Entscheidungsfindung für die Umsetzung nicht

npj Clean Water Band 6, Artikelnummer: 56 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Die Auswirkungen des Klimawandels, des Bevölkerungswachstums und zukünftiger hydrologischer Unsicherheiten erfordern einen verstärkten Wasserschutz, neue Wasserressourcen und eine Verlagerung hin zu nachhaltigen städtischen Wasserversorgungsportfolios. Die Diversifizierung von Wasserportfolios mit nicht-traditionellen Wasserquellen kann eine Schlüsselrolle spielen. Auf dem Dach gesammeltes Regenwasser (RHRW), atmosphärische und Kondensatgewinnung, Regenwasser, recyceltes Abwasser und Grauwasser sowie entsalztes Meerwasser und Brackwasser sind derzeit allesamt genutzte und sich schnell entwickelnde nicht-traditionelle Wasserquellen. Dieser Bericht untersucht den Status und die Trends rund um diese nicht-traditionellen Wasserquellen und überprüft Ansätze und Modelle zur Priorisierung, Vorhersage und Quantifizierung besorgniserregender Kennzahlen. Die hier vorgestellte Analyse legt nahe, dass das Verständnis der Herausforderungen standortspezifischer Szenarien, sozioökonomischer Wissenslücken, Wasserversorgungstechnologien und/oder Wassermanagementstrukturen der entscheidende erste Schritt bei der Etablierung eines Modell- oder Rahmenansatzes ist, um eine Strategie für zukünftige Verbesserungen bereitzustellen. Die Ergebnisse dieser Studie deuten auch darauf hin, dass klare politische Richtlinien und eine Wartung vor Ort erforderlich sind, um unterschiedliche Wasserqualitätsprobleme bei nichttraditionellen Quellen wie gesammeltem Regenwasser und Grauwasser zu lösen. Darüber hinaus wirft die Nutzung von Regenwasser oder die Wiederverwendung von Abwasser aufgrund unbekannter Risiken und Krankheitserregerkonzentrationen Bedenken für die öffentliche Gesundheit auf, sodass schnelle Überwachungstechnologien und transparente Meldesysteme ihre Einführung erleichtern können. Schließlich variiert die Kostenstruktur der Entsalzung weltweit erheblich, was größtenteils auf behördliche Anforderungen und lokale Richtlinien zurückzuführen ist. Eine weitere Reduzierung der Kapitalkosten und des Energieverbrauchs wird als Hürde für die Umsetzung identifiziert. Insgesamt unterstreichen Modelle und Prozessanalysen die Stärke vergleichender Bewertungen über Szenarien und Wasserversorgungsoptionen hinweg.

Da das Bevölkerungswachstum auf der ganzen Welt weiter anhält, steigt auch der Bedarf an Trinkwasserquellen und Infrastruktur, die dessen Verfügbarkeit sicherstellen können. Der Klimawandel, zu dem extreme Wetterereignisse und Naturkatastrophen gehören, verschärft den Wasserstress aufgrund seiner Auswirkungen auf die Wassermenge, -qualität und lokale Engpässe1,2. Zukünftige klimatische und hydrologische Unsicherheiten, die die Kluft zwischen Angebot und Nachfrage der Wasserressourcen weiter vergrößern, haben die Entscheidungsfindung im Wassermanagement in Richtung verstärkter Erhaltung, technologischer Fortschritte bei der Wasseraufbereitung und einer Verlagerung hin zur Diversifizierung städtischer Wasserportfolios mit nicht-traditionellen, dezentralen oder nicht-traditionellen Wasserressourcen motiviert „nachhaltigere“ Quellen3. Das Paradigma der Wasserversorgung und -aufbereitung muss aktuelle und zukünftige Auswirkungen von Klima, Bevölkerung und Krankheiten bewältigen und sich darauf vorbereiten.

Bisher ist es in städtischen Gebieten und entwickelten Ländern auf der ganzen Welt am häufigsten, dass man auf zentrale Trinkwassersysteme angewiesen ist, die aus traditionellen Oberflächen- und Grundwasserquellen stammen. Diese Systeme versorgen Verbraucher mit sauberem Wasser und erfüllen standardisierte Anforderungen an die umweltgerechte Abfallentsorgung. Daher sind Verbesserungen des Systems im Hinblick auf Bevölkerungswachstum und Klimawandel schwieriger und konzentrieren sich tendenziell auf die Nachrüstung der Infrastruktur für mehr Wasserströme und die Unterstützung größerer Bevölkerungsgruppen. Es ist fraglich, ob dies in den kommenden Jahren wirtschaftlich und ökologisch machbar bleibt, insbesondere in wasserarmen Gebieten4. Umgekehrt sind in vielen ländlichen Regionen der Welt nach wie vor lokale und dezentrale Wassersysteme für die Wassergewinnung, -speicherung, -aufbereitung und -nutzung der Standard. Beispielsweise sind auf Dächern gesammeltes Regenwasser (RHRW), Zisternen und Wasserrecycling in ländlichen Gebieten und Entwicklungsländern weltweit etablierte Praktiken und Methoden. Diese nicht-traditionellen Wasserversorgungen unterscheiden sich jedoch in Qualität, Gesundheitsrisiken und Wartung und sind möglicherweise stärker von Naturkatastrophen und Krankheitserregern betroffen als eine zentralisierte Infrastruktur. Quantität, Qualität und Zugänglichkeit von Wasserressourcen und -aufbereitung stellen komplexe Herausforderungen dar und ein besseres Verständnis nichttraditioneller Wasserressourcen und Aufbereitungskonzepte ist erforderlich, um eine umfassende Verfügbarkeit und Sicherheit der Wasserversorgung sicherzustellen.

Nicht-traditionelle Wasserquellen bringen einzigartige Herausforderungen bei der Umsetzung und Vorteile bei der Nutzung mit sich. Die zukünftige Wasserversorgungssicherheit erfordert, dass diese Herausforderungen und Vorteile verstanden und für eine nachhaltige Wasserbewirtschaftung erforscht werden. Abb. 1. Nachhaltiges Wassermanagement ist die Nutzung von Wasser in einer Weise, die eine angemessene Qualität und Quantität bietet und einzigartige soziale und ökologische Bedürfnisse berücksichtigt und gleichzeitig sicherstellt, dass diese gewährleistet sind Bedürfnisse und Standards werden auch in Zukunft erfüllt. Spezifische Herausforderungen hängen von regionalen und sozioökonomischen Faktoren wie Kosten, Landnutzung und unterschiedlichen Perspektiven zur Wasserverwaltung und Technologieeinführung ab. Unter Wasser-Governance versteht man das Spektrum politischer, sozialer, wirtschaftlicher und administrativer Systeme zur Entwicklung, Verwaltung und Bereitstellung von Wasserressourcen auf verschiedenen Ebenen der Gesellschaft5. Die Wasserindustrie in den USA ist stark fragmentiert. Fast 150.000 Unternehmen sind beim EPA Safe Drinking Water Information System (SDWIS) als Trinkwasserversorger registriert6. Daher ist die Entscheidung, neue Wasserquellen zu erschließen oder in Technologie zu investieren, regionalspezifisch und hängt von der lokalen Verwaltung und den örtlichen Gegebenheiten ab. Da Umwelt- und Klimafaktoren die Wasserprobleme verschärfen, verstärken sich die Auswirkungen auf Gebiete und Gemeinden, die einem höheren Risiko ausgesetzt sind, wie etwa semiaride Regionen oder Gebiete mit unterschiedlicher Urbanisierung, denen es an der Infrastruktur fehlt, um zuverlässiges, sauberes Wasser bereitzustellen. Daher gibt es keine einheitliche Technologie oder einen einheitlichen Ansatz für ein nachhaltiges Wassermanagement. Um den Klimawandel, das Bevölkerungswachstum sowie Bedenken hinsichtlich der Wassermenge und -qualität in allen Gruppen und Standorten berücksichtigen zu können, ist eine Planung und Gestaltung erforderlich, die über die aktuellen systematischen Ansätze und Richtlinien hinausgeht.

Die Pfeile und Einfügungen weisen auf ihre Einsatzmöglichkeiten hin.

Analysetools und -modelle sind bei der Planung und Gestaltung hilfreich, da sie es Forschern ermöglichen, kritische Bereiche zu lokalisieren und hervorzuheben. Viele bestehende und neu entstehende quantitative Modelle, Rahmenwerke und Ansätze können verwendet werden, um Herausforderungen einer bestimmten nicht-traditionellen Wasserquelle zu identifizieren und Rahmenwerke oder Modelle für einen Prozess zum Vergleich mit etablierten Benchmarks oder Messungen für die Entscheidungsfindung in Bezug auf Wasserressourcen zu entwickeln. Solche Vergleiche können politische Entscheidungsträger und Forscher zu besseren Umsetzungsstrategien, Interventionen und Unsicherheiten als zukünftige Forschungsbereiche und Datenerfassung führen.

Die Identifizierung technologischer oder sozioökonomischer Wissenslücken für nichttraditionelle Wasserquellen liefert die Motivation für diese Überprüfung und ist der erste Schritt zur Gewährleistung einer angemesseneren und gerechteren Wasserzukunft. Dieses Papier untersucht den Status und die Trends im Zusammenhang mit nicht-traditionellen Wasserquellen, identifiziert Herausforderungen und überprüft Ansätze zur Priorisierung und Quantifizierung von Prioritätsmetriken. Aktuelle und neu entstehende nicht-traditionelle Wasserquellen werden tabellarisch aufgeführt und beschrieben. Parallel dazu werden Beispiele der am besten demonstrierten Modelle für jede nicht-traditionelle Wasserquelle untersucht und Bereiche mit vorrangiger Anwendung identifiziert. Abschließend wird eine Zusammenfassung der Schlüsselbereiche zukünftiger Forschung gegeben. Die Analyse legt nahe, dass das Verständnis der Herausforderungen von Szenarien und Wassertechnologien der entscheidende erste Schritt bei der Festlegung eines Rahmens oder Modells zur Bereitstellung einer Verbesserungsstrategie ist. Aufgrund der Vielschichtigkeit der Entscheidungsfindung im Wassermanagement ist es wichtig, Optionen für eine nachhaltige Wasserzukunft zu vergleichen, gegenüberzustellen und abzuwägen. Daher ist diese Überprüfung insofern einzigartig, als sie sowohl eine Liste der wichtigsten verfügbaren nicht-traditionellen Wasserquellen definiert und analysiert als auch die Methoden zur Aufzählung von Quantitäts- und Qualitätsmetriken zum Vergleich verschiedener Quellen. Diese Ansätze bieten Entscheidungsträgern, Interessenvertretern und Forschern eine Toolbox, um Trends und Anwendungen für vielfältigere Wasserversorgungsportfolios besser zu verstehen.

Nicht-traditionelle oder alternative Wasserquellen werden als nachhaltige Methoden zur Bereitstellung von Wasser aus Quellen neben frischem Oberflächenwasser oder Grundwasser definiert, die den Bedarf an Süßwasser reduzieren oder ausgleichen7. Nicht-traditionelles Wasser könnte eine Aufbereitung und Lagerung vor Ort oder ein Recycling oder eine Aufbereitung in größerem Maßstab zur Ergänzung bestehender Wasservorräte bedeuten. Eine Liste der nicht-traditionellen Wasserquellen, auf die sich dieser Artikel konzentriert, und ihre Definitionen finden Sie in Tabelle 1.

Ein bemerkenswerter Unterschied zwischen bestehenden Wasserversorgungen und nicht-traditionellen Quellen sind die Kosten von der Quelle bis zum Wasserhahn (auch bekannt als Pipe-Parity8). Die Kosten für nicht-traditionelle Wasserquellen können 1,5- bis 4-mal höher sein als für herkömmliche Wasserquellen (Abb. 2). Entsalztes Meerwasser hat die höchsten Kosten, wobei die Obergrenze bei 3,3 US-Dollar pro m3 liegt. Während die Meerwasserentsalzung eine nahezu unbegrenzte Frischwasserversorgung ermöglichen kann, stellen ihre Kosten und ihr Energiebedarf für viele Interessengruppen und Kommunen eine erhebliche Hürde dar. Darüber hinaus ist die Meerwasserentsalzung nur für Küstenregionen eine praktikable Option und daher für Binnenländer mit Wasserknappheit (z. B. Jordanien9, Mongolei10 und Nepal11) nicht ohne weiteres zugänglich. Wasserqualität, Gesundheitsrisiko, Aufbereitungstechnologie und Energiestatus dieser Wasserquellen sind die größten Wissenslücken, die eine vergleichende Quantifizierung durch Modelle und Simulationen erfordern, um ihre Ursprünge, Auswirkungen und Managementstrategien für die Weiterentwicklung von Wasserressourcenentscheidungen besser zu verstehen. Eine Zusammenfassung verschiedener Herausforderungen in Bezug auf Wassermenge und -qualität finden Sie in den Zusatzinformationen.

a Gesamtkostenspanne pro Kubikmeter (in Dollar 2015) produziertem Wasser und b Energieverbrauchd für traditionelle (blau)a,b und nicht-traditionelle (orange)c Wasserversorgungsquellen (aOberflächenwasserkosten138, bGrundwasserkosten139, cNichttraditionelle Quelle Kosten109, dEnergieverbrauch110).

In den folgenden Abschnitten werden Beispiele von Modellierungsrahmen besprochen, die möglicherweise für Entscheidungen zur Einführung nicht-traditioneller Wasserquellen nützlich sind, gefolgt von Fallstudien zu ihrer Anwendung in verschiedenen Quellen nicht-traditioneller Wasserquellen in den Abschnitten „Regenwasser“, „Kommunales Abwasser“ und „Entsalztes Wasser“. “ und „Kondensatabscheidung und atmosphärische Wassergewinnung“. Diese Beispiele erheben keinen Anspruch auf Vollständigkeit, sondern unterstreichen lediglich die Rolle der Bewertung. Es gibt viele andere Modelle und Bewertungsinstrumente, die über die in dieser Rezension bereitgestellten Beispiele hinausgehen.

Die technisch-ökonomische Bewertung (oder Analyse), allgemein bekannt als TEA, integriert einen Prozess mit einem Kostenmodell, um letztendlich die Kapitalkosten und Betriebskosten des gegebenen Prozesses abzuschätzen. Beginnend mit einem Prozessablaufdiagramm wird ein Prozess von der Behandlungseinheit skizziert. Zuvor erstellte Kostenkurven sind nützlich, um die Anforderungen und Kosten für Einheiten auf der Grundlage der Dimensionierung abzuschätzen, z. B. der für Wasseraufbereitungstechnologien erforderlichen Volumendurchflüsse oder der erforderlichen Chemikalienzugabe basierend auf dem Durchfluss. Für TEA12 werden am häufigsten Tabellenkalkulationen oder Prozesssimulatoren wie die auf Python basierende Water Technoeconomic Assessment Pipe Parity Platform (WaterTAP3) verwendet. Sobald das Prozessmodell einschließlich aller Größen- und Kostenanforderungen erfolgreich implementiert ist, können die endgültigen Gesamtkapitalkosten, Betriebskosten und Energieanforderungen zusammengefasst und zwischen Prozessen oder Standorten verglichen werden13. Dokumentation und Github-Zugriff auf WaterTAP3 sind online unter https://www.nawihub.org/water-tap3/ verfügbar.

