Tehismärgala

Tehismärgalaks nimetatakse kunstlikku märgala, sood või mülgast, mis on loodud kas täiesti uueks või taastatud elukeskkonnaks kohalikele liikidele või võõrliikidele, inimtekkelise reovee, sadevee või reoveepuhasti jäätmete töötlemiseks (nimetatakse ka märgalapuhastiks), maaparanduseks pärast kaevandamist või mõne teise ökoloogilise häiringu kõrvaldamiseks. Looduslikud märgalad töötavad nagu biofiltrid, eemaldades setteid ja saasteaineid, näiteks raskmetalle veest. Tehismärgalasid saab disainida nii, et nad jäljendaksid looduslikke märgalasid, andes neile niimoodi ka esteetilise väärtuse. Märgala taimestik pakub erinevaid kasvukohti (juured, lehed, varred), kus mikroorganismid saavad kasvada ja kuhu kinnituda, samal ajal lagundades orgaanilist materjali. Sellist tüüpi mikroorganisme kutsutakse perifüütoniteks. Perifüütonid ja looduslikud keemilised protsessid on peamised, mis tegelevad saasteainete eemaldamisega ja jäätmete lagundamisega. Nende efektiivsus võib olla kuni 90%. Taimed eemaldavad umbes 7–10% kogu saasteainest. Lagunevad taimed on süsiniku allikaks mikroobidele. Eri veetaimedel on erinev raskmetallide taluvus ja lagundamisvõime. Sellest tulenevalt tuleb enne tehismärgala ehitamist teada, milliseid aineid reovesi sisaldab. Tehismärgalasid on kaks põhitüüpi: maa-aluse vooluga ja avaveelised tehismärgalad. Maa-aluse vooluga märgalasid saab veel omakorda jagada kaheks: horisontaalvooluga ja vertikaalvooluga tehismärgalad. Maa-aluse vooluga märgalade reovesi (olmereovesi, põllumajanduslik või kaevanduse äravool, parkimistöökodade või lihatööstuse käitlusvesi või teised veed, mida on vaja puhastada) liigub läbi kruusa. Kruusa koostis sõltub sellest, milliseid taimi tahetakse kasvatada. Maa-aluse vooluga märgalades võib reovesi liikuda kas horisontaalselt või paralleelselt istutatud kihi suhtes. Maa-alune horisontaalvooluline märgala on moskiitodele raskem elukeskkond. Moskiitode rohkus võib olla probleemiks tehismärgaladel. Selle probleemi lahendamiseks kasutatakse putuktoidulisi taimi. Maa-aluse vooluga süsteemi eeliseks võib lugeda, et ta võtab enda alla väiksema maa-ala kui avaveeline märgala, samas ei sobi maa-alune märgala nii hästi kohalikule loomastikule ja taimestikule. Avaveelistel märgaladel liigub reovesi maapinnal. Selliseid märgalasid nimetatakse mülgasteks ja soodeks. Euroopa avaveelistele märgaladele on roostike istutamine populaarne. Maailmas kasvatatakse neil tehismärgaladel peale pilliroo veel hundinuiasid, tarnu, vesihüatsinte. Viimasel ajal tehismärgaladel tehtud uuringud näitavad seda, et ubaleht ja ripatsmuru on samuti head raskmetalli omastajad. Tõusuvooluga märgala on viimastel aegadel kasutusele võetud tehismärgalade tehnoloogia. Seda kasutatakse olmereovee, põllumajandusliku ja tööstusliku reovee puhastamiseks. Tõusuvooluga märgala suudab tegeleda suurte saastekoormustega. Selles süsteemis oksüdeeritakse orgaaniline süsinik nitraatide abiga. Nitraat tekib korduvate üleujutuste ja põudade tulemusena. Sellel uuenduslikul protsessil on mitmeid eeliseid nii maa-aluse kui ka maapealse vooluga märgalade ees. Ta vähendab maa-ala suurust (mida on vaja reovee töötlemiseks) ja suurendab denitrifitseerimise produktiivsust suurte saastekoormustega toimetulemiseks. Saasteainete eemaldamine toimub kolme meetodiga: füüsikaline e