والصحية من خلال التربة والمحاصيل. يمكن أن يؤدي تطبيق تقنيات المعالجة والري المناسبة إلى فوائد كبيرة مع تقليل المخاطر إلى الحد الأدنى. يمكن أن تضمن الإدارة الحذرة هذه الفوائد مع تقليل المخاطر. لا يزال الري بمياه الصرف الصحي يواجه العديد من التحديات. ومع ذلك ، من خلال التطوير المستمر ، يمكن للري بمياه الصرف أن يقلل بشكل كبير من القدرة الاستيعابية للبيئة ويوفر فوائد اقتصادية ومجتمعية وبيئية كبيرة في المستقبل. نظرًا للنمو السكاني السريع والتنمية الاقتصادية بالإضافة إلى عدم اليقين بشأن تغير المناخ ، قد يواجه استخدام المياه العادمة في القطاع الزراعي العديد من التحديات. لذلك ، فإن جمع المياه العادمة وإعادة تدويرها وإعادة استخدامها لها آفاق جيدة للمستقبل ، لا سيما في المدن سريعة النمو والمكتظة بالسكان ، والمناطق القاحلة وشبه القاحلة ، وفي البلدان النامية. ومن ثم ، يجب إعطاء الأولوية لاستراتيجيات وتقنيات توفير المياه بشكل منهجي. أخيرًا ، هناك حاجة إلى مزيد من البحث العلمي فيما يتعلق باستخدام الري بمياه الصرف من أجل تنمية أكثر فاعلية واستدامة وتكييف أنظمة الري بمياه الصرف ، خاصة في المناطق الأقل نموًا.
المراجع References

Abaidoo, R.C.; Keraita, B.; Drechsel, P.; Dissanayake, P.; Maxwell, A.S. 2010. Soil and crop contamination through wastewater irrigation and options for risk reduction in developing countries. In Soil Biology and Agriculture in the Tropics; Springer: Berlin, Germany,; pp. 275–297.
Abdoulkader, B.A.; Mohamed, B.; Nabil, M.; Alaoui-Sossé, B.; Eric, C.; Aleya, L. 2015. Wastewater use in agriculture in Djibouti: Effectiveness of sand filtration treatments and impact of wastewater irrigation on growth and yield of Panicum maximum. Ecol. Eng., 84, 607–614.
Aghtape, A.A.; Ghanbari, A.; Sirousmehr, A.; Siahsar, B.; Asgharipour, M.; Tavssoli, A. 2011.Effect of irrigation with wastewater and foliar fertilizer application on some forage characteristics of foxtail millet (Setaria italica). Int. J. Plant Physiol. Biochem. 3, 34–42.
Alghobar, M.A.; Suresha, S. 2016. Effect of wastewater irrigation on growth and yield of rice crop and uptake and accumulation of nutrient and heavy metals in soil. Appl. Ecol. Environ. Sci., 4, 53–60.
Al-Rashidi, R.; Rusan, M.; Obaid, K. 2013.Changes in plant nutrients, and microbial biomass in different soil depths after long-term surface application of secondary treated wastewater. Sci. J. Riga Tech. Univ. Environ. Clim. Technol., 11, 28–33.
Ation water use: theory and an application to groundwater use. Environmental and Resource Economics, 17, pp. 73-87.
Becerra-Castro, C.; Lopes, A.R.; Vaz-Moreira, I.; Silva, E.F.; Manaia, C.M.; Nunes, O.C. 2015.Wastewater reuse in irrigation: A microbiological perspective on implications in soil fertility and human and environmental health. Environ. Int., 75, 117–135.
Breaux, Andree; Stephen Farber; and John Day. 2005. Using Natural Coastal Wetlands Systems for Wastewater Treatment: An Economic Benefit Analysis. Journal of Environmental Management, Vol. 44, no. 3, pp. 285-291.
Buyukkamaci N. Koken E. (2010) Economic evaluation of alternative wastewater treatment plant options for pulp and paper industry. Science of the Total Environment 408 (2010) 6070–6078
Chopra, A.; Pathak, C. 2015, Accumulation of heavy metals in the vegetables grown in wastewater irrigated areas of Dehradun, India with reference to human health risk. Environ. Monit. Assess. 187, 445
Christou, A.; Eliadou, E.; Michael, C.; Hapeshi, E.; Fatta-Kassinos, D. 2014.Assessment of long-term wastewater irrigation impacts on the soil geochemical properties and the bioaccumulation of heavy metals to the agricultural products. Environ. Monit. Assess., 186, 4857–4870.
Cirelli, G.; Consoli, S.; Licciardello, F.; Aiello, R.; Giuffrida, F.; Leonardi, C. 2012. Treated municipal wastewater reuse in vegetable production. Agric. Water Manag, 104, 163–170.
Covarrubias, S.A.; de-Bashan, L.E.; Moreno, M.; Bashan, Y. 2012. Alginate beads provide a beneficial physical barrier against native microorganisms in wastewater treated with immobilized bacteria and microalgae. Appl. Microbiol. Biotechnol., 93, 2669–2680.