Vereinfacht gesagt handelt es sich bei CBA um einen systematischen Ansatz zur Abwägung der Vorteile, beispielsweise der Vorteile für die Umwelt, mit den Kosten eines Prozesses oder einer Richtlinie. Im Gegensatz zu TEA kann CBA Vorteile umfassen, die immateriell oder nicht monetär sind. In den letzten Jahren wird den externen Effekten oder Umweltvorteilen ein „Schattenpreis“ zugewiesen, um solchen Aspekten, die keinen Marktwert haben, einen monetären Wert zu verleihen. Eine einfache Nettogewinngleichung kann dann verwendet werden, um die Differenz zwischen den Kosten und dem preislichen Nutzen zu berechnen, z. B. \({NP}=\sum {B}_{{\rm{i}}}-\sum {C}_{ {\rm{i}}}\), wobei NP der Nettogewinn, B der Nutzenwert von Artikel i und C die Kosten von Artikel i sind, wie von Molinos-Senante et al. (2010) für Abwasser dargelegt Behandlung14. Wie bei der TEA können eine Reihe von Kosten und Werten für verschiedene Prozesse, Behandlungen oder Schadstoffe ermittelt und eine CBA für verschiedene Layouts oder Anlagen durchgeführt und verglichen werden. CBA ist ein nützliches Instrument im Entscheidungsprozess, insbesondere bei der Einführung nicht-traditioneller Wasserquellen. Die Harvard Business School beschreibt die Schritte und notwendigen Ansätze für CBA online unter https://online.hbs.edu/blog/post/cost-benefit-analysis.

Die LCA- und LCC-Analyse sind zwei weitere Werkzeuge zur Quantifizierung der Kosten und Auswirkungen eines Systems. LCA ist eine Kombination aus „Inputs, Outputs und potenziellen Umweltauswirkungen eines Produktsystems während seines gesamten Lebenszyklus“, auch bekannt als seine Auswirkungen von „von der Wiege bis zur Bahre“. Hellweg und Milà i Canals15 skizzierten die Ökobilanz in vier Schritten: (1) Definition des Ziels und Umfangs einschließlich der Systemgrenzen wie der Ressourcengewinnung bis zur Entsorgung von Materialien am Ende ihrer Lebensdauer; (2) Bestandsanalyse zur Erfassung aller Inputs, Ressourcen und Emissionen; (3) Folgenabschätzung oder Kategorisierung und Umrechnung von Auswirkungen/Emissionen in eine gemeinsame Einheit wie CO2eq; und (4) Interpretation der Ergebnisse, beispielsweise die Feststellung, dass eine vorgeschlagene Wasseraufbereitungstechnologie größere Auswirkungen auf die Umwelt hat als das derzeit bestehende System15. Daher ist die Ökobilanz nützlich für die Bewertung des CO2-Fußabdrucks und der Emissionen im Zusammenhang mit nicht-traditionellen Wasserquellen. LCC erweitert den Rahmen der Ökobilanz, der die Gesamtauswirkungen eines Systems bewertet, auf die mit einem System verbundenen Kosten. LCC umfasst „alle Kosten für den Erwerb, den Besitz und die Entsorgung eines Gebäudes oder Gebäudesystems“.16 Ein Bereich mit Unsicherheiten und Herausforderungen bei der Verwendung von TEA, LCC, CBA und LCA ist das Fehlen eines strengen Rahmens oder einer strengen Methodik, was dazu führt Modelle und Ansätze, die spezifisch für einzelne Fallstudien sind. Es sind viele LCA-Tools und Software online verfügbar, beispielsweise die Open-Source-Lösung Open LCA: https://www.openlca.org/.

Eines der nützlichsten quantitativen Instrumente und Rahmenwerke zur Abschätzung des Gesundheitsrisikos ist die quantitative mikrobielle Risikobewertung (QMRA). QMRA ist ein Rahmenwerk, das von der National Academy of Sciences entworfen und häufig von der US-EPA zur Bewertung mikrobieller Gesundheitsrisiken von Trinkwasser und Wasserversorgungssystemen verwendet wird17. Das Rahmenwerk besteht aus fünf Hauptkomponenten: Gefahrenidentifizierung, Expositionsbewertung, Dosis-Wirkungs-Bewertung, Risikocharakterisierung und Risikomanagement. Zunächst wird ein bestimmter Krankheitserreger oder Toxin als besorgniserregende Gefahr für ein modelliertes Szenario von Interesse identifiziert. Als Nächstes wird ein spezifischer Expositionspfad und -szenario definiert und modelliert, beispielsweise das Trinken von unbehandeltem Wasser oder der Verzehr von Produkten, die mit recyceltem Abwasser bewässert wurden. Diese Expositionsbewertung verwendet ein quantitatives Modell und/oder Verhaltensdaten, um die Dosis des Krankheitserregers abzuschätzen, der man während eines bestimmten Szenarioereignisses ausgesetzt sein könnte. Anschließend wird ein am besten etabliertes Dosis-Wirkungs-Modell verwendet, um die Wahrscheinlichkeit einer Reaktion (z. B. Krankheit oder Tod) aufgrund der Bandbreite möglicher exponierter Dosen zu berechnen. Klinische Dosis-Wirkungs-Daten sind bei diesem Unterfangen nützlich und werden an ein Modell angepasst. Abschließend wird das Gesamtrisiko einer Reaktion geschätzt, wobei ein tägliches, jährliches oder sonstiges Risiko basierend auf allen Eingaben quantifiziert wird, um die beste Vorgehensweise (Risikomanagement) für die Zukunft bereitzustellen. QMRA wird häufig von der US-EPA genutzt, um Regulierungsmaßnahmen und Überwachungspraktiken festzulegen oder zu verbessern. Die zentrale Online-Ressource zum Auffinden von Zielpathogenen und entsprechenden Dosis-Wirkungs-Daten für QMRA ist die QMRA-Wiki-Site https://qmrawiki.org/.

Auf dem Dach gesammeltes Regenwasser (RHRW) ist definiert als Regenwasser, das aus dem Abfluss von Gebäudedächern gesammelt und in technischen Strukturen wie einem Regentank oder einer unterirdischen Zisterne gespeichert wird18,19. Im Vergleich zu Regenwasser, das auf den Boden fällt und Schadstoffe von der Straße sammeln kann, weist RHRW relativ weniger Schadstoffe auf und kann als gute Ergänzungswasserquelle für bestehende Vorräte dienen18,20,21. In Regionen, in denen es reichlich regnet, ist RHRW ein gut etabliertes Wasserversorgungssystem mit obligatorischer Installation in Ländern wie Spanien und Belgien22. Auf den US-amerikanischen Jungferninseln gibt es rechtliche Präzedenzfälle. Die Bauvorschriften besagen, dass Gebäude aus einem „autarken Wasserversorgungssystem“ wie einem Brunnen oder einem Regenwassersammelbereich und einer Zisterne bestehen müssen (VI Code Tit. 29, § 308). Darüber hinaus nutzen trockenere Länder wie Australien RHRW teilweise aufgrund des gestiegenen Umweltbewusstseins und der obligatorischen Wasserbeschränkungen in städtischen Gebieten23. Südafrika nutzt seit Generationen RHRW und Zehntausende Haushalte nutzen Regenwasser als Hauptwasserquelle24. Die meisten RHRW werden von einzelnen Haushalten oder Mehrfamilienhäusern für häusliche Zwecke verwendet, nämlich zum Duschen, für die Toilettenspülung, zum Wäschewaschen und für die Bewässerung im Freien (Abb. 3). Einer der Hauptvorteile der Installation von RHRW-Systemen ist die geringere Abhängigkeit von einer zentralen Wasserversorgung. Ein zweiter Vorteil von RHRW-Systemen besteht darin, dass sie den Höhepunkt des Ganglinienverlaufs bei großen Sturmereignissen reduzieren und so den Regenwasserabfluss und die Oberflächenwasserverschmutzung verringern24.

Das Diagramm zeigt Dachauffangsysteme, Regenspeichersysteme und Regenwasseranwendungen für den Hausgebrauch.

Die Wasserqualität von RHRW variiert je nach Systemdesign, Aufbereitungsniveau und lokalen Faktoren wie klimatischen Bedingungen und Vorschriften. Mehrere Studien haben den Einsatz von RHRW mit Krankheitsausbrüchen und Gesundheitsrisiken sowohl beim Trinken als auch im Haushalt in Verbindung gebracht25,26,27. In RHRW wurde eine Reihe von Krankheitserregern identifiziert, deren Ursprung in Trockenablagerungen, Nassablagerungen und Wildtieren liegt19. Regenwasser kann E. coli, Legionella spp., Salmonella spp., Mycobacterium avium und Giardia enthalten, wie aus begrenzten Untersuchungen zur Wasserqualität hervorgeht25,28,29. Die Bildung von natürlichem Biofilm und das erneute Wachstum von Bakterien im Regentank sind ebenfalls große Bedenken hinsichtlich der Wasserqualität von RHRW30,31.

RHRW hat das Potenzial, als Trinkwasserquelle zu fungieren. Im Allgemeinen sind jedoch weitere Aufbereitungsstufen erforderlich, um sicherzustellen, dass die Versorgung den Trinkwasserqualitätsstandards entspricht, wie aus einer Überprüfung der jüngsten Entwicklungen in der RHRW-Technologie und den Managementpraktiken hervorgeht32. Beispielsweise kam eine Studie von Fuentes-Galván et al.33 in Guanajuato, Mexiko, zu dem Schluss, dass vor dem Verzehr eine weitere Behandlung erforderlich sei. Keithley et al.34 fanden heraus, dass die Aktivkohlefiltration und die anschließende Chlorierung qualitativ hochwertiges Trinkwasser lieferten. Daher wird empfohlen, die RHRW-Sammel- und Speichersysteme vor Ort zu testen und zu warten, bevor Strategien für die sichere Nutzung oder den sicheren Verbrauch von Brauch- und Trinkwasser empfohlen werden.

Quantitative Modelle sind für das RHRW-Design und die Implementierung nützlich. Die Entwurfskriterien sind ein Gleichgewicht zwischen der RHRW-Menge und dem Wasserbedarf. Ein Gleichgewicht dieser beiden Variablen führt zu optimalen Lagerungs- und Designempfehlungen für ein RHRW-System. Zwei mögliche Ansätze für dieses Ziel basieren auf empirischen Beobachtungen35,36 oder stochastischen Niederschlagsanalysen37,38. Die Dynamik von Wasserbedarf und -nutzung ist sehr unterschiedlich und schwieriger genau zu erfassen und zu modellieren. Sozioökonomische Faktoren haben einen großen Einfluss auf den Wasserverbrauch, selbst in ähnlichen Gebieten oder Regionen, da Nachfrage und Nutzung auf Haushaltsebene variieren können. Es wurden Studien durchgeführt, um den Wasserverbrauch und das damit verbundene RHRW-Design auf der Grundlage empirischer Daten und Systemkonfigurationen zu modellieren39,40. Die Vorhersage des Wasserbedarfs auf Haushaltsebene erfordert jedoch weitere Untersuchungen, insbesondere im Hinblick auf die Auswirkungen verschiedener sozioökonomischer Faktoren auf den Wasserverbrauch und die Wahrnehmung der Wasserqualität und Systemwartung. Mathematische Modelle wurden auch in der Wassermengenanalyse implementiert, um Entwurfs- und Betriebskosten sowie optimale Konfigurationen zu analysieren40,41. Morales-Pinzón et al.41 verglichen den Einsatz von drei Wirtschafts- und Umweltmodellen: Plugrisost, AquaCycle und RainCycle zur Analyse von RHRW-Systemen und stellten fest, dass der städtische Maßstab, der modelliert wird (z. B. Wohnmaßstab oder Stadtteilmaßstab), ein entscheidender Faktor ist . Während es sich bei RHRW um ein relativ einfaches technologisches System handelt, hängen seine Umsetzung und die mengenmäßigen Herausforderungen vom Verständnis der lokalen Wassernutzung und Niederschlagsdynamik, sozioökonomischen Faktoren und einem Gleichgewicht zwischen Angebot und Nachfrage für eine optimale Systemgestaltung ab41. Die Berücksichtigung der Kosten, des Fußabdrucks und der Kohlenstoffemissionen beim Bau solcher Systeme wurde ebenfalls modelliert und geschätzt. Hofman-Caris et al.42 modellierten sechs Szenarien der Regenwassersammlung mit verschiedenen Aufbereitungsmethoden speziell für die Trinkwassernutzung in den Niederlanden und stellten Auswirkungen von 0,002–0,004 kg CO2eq m−3 fest, verglichen mit etwa 1,16 kg CO2eq m−3 für eine zentrale Anlage , traditionelle Wasserversorgung. Nicht trinkbare Systeme, die keine Behandlungsmethoden wie Umkehrosmose oder UV-Desinfektion anwenden, hätten von Natur aus einen noch geringeren CO2-Fußabdruck, was in vielen Ländern der Fall ist.

Umfragen und Fallstudien, die Wasseranalysen und Modellierungsbemühungen berücksichtigen, können eine Schlüsselrolle bei der Ermittlung der Auswirkungen standortspezifischer und sozioökonomischer Faktoren spielen. Die Sammlung von Informationen und Daten zu Einkommen, Wasserverbrauch, Wahrnehmung der Wasserqualität und Einstellung zu Aufbereitungstechnologien wird empfohlen und hat sich als erfolgreich erwiesen. Solche Bemühungen wurden in Pakistan für RHRW durchgeführt und dabei festgestellt, dass die Bewohner, insbesondere die Frauen, glaubten, sie könnten von RHRW-Systemen profitieren, um ihr Leben zu verbessern, aber staatliche Subventionen befürworteten, da das Einkommensniveau im Allgemeinen niedrig war43. Umfragen auf den US-amerikanischen Jungferninseln nach den verheerenden Hurrikanen im Jahr 2017 ergaben, dass der Zugang zu sauberem Wasser für Gruppen mit niedrigerem Einkommen eingeschränkter war. Höhere Einkommensgruppen nutzten in dieser Krisenzeit hauptsächlich Flaschenwasser als Ersatz für Trinkwasser, und es gab Unterschiede in der lokalen Wahrnehmung der Wassersicherheit, je nach Einkommensgruppe. Allerdings waren alle Gruppen der Meinung, dass die Regierung in dieser Zeit stärker hätte eingreifen und für einen besseren Zugang zu sauberem Wasser sorgen sollen44. Diese Analysen, eine in einem Land mit Wasserknappheit und eine in einer tropischen Region, zeigten beide den Nutzen und die Akzeptanz von RHRW, heben jedoch die Auswirkungen sozioökonomischer Faktoren und der lokalen Wahrnehmung auf deren Wassernutzung und -zugang hervor. Da RHRW eine nicht-traditionelle Wasserquelle ist, die auf der Ebene einzelner Haushalte genutzt wird, sind sozioökonomische Faktoren und die öffentliche Akzeptanz entscheidende Faktoren für deren Nutzung und Umsetzung.