mehaaniline, keemiline ja bioloogiline eemaldamine. Mõistmaks, kuidas märgala sees protsessid toimuvad, pole vaja ainult ehitada märgala, vaid enne tuleb mõista, millised kemikaalid võivad märgalasse sattuda ja kuidas need seal käituvad, alles pärast seda saab rakendada kolme meetodit omavahel kombineerides. Reoveetöötlus tehismärgaladel algab teoreetiliselt siis, kui reovesi puutub kokku taime risosfääriga, kus elavad aeroobsed ja anaeroobsed mikroorganismid, kes lagundavad orgaanilisi ühendeid. Mikroobide abil toimub nitrifikatsioon ja selle vastandreaktsioon denitrifikatsioon, mille tulemuseks on lämmastiku vabanemine atmosfääri. Fosfor sadestub koos raua-, alumiiniumi- ja kaltsiumiühenditega. Heljum filtreeritakse märgalas välja settimise teel põhja või mehaanilisel filtreerumisel filterkihis. Kahjulikud bakterid ja viirused kõrvaldatakse filtratsiooni ja adsorptsiooni teel biokiles. Peamised lämmastiku vormid, mis on olulised reoveetöötlemisel, hõlmavad orgaanilist lämmastikku, ammooniumi, ammoniaaki, nitraati, nitritit ja lämmastik. Anorgaanilised vormid on olulised taimede kasvuks veesüsteemis. Reoveest lämmastiku eemaldamine on oluline, kuna ammoniaak on kaladele toksiline. Ülemäärane nitraadi sisaldus joogivees võib vähendada vere võimet hapnikku transportida. Lämmastiku mineralisatsiooni defineeritakse kui orgaaniliselt ühendatud lämmastikku, mis on bioloogiliselt muundunud ammooniumlämmastikuks orgaanilise aine lagunemisel.. See protsess saab olla nii aeroobne kui ka anaeroobne. Sageli kutsutakse seda ammonifikatsiooniks. Orgaaniliselt ühendatud lämmastiku mineralisatsioon vabastab anorgaanilised lämmastikühendid, nagu nitraat ja nitrit. Mineralisatsiooni kiirus võib olla mõjutatud hapniku kontsentratsioonist. Ammoonium tekib orgaanilise aine anaeroobse või aeroobse mineralisatsiooni või ammonifikatsiooni tulemusena. Ammooniumioon on peamine mineraliseerunud lämmastiku vorm enamikul üleujutatud märgaladest. Ammooniumioon tekib, kui ammoniaak reageerib veega. NH3 + H2O ⇌ NH4+ + OH- Ammooniumioon võib imenduda taimedesse või vetikatesse ja tagasi minna orgaanilise aine koosseisu. Ammooniumioon võidakse ka elektrostaatiliselt hoida negatiivse laenguga pinnaseosakestel. Viimase võimaluse korral ennetatakse ammooniumiooni edasine oksüdatsioon, kuna märgalas valitseb anaeroobne keskkond. Enamiku märgalade mullas on õhuke aeroobne kiht. Kui ammooniumioon difundeerub anaeroobsest keskkonnast sellesse kihti, siis ta muundub nitritiks või nitreerub. Mida suurem on aeroobse kihi paksus, seda suurem on nitrifikatsioon. Selline ammooniumi difusioon loob kontsentratsioonigradiendi aeroobse-anaeroobse pinnase vahel. Nitrifikatsioon on orgaanilise aine muundumine anorgaaniliseks lämmastikuühendiks. Orgaaniline aine muutub redutseeritud olekust oksüdeeritumasse olekusse. Nitrifikatsioon on rangelt aeroobne protsess, mille lõppsaadus on nitraat. Protsess on piiratud, kui esineb anaeroobne keskkond. Nitrifikatsioon esineb veel, kui lahustunud hapniku kontsentratsioon on 0,3 ppm. Nitrifikatsiooniprotsess lühidalt: ammoonium oksüdeeritakse nitritiks ja seejärel nitrit oksüdeeritakse nitraadiks. (1) 2NH3+ + 3O2 ⇌ 4H+ + 2H2O + 2NO2- (2) 2NO2- + O2 ⇌ 2NO3- On vaja kahte erinevat bakterit, et läbi viia ammooniumi oksüdatsioon nitraadiks. Nitrosomonas sp. oksüdeerib ammooniumi nitritiks ja Nitrobacter