De Oliveira, P.C.P.; Gloaguen, T.V.; Gonçalves, R.A.B.; Santos, D.L.; Couto, C.F. 2016.Soil Chemistry after Irrigation with Treated Wastewater in Semiarid Climate. Rev. Bras. Ciênc. Solo, 40.
Del Mar Alguacil, M.; Torrecillas, E.; Torres, P.; García-Orenes, F.; Roldán, A. 2012. Long-term effects of irrigation with waste water on soil AM fungi diversity and microbial activities: The implications for agro-ecosystem resilience. PLoS ONE, 7, e47680.
Disciglio, G.; Gatta, G.; Libutti, A.; Gagliardi, A.; Carlucci, A.; Lops, F.; Cibelli, F.; Tarantino, A. 2015. Effects of irrigation with treated agro-industrial wastewater on soil chemical characteristics and fungal populations during processing tomato crop cycle. J. Soil Sci. Plant Nutr., 15, 765–780.
Farahat, E.; Linderholm, H.W. 2015. The effect of long-term wastewater irrigation on accumulation and transfer of heavy metals in Cupressus sempervirens leaves and adjacent soils. Sci. Total Environ, 512, 1–7.
Finea P., Halperinb R. and Hadas E. (2006) Economic considerations for wastewater upgrading alternatives:An Israeli test case. Journal of Environmental Management 78 (2006) 163–169
Fraas, Arthur G.; and Vincent G. Munley. 2002. Municipal Wastewater Treatment Cost. Journal of Environmental Economics and Management. 11 (1): 28-38.
Fuhrimann, S.; Winkler, M.S.; Stalder, M.; Niwagaba, C.B.; Babu, M.; Kabatereine, N.B.; Halage, A.A.; Utzinger, J.; Cissé, G.; Nauta, M. . 2016. Disease burden due to gastrointestinal pathogens in a wastewater system in Kampala, Uganda. Microb. Risk Anal, 4, 16–28.
Galal, H.A. 2015. Long-term Effect of Mixed Wastewater Irrigation on Soil Properties, Fruit Quality and Heavy Metal Contamination of Citrus. Am. J. Environ. Prot., 3, 100–105.
Goraldez, C.; and G. Fox. 2010 An economic analysis of ground water contamination from agricultural nitrate emissions in Southern Ontario. Canadain Journal of Agricultural Economics, 43, pp. 387-402.
Hanjra, M.A.; Blackwell, J.; Carr, G.; Zhang, F.; Jackson, T.M. 2012. Wastewater irrigation and environmental health: Implications for water governance and public policy. Int. J. Hyg. Environ. Health, 215, 255–269.
Haruvy, Nava. 2010. Agricultural reuse of wastewater: nation-wide cost-benefit analysis. Agriculture, Ecosystems and Environment, Volume 66, Issue 2, pp.113-119.
Huong, N.T.L.; Ohtsubo, M.; Li, L.; Higashi, T.; Kanayama, M. 2010. Heavy-Metal Contamination of Soil and Vegetables in Wastewater-Irrigated Agricultural Soil in a Suburban Area of Hanoi, Vietnam. Commun. Soil Sci. Plant Anal., 41, 390–407. .
Hussain, A.; Alamzeb, S.; Begum, S. 2013. Accumulation of heavy metals in edible parts of vegetables irrigated with waste water and their daily intake to adults and children, District Mardan, Pakistan. Food Chem., 136, 1515–1523.
Ibekwe, A.; Gonzalez-Rubio, A.; Suarez, D. 2017. Impact of treated wastewater for irrigation on soil microbial communities. Sci. Total Environ. 622–623, 1603–1610.
Khalid, S.; Shahid, M.; Dumat, C.; Niazi, N.K.; Bibi, I.; Gul Bakhat, H.F.S.; Abbas, G.; Murtaza, B.; Javeed, H.M.R. 2017. Influence of groundwater and wastewater irrigation on lead accumulation in soil and vegetables: Implications for health risk assessment and phytoremediation. Int. J. Phytoremed., 19, 1037–1046.
Ma, S.-C.; Zhang, H.-B.; Ma, S.-T.; Wang, R.; Wang, G.-X.; Shao, Y.; Li, C.-X. 2015. Effects of mine wastewater irrigation on activities of soil enzymes and physiological properties, heavy metal uptake and grain yield in winter wheat. Ecotoxicol. Environ. Saf. 113, 483–490.
Mahmood, A.; Malik, R.N. 2014.Human health risk assessment of heavy metals via consumption of contaminated vegetables collected from different irrigation sources in Lahore, Pakistan. Arab. J. Chem., 7, 91–99.
Mark, Y.-A.; Philip, A.; Nelson, A.W.; Muspratt, A.; Aikins, S. 2017. Safety assessment on microbial and heavy metal concentration in Clarias gariepinus (African catfish) cultured in treated wastewater pond in Kumasi, Ghana. Environ. Technol., 1–10.