Im Hinblick auf die Wasserqualität ist QMRA ein nützliches Instrument zum Verständnis des Gesundheitsrisikos von RHRW. Ein Beispiel wäre die Quantifizierung des jährlichen Infektionsrisikos durch Legionella oder Mycobacterium avium complex beim Duschen mit RHRW44,45. Basierend auf den verfügbaren Daten und Wahrscheinlichkeitsergebnissen können Risikomanagementstrategien empfohlen werden, um zukünftige Gesundheitsrisiken zu reduzieren oder abzumildern. Viele QMRA-Studien wurden zu RHRW als Wasserversorgung für den Verbrauch26, die Gartenarbeit46, das Duschen47 sowie die Toilettenspülung und die Verwendung von Wasserhähnen48 durchgeführt. QMRA wurde auch für Umweltexpositionen durchgeführt, beispielsweise in einem Wasserpark49. Daher basieren die wichtigsten Modelle zur Quantifizierung der Qualität und des Gesundheitsrisikos von RHRW auf dem Trinkkonsum und der nicht trinkbaren Exposition durch Aerosolisierung50. Die Quantifizierung von Risikoschwellenwerten ist der erste entscheidende Schritt bei der Empfehlung geeigneter Desinfektions-, Wartungsstrategien und Wasserqualitätskriterien für RHRW. Opportunistische Krankheitserreger in der Sanitärinstallation von Gebäuden wurden als kritisches zukünftiges Forschungsgebiet identifiziert. Die Konzentration von Krankheitserregern ist oft schwer vorherzusagen und zu messen, insbesondere wenn die Lagerung und Behandlung von RHRW variabel ist und selten überwacht wird. Auswirkungen aufgrund von Saisonalität, der Anwesenheit von Tieren und extremen Wetterereignissen können sich selbst bei Behandlungseingriffen auf die Menge an Krankheitserregern sowie auf das Bakterienwachstum und -wachstum auswirken44,51.

Regenwasser oder Oberflächenabfluss, der aus dem Boden und in den Regenwasserkanälen gesammelt wird, kann zu einer nicht-traditionellen Wasserquelle mit mehreren Vorteilen werden: (1) Milderung der Auswirkungen auf die Qualität des aufnehmenden Oberflächenwassers aufgrund von Schadstoffen, die im Regenwasserabfluss transportiert werden; (2) Verringerung des Überschwemmungsrisikos in städtischen Gebieten; und (3) die Erhöhung der Nichttrinkwasserversorgung bei angemessener Sammlung und Verwaltung52. Daher hat die Regenwassernutzung in den letzten Jahren aus Sicht der integrierten städtischen Wasserbewirtschaftung an Bedeutung gewonnen. Ohne eine Wiederholung früherer Überprüfungen zu den Vorteilen der Regenwassernutzung für den Schutz der Oberflächenwasserqualität und die Eindämmung von Überschwemmungen52,53,54 konzentriert sich diese Überprüfung auf Modelle, die zur Bestimmung der Eignung von gesammeltem Regenwasser als nicht-traditionelle Wasserversorgung verwendet werden.

Die Regenwassernutzung (SWH) ähnelt RHRW. Der Unterschied besteht darin, dass es sich bei RHRW nur ​​um Niederschläge von Dächern handelt und das Regenwasser aus Abflüssen, Dachrinnen, Wasserstraßen oder technischen durchlässigen Infrastrukturen gesammelt wird. SWH-Systeme können verschiedene Methoden zur Sammlung und Beförderung umfassen, wie z. B. herkömmliche Abfluss- und Rinnensysteme oder grüne Infrastruktur. Ein Diagramm, das integrierte SWH in einem städtischen Umfeld veranschaulicht, ist in Abb. 4 dargestellt. Grüne Infrastruktur umfasst konstruierte Systeme, definiert als „die Reihe von Maßnahmen, die Pflanzen- oder Bodensysteme, durchlässige Gehwege oder andere durchlässige Oberflächen oder Substrate für die Regenwassergewinnung und -wiederverwendung nutzen, oder Landschaftsgestaltung, um Regenwasser zu speichern, zu versickern oder zu verdunsten und den Abfluss in Abwassersysteme oder Oberflächengewässer zu reduzieren“, gemäß dem Water Infrastructure Improvement Act (HR 7279). Zu den gängigen Arten grüner Infrastruktur für die Regenwassernutzung zählen vor allem Bioswales, Biofilter und durchlässige Gehwege.

Das Diagramm zeigt ein oberirdisches Regenwassersammelsystem, einschließlich (a) Dachrinnen, (b) Biofiltern, (c) durchlässiger Fahrbahn und (d) unterirdischer Beförderung. Die Pfeile geben die Richtung des Wasserflusses an.

Die Qualität und Quantität des Regenwasserabflusses ist entscheidend für die Gestaltung der Infrastruktur und die Festlegung von Managementstrategien für die Wiederverwendung von nicht trinkbarem Regenwasser. Die Behandlung ist für die Wiederverwendung von entscheidender Bedeutung, und die Art der Behandlung hängt von der Wiederverwendungsanwendung ab. Regenwasser, das in städtischen Umgebungen gesammelt wird, kann eine Vielzahl von Schadstoffen enthalten, die viele Ursachen haben, z. B. Niederschläge, Bewässerungs- und landwirtschaftliche Abflüsse sowie Autowaschanlagen. Die potenziellen Verschmutzungsquellen für das Abfließen von Regenwasser könnten dann Fahrzeugöl und Kraftstoff55, organische Stoffe56, Pestizide und Düngemittel57, Schwermetalle58 und Krankheitserreger59 sein. Während SWH bei der Umleitung dieser Ströme nützlich ist, um eine Kontamination des Oberflächenwassers zu verhindern, wird die Wasserqualität zum Hauptanliegen, wenn Regenwasser für die Wiederverwendung und Umweltanwendungen gezielt genutzt wird. Einige Methoden der Regenwasserauffangung, wie etwa die Biofiltration, ermöglichen die Aufbereitung des Regenwassers. Eine quantitative Modellierung sollte jedoch von Fall zu Fall durchgeführt werden, um den Behandlungsbedarf zu bewerten und die beste Methode zur Entfernung von Schadstoffen und Krankheitserregern aus dem Regenwasser zu ermitteln.

Die Modellierung von gesammeltem Regenwasser kann durchgeführt werden, um Regenwasser und hydrologische Bewegung für ein Wassereinzugsgebiet zu simulieren oder um Schadstoffe und Qualitätsmetriken vorherzusagen. Ähnlich wie die Modellierung für RHRW hängt die Mengenmodellierung stark von Niederschlagsmustern ab. Bei Verzicht auf Regenbecken muss jedoch der spätere Abfluss des Regenwassers hydrologisch modelliert werden. Im Bereich der Hydrologie wurden viele Modelle für städtisches Regenwasser etabliert, darunter das Storm Water Management Model (SWMM) (https://www.epa.gov/water-research/storm-water-management-model-swmm) und HEC-HMS (https://www.hec.usace.army.mil/software/hec-hms/) und wurden von Zoppou (2001)60 überprüft. Nur wenige Ansätze konzentrierten sich auf die Modellierung der Erfassung und Speicherung des Regenwassers zur Nutzung als nicht-traditionelle Wasserquelle. Beispielsweise wurde das von Fletcher et al.61 entwickelte MUSIC (Model for Urban Stormwater Improvement Conceptualization) verwendet, um verschiedene Szenarien für die Umsetzung von SWH in städtischen Umgebungen zu modellieren. Ihre Ergebnisse zeigten, dass Urbanisierung und durchlässige Landbedeckung Auswirkungen auf den Regenwasserfluss und die Abflussqualität haben und dass die Umsetzung von SWH- und Wiederverwendungsregelungen diesen Auswirkungen entgegenwirken kann.

Zusätzlich zu den Vorteilen als alternative Wasserressource nutzt die Regenwasserauffanganlage häufig eine „grüne Infrastruktur“. Da sich die städtische Nachhaltigkeit zunehmend auf CO2-Emissionen und den Fußabdruck konzentriert, kann grüne Infrastruktur einen CO2-Ausgleich in Form der Kohlenstoffbindung bieten. Eine Ökobilanz von Kavehei et al.62 verglich in der Literatur das Kohlenstoffbindungspotenzial verschiedener Regenwasserinfrastrukturen. Sie fanden heraus, dass Regengärten mit −12,6 kg CO2eq m−2 den kleinsten Netto-CO2-Fußabdruck (CO2eq m−2) hatten, gefolgt von Bioretentionsbecken, Regenteichen und bewachsenen Mulden mit 28,7, 108,9, 10,5 kg CO2eq m−2 jeweils ein 30-jähriges Leben. Der Netto-Fußabdruck pro behandeltem oder aufgefangenem Wasservolumen wurde in dieser Studie jedoch nicht berücksichtigt.

Der Nutzen von SWH für die Verbesserung der Oberflächenwasserqualität wurde kürzlich von Zhang et al.63 mithilfe einer Sensitivitätsanalyse quantifiziert. Die Ergebnisse zeigten klare Vorteile bei der Reduzierung der Umweltverschmutzung. Ein simuliertes Abflussmodell unter Verwendung eines Regenwassertanks mit Echtzeitsteuerung für die Erfassung und Speicherung auf einem Universitätscampus64 verdeutlichte die Vorteile von SWH für die Wasserversorgung und die Reduzierung des Überschwemmungsrisikos auf der Grundlage von Niederschlagsereignisvorhersagen, Niederschlägen und Tankgrößensimulationen.

Wie bei RHRW wurde die Qualität von SWH für die Wiederverwendung auf der Grundlage einer Modellierung des Risikos für die menschliche Gesundheit durch Exposition angegangen. Ma et al.65 analysierten SWH-Schadstoffe auf der Grundlage von Gefahrenindizes für Trinken und Schwimmen, um eine Hierarchie der Gefahrenkontrolle für die Regenwasserbewirtschaftung zu erstellen. Murphy et al.66 folgten der QMRA-Methodik, um Risikobenchmarks für verschiedene Regenwassernutzungsszenarien und Verbrauchernutzungen festzulegen, und stellten fest, dass die aktuellen Richtlinien (Stand 2017) nicht ausreichten, um das Campylobacter-Risiko zu mindern. Die risikobasierte QMRA wurde von Schoen et al.67 verwendet, um Ziele für die Reduzierung verschiedener Krankheitserreger in Wasserquellen, einschließlich Regenwasser für den häuslichen Gebrauch, zu finden. Diese Ziele geben klare Empfehlungen und Standards für das mikrobielle Risiko und dienen als Richtlinien für die Desinfektion und Behandlung von gesammeltem Regenwasser zur Wiederverwendung als nicht trinkbares Wasser.

Die Modellierung von Wasserqualität, Gesundheitsrisiko und SWH-Menge ist regional und szenariospezifisch und für allgemeine Fälle schwer zu modellieren. QMRA und risikobasierte Modellierung sind von entscheidender Bedeutung für die Festlegung von Behandlungsmethoden, Richtlinien und Vorschriften für die Wiederverwendung von nicht trinkbarem Trinkwasser. Hydrologische Modellierung und Niederschlagssimulation spielen eine wichtige Rolle bei der Gestaltung der Anforderungen an die Einzugsgebiets- und Speichergröße für SWH, und Szenariomodelle haben gezeigt, dass SWH-Systeme das Überschwemmungsrisiko wirksam reduzieren und die Qualität des Oberflächenwassers verbessern, wenn Systeme wie Biofilter und Bioswales zur Nachahmung des natürlichen Vorkommens eingesetzt werden Behandlungen.

Aufbereitetes oder recyceltes kommunales Abwasser (oder Abwasser) wird zu einer immer beliebteren Quelle sowohl für Brauchwasser als auch für Trinkwasser. Teilweise behandeltes Abwasser aus einer Kläranlage, das normalerweise ins Meer, in Seen oder Flüsse eingeleitet wird, kann für nicht trinkbare Zwecke weiterbehandelt werden. Aufbereitetes nicht trinkbares Wiederverwendungswasser wird meist separat geleitet und für Bewässerung, Landwirtschaft und andere kommunale Zwecke verwendet68. Die Wiederverwendung von nicht trinkbarem Wasser ist besonders wertvoll in ariden und semi-ariden Regionen, in denen es weniger regnet, und recyceltes Wasser für Bewässerung und Landwirtschaft kann den Bedarf an der konventionellen Wasserversorgung verringern. Die Wasserproduktion für die Wiederverwendung als Trinkwasser erfordert lediglich zusätzliche Desinfektionsprozesse, die über die herkömmliche Abwasserbehandlung zur Oberflächenableitung hinausgehen. Die Trinkwasserwiederverwendung von Abwasser erfordert zusätzliche fortschrittliche Behandlungen, um die Standards für Trinkwasser zu erfüllen. Das aufbereitete Wasser wird häufig zur Wiederauffüllung von Grundwasserleitern oder zur Ergänzung von Trinkwasserreservoirs an der Oberfläche verwendet, was als indirekte Trinkwasserwiederverwendung bezeichnet wird. Die direkte Trinkwasserwiederverwendung von technisch aufbereitetem Abwasser ist weniger verbreitet, wird jedoch in Regionen mit hoher Wasserknappheit (z. B. Kalifornien) in Betracht gezogen. Bisher handelt es sich bei den meisten Abwasseraufbereitungsanlagen in den USA um große, zentralisierte kommunale Abwasseraufbereitungsanlagen. Bei der Herstellung von Wasser für Trinkwasserzwecke kommen häufig Prozesse der biologischen Aufbereitung, Mikrofiltration, Ultrafiltration, Umkehrosmose, UV-Desinfektion und fortgeschrittene Oxidation zum Einsatz69. Daher ist die Wiederverwendung von Brauchwasser deutlich teurer als die Wiederverwendung von Brauchwasser. Die Wiederverwendung von Abwasser in großem Maßstab ist immer noch im Entstehen begriffen und wird häufig durch komplexe soziale und wirtschaftliche Faktoren und Managementpraktiken behindert70. Die bemerkenswertesten erfolgreichen Umsetzungen der Abwasserwiederverwendung weltweit finden sich in den Vereinigten Staaten71, Israel72, Singapur73, Australien74 und Namibia75.