sp. oksüdeerib nitriti nitraadiks. Denitrifikatsioon on biokeemiline oksüdeeritud lämmastiku anioonide redutseerimine. Protsessi tulemuseks on gaasilised ühendid: lämmastikoksiid, dilämmastikoksiid ja lämmastik, koos kaasuva orgaanilise aine oksüdeerimisega. NO3- → NO2- → NO → N2O→ N2 Lõppsaadused dilämmastikoksiid ja lämmastik on gaasid, mis lähevad edasi atmosfääri. Denitrifikatsioon esineb intensiivselt nii anaeroobses kui ka aeroobses keskkonnas. Hapniku puudus paneb osa baktereid kasutama nitraati orgaanilise aine lagundamiseks. Denitrifikatsioon on surutud kitsasse vahemikku aeroobse-anaeroobse piirpinna all olevasse kitsasse kihti. Denitrifikatsiooni peetakse dominantseks mikrobioloogiliseks protsessiks, mis muudab lämmastiku keemilist olekut märgala süsteemis ja on peamine protsess, kuidas lämmastik elemendina tagasi atmosfääri saab. Anaeroobses keskkonnas nitraat lagundatakse N2-ks. 19 avaveelise märgala uuringus leiti, et neist peaaegu kõik vähendasid üldlämmastiku sisaldust. Nii avaveelise kui ka maa-aluse vooluga märgalade tulemustes saab järeldada, et heitvee nitraadi kontsentratsioon sõltub sellest, kui hästi suudetakse säilitada anaeroobset keskkonda. Anaeroobne keskkond on oluline selleks, et saaks toimuda denitrifikatsioon ja nitraadi lagunemine. 20 avaveelise märgala nitraadi sisaldus reovees oli alanenud alla 5 mg/L, 12-l maa-aluse vooluga märgalal oli nitraadi sisaldus vahemikus 1–10 mg/L. Tulemused Niagara-On-The-Lake vertikaalvooluga süsteemis näitas üldlämmastiku ja ammooniumi (>97%) märgatavat vähenemist. Reovee kogus oli 60 L/m² päevas. Arvutused näitasid, et üle 50% üldlämmastikust muudeti protsessi tulemusena lämmastikuks. Tehislikke märgalasid on kasutatud ammoniaagi eemaldamiseks kaevanduseveest. Kanadas Ontarios Campelli kaevanduses juhiti jäävabal ajal puhastustiigi äravool 9,3-hektarilisele avaveelisele märgalale. Ammoniaak eemaldati 95% ulatuses võrreldes sissevoolava ammoniaagi kontsentratsiooniga. Sissevool oli 15 000 m3 päevas. Talvel vähenes eemaldamise efektiivsus 50–70%-ni. Ammoniaak oksüdeeriti nitraadiks, mis kohe ja kvantitatiivselt eemaldati märgalalt. Üllatus oli see, et anaeroobsed tingimused polnud nitraadi eemaldamiseks vajalikud. Protsess leidis aset lehtede ja purdmaterjali biokiledes, samuti ka setetes. Muud saasteained, sh vask, eemaldati märgala abiga. Märgalast väljatulev vesi oli lõpuks täiesti mittetoksiline. Campell sai esimeseks kullakaevanduseks Ontarios, mille reovesi oli täiesti mittetoksiline. Teised kaevandused kasutavad looduslikke või tehislikke märgalasid selleks, et eemaldada lämmastikuühendid reostunud veest, kaasa arvatud ka tsüaniid ja nitraat. Märgalasid on pakutud ka lämmastikuühendite eemaldamiseks teemandikaevandustest Põhja-Kanadas. Fosfor esineb looduslikult nii orgaanilisena kui ka anorgaanilisena. Ortofosfaadi analüütilised mõõtmised on näidanud tema bioloogilist kättesaadavust lahustunud vormina. Lahustunud orgaaniline, mittelahustunud orgaaniline ja anorgaaniline fosfor pole bioloogiliselt kättesaadavad, kuni nad pole muudetud lahustuvaks anorgaaniliseks ühendiks. Mageveekogudes on fosfor peamine limiteeriv toitaine. Looduslikes oludes on fosforil väikesed varud. Kuna fosforil pole atmosfäärilist vormi nagu lämmastikul, saab fosfori ringet lugeda suletud ringeks. Fosfori eemaldamist ja