Mehmood, T.; Bibi, I.; Shahid, M.; Niazi, N.K.; Murtaza, B.; Wang, H.; Ok, Y.S.; Sarkar, B.; Javed, M.T.; Murtaza, G. 2017. Effect of compost addition on arsenic uptake, morphological and physiological attributes of maize plants grown in contrasting soils. J. Geochem. Explor. 178, 83–91.
Mekki, A.; Sayadi, S. 2017.Study of heavy metal accumulation and residual toxicity in soil saturated with phosphate processing wastewater. Water Air Soil Pollut. 228, 215.
Molinos‐Senante M., Hernández‐Sancho F. and Sala‐Garrido R. (2010) Economic feasibility study for wastewater treatment: A cost–benefit analysis. Science of the Total Environment 408 (2010) 4396–4402
Oyeku, O.; Eludoyin, A. 2010. Heavy metal contamination of groundwater resources in a Nigerian urban settlement. Afr. J. Environ. Sci. Technol., 4, 201–214.
Qureshi, A.S.; Hussain, M.I.; Ismail, S.; Khan, Q.M. 2016.Evaluating heavy metal accumulation and potential health risks in vegetables irrigated with treated wastewater. Chemosphere, 163, 54–61.
Rodda, N.; Salukazana, L.; Jackson, S.; Smith, M. 2011. Use of domestic greywater for small-scale irrigation of food crops: Effects on plants and soil. Phys. Chem. Earth Parts A/B/C, 36, 1051–1062.
Rosenqvist H.; P. Aronsson; K. Hasselgren; and K. Perttu. 2010. Economics of using municipal wastewater irrigation of willow coppice crops, Biomass and Bioenergy, Volume 12, Issue 1, pp.1-8.
Satoa N., Okuboa T., Onoderaa T., Agrawalb L.K., Ohashia A. and Haradaa H. (2007) Economic evaluation of sewage treatment processes in India. Journal of Environmental Management 84 (2007) 447–460
Scott, C.A.; Drechsel, P.; Raschid-Sally, L.; Bahri, A.; Mara, D.; Redwood, M.; Jiménez, B. 2010. Wastewater irrigation and health: Challenges and outlook for mitigating risks in low-income countries. In Wastewater Irrigation and Health: Assessing and Mitigating Risk in Low-Income Countries; Earthscan: London, UK,; pp. 381–394.
Shahid, M.; Dumat, C.; Khalid, S.; Schreck, E.; Xiong, T.; Niazi, N.K. 2017. Foliar heavy metal uptake, toxicity and detoxification in plants: A comparison of foliar and root metal uptake. J. Hazard. Mater., 325, 36–58.
Silva, L.V.; de Lima, V.L.; Pearson, H.W.; Silva, T.T.; Maciel, C.L.; Sofiatti, V. 2016. Chemical properties of a Haplustalf soil under irrigation with treated wastewater and nitrogen fertilization. Rev. Bras. Eng. Agrícola Ambient., 20, 308–315.
Teng C., Leu S., Koc C., Fan C., Sheue Y, and Huf H (2012) Economic and environmental analysis of using constructed riparian wetlands to support urbanized municipal wastewater treatment. Ecological Engineering 44 (2012) 249– 258
Thompson, R. G; and F. D. Singelton, Jr. 2011. Wastewater treatment costs and outlays in organic petrochemicals: standards versus taxes with methodology suggestions for marginal cost pricing and analysis. Water Resources Research. Vol. 22, no. 4, pp. 467-474.
Tsagarakis K.P., Mara D.D. and Angelakis A.N. (2003) Application of cost criteria for selection of municipal wastewater treatment systems. Water, Air, and Soil Pollution 142, 187–210
UN (2003) Economic and Social Commision for Western Asia. Wastewater Treatment Technologies: A General Overview. United Nations, New York, 2003, 03‐0695
Urbano, V.R.; Mendonça, T.G.; Bastos, R.G.; Souza, C.F. 2017.Effects of treated wastewater irrigation on soil properties and lettuce yield. Agric. Water Manag. 181, 108–115.
Woldetsadik, D.; Drechsel, P.; Keraita, B.; Itanna, F.; Gebrekidan, H. 2017. Heavy metal accumulation and health risk assessment in wastewater-irrigated urban vegetable farming sites of Addis Ababa, Ethiopia. Int. J. Food Contam. 4, 9.
Xue, Y.; Yang, P.; Ren, S.; Li, Y.; Su, Y. 2010.Effects of Municipal Reclaimed Wastewater Irrigation on Soil Biochemical Properties. In Proceedings of the 2010 4th International Conference on Bioinformatics and Biomedical Engineering (iCBBE), Chengdu, China,; pp. 1–4.
Zia, M.H.; Watts, M.J.; Niaz, A.; Middleton, D.R.; Kim, A.W. 2017. Health risk assessment of potentially harmful elements and dietary minerals from vegetables irrigated with untreated wastewater, Pakistan. Environ. Geochem. Health 39, 707–728. .