Ein Beispiel für die erfolgreiche Umsetzung der kommunalen Abwasserwiederverwendung ist das Groundwater Replenishment System (GWRS) in Südkalifornien. Das gereinigte aufbereitete Abwasser wird in lokale Grundwasserleiter eingesickert, um die Wasserspeicherung zu erhöhen und eine bessere öffentliche Wahrnehmung des aufbereiteten Wassers zu erreichen, indem es mit dem natürlichen Grundwasser vermischt wird, bevor es zur Trinkwasseraufbereitung entnommen wird76. Das GWRS ermöglicht einen geringeren Bedarf an importierten Wasserquellen in der Region, die nachweislich mehr kosten als das im GWRS produzierte Wasser. In diesem Fall führten die Einbeziehung der Gemeinschaft und die Transparenz des Aufbereitungsprozesses, der Kosten und der Nachweis einer guten Qualität des produzierten Wassers zu einer erfolgreichen Erweiterung des lokalen Wasserportfolios. Das GWRS ist sehr kostspielig, da es teure Behandlungsprozesse, Rohrleitungen, Pumpen und eine regulierte Protokollierung von Krankheitserregern erfordert. Gemäß der Definition im US-Bundesstaat Kalifornien in Titel 22 ist die vollständige fortgeschrittene Behandlung die Behandlung von Abwasser mittels Umkehrosmose (RO) und Oxidationsbehandlungsverfahren. Daher schränken die hohen Kosten der Wasseraufbereitung den breiteren Einsatz von Abwasser als nicht-traditionelle Wasserversorgungsquelle in wirtschaftlich schwachen Regionen außerhalb Kaliforniens ein. Darüber hinaus kann die Verwendung von aufbereitetem Abwasser für den häuslichen Gebrauch mit einer negativen Wahrnehmung verbunden sein, die oft als „Igitt-Faktor“ bezeichnet wird. Duong und Saphores76 untersuchten dieses qualitative Hindernis und fanden heraus, dass es einer der Hauptgründe dafür ist, dass gereinigtes Abwasser oft nicht direkt zur Ergänzung der Trinkwasserversorgung verwendet wird. Dieser Faktor erfordert Öffentlichkeitsarbeit, um öffentliche Akzeptanz zu erreichen.

Kläranlagen wurden als Hotspot für die Verstärkung der Antibiotikaresistenz und die Übertragung antibiotikaresistenter Bakterien (ARB) und antibiotikaresistenter Gene (ARG) in die Umwelt identifiziert77. Durch die Wiederverwendung von aufbereitetem Abwasser zur Toilettenspülung, zur Bewässerung von Parks, Golfplätzen und in der Landwirtschaft kann der Mensch direkt ARB und ARG ausgesetzt sein78. Es besteht die Sorge, dass aufbereitetes Abwasser die Ausbreitung von ARB und ARG begünstigen und eine Gefahr für die menschliche Gesundheit darstellen könnte. Mehrere Studien haben begonnen, sich mit ARB in aufbereitetem Wasser und Verteilungssystemen zu befassen79,80, es wird jedoch darauf hingewiesen, dass weitere Untersuchungen erforderlich sind, um eine bessere Überwachung und ein besseres Verständnis des Ausmaßes der ARB- und ARG-Herausforderung bei Wasserwiederverwendungsanwendungen zu erreichen81,82.

Auf der Ebene einzelner Gebäude kann das Abwasser auch recycelt und für die Toilettenspülung verwendet werden. Dieses Designkonzept für „grüne Gebäude“ gibt es schon seit Jahrzehnten, beispielsweise in urbanen japanischen Städten83. Große Bürogebäude, Wolkenkratzer oder Apartmentkomplexe mit einem Abwasseraufbereitungssystem vor Ort können Abwasser aufbereiten, recyceln und über separate Leitungen wieder durch das Gebäude verteilen. Aufgrund der Aufbereitungstechnologie und der Beschaffenheit des kommunalen Abwassers bestehen die größten Herausforderungen bei Entscheidungen zur Nutzung dieser nicht-traditionellen Wasserquelle in Kostenüberlegungen bei der Umsetzung der Aufbereitung sowie in der öffentlichen Wahrnehmung der Wasserqualität und der mit Abwasser verbundenen Gesundheitsrisiken. Daher ist eine Kombination aus quantitativer Modellierung und Öffentlichkeitsarbeit zur Genehmigung von entscheidender Bedeutung, um die Kapazität und Nutzung von aufbereitetem Abwasser als Wasserquelle zu erhöhen.

Viele der Herausforderungen, die mit aufbereitetem Abwasser verbunden sind, betreffen die Auswirkungen restlicher Abwasserbestandteile auf die menschliche Gesundheit, entweder durch direkte Exposition oder indirekt durch den Verzehr von mit recyceltem Wasser bewässerten Nahrungsmitteln oder durch Kontamination der Grundwasserversorgung. Daher konzentrierte sich die quantitative Modellierung von aufbereitetem Abwasser tendenziell auf wirtschaftliche Analysen, Risikobewertungen sowie Schicksals- und Transportmodelle.

Die Exposition des Menschen gegenüber Abwasser, das aufbereitet und zur Bewässerung in der Landwirtschaft wiederverwendet wird, kann durch direkte (Einatmen oder Verschlucken in der Nähe einer Bewässerungsquelle) oder indirekte Exposition (Verzehr von bewässerten Produkten) erfolgen. QMRA wurde auf die Wiederverwendung von Abwasser wegen des Risikos der Inhalation aufgrund von Krankheitserregern wie Legionellen angewendet, die nachweislich in Verteilungsnetzen und in Biofilmen erneut wachsen84. Für den Verzehr modellierten Shahriar et al.85 das Schicksal verschiedener Pharmazeutika in mit aufbereitetem Abwasser bewässerten Kulturpflanzen auf der Grundlage des biologischen Abbaus der organischen Verbindungen im Boden, der Aufnahme durch Kulturpflanzen und der Bioübertragung von der Pflanze (Luzerne) auf das Vieh. Basierend auf diesem Schicksal wurde eine Risikobewertung durchgeführt, um die menschliche Exposition durch den Verzehr der Rinder zu quantifizieren. Es gab andere ähnliche Modelle, einschließlich des direkten Verzehrs von aufbereitetem Abwasser aus bewässertem Salat86, von bewässertem Reisfeld87 sowie von Grünkohl, Koriander und Spinat88. Für die Studien wurden verschiedene Kombinationen von Transportmodellen und Monte-Carlo-Methoden zur Risikobewertung eingesetzt, was mit den Bewertungen für andere Wasserversorgungen übereinstimmt.

Die Kompromisse bei der Umsetzung der Abwasserwiederverwendung werden am häufigsten durch eine Kosten-Nutzen-Analyse (CBA) quantifiziert. Regionale Kosten, Wiederverwendungsstandards und klimatische Faktoren spielen eine wichtige Rolle bei der Bestimmung der Ergebnisse solcher Vorgänge und sind notwendige Dateneingaben für die CBA-Modellierung. Beispielsweise können semiaride Regionen mit weniger Niederschlägen von der Rückgewinnung von Abwasser zur Bewässerung anders profitieren als Gebiete, in denen es das ganze Jahr über reichlich Niederschläge gibt. Spezifische Fallstudien zu CBA für die Wiederverwendung von Abwasser gibt es in Italien89, Peking90, Spanien91 und den semiariden Regionen des Mittelmeers92. Diese Modelle sind prozessbasiert und datengesteuert, im Gegensatz zu den eher probabilistischen Methoden der Risikobewertung in diesem Bereich.

Grauwasser, ein Teilbereich des kommunalen Abwassers, wird weltweit unterschiedlich definiert und charakterisiert. Im Allgemeinen wird es als Abwasser aus allen Sanitäranlagen außerhalb der Toilette im Haushalt definiert, einschließlich Küchen-, Bad- und Wäschereiabwasser93. In einigen Fällen werden Abwässer aus Geschirrspülern, Küchenspülen und Wäschereien von der Grauwasserklassifizierung ausgeschlossen, da Abwässer aus diesen Quellen im Allgemeinen eine höhere Schadstoffbelastung aufweisen als Grauwasser aus Baden und Händewaschen94. Im Vergleich zu den im vorherigen Abschnitt besprochenen kommunalen Abwässern erfordert die Grauwassersammlung zwei Rohrleitungen zur Trennung der Abwasserströme, die im Allgemeinen auf Haushalts- und Einzelgebäudeebene installiert werden. Schwarzwasser, zu dem unter anderem Toilettenwasser gehört, wird im Allgemeinen über Abwasserleitungen zu zentralen kommunalen Kläranlagen geleitet, während Grauwasser vor Ort gesammelt und zur Wiederverwendung aufbereitet wird95. Die Klassifizierung von Grauwasser, die Behandlungsanforderungen und -standards sowie die Trennung vom Schwarzwasser hängen in hohem Maße von den örtlichen Richtlinien und Gesetzen ab.

Das Recycling und die Wiederverwendung von Grauwasser stellt eine erhebliche Möglichkeit zur Wassereinsparung für einen Privathaushalt dar und folgt demselben Grundprinzip und Paradigma wie aufbereitetes Abwasser. Im Gegensatz zum groß angelegten kommunalen Abwasserwiederverwendungsansatz erfolgt die Grauwasserwiederverwendung dezentral und ähnelt in Design und Umsetzung eher RHRW. Der dezentrale und vor Ort stattfindende Ansatz zur Grauwasserwiederverwendung wird als „Konzept des geschlossenen Kreislaufs“ bezeichnet.94 Die häufigsten Wiederverwendungszwecke von Grauwasser sind der Ersatz von Trinkwasser für die Bewässerung und Toilettenspülung im Haushalt. Durch die weit verbreitete Wiederverwendung von Grauwasser zur Toilettenspülung in städtischen Haushalten und mehrstöckigen Gebäuden kann eine Reduzierung des städtischen Wasserbedarfs um bis zu 10–25 % erreicht werden96.

Technologien zur Grauwasseraufbereitung variieren in Leistung und Komplexität und können eine direkte Wiederverwendung wie die Umleitung für die Toilettenspülung oder die Aufbereitung durch physikalische, chemische oder biologische Prozesse zur kurzfristigen Speicherung umfassen. Filtration und Desinfektion sind häufig eingesetzte Vor-Ort-Behandlungen. Zur Filtration werden häufig Sand- oder Membranfilter eingesetzt, die Desinfektion erfolgt mittels Chlortabletten oder ultraviolettem (UV) Licht. In einigen Fällen werden auch biologische Behandlungen wie anaerobe Schlammdecken97, Sequenzierungs-Batch-Reaktoren98 und Membranbioreaktoren99 eingesetzt. Grauwasser kann nach der Filterung umgeleitet und in Bewässerungssysteme im Freien abgeleitet werden, und einige Systeme leiten das Grauwasser zur weiteren Behandlung vor der Desinfektion in ein bebautes Feuchtgebiet um100.

Bei der Bewässerung sind einige größere Krankheitserreger (z. B. Helminthen) weniger besorgniserregend, da sie durch Bodeninfiltration leicht herausgefiltert werden können. Problematischer sind jedoch Bakterien und Viren. Beispielsweise wurden E. coli, Salmonellen, Shigellen, Legionellen und Darmviren in Grauwasserquellen und bewässerten Böden gefunden101, und Legionellen können durch Aerosolisierung durch Sprühbewässerung verbreitet werden45. Weitere Forschung zur Überwachung von Krankheitserregern im Grauwasser und zu Gesundheitsrisiken wird empfohlen, um dessen Nutzung und Implementierung als Wasserversorgung voranzutreiben und zu verbessern. Grauwasser als Wasserversorgung kann den Wasserbedarf der Haushalte an traditionellen Quellen erheblich verringern und eine nachhaltige Wassermanagementoption bieten.

Die Qualitätsbedenken bei der Wiederverwendung von Grauwasser ähneln denen anderer alternativer Wasserversorgungen. Daher folgen Modellierungsbemühungen denselben Prinzipien. Bei gesundheitlichen Bedenken im Zusammenhang mit der Bewässerung liegt der Schwerpunkt auf der Quantifizierung der Gesundheitsrisiken beim Verzehr frischer Produkte, die mit Grauwasser bewässert wurden41, und bei der Exposition des Menschen gegenüber Grauwasser, das aus Bewässerungssprinklern67,102,103 oder Toilettenspülungen104 in die Luft gelangt. Während diese Modelle über viele Expositionsparameter wie physischen Transport sowie Expositionsentfernung und -zeit verfügen, ist der empfindlichste Parameter meist die Anzahl der aufgenommenen oder eingeatmeten Krankheitserreger und damit die Anzahl der Krankheitserreger in der Wasserquelle. Daher sind die Qualität des recycelten Grauwassers sowie die Art und Gründlichkeit der Aufbereitung entscheidend für die Risikominimierung.

Die wichtigsten Messgrößen für quantitative Analysen sind Kosten, Energiebedarf und das Verhältnis von Wasserangebot und -nachfrage. Studien mit LCA- und LCC-Modellen haben die Anforderungen und Kompromisse zwischen der Grauwasserwiederverwendung und der Nachfrage nach grundlegenden Wassernutzungsaktivitäten in Haushalten105, Flughäfen106 und Schulen104 quantifiziert. Die Ergebnisse zeigen die Vorteile der Nutzung der Grauwasserproduktion, um den Wasserbedarf einiger Haushalte zu verringern und so sowohl Wasser als auch finanzielle Einsparungen zu ermöglichen.

Eine wirtschaftliche Analyse ist für die Quantifizierung der Investitionskosten in ein Grauwasser-Wiederverwendungssystem wertvoll. Die Kosten sind eine wichtige Messgröße für Interessenvertreter und Investoren, insbesondere im städtischen Sektor, beispielsweise bei mehrstöckigen Wohngebäuden, bei denen die Systeme viele Einheiten und Bewohner abdecken und daher aufgrund größerer Flüsse und Verteilungsanforderungen teurer wären. Friedler & Hadari96 führten eine CBA für ein solches Szenario mit Schätzungen für Kapitalinvestitionen, Betriebs- und Wartungskosten sowie jährlichen Einsparungen (oder Vorteilen) durch die Wiederverwendung von Grauwasser zur Reduzierung des Wasserbedarfs durch. Ihr Modell ergab, dass sich ein rotierender biologischer Kontaktor für ein Gebäude mit 28 oder mehr Stockwerken als wirtschaftlich machbar erwies, während ein Membransystem 37 Stockwerke erforderte. Diese Art der Wirtschaftsanalyse ist typisch für die Schätzung von Kosten und potenziellen Einsparungen von Wasserversorgungssystemen und hängt von Kapazität, Energiebedarf, Aufbereitungsstrang und Prozessspezifikationen wie chemischen Zusätzen sowie lokalen Subventionen, Anreizen und Zinssätzen ab. Während sich Kosten und Nutzen je nach Standort und System unterscheiden, war eine der Erkenntnisse von Rodríguez et al.107, dass sozioökonomische Faktoren, das Gefühl einer verbesserten Lebensqualität und ein besseres Verständnis der gesellschaftlichen Rollen bei der Quantifizierung der Auswirkungen und der Entscheidungsfindung berücksichtigt werden sollten Nachhaltigkeit, Wassereinsparung und ökologische Systeme.