ladustamist reoveest saab läbi viia ainult tehismärgalades. Fosforit võib eemaldada märgalas kas: fosfori sidumisega orgaanilise materjali koosseisu lahustumatu fosfaadina sadestamisena Märgalasüsteemi pikemaid taimi võib vaadata kui toitainete ladustamise kohtasid. Toitaineterikkas keskkonnas kasvanud taimed akumuleerivad rohkem toitaineid kui taimed, kes on väiksema toitainete kontsentratsiooniga keskkonnas kasvanud. Veetaimestik võib mängida olulist rolli fosfori eemaldamise osas. Selleks tuleb niita veetaimestikku ja mitte lasta neil laguneda kohapeal. Soontaimed akumuleerivad looduslikel märgaladel endasse ainult väikese osa fosforist (5–20%). Tehismärgaladel on hundinuiad suutnud endas ladestada kuni 40,5% fosforihulgast. Ülejäänud 59% ladestus kruusale. Fosfori eemaldamise efektiivsuseks on saadud kõrkjal (Scirpus sp.) 60%, pillirool 28% ja hundinuial 46%. Ja need tulemused võivad olla veelgi paremad. Tehismärgaladel on soontaimed peamised fosfori ladestumiskohad ja nendesse koguneb umbes 67,3% sissetulevast fosforist. Taime poolt adsorbeeritud kogus võib jõuda kuni 80% fosfori eemaldamiseni. Bakterite, seente ja vetikate osa fosfori eelmaldamisel on väike (20%). Taimed loovad unikaalse keskkonna biokile kinnitumiseks. Kindlad taimed transpordivad hapnikku, mis vabaneb biokiledest. Taimed suurendavad ka pinnase poorsust. Poorid omakorda on headeks kanaliteks veele. Fosfaadi kinnipidamisel võib esineda kahte tüüpi mehhanisme: keemiline adsorptsioon ja mehaaniline sadestumine fosfaatioonina. Mõlema reaktsiooni tulemuseks on fosfaatiooni reageerimine Al, Fe või Ca-ga, mille tulemusena moodustuvad erinevad raud-, alumiinium- või kaltsiumfosfaatsoolad. Fosfori adsorptsioon siduvatel osakestel setetes oli peamisi fosfori eemaldamise mehhanisme Port Perry Ontario tehismärgalal. Fosfori vabanemine setetest toimus siis, kui esines anaeroobne keskkond. Väikseimad fosfori kontsentratsioonid esinesid siis, kui hapniku kontsentratsioon oli üle 1,0 mg/L. Fosfori eemaldamise efektiivsus jäi vahemikku 54–59%, mis tähendas heitvee 0,38 mgP/L sisaldust. Vertikaalvooluga märgalal Austraalias uuriti fosfori eemaldamises osalevate komponentide efektiivsust ajas. Lühiajaliselt olid kõige efektiivsemad fosfori omastajad kahanevas reas biokile-makrofüüdid-põhjasetted. Pikaajaliselt oli järjekord veidi erinev: biokile-põhjasetted-makrofüüdid. Mõne aasta jooksul aitab raudoksiidi adsorptsioon täiendavalt fosforit eemaldada. Suuremahuline fosfori eemaldamise efektiivsuse võrdlemine avaveeliste märgalade süsteemis näitas seda, et fosfori adsorptsioon esimesel kahel kuul oli esimeses süsteemis 38% ja teises 22%. Pärast esimest aastat fosfori eemaldamise efektiivsus langes. Teise aasta jooksul oli fosfori kontsentratsioon sissetulevas vees väiksem kui märgalalt väljaminevas vees. Fosfori vabanemine oli põhjustatud küllastunud fosfori väljasadenemisest sidumiskohtadest. Laboris läbi viidud fosfori adsorptsiooni katsed ja välitöödest saadud tulemused olid omavahel väga sarnased. Maa-aluse vooluga märgala korral, mis sisaldas kvartskruusa, oli fosfori adsorptsiooni võime 25 mgP/g kruusa kohta. Arvutuslikud tulemused kinnitasid välitöödest saadud tulemusi. Arvutamiseks kasutati Langmuir' adsorptsiooni valemit. Kvartskruusa väike fosfori sidumise võime näitab, et peamine fosfori eemaldamise mehhanism