Entsalztes Wasser ist Brackwasser oder Meerwasser, aus dem durch Reinigungsverfahren die gelösten Mineralien, Salze und andere Verunreinigungen entfernt werden. Brackwasser ist Wasser mit mehr Salz als Süßwasser, aber weniger als Meerwasser. Diese Gewässer kommen dort vor, wo sich Salzwasser und Süßwasser vermischen, beispielsweise in Flussmündungen oder in einigen Grundwasserleitern. Der typische Salzgehalt von Meerwasser liegt bei etwa 35.000 ppm, kann aber zwischen 10.000 und 50.000 ppm liegen. Der Salzgehalt von Brackwasser liegt in einem Bereich von etwa 1.000 bis 30.000 ppm, typischerweise jedoch bei 1.000 bis 10.000 ppm. Die Entsalzung durch Umkehrosmose (RO) hat traditionelle thermische Technologien ersetzt und dominiert aufgrund einer erheblichen Reduzierung des Energiebedarfs den weltweiten Entsalzungsmarkt108. Die Entsalzung dient in der Regel dazu, gereinigtes Trinkwasser für die Trinkwasserversorgung zu erzeugen. Die Aufbereitungsinfrastruktur und die Energiekosten für die Entsalzung sind immer noch höher als bei anderen nichttraditionellen Wasserressourcen109,110.

Die Nutzung von Meerwasser und Brackwasser als nicht-traditionelle Trinkwasserquellen ist zu einer zunehmend attraktiven und praktikablen langfristigen Lösung für die Wasserknappheit geworden, insbesondere in semiariden Regionen und Küstenregionen. In den letzten 30 Jahren wurden erhebliche Fortschritte erzielt, darunter eine Verdoppelung des Energiebedarfs für Meerwasser-RO (SWRO)8. Der Stand der Technik für die SWRO-Anlageninstallation umfasst drei große technische Prozesse: Vorbehandlung, Umkehrosmose und Nachbehandlung. Ein typischer SWRO-Aufbereitungsstrang ist in Abb. 5 dargestellt. Bei der Meerwasserentsalzung werden im Allgemeinen ca. 50 % des Zuflusses als Süßwasser zurückgewonnen und die anderen 50 % mit dem doppelten Salzgehalt des Meerwassers als Ausschusssole abgeleitet. Da der Salzgehalt von Brackwasser viel niedriger ist als der von Meerwasser, ist die Ausbeute höher, nämlich bis zu 75–85 %111.

Das Diagramm zeigt die küstennahe Aufnahme, die Vorbehandlung durch Filtration, ein Hochdruck-Umkehrosmosesystem, die Nachbehandlung des Permeats und die Lagerung vor der Verteilung. Das Meerwasser ist dunkelblau und das entsalzte Wasser hellblau dargestellt. Die Energierückgewinnung aus konzentrierter Sole und Soleaustritt durch Ozeanaustritte ist grau dargestellt. Die Pfeile geben die Richtung des Wasserflusses an.

Neben dem Energieaspekt der Entsalzung ist auch das Solemanagement ein entscheidender Bestandteil des Entsalzungsprozesses. Normalerweise wird Sole in den Ozean zurückgeleitet, da dies die kostengünstigste Option ist. Dies wirft jedoch Bedenken hinsichtlich der Auswirkungen auf das Meeresleben aufgrund des Salzgehalts, giftiger Substanzen und der Temperatur auf112. Neben Salzgehalt und Temperaturunterschieden kann die Sole auch Chemikalien aus Antikalkmitteln, Gerinnungsmitteln und sogar Schwermetalle aus Korrosion enthalten113. Bei Binnenentsalzungsanlagen besteht die zusätzliche Herausforderung darin, die Sole zu verwalten, ohne dass eine Einleitung ins Meer möglich ist. Zu den in den Vereinigten Staaten üblichen Methoden zur Binnensolebewirtschaftung gehören Verdunstungsbecken, Systeme ohne Flüssigkeitsabgabe mit Verdampfern, Kristallisatoren und Sprühtrocknern sowie Tiefbrunneninjektion114. Einige Methoden und Ansätze beginnen damit, die Rückgewinnung von Salzen zu nutzen, um die hohen Gesamtkosten der Entsalzung auszugleichen, bei der die Salzlake-Entsorgung 5–33 % ausmachen könnte115.

Da Meer- und Brackwasser weniger belastet sind als andere alternative Wasserquellen, sind akute Erkrankungen wie mikrobielle Infektionen oder CEC weniger besorgniserregend. Ultrafiltrationsmembranen und RO-Membranen mit Porengrößen bis zu 0,0001 μm entfernen nachweislich Krankheitserreger erheblich, und es wird vermutet, dass sogar Viren aufgrund der Adsorption an Partikeln deutlich reduziert werden116. Im Jahr 2011 veröffentlichte die Weltgesundheitsorganisation einen Bericht über die Gesundheit von entsalztem Wasser mit den wichtigsten Punkten, in denen die Virusinaktivierung und -desinfektion nach der Primärbehandlung (RO-Membran) empfohlen wurde und auf die Herausforderung hingewiesen wurde, die Qualität des mikrobiellen Wassers während der Lagerung und Verteilung aufrechtzuerhalten. Beides betrifft nicht nur die Entsalzung und stellt allgemeine Herausforderungen für die traditionelle zentralisierte Aufbereitung und Bereitstellung von Trinkwasser dar117.

Um den Bedenken hinsichtlich Kosten und Energiebedarf bei Entsalzungstechnologien Rechnung zu tragen, konzentrierten sich die Modellierungsbemühungen auf TEA mit dem Ziel, die Kosten zu minimieren und verschiedene Designs zu vergleichen. Darüber hinaus kann TEA den Einsatz erneuerbarer Energiequellen (z. B. Windkraft) oder die gemeinsame Platzierung von Entsalzungsanlagen mit Kraftwerken bewerten, um die Kosten zu senken. Letzteres reduziert die Gesamtkosten, da das wärmere Quellmeerwasser, das aus dem Kraftwerksauslass gesammelt wird, normalerweise weniger Energie für die Membrantrennung benötigt als die Verwendung von Meerwasser mit Umgebungstemperatur8.

Die am weitesten verbreitete Modellierungssoftware für Kosten und Energie der Entsalzung ist das Desalination Economic Evaluation Program (IAEA DEEP) der Internationalen Atomenergiebehörde. Das DEEP-Modell kann für verschiedene Konfigurationen und Stromversorgungen für Entsalzungsprozesse verwendet werden und wurde seit seiner Erstellung regelmäßig aktualisiert118. Eine weitere Methode zum Verständnis der Kosten- und Energieanforderungen für verschiedene Entsalzungstechnologien nutzte den Kostendatenbankansatz, der auf der Zusammenstellung und Korrelation von Daten von über 300 Entsalzungsanlagen weltweit119 basiert. Wie im Abschnitt „Techno-ökonomische Bewertung (TEA)“ vorgestellt, kann WaterTAP3, das von der National Alliance for Water Innovation (NAWI) entwickelt wurde, für vom Benutzer erstellte Prozesse und Konfigurationen von Aufbereitungsanlagen sowie für Wasserqualitätsparameter (z. B. Salzgehalt oder Borkonzentration) verwendet werden ), um die Technoökonomie verschiedener Optionen zu bewerten12. Darüber hinaus wurden Simulationsmodelle zur Optimierung spezifischer Behandlungsprozesse eingesetzt. Oh et al.120 simulierten die Leistung von RO-Membranen basierend auf Lösungsdiffusions- und Fouling-Mechanismen, um den Permeatfluss und die Permeatrückgewinnung zu modellieren. Modelle wie diese haben sich in den letzten Jahrzehnten als wertvoll für die Verbesserung der Entsalzungsleistung erwiesen, einschließlich der Verbesserung der Borabweisung durch Membranverfahren. Eine Diskussion über Bor und andere Ionen mit geringer Abstoßung bei der Membranentsalzung finden Sie in den Zusatzinformationen.

Anwendungen der TEA haben wichtige Erkenntnisse zur Umsetzung der Entsalzung geliefert. Beispielsweise führten Quon et al.121 eine Basiskosten- und Energieanalyse für mehrere SWRO-Entsalzungsanlagen durch und stellten fest, dass Skaleneffekte bei SWRO eine bedeutende Rolle spielen, wobei die Kosten bei etwa 1–1,35 m−3 liegen. Die tatsächlichen Kosten schwanken stark, was sich an den Kosten von 1,61 m-3 für SWRO in Carlsbad, Kalifornien, USA, im Vergleich zu 0,53 m-3 für SWRO in Ashkelon, Israel, zeigt, obwohl die beiden Anlagen nahezu identisch im Design sind.

Das Erkennen der Auswirkungen lokaler Faktoren auf die Kosten und die Einführung von Wassertechnologien und -versorgungen ist für die Entsalzung von großer Bedeutung. Wirtschaftsanalysen mangelt es oft an der Fähigkeit, externe Effekte und lokale Faktoren im Zusammenhang mit Bau, Genehmigungen, Finanzierung, Marktregulierungen und staatlichen Subventionen richtig zu erfassen, die in Kalifornien als besondere Herausforderungen identifiziert wurden122. Die mit diesen Bereichen verbundenen Risiken und die wirtschaftliche Machbarkeit, sie gegen die prognostizierten Kosten der Anlage (z. B. modelliert durch TEA) abzuwägen, fehlen auf der Grundlage des aktuellen Wissens- und Demonstrationsstands. Die Studie von Quon et al.121 legt beispielsweise nahe, dass zukünftige Kosteneinsparungen vor allem von lokalen Faktoren und einem konsistenten Anlagenbetrieb abhängen; Große RO-Meerwasserentsalzungsanlagen mit modernster Technologie haben ähnliche Energiekosten, während die Gesamtkapital- und Betriebskosten variieren. Zu einer ähnlichen Schlussfolgerung gelangte eine TEA zur thermischen Entsalzung von Zheng & Hatzell123, in der es hieß: „Wir können viele andere Faktoren nicht ignorieren, die die Standortwahl beeinflussen können, wie z. B. Subventionen der lokalen Regierung, Transportkosten der Anlagen, örtliche Grundstückspreise.“

Darüber hinaus wurden die gesellschaftspolitischen Herausforderungen der Wasserentsalzung überprüft und untersucht124. Studien haben beispielsweise die Unterschiede und Schwachstellen von Grenzgebieten in Bezug auf Wasserrechte hervorgehoben, insbesondere an der Grenze zwischen Mexiko und den USA125 und zwischen Israel und Jordanien126. Einerseits ist eine größere Wassersicherheit, die zwischen den Ländern geteilt wird, und der Zusammenarbeitsprozess erreichbar126, andererseits kann es zu erhöhten Spannungen kommen125. Solche Faktoren, die sich letztendlich auf den Zeitplan und die Durchführbarkeit der Entsalzung auswirken, lassen sich aus Modellierungs- und Designperspektive nur schwer einbeziehen und erfordern weitere qualitative Studien und standortspezifische Untersuchungen darüber, wie sie sich unweigerlich auf die Kosten und Vorteile der Einbeziehung der Entsalzung in Wasserportfolios auswirken.

Kondensatabscheidung und atmosphärische Wassergewinnung (AWH) sind weitere Methoden zur Bereitstellung von nicht-traditionellem Wasser. Bei aufgefangenem Kondensat handelt es sich um die Sammlung von Kondenswasser im Allgemeinen aus den Kühlschlangen von Klimaanlagen, anstatt das Kondensat herkömmlicherweise in die Abwasserleitungen abzuleiten. Ähnlich wie RHRW und SWH beruht es daher auf der Umleitung und Speicherung einer zuvor verschwendeten Süßwasserquelle, was es zu einer im Allgemeinen ungenutzten Wasserquelle macht, insbesondere in heißen, feuchten Regionen. Aufgefangenes Kondensat kann für nicht trinkbare Zwecke wie Toilettenspülung, Bewässerung und Kühlturm-Nachspeisewasser verwendet werden127. Bei der atmosphärischen Wassergewinnung (Atmospheric Water Harvesting, AWH) handelt es sich um die Verwendung eines Geräts zur direkten Extraktion von Wasserdampf aus der Luft durch Kondensationstechnologie, adsorptionsbasierte Technologie und Wolkenbildung/Nebelsammlung128,129. Die Kondensationstechnologie für AWH erfordert eine Stromquelle zur Kühlung, um die Luft zu Dampf zu kondensieren. Die Adsorptionstechnologie kann so konzipiert werden, dass Tag- und Nachtzyklen, Umgebungstemperaturen und Sonnenwärme zum Auffangen und Kondensieren von Dampf genutzt werden. Daher ist sie weniger energieintensiv, die Wasserausbeute ist jedoch geringer als bei der Kondensationstechnologie128. Cloud Seeding ist eine Form der Wettermodifikation, um Regen zu induzieren und zu sammeln, allerdings nur dort, wo sich wasserreiche Wolken angesammelt haben, weshalb es schwierig ist, es routinemäßig und vorhersehbar durchzuführen. Bei der Nebelsammlung handelt es sich einfach um das Auffangen von Tröpfchen auf netzartigem Material senkrecht zu Nebel und Wind. Es hat eine Wasserproduktionsfähigkeit von bis zu 3–7 kg pro Tag gezeigt, wird aber am besten in großen Höhen eingesetzt, wo regelmäßig Nebel und Wind herrschen130,131.

Beide Wasserquellen versprechen, die Wasserknappheit traditioneller Quellen zu lindern, doch die Forschung und der Aufwand für ihre quantitative Modellierung und Gestaltung sind geringer als bei den anderen zuvor beschriebenen Quellen. Derzeit wird eine Modellierung durchgeführt, die sich auf die Schätzung der theoretischen Ausbeute (Wassermenge) von Kondensat auf der Grundlage thermodynamischer Prinzipien und Klimabedingungen konzentriert132,133. Zu den Regionen auf der ganzen Welt, bei denen ein hohes Potenzial für die Implementierung der Kondensatsammlung festgestellt wurde, gehören die Arabische Halbinsel, Afrika südlich der Sahara, Südasien und der Südosten der Vereinigten Staaten132,134. Hassan und Bakry133 stellten fest, dass für 1 Tonne Kältemittel die Kondensatrückgewinnung für ein Betriebsjahr und typische Wetterbedingungen in Singapur mit 35,33 m3 am höchsten war, gefolgt von 30,69 m3 in Kuala Lumpur, Malaysia. Aufgefangenes Kondensat als Wasserversorgung vor Ort gleicht den herkömmlichen Wasserbedarf aus, ähnlich wie bei der Wiederverwendung von Grauwasser vor Ort, und reduziert so den Gesamtbedarf und den mit der Trinkwasseraufbereitung verbundenen Fußabdruck. Khan135 schätzte eine Reduzierung von 0,54 kg CO2eq pro kWh, die für das Pumpen der konventionellen Wasserversorgung verwendet wird, die mit der Verwendung von aufgefangenem Kondensat in Wohngebäuden in Dubai, Vereinigte Arabische Emirate, verbunden ist. Umgekehrt wurde geschätzt, dass die atmosphärische Wassergewinnung eine Reduzierung von 0,3–0,35 kg CO2eq pro kWh bewirkt, basierend auf dem durchschnittlichen Fußabdruck traditioneller Wasserquellen in den Vereinigten Staaten und im Nahen Osten136. Zur Modellierung der Wasserqualität führten Loveless et al.137 Wasserqualitätstests an aufgefangenen Kondensatsystemen in ganz Saudi-Arabien durch und stellten eine hohe Qualität fest, wobei alle Proben den von der US-EPA empfohlenen Qualitätswerten entsprachen. Basierend auf ihrem Klimamodell und den Erkenntnissen zur Wasserqualität schlugen die Autoren vor, dass die industrielle Anwendung von aufgefangenem Kondensat zu Kosteneinsparungen und geringeren Auswirkungen auf Betriebe führen könnte, die bereits hochreines Wasser benötigen, und dass einfache Nachbehandlungsmethoden das gesammelte Wasser trinkbar machen könnten.

In diesem Artikel wurden mehrere nicht-traditionelle Wasserquellen beschrieben und verglichen, wobei der Schwerpunkt auf den vorhandenen Methoden und Ansätzen zur Schätzung ihrer jeweiligen Mengen- und Qualitätsmetriken für die Umsetzung und das Wassermanagement lag. Mithilfe von Computermodellierungs- und Analysetools können Kennzahlen zu Kapazität, Kosten, Energie, mikrobieller Qualität und Gesundheitsrisiko ermittelt und vorhergesagt werden. Da sich jede nicht-traditionelle Wasserquelle in Wasserqualität, Betrieb, Größe und Aufbereitungsniveau unterscheidet, gibt es immer noch Schlüsselbereiche, die weiterer Forschung bedürfen, um ihre Nutzung und Bewirtschaftung zu verbessern. Dies gilt auf allen Ebenen der Gesellschaft und des Wassermanagements, von der Haushaltsebene des Wasserverbrauchs bis hin zur Planung staatlicher Politik und Regulierungsmaßnahmen. Nachfolgend sind die Schlüsselbereiche aufgeführt, die in dieser Studie für jede der untersuchten Wasserquellen identifiziert wurden.

Auf dem Dach gesammeltes Regenwasser: RHRW weist stark schwankende Wasserqualitäts- und mikrobielle Kontaminationsprobleme auf. Daher ist in Bereichen, in denen RHRW implementiert oder erforderlich ist, eine klare und einheitlichere Richtlinie für die Wartung und Instandhaltung vor Ort im Hinblick auf Wasserqualitätsprobleme erforderlich.

Regenwassernutzung: Aufgrund der Beschaffenheit des Regenwassers und der unterschiedlichen Auswirkungen des Wetters auf dessen Häufigkeit und Wasserqualität bestehen gesundheitliche Bedenken bei der Nutzung für Wiederverwendungszwecke. Weitere Untersuchungen werden empfohlen, um die Auswirkungen des Wetters auf die Regenwasserqualität und die Gesundheitsrisiken der menschlichen Exposition und seines Verbrauchs bei der Nutzung als nicht trinkbare Wasserquelle zu verstehen.

Aufbereitetes kommunales Abwasser: Im Allgemeinen ist aufbereitetes kommunales Abwasser mengenmäßig eine zuverlässigere Quelle im Vergleich zu RHRW und Regenwasser für die örtliche Gemeinde. Meistens wird es für nicht trinkbare Zwecke verwendet, aber jüngste Fortschritte haben gezeigt, dass eine direkte Wiederverwendung als Trinkwasser möglich ist. Es wird jedoch nicht ohne weiteres akzeptiert und es mangelt an Richtlinien für seine Umsetzung und Regulierung. Daher sind weitere Untersuchungen zu Trinkwasserwiederverwendungstechnologien im Hinblick auf Kosten und Behandlungsmöglichkeiten erforderlich, insbesondere im Vergleich zu RO mit alternativen Behandlungstechnologien. Die gesundheitlichen Bedenken bei der Wiederverwendung von nicht trinkbarem Wasser aufgrund der Aerosolisierung und die Unsicherheit im Zusammenhang mit viralen Krankheitserregern müssen untersucht und verglichen werden, um ein Verständnis für die Entfernung von Krankheitserregern bei der Wiederverwendung von Abwasser zu entwickeln. Darüber hinaus hat das Vorkommen von ARB in Kläranlagen zu Bedenken hinsichtlich ihrer Ausbreitung, Prävalenz und den daraus resultierenden Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit durch nicht trinkbare Exposition geführt. Der Mangel an ausreichenden Daten zur ARB- und ARG-Prävalenz in aufbereitetem Abwasser erfordert künftige Anstrengungen zur besseren Charakterisierung ihrer Konzentrationen, Informationen zu Antibiotika sowie eine Neubewertung der Behandlungskriterien und Vorschriften für mögliche damit verbundene Gesundheitsrisiken. Diese gesundheitlichen Bedenken beziehen sich auf die schwankende Wasserqualität und den Krankheitserregergehalt im Rohabwasser und im aufbereiteten Abwasser, das als nicht herkömmliche und nicht trinkbare Wasserquelle verwendet wird.

Wiederverwendung von Grauwasser: Die möglichen Gesundheitsrisiken und Bedenken der Grauwasseraufbereitung vor Ort, beispielsweise für Toilettenspülung und Bewässerung, stellen weiterhin eine Hürde für eine umfassendere Umsetzung dar. Um die umfassendere Umsetzung zu erleichtern, werden einheitliche Behandlungsanforderungen und Regulierungsrichtlinien empfohlen.

Entsalzung: Hohe Kosten und Bedenken hinsichtlich der ordnungsgemäßen Entsorgung von Soleabfällen behindern ihre Entwicklung und Akzeptanz in den Vereinigten Staaten. Es wird empfohlen, weitere Untersuchungen zu den Ursachen von Kostenunterschieden in vergleichender Weise zwischen Entsalzungsanlagen auf der ganzen Welt durchzuführen, einschließlich lokaler Kosten und gesetzlicher Anforderungen. Die Auswirkungen der Offshore-Soleableitung müssen weiterhin untersucht werden, ebenso wie andere Methoden der Verarbeitung und Handhabung von Soleabfällen für Binnenentsalzungsanlagen.

Kondensatabscheidung und AWH: Diese Methoden können verwendet werden, um die Abhängigkeit von traditionellen, zentralen Wasserquellen zu verringern, es wird jedoch ein besseres Verständnis der Qualitätsanforderungen empfohlen. Die Vorteile sind aufgrund der entscheidenden Auswirkungen von Temperatur und Wetter regionalspezifisch und sollten vor jedem Entwurf und jeder Implementierung genau verstanden werden. Die Auslegungskosten der Nachbehandlung für die Trinkwassernutzung sind eine wichtige Anforderung und müssen berücksichtigt werden.

Alle Daten sind auf Anfrage erhältlich.

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Schwabe, K., Nemati, M., Landry, C. & Zimmerman, G. Wassermärkte im Westen der USA: Trends und Chancen. Wasser 12, 1–15 (2020).

Artikel Google Scholar

Aalst, M. Kvan Die Auswirkungen des Klimawandels auf das Risiko von Naturkatastrophen. Katastrophen 30, 5–18 (2006).

Artikel Google Scholar

Brown, RR, Keath, N. & Wong, TH Städtisches Wassermanagement in Städten: historische, aktuelle und zukünftige Regime. Wasserwissenschaft. Technol. 59, 847–855 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Arora, M., Malano, H., Davidson, B., Nelson, R. & George, B. Wechselwirkungen zwischen zentralisierten und dezentralen Wassersystemen im städtischen Kontext: eine Übersicht. WIRES Water 2, 623–634 (2015).

Artikel Google Scholar

Rogers, P., Hall, AW, van de Meene, SJ, Brown, RR & Farrelly, MA Effektive Wasserverwaltung Global Water Partnership Technical Committee (TEC). Globale Umwelt. Änderung https://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2011.04.003%5Cnwww.gwpforum.org (2003).

Umweltschutzbehörde. Informationssystem für sicheres Trinkwasser (SDWIS) Federal Reporting Services. EPA. https://www.epa.gov/ground-water-and-drinking-water/safe-drinking-water-information-system-sdwis-federal-reporting. (2021).

Giammar, D. et al. Technologie-Roadmap für den Kommunalsektor der National Alliance for Water Innovation (NAWI) 2021. https://doi.org/10.2172/1782448 (2021).

NAWI. NAWI: Forschung und Projekte. Nationale Allianz für Wasserinnovation (NAWI). https://www.nawihub.org/research/#:~:text=Pipe%20parity%20means%20solutions%20and,viable%20for%20end%2Duse%20applications. (2020).

Schyns, JF, Hamaideh, A., Hoekstra, AY, Mekonnen, MM & Schyns, M. Das Risiko extremer Wasserknappheit und -abhängigkeit mindern: Der Fall Jordanien. Wasser 7, 5705–5730 (2015).

Artikel Google Scholar

Liu, J. et al. Beurteilungen der Wasserknappheit in der Vergangenheit, Gegenwart und Zukunft. Earth's Future 5, 545–559 (2017).

Artikel Google Scholar

Pandey, CL Management der städtischen Wassersicherheit: Herausforderungen und Perspektiven in Nepal. Umgebung. Entwickler Aufrechterhalten. 23, 241–257 (2021).

Artikel Google Scholar

Miara, A. et al. WaterTAP3 (The Water Technoeconomic Assessment Pipe-Parity Platform) [Computersoftware]. https://www.osti.gov//servlets/purl/1807472. https://doi.org/10.11578/dc.20210709.1 (2021).

Burk, C. Technoökonomische Modellierung für die Entwicklung neuer Technologien. Chem. Ing. Prog. 114, 43–52 (2018).

Google Scholar

Molinos-Senante, M., Hernández-Sancho, F. & Sala-Garrido, R. Wirtschaftliche Machbarkeitsstudie für die Abwasserbehandlung: eine Kosten-Nutzen-Analyse. Sci. Tot. Umgebung. 408, 4396–4402 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Hellweg, S. & Milà i Canals, L. Neue Ansätze, Herausforderungen und Chancen in der Ökobilanz. Wissenschaft 344, 1109–1113 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Fuller, S. Lebenszykluskostenanalyse (LCCA). National Institute of Building Sciences, An Authoritative Source of Innovative Solutions for the Built Environment, 1090. https://archexamacademy.com/download/Building%20Design%20Construction%20Systems/Life-Cycle%20Cost%20Analysis.pdf (2010).

NRC-Risikobewertung in der Bundesregierung: Den Prozess verwalten. (National Research Council, Washington (DC), 1983).

Boers, TM & Ben-Asher, J. Ein Überblick über die Regenwassernutzung. Landwirtschaft. Wassermanagement 5, 145–158 (1982).

Artikel Google Scholar

Campisano, A. et al. Städtische Regenwassernutzungssysteme: Forschung, Umsetzung und Zukunftsperspektiven. Wasserres. 115, 195–209 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Gurung, TR & Sharma, A. Design kommunaler Regenwassertanksysteme und Skaleneffekte. J. Sauber. Prod. 67, 26–36 (2014).

Artikel Google Scholar

Imteaz, MA, Ahsan, A., Naser, J. & Rahman, A. Zuverlässigkeitsanalyse von Regenwassertanks in Melbourne unter Verwendung eines täglichen Wasserhaushaltsmodells. Ressource. Konserv. Recycling. 56, 80–86 (2011).

Artikel Google Scholar

Domènech, L. & Saurí, D. Eine vergleichende Bewertung des Einsatzes der Regenwassernutzung in Ein- und Mehrfamilienhäusern der Metropolregion Barcelona (Spanien): soziale Erfahrung, Trinkwassereinsparungen und wirtschaftliche Kosten. J. Sauber. Prod. 19, 598–608 (2011).

Artikel Google Scholar

Rahman, A., Keane, J. & Imteaz, MA Regenwassernutzung im Großraum Sydney: Wassereinsparungen, Zuverlässigkeit und wirtschaftliche Vorteile. Ressource. Konserv. Recycling. 61, 16–21 (2012).

Artikel Google Scholar

Mwenge Kahinda, J. & Taigbenu, AE Regenwassernutzung in Südafrika: Herausforderungen und Chancen. Physik. Chem. Erde 36, 968–976 (2011).

Artikel Google Scholar

Ahmed, W., Gardner, T. & Toze, S. Mikrobiologische Qualität von auf Dächern gesammeltem Regenwasser und Gesundheitsrisiken: eine Übersicht. J. Umgebung. Qual. 40, 13–21 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Dean, J. & Hunter, PR Risiko einer Magen-Darm-Erkrankung im Zusammenhang mit dem Konsum von Regenwasser: eine systematische Überprüfung. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 46, 2501–2507 (2012).

Artikel CAS Google Scholar

Simmons, G. et al. Ein Ausbruch der Legionärskrankheit: ein Wasserstrahler und Regenwassersysteme, die auf Dächern gesammelt werden. Wasserres. 42, 1449–1458 (2008).

Artikel CAS Google Scholar

Dobrowsky, PH, de Kwaadsteniet, M., Cloete, TE & Khan, W. Verteilung einheimischer bakterieller Krankheitserreger und potenzieller Krankheitserreger im Zusammenhang mit vom Dach geerntetem Regenwasser. Appl. Umgebung. Mikrobiol. 80, 2307–2316 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Kaushik, R. & Balasubramanian, R. Bewertung bakterieller Krankheitserreger in frischem Regenwasser und Feinstaub in der Luft mittels Echtzeit-PCR. Atmosphäre. Umgebung. 46, 131–139 (2012).

Artikel CAS Google Scholar

Hamilton, K. et al. Eine globale Überprüfung der mikrobiologischen Qualität und potenzieller Gesundheitsrisiken im Zusammenhang mit auf dem Dach gesammelten Regenwassertanks. NPJ Clean. Wasser 2, 7 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Zhang, X., Xia, S., Ye, Y. & Wang, H. Opportunistische Krankheitserreger zeigen eine ausgeprägte Wachstumsdynamik in Regenwasser- und Leitungswasserspeichersystemen. Wasserres. 204, 117581 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Alim, MA et al. Eignung von auf Dächern gesammeltem Regenwasser für die potenzielle Trinkwasserproduktion: eine Scoping-Überprüfung. J. Sauber. Prod. 248, 119226 (2020).