on taimedesse ladestumine ja seejärel taimede niitmine. Tehislikke märgalasid on laialdaselt kasutatud lahustunud materjalide ja metalloidide eemaldamiseks. Kuigi need saasteained on omased enamasti kaevandusveele, on neid leitud ka sademete veest, prügilate nõrgveest ja muudest sellistest kohtadest. Kõik kolme tüüpi märgalad kasutavad roostikke peamiselt kattetaimedena. Kõiki neid süsteeme kasutatakse tööstuslikult. Tehismärgalasid kasutatakse tavaliselt koos septikuga, kus toimub esmane vee töötlemine. Sadestamistanke või filtreid kasutatakse selleks, et eemaldada tahkeid osakesi reoveest. Kuigi mõned märgalad on disainitud nii, et tegelevad ka esmase töötlemisega ise. Kolm märgalasüsteemi on järgmised: avaveeline tehismärgala; maa-alune horisontaalvooluga tehismärgala; maa-alune vertikaalvooluga tehismärgala. Kõiki kolme tüüpi ehitatakse nagu basseine, mille põhja on paigaldatud filtermaterjal. Filtermaterjali alla pannakse geomembraan, betoon või savi, et kaitsta põhjavett reovee eest. Filtermaterjaliks võib sõltuvalt kättesaadavusest olla kas kruus, lubjakivi või pimsskivi. Samuti võib kasutada liiva või kõigi eelnevate segu. Avaveelise tehismärgala süsteemi iseloomustatakse kui horisontaalset voolu, mis liigub taime juurte ümber. Nad nõuavad suurt maa-ala, tavaliselt 20 m² inimese kohta. Samuti võib esineda probleeme haisuga ja väikese puhastamisvõimega talvel. Maa-aluse horisontaalvooluga tehismärgalal puudub vabavee pind, reovee vool esineb taimejuurte juures. Selle tulemusena on süsteem efektiivsem talvel, ei meelita ligi moskiitosid ja vajab väiksemat maa-ala (5–10 m²). Märgala põhjas on äravoolutorud, mis võivad kergelt ummistuda. Suuremate veehulkade puhul kasutatakse tavaliselt kombinatsiooni vertikaalvoolulise märgalaga. Kasutatakse musta ja halli vee segusid, kuna siis suudab märgala paremini töötada. Maa-aluse vertikaalvooluga tehismärgalad sarnanevad maa-aluse horisontaalvooluga märgaladega, kuid vesi voolab sealses süsteemis vertikaalselt. Vesi liigub läbi eri poorisuurustega osakeste. Poorid lähevad allapoole minnes järjest väiksemaks. Tavaliselt esineb neli erinevat kihti. See tehismärgala nõuab vähem ruumi (3 m2 inimese kohta), kuid vajab lisaenergiat. Vajab õhutamist. Eestisse on rajatud mitmeid tehismärgalasid. Neist tuntumad on Kodijärve hübriidne märgalapuhasti, Kõo asula märgalapuhasti, Paistu põhikooli hübriidmärgala, Põltsamaa avaveeline tehismärgala. Kodijärve hübriidne märgalapuhasti asub Kodijärvel. Ta koosneb kahekambrilisest septikust, kahe peenraga vertikaalvoolulisest pinnasfiltrist (37 m²), kahe peenraga horisontaalvoolulisest taimestik-pinnas-filtrist (375 m²) ja fosforiärastuse vannist (12 m²). Reostuskoormuseks on tal 50 inimekvivalenti ja vooluhulk on 10 m3 ööpäevas. Kõo asula märgalapuhasti koosneb kahest vertikaalvoolulisest taimestikuga pinnasfiltrist, ühest horisontaalvoolulisest taimestikuga pinnasfiltrist ja kahest avaveelisest tiigist. Tehismärgalapuhasti Hammer, D.A., toim (1989). Constructed wetlands for wastewater treatment. Chelsea, Michigan: Lewis publishers. Davies, T.H.; Hart, B.T. (1990). "Use of aeration to promote nitrification in reed beds treating wastewater". Advanced Water Pollution Control. 