Artikel Google Scholar

Fuentes-Galvan, ML, Medel, JO & Arias Hernandez, LAR der Regenwassernutzung in Zentralmexiko: Verwendung, Vorteile und Faktoren der Einführung. Wasser 10, 116 (2018).

Artikel Google Scholar

Keithley, SE, Fakhreddine, S., Kinney, KA & Kirisits, MJ Auswirkung der Aufbereitung auf die Qualität des gesammelten Regenwassers für Wohnsysteme. Marmelade. Wasserwerksvereinigung 110, 1–11 (2018).

Artikel Google Scholar

Ghisi, E. Parameter, die die Dimensionierung von Regenwassertanks für den Einsatz in Häusern beeinflussen. Wasserressource. Geschäftsführer 24, 2381–2403 (2010).

Artikel Google Scholar

Sabina Yeasmin, KFR-Potenzial der Regenwassernutzung in der Stadt Dhaka: Eine empirische Studie. 3. Internationale Konferenz zu Wasser- und Hochwassermanagement 7, https://www.researchgate.net/publication/257934572_Potential_of_Rainwater_harvesting_in_Dhaka_city (2013).

Basinger, M., Montalto, F. & Lall, U. Ein Zuverlässigkeitsmodell für Regenwassernutzungssysteme basierend auf einem nichtparametrischen stochastischen Niederschlagsgenerator. J. Hydrol. 392, 105–118 (2010).

Artikel Google Scholar

Cowden, JR, Watkins, DW & Mihelcic, JR Stochastische Niederschlagsmodellierung in Westafrika: Sparsame Ansätze für die Bewertung der häuslichen Regenwassernutzung. J. Hydrol. 361, 64–77 (2008).

Artikel Google Scholar

Leonard, D. & Gato-Trinidad, S. Auswirkung der Regenwassernutzung auf die Wassernutzung in Wohngebieten: empirische Fallstudie. J. Wasserressource. Planen. Geschäftsführer – ASCE 147, 05021003 (2021).

Artikel Google Scholar

Melville-Shreeve, P., Ward, S. & Butler, D. Regenwassernutzungstypologien für britische Häuser: eine Multikriterienanalyse von Systemkonfigurationen. Wasser https://doi.org/10.3390/w8040129 (2016).

Morales-Pinzón, T., Rieradevall, J., Gasol, CM & Gabarrell, X. Modellierung für wirtschaftliche Kosten- und Umweltanalyse von Regenwassernutzungssystemen. J. Sauber. Prod. 87, 613–626 (2015).

Artikel Google Scholar

Hofman-Caris, R. et al. Regenwassernutzung zur Trinkwassergewinnung: eine nachhaltige und kostengünstige Lösung in den Niederlanden? Wasser 11, 511 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Abbas, S., Mahmood, MJ & Yaseen, M. Bewertung des Potenzials für die Regenwassernutzung auf Dächern und ihrer physischen und sozioökonomischen Auswirkungen, Wassereinzugsgebiet Rawal, Islamabad, Pakistan. Umgebung. Entwickler Aufrechterhalten. 23, 17942–17963 (2021).

Artikel Google Scholar

Quon, H., Allaire, M. & Jiang, SC Bewertung des Risikos einer Legionelleninfektion durch Duschen mit unbehandeltem Regenzisternenwasser in einer tropischen Umgebung. Wasser 13, 889 (2021).

Artikel Google Scholar

Hamilton, KA, Ahmed, W., Toze, S. & Haas, CN Gesundheitsrisiken für Legionellen und Mycobacterium avium complex (MAC) durch die Verwendung von auf dem Dach gesammeltem Regenwasser als Trink- und Nichttrinkwasser. Wasserres. 119, 288–303 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Lim, KY & Jiang, SC Neubewertung des Gesundheitsrisiko-Benchmarks für nachhaltige Wasserpraxis durch Risikoanalyse von auf Dächern gesammeltem Regenwasser. Wasserres. 47, 7273–7286 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Schoen, ME & Ashbolt, NJ Ein betriebsinternes Modell für die Legionellenexposition bei Duschereignissen. Wasserres. 45, 5826–5836 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Hamilton, KA et al. Risikobasierte kritische Konzentrationen von Legionella pneumophila für die Wassernutzung in Innenräumen. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 53, 4528–4541 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

de Man, H. et al. Gesundheitsrisikobewertung für Splashparks, die Regenwasser als Quellwasser nutzen. Wasserres. 54, 254–261 (2014).

Artikel Google Scholar

Bollin, GE, Plouffe, JF, Para, MF & Hackman, B. Aerosole mit Legionella pneumophila, erzeugt durch Duschköpfe und Warmwasserhähne. Appl. Umgebung. Mikrobiol. 50, 1128–1131 (1985).

Artikel CAS Google Scholar

Ahmed, W., Hamilton, KA, Toze, S. & Haas, CN Saisonale Häufigkeit von Fäkalienindikatoren und opportunistischen Krankheitserregern in auf dem Dach gesammelten Regenwassertanks. Offene Gesundheitsdaten https://doi.org/10.5334/ohd.29 (2018).

Philp, M. et al. Überprüfung der Regenwassernutzungspraktiken Technischer Bericht Nr. 9 der Urban Water Security Research Alliance. Urban Water 9, 1–131 (2008).

Ahmed, W., Hamilton, K., Toze, S., Cook, S. & Page, D. Ein Überblick über mikrobielle Schadstoffe in Regenwasserabflüssen und -austritten: potenzielle Gesundheitsrisiken und Strategien zur Schadensbegrenzung. Wissenschaft. Knirps. Umgebung. 692, 1304–1321 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Akram, F., Rasul, MG, Masud K Khan, M. & Sharif II Amir, M. Ein Überblick über die Regenwassernutzung und -wiederverwendung. Weltakademie. Ing. Technol. 8, 178–187 (2014).

Google Scholar

Hong, E., Seagren, EA & Davis, AP Nachhaltige Öl- und Fettentfernung aus synthetischem Regenwasserabfluss mithilfe von Bioretentionsstudien im Labormaßstab. Wasserumgebung. Res. 78, 141–155 (2006).

Artikel CAS Google Scholar

McElmurry, SP, Long, DT & Voice, TC Im Regenwasser gelöste organische Substanz: Einfluss von Landbedeckung und Umweltfaktoren. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 48, 45–53 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Chen, C., Guo, W. & Ngo, HH Pestizide im Regenwasserabfluss – Eine Kurzübersicht. Vorderseite. Umgebung. Wissenschaft. Ing. 13, 1–12 (2019).

Artikel Google Scholar

Brown, JN & Peake, BM Quellen von Schwermetallen und polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen im städtischen Regenwasserabfluss. Wissenschaft. Knirps. Umgebung. 359, 145–155 (2006).

Artikel CAS Google Scholar

Sidhu, JPS, Hodgers, L., Ahmed, W., Chong, MN & Toze, S. Prävalenz menschlicher Krankheitserreger und Indikatoren im Regenwasserabfluss in Brisbane, Australien. Wasserres. 46, 6652–6660 (2012).

Artikel CAS Google Scholar

Zoppou, C. Überprüfung städtischer Regenwassermodelle. Umgebung. Modell. Softw. 16, 195–231 (2001).

Artikel Google Scholar

Fletcher, TD, Mitchell, VG, Deletic, A., Ladson, TR & Seven, A. Ist die Regenwassernutzung für die Umweltströme städtischer Wasserstraßen von Vorteil? Wasserwissenschaft. Technol. 55, 265–272 (2007).

Artikel CAS Google Scholar

Kavehei, E., Jenkins, GA, Adame, MF & Lemckert, C. Potenzial zur Kohlenstoffbindung zur Reduzierung des CO2-Fußabdrucks einer grünen Regenwasserinfrastruktur. Erneuern. Aufrechterhalten. Energy Rev. 94, 1179–1191 (2018).

Artikel Google Scholar

Zhang, K., Bach, PM, Mathios, J., Dotto, CBS & Deletic, A. Quantifizierung der Vorteile der Regenwassernutzung zur Reduzierung der Umweltverschmutzung. Wasserres. 171, 115395 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Parker, EA, Grant, SB, Sahin, A., Vrugt, JA & Brand, MW Können intelligente Regenwassersysteme das Wetter überlisten? Regenwassererfassung mit Echtzeitsteuerung in Südkalifornien. ACS ES&T Wasser. https://doi.org/10.1021/acsestwater.1c00173 (2021).

Ma, Y. et al. Erstellen einer Hierarchie der Gefahrenbeherrschung für die städtische Regenwasserbewirtschaftung. Umgebung. Umweltverschmutzung. 255, 113217 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Murphy, HM, Meng, Z., Henry, R., Deletic, A. & McCarthy, DT Die aktuellen Richtlinien zur Regenwassernutzung reichen nicht aus, um das Risiko von Campylobacter bei Aktivitäten zur Wiederverwendung von nicht trinkbarem Wasser zu mindern. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 51, 12498–12507 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Schoen, ME, Ashbolt, NJ, Jahne, MA & Garland, J. Risikobasierte Ziele zur Reduzierung enterischer Krankheitserreger für die nicht trinkbare und direkte Trinkwassernutzung von Dachabflüssen, Regenwasser und Grauwasser. Mikrob. Risiko Anal. 5, 32–43 (2017).

Artikel Google Scholar

Meneses, M., Pasqualino, JC & Castells, F. Umweltbewertung der Wiederverwendung von städtischem Abwasser: Behandlungsalternativen und Anwendungen. Chemosphere 81, 266–272 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Tang, CY et al. Wiederverwendung von Trinkwasser durch fortschrittliche Membrantechnologie. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 52, 10215–10223 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Mizyed, NR Herausforderungen bei der Wiederverwendung von behandeltem Abwasser in ariden und semi-ariden Gebieten. Umgebung. Wissenschaft. Richtlinie 25, 186–195 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Rice, J., Wutich, A. & Westerhoff, P. Bewertung der faktischen Wiederverwendung von Abwasser in den USA: Trends zwischen 1980 und 2008. Umwelt. Wissenschaft. Technol. 47, 11099–11105 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Friedler, E. Wasserwiederverwendung – ein integraler Bestandteil des Wasserressourcenmanagements: Israel als Fallstudie. Wasserpolitik 3, 29–39 (2001).

Artikel Google Scholar

Tortajada, C. Wassermanagement in Singapur. Wasserressource. Entwickler 22, 227–240 (2006).

Artikel Google Scholar

Gude, VG Entsalzung und Wasserwiederverwendung zur Bekämpfung der globalen Wasserknappheit. Rev. Environ. Wissenschaft. 16, 591–609 (2017).

Google Scholar

Lahnsteiner, J. & Lempert, G. Wassermanagement in Windhoek, Namibia. Wasserwissenschaft. Technol. 55, 441–448 (2007).

Artikel CAS Google Scholar

Duong, K. & Saphores, JM Hindernisse bei der Abwasserwiederverwendung: ein Überblick. WIRES Water 2, 199–214 (2015).

Artikel Google Scholar

Michael, I. et al. Städtische Kläranlagen als Hotspots für die Freisetzung von Antibiotika in die Umwelt: ein Rückblick. Wasserres. 47, 957–995 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Chen, Z., Ngo, HH & Guo, W. Eine kritische Übersicht über die Endverwendung von recyceltem Wasser. Krit. Rev. Environ. Wissenschaft. Technol. 43, 1446–1516 (2013).

Artikel Google Scholar

Piñaet, B. et al. Zum Beitrag der Bewässerung mit aufbereitetem Abwasser zur potenziellen Exposition von Menschen gegenüber Antibiotika, Antibiotika-resistenten Bakterien und Antibiotika-Resistenzgenen – NEREUS COST Action ES1403-Positionspapier. J. Umgebung. Chem. Ing. 8, 102131 (2020).

Artikel Google Scholar

Fahrenfeld, N., Ma, Y., O'Brien, M. & Pruden, A. Aufbereitetes Wasser als Reservoir für Antibiotikaresistenzgene: Verteilungssystem und Auswirkungen auf die Bewässerung. Vorderseite. Mikrobiol. 4, 130 (2013).

Artikel Google Scholar

Garner, E. et al. Auf dem Weg zur Risikobewertung für antibiotikaresistente Krankheitserreger in recyceltem Wasser: eine systematische Überprüfung und Zusammenfassung des Forschungsbedarfs. Umgebung. Mikrobiol. 23, 7355–7372 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Pepper, IL, Brooks, JP & Gerba, CP Antibiotikaresistente Bakterien in Siedlungsabfällen: Gibt es Grund zur Sorge? Umgebung. Wissenschaft. Technol. 52, 3949–3959 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Ogoshi, M., Suzuki, Y. & Asano, T. Wasserwiederverwendung in Japan. Wasserwissenschaft. Technol. 43, 17–23 (2001).

Artikel CAS Google Scholar

Caicedo, C. et al. Vorkommen von Legionellen in kommunalen und industriellen Kläranlagen und Risiken der Wiederverwendung von aufbereitetem Abwasser: Übersicht. Wasserres. 149, 21–34 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Shahriar, A. et al. Modellierung des Verbleibs und der Auswirkungen von Arzneimitteln und Körperpflegeprodukten auf die menschliche Gesundheit in der Bewässerung von aufbereitetem Abwasser für die Landwirtschaft. Umgebung. Umweltverschmutzung. 276, 116532 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

van Ginneken, M. & Oron, G. Risikobewertung des Verzehrs landwirtschaftlicher Produkte, die mit aufbereitetem Abwasser bewässert werden: ein Expositionsmodell. Wasserressource. Res. 3, 2691–2699 (2000).

Artikel Google Scholar

An, YJ, Yoon, CG, Jung, KW & Ham, JH Abschätzung des mikrobiellen Risikos von E. coli bei der Bewässerung von aufbereitetem Abwasser auf Reisfeldern. Umgebung. Überwachen. Bewerten. 129, 53–60 (2007).

Artikel Google Scholar

Njuguna, SM et al. Gesundheitsrisikobewertung durch den Verzehr von Gemüse, das mit aufbereitetem Abwasser bewässert wurde: eine Fallstudie in Thika (Kenia). J. Umgebung. Geschäftsführer 231, 576–581 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Verlicchi, P. et al. Ein Projekt zur Wiederverwendung von aufbereitetem Abwasser in der Po-Ebene, Italien: Reinigungssequenz und Kosten-Nutzen-Analyse. J. Hydrol. 432, 127–136 (2012).

Artikel Google Scholar

Fan, Y., Chen, W., Jiao, W. & Chang, AC Kosten-Nutzen-Analyse der Wiederverwendung von aufbereitetem Abwasser in Peking. Entsalzungswasserbehandlung. 53, 1224–1233 (2015).

Google Scholar

Molinos-Senante, M., Hernández-Sancho, F. & Sala-Garrido, R. Kosten-Nutzen-Analyse von Wasserwiederverwendungsprojekten für Umweltzwecke: eine Fallstudie für spanische Kläranlagen. J. Umgebung. Geschäftsführer 92, 3091–3097 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Gonzalez-Serrano, E., Rodriguez-Mirasol, J., Cordero, T., Koussis, AD & Rodriguez, JJ Kosten für aufbereitetes kommunales Abwasser für Anwendungen in saisonal belasteten semiariden Regionen. J. Wasserversorgung: Res. Technol. - AQUA 54, 355–369 (2005).

Artikel Google Scholar

Ghaitidak, DM & Yadav, KD Eigenschaften und Behandlung von Grauwasser – eine Übersicht. Umgebung. Wissenschaft. Umweltverschmutzung. Res. 20, 2795–2809 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Al-Jayyousi, OR Grauwasserwiederverwendung: Auf dem Weg zu einer nachhaltigen Wasserbewirtschaftung. Desalination 156, 181–192 (2003).

Artikel CAS Google Scholar

Friedler, E. Qualität einzelner häuslicher Grauwasserströme und ihre Auswirkungen auf die Aufbereitungs- und Wiederverwendungsmöglichkeiten vor Ort. Umgebung. Technol. 25, 997–1008 (2004).

Artikel CAS Google Scholar

Friedler, E. & Hadari, M. Wirtschaftliche Machbarkeit der Grauwasserwiederverwendung vor Ort in mehrstöckigen Gebäuden. Desalination 190, 221–234 (2006).

Artikel CAS Google Scholar

Elmitwalli, TA & Otterpohl, R. (2007). Anaerobe biologische Abbaubarkeit und Behandlung von Grauwasser im Upflow-Anaerob-Schlammdeckenreaktor (UASB). Wasserres. 41, 1379–1387 (2007).

Artikel CAS Google Scholar

Leal, LH, Temmink, H., Zeeman, G. & Cees, CJ Vergleich von drei Systemen zur biologischen Grauwasseraufbereitung. Wasser 2, 155–169 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Merz, C., Scheumann, R., el Hamouri, B. & Kraume, M. Membranbioreaktortechnologie zur Aufbereitung von Grauwasser aus einem Sport- und Freizeitverein. Desalination 215, 37–43 (2007).

Artikel CAS Google Scholar

Allen, L., Christian-Smith, J. & Palaniappan, M. Überblick über die Wiederverwendung von Grauwasser: das Potenzial von Grauwassersystemen zur Unterstützung einer nachhaltigen Wasserbewirtschaftung. Pac. Inst. 654, 19–21 (2010).

Google Scholar

Finley, S., Barrington, S. & Lyew, D. Wiederverwendung von häuslichem Grauwasser für die Bewässerung von Nahrungspflanzen. Wasser-, Luft- und Bodenverschmutzung. 199, 235–245 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

Blanky, M., Sharaby, Y., Rodríguez-Martínez, S., Halpern, M. & Friedler, E. Wiederverwendung von Grauwasser – Bewertung des Gesundheitsrisikos durch Legionella pneumophila. Wasserres. 125, 410–417 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Shi, KW, Wang, CW & Jiang, SC Quantitative mikrobielle Risikobewertung der Grauwasserwiederverwendung vor Ort. Wissenschaft. Knirps. Umgebung. 635, 1507–1519 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Alsulaili, AD & Hamoda, MF Quantifizierung und Charakterisierung von Grauwasser aus Schulen. Wasserwissenschaft. Technol. 72, 1973–1980 (2015).

Artikel CAS Google Scholar

Antonopoulou, G., Kirkou, A. & Stasinakis, AS Quantitative und qualitative Grauwassercharakterisierung in griechischen Haushalten und Untersuchung ihrer Behandlung mit physikalisch-chemischen Methoden. Wissenschaft. Knirps. Umgebung. 454, 426–432 (2013).

Artikel Google Scholar

do Couto, EDA, Calijuri, ML, Assemany, PP, Santiago, ADF & Carvalho, IDC Grauwasserproduktion in Flughäfen: qualitative und quantitative Bewertung. Ressource. Nachteile. Recycling. 77, 44–51 (2013).

Artikel Google Scholar

Rodríguez, C. et al. Kosten-Nutzen-Bewertung dezentraler Grauwasser-Wiederverwendungssysteme in ländlichen öffentlichen Schulen in Chile. Wasser 12, 1–14 (2020).

Artikel Google Scholar

Voutchkov, N. Energieverbrauch für die Membran-Meerwasserentsalzung – aktueller Stand und Trends. Entsalzung 431, 2–14 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Zhao, M., Liu, P., Jiang, B. & Chen, Y. Entwurf eines Systems zur Überwachung und Bewertung der Trinkwasserqualität. Wasserpraxis. Technol. 15, 77–83 (2020).

Artikel Google Scholar

Nassrullah, H., Anis, SF, Hashaikeh, R. & Hilal, N. Energie für die Entsalzung: eine Übersicht auf dem neuesten Stand der Technik. Entsalzung 491, 114569 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Blanco-Marigorta, AM, Lozano-Medina, A. & Marcos, JD Die exergetische Effizienz als Leistungsbewertungsinstrument in in Betrieb befindlichen Umkehrosmose-Entsalzungsanlagen. Entsalzung 413, 19–28 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Ahmad, N. & Baddour, RE Eine Übersicht über Quellen, Auswirkungen, Entsorgungsmethoden und Vorschriften für die Einleitung von Salzlake in die Meeresumwelt. Ozeanküste. Manag 87, 1–7 (2014).

Google Scholar

Abdul-Wahab, SA & Al-Weshahi, MA Solemanagement: Ersatz von Chlor durch vor Ort hergestelltes Natriumhypochlorit für umweltschonendere Entsalzungsprozesse. Wasserressource. Geschäftsführer 23, 2437–2454 (2009).

Artikel Google Scholar

Khan, Q., Maraqa, MA & Mohamed, A.-MO Verschmutzungsbewertung für nachhaltige Praktiken in angewandten Wissenschaften und Ingenieurwissenschaften. 871–918. https://doi.org/10.1016/b978-0-12-809582-9.00017-7 (2021).

Giwa, A., Dufour, V., al Marzooqi, F., al Kaabi, M. & Hasan, SW Sole-Management-Methoden: aktuelle Innovationen und aktueller Status. Entsalzung 407, 1–23 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Cotruvo, JA Wasserentsalzungsprozesse und damit verbundene Gesundheits- und Umweltprobleme. Wasserkond. Purif. 47, 13–7 (2005).

Google Scholar

Weltgesundheitsorganisation. Sicheres Trinkwasser aus Entsalzung. Nr. WHO/HSE/WSH/11.03. Weltgesundheitsorganisation (2011).

Kavvadias, KC & Khamis, I. Das IAEA-Wirtschaftsmodell für die Tiefenentsalzung: eine kritische Überprüfung. Entsalzung 257, 150–157 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Wittholz, MK, O'Neill, BK, Colby, CB & Lewis, D. Schätzung der Kosten von Entsalzungsanlagen mithilfe einer Kostendatenbank. Desalination 229, 10–20 (2008).

Artikel CAS Google Scholar

Oh, H.-J., Hwang, T.-M. & Lee, S. Ein vereinfachtes Simulationsmodell von RO-Systemen zur Meerwasserentsalzung. Entsalzung 238, 128–139 (2008).

Artikel Google Scholar

Quon, H. et al. Pipe-Parity-Analyse der Meerwasserentsalzung in den Vereinigten Staaten: Untersuchung von Kosten, Energie und Zuverlässigkeit anhand von Fallstudien und Szenarien neuer Technologien. ACS-Umgebung. Wissenschaft. Technol. Ing. 2, 434–445 (2022).

CAS Google Scholar

Cooley, H. & Ajami, N. Schlüsselthemen für die Meerwasserentsalzung in Kalifornien: Kosten und Finanzierung. Pac. Inst. 48, 93–121 (2012).

Google Scholar

Zheng, Y. & Hatzell, KB Technoökonomische Analyse der solarthermischen Entsalzung. Entsalzung 474, 114168 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Ibrahim, Y. et al. Die gesellschaftspolitischen Faktoren, die die Einführung und Verbreitung der Entsalzung beeinflussen: eine kritische Überprüfung. Entsalzung 498, 114798 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

McEvoy, J. & Wilder, M. Diskurs und Entsalzung: Mögliche Auswirkungen vorgeschlagener Maßnahmen zur Anpassung an den Klimawandel in der Grenzregion Arizona–Sonora. Globus. Umgebung. Änderung 22, 353–363 (2012).

Artikel Google Scholar

Aviram, R., Katz, D. & Shmueli, D. Entsalzung als Game-Changer in der grenzüberschreitenden Wasserpolitik. Wasserpol. 16, 609–624 (2014).

Artikel Google Scholar

Algarni, S., Saleel, CA & Mujeebu, MA Klimaanlagen-Kondensatrückgewinnung und Anwendungen – aktuelle Entwicklungen und zukünftige Herausforderungen. Aufrechterhalten. Städte Soc. 37, 263–274 (2018).

Artikel Google Scholar

Tu, R. & Hwang, Y. Rezensionen zu atmosphärischen Wassergewinnungstechnologien. Energie 201, 117630 (2020).

Artikel Google Scholar

Zhou, X., Lu, H., Zhao, F. & Yu, G. Atmosphärische Wassergewinnung: ein Überblick über Material- und Strukturdesigns. ACS Mater. Lette. 2, 671–684 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Klemm, O. et al. Nebel als Süßwasserressource: Überblick und Perspektiven. AMBIO 41, 221–234 (2012).

Artikel Google Scholar

Montecinos, S., Carvajal, D., Cereceda, P. & Concha, M. Erfassungseffizienz von Nebelereignissen. Atmosphäre. Res. 209, 163–169 (2018).

Artikel Google Scholar

Al-Farayedhi, AA, Ibrahim, NI & Gandhidasan, P. Kondensat als Wasserquelle aus Dampfkompressionssystemen in heißen und feuchten Regionen. Entsalzung 349, 60–67 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Hassan, NM & Bakry, AS Machbarkeit der Kondensatrückgewinnung in feuchten Klimazonen. Int. J. Arch. Ing. Konstr. https://doi.org/10.7492/ijaec.2013.024 (2013).

Guz, K. Kondensatwasserrückgewinnung. ASHRAE 47, 54 (2005).

Google Scholar

Khan, SA Einsparung von Trinkwasser durch Kaltwasserkondensat aus Klimaanlagen in heißem und feuchtem Klima. Int J. Eng. Innov. Technol. 3, 182–188 (2013).

Google Scholar

Moghimi, F., Ghoddusi, H., Asiabanpour, B. & Behroozikhah, M. Ist die atmosphärische Wassererzeugung eine wirtschaftlich tragfähige Lösung? Sauber. Technol. Umgebung. Pol. 23, 1045–1062 (2021).

Artikel Google Scholar

Loveless, KJ, Farooq, A. & Ghaffour, N. Sammlung von Kondenswasser: globales Potenzial und Auswirkungen auf die Wasserqualität. Wasserressource. Geschäftsführer 27, 1351–1361 (2012).

Artikel Google Scholar

Wasser im Westen. https://waterinthewest.stanford.edu/ (2020).

Cooley, H., Phurisamban, R. & Gleick, P. Die Kosten alternativer städtischer Wasserversorgung und Effizienzoptionen in Kalifornien. Umgebung. Res. Komm. https://doi.org/10.1088/2515-7620/ab22ca (2019).

Meera, V. & Mansoor Ahammed, M. Wasserqualität von Regenwassernutzungssystemen auf Dächern: ein Überblick. J. Wasserversorgung: Res. Technol. – AQUA 55, 257–268 (2006).

Artikel CAS Google Scholar

Lim, KY, Hamilton, AJ & Jiang, SC Bewertung des Risikos für die öffentliche Gesundheit im Zusammenhang mit einer Viruskontamination in gesammeltem städtischem Regenwasser für häusliche Anwendungen. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 523, 95–108 (2006).

Artikel Google Scholar

Furumai, H. Regenwasser und aufbereitetes Abwasser für eine nachhaltige städtische Wassernutzung. Physik. Chem. Erde 33, 340–346 (2008).

Artikel Google Scholar

Vuppaladadiyam, AK et al. Ein Überblick über die Wiederverwendung von Grauwasser: Qualität, Risiken, Hindernisse und globale Szenarien. Rev. Environ. Wissenschaft. 18, 77–99 (2019).

CAS Google Scholar

Greenlee, LF, Lawler, DF, Freeman, BD, Marrot, B. & Moulin, P. Umkehrosmose-Entsalzung: Wasserquellen, Technologie und die heutigen Herausforderungen. Wasserres. 43, 2317–2348 (2009).

Artikel CAS Google Scholar

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Dieses Manuskript basiert auf Arbeiten, die von der National Alliance for Water Innovation (NAWI) unterstützt und vom Büro des US-Ministeriums für Energie, Energieeffizienz und erneuerbare Energien, Advanced Manufacturing Office, im Rahmen der Funding Opportunity Announcement DE-FOA-0001905 finanziert werden. Der NAWI-Unterauftragszuschuss IUT 7543313 an die UC Irvine lieferte die größte finanzielle Unterstützung für das Projekt. S. Jiang wird außerdem von der US National Science Foundation CBET 2027306, CBET 2128480, CBET 1806066, USBR R21AC10079-00 und EPA (EPA-G2021-STAR-A1, Fördernummer: 84025701) unterstützt. Der Inhalt dieses Dokuments spiegelt nicht notwendigerweise die Ansichten und Richtlinien des DOE, der US-amerikanischen NSF, der EPA oder des USBR wider, noch unterstützen die Behörden Handelsnamen oder empfehlen die Verwendung der in diesem Dokument erwähnten kommerziellen Produkte.

Bau- und Umweltingenieurwesen, University of California, Irvine, USA

Hunter Quon & Sunny Jiang

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SCJ und HQ konzipierten die Überprüfung und entwickelten die Methodik und Struktur; Das Hauptquartier führte eine Literaturrecherche, Datenerfassung und erste Manuskripterstellung durch. Alle Autoren trugen zum Verfassen der Entwürfe und des endgültigen Manuskripts bei. SCJ leitete das Gesamtprojekt und akquirierte finanzielle Unterstützung. Alle Autoren haben die veröffentlichte Version des Manuskripts gelesen und ihr zugestimmt.

Korrespondenz mit Sunny Jiang.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Alle Autoren unterstützen Inklusions- und Ethikpolitik in der globalen Forschung.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Quon, H., Jiang, S. Entscheidungsfindung für die Implementierung nicht-traditioneller Wasserquellen: ein Überblick über Herausforderungen und mögliche Lösungen. npj Clean Water 6, 56 (2023). https://doi.org/10.1038/s41545-023-00273-7

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Eingegangen: 14. August 2022

Angenommen: 01. August 2023

Veröffentlicht: 10. August 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41545-023-00273-7

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