11: 77–84. Fried, M.; Dean, L.A. (1955). "Phosphate retention by iron and aluminum in cation exchange systems". Soil Science Society American Proceedings: 143–47. Sah, R.N.; Mikkelson, D. (1986). "Transformations of inorganic phosphorus during the flooding and draining cycles of soil". American Journal Soil Science. 50: 62–67. DOI:10.2136/sssaj1986.03615995005000010012x. ISSN 0361-5995. Patrick, W.H., Jr.; Reddy, K.R. (1976). "Nitrification-denitrification in flooded soils and water bottoms: dependence on oxygen supply and ammonium diffusion". Journal of Environmental Quality. 5. Mitsch, J.W.; Gosselink, J.G. (1986). Wetlands. New York: Van Nostrand Reinhold Company. Gray, N.F. (1989). Biology of wastewater treatment. New York: Oxford University Press. p. 828 Klopatek, J.M. (1978). "Nutrient dynamics of Freshwater Riverine marshes and the role of emergent macrophytes". Freshwater Wetlands. Wetzel, R.G. (1983). Limnology. Orlando, Florida: Saunders college publishing. Reed, S.C. (1995). Natural systems for waste management and treatment. McGraw Hill, Inc. Smith, I.; Bis, G.N.; Lemon, E.R.; Rozema, L.R. (1997). "A thermal analysis of a vertical flow constructed wetland". Water Science Technology. 35 (5): 55–62. DOI:10.1016/S0273-1223(97)00052-8. Guntensbergen, G.R.; Stearns, F.; Kadlec, J.A. (1989). "Wetland vegetation". Bernard, J.M.; Solsky, B.A. (1976). "Nutrient cycling in a Carex lacustris wetland". Canadian Journal of Botany. 55 (6): 630–638. DOI:10.1139/b77-077. Breen, P.F. (1990). "A mass balance method for assessing the potential of artificial wetlands for wastewater treatment". Water Research. 24 (6): 689–697. DOI:10.1016/0043-1354(90)90024-Z. Rogers, K.H.; Breen, P.F.; Chick, A.J. (1991). "Nitrogen removal in experimental wetland treatment systems: evidence for the role of aquatic plants". Research Journal Water Political Control Fed. 63: 934–941. Thut, N.R. (1989). "Utilisation of artificial marshes for treatment of pulp mill effluents". {{cite journal}}: viitemall journal nõuab parameetrit |journal= (juhend) Moss, B. (1988). "Ecology of freshwater Blackball Scientific Publishers". London. {{cite journal}}: viitemall journal nõuab parameetrit |journal= (juhend) Hsu, P.H. (1964). "Adsorption of phosphate by aluminum and iron in soils". Soil Science Society Proceedings. 9: 474–478. Faulkner, S.P.; Richardson, C.J. (1989). Physical and chemical characteristics of freshwater wetland soils. Cole, C.V.; Olsen, S.R.; Scott, C.O. (1953). "The nature of phosphate sorption by calcium carbonate". Soil Science Society of America Proceedings. 410. Snell, D. (1990). "Port Perry artificial marsh sewage treatment system unpublished report". {{cite journal}}: viitemall journal nõuab parameetrit |journal= (juhend) Lantzke, I.R.; Mitchell, D.S.; Heritage, A.D.; Sharma, K.P. (1999). "A model controlling orthophosphate removal in planted vertical flow wetlands". Ecological Engineering. 12: 93–105. DOI:10.1016/S0925-8574(98)00056-1. Lloyd R. Rozema, M.Sc. (excerpt from Master of Science thesis, Brock University, St. Catharines, ON, 2000) "Arhiivikoopia". Originaali arhiivikoopia seisuga 20. märts 2018. Vaadatud 29. oktoobril 2011.{{netiviide}}: CS1 hooldus: arhiivikoopia kasutusel pealkirjana (link) http://www.keskkonnaharidus.ee/11/files/1285151860.pdf[alaline kõdulink] Google Books: "Creating Freshwater Wetlands" – by Donald A. Hammer Federal Park Wetlands, Australia Whites Creek Wetland, Australia