化學離子對再生水滴灌灌水器堵塞的影響

郝鋒珍，李久生，王 珍，栗巖峰(中國水利水電科學研究院 流域水循環(huán)模擬與調(diào)控國家重點實驗室，北京 100038)

0 引 言

利用再生水進行灌溉已成為解決目前水資源短缺的一個重要途徑[1]。由于滴灌能有效避免再生水與作物及人體的直接接觸，被認為是再生水灌溉的最適宜方式[2]。滴灌系統(tǒng)運行過程中灌水器堵塞是影響滴灌系統(tǒng)運行安全及壽命的主要問題，了解滴灌系統(tǒng)中堵塞物質(zhì)的形成機制對預防和處理滴灌系統(tǒng)灌水器的堵塞具有重要意義。按照形成機制分類，灌水器堵塞過程可以分為物理、化學、生物堵塞3類[3]。物理堵塞主要是水中的無機或有機懸浮物，如砂、藻類、水生動植物等；化學堵塞主要由鈣、鎂、鐵、錳中的一種或幾種離子引起[4]。當水源中含有較多的Ca2+、Mg2+、HCO-3、SO2-4等離子時，離子之間相互反應生成沉淀導致滴頭堵塞[5-9]；與此同時，低濃度的鐵(0.2 mg/kg)便會導致細菌繁殖[10,11]，在微生物的作用下，F(xiàn)e3+與溶解性有機質(zhì)結(jié)合形成更為穩(wěn)定的沉淀物而引發(fā)滴頭堵塞[12]。生物堵塞指水中的生物(包括藻類、浮游動物、細菌黏質(zhì)等)在微灌系統(tǒng)中生長和繁殖，造成管道面積減小，引起灌水器堵塞。國內(nèi)外有關滴灌系統(tǒng)堵塞的研究較多，但大多針對地下水或地表水灌溉條件下的堵塞情況進行研究。再生水較地下水中含有更多的藻類、微生物及鹽分離子，堵塞機制更為復雜，更易引起灌水器的堵塞[10,13-15]。已有部分學者開展了再生水灌溉條件下滴灌系統(tǒng)堵塞過程及機理研究。Adin[2]等發(fā)現(xiàn)顆粒物是堵塞物質(zhì)的主要組成部分，但并不是引起堵塞的啟動因素；Taylor[16]等研究發(fā)現(xiàn)再生水滴灌堵塞主要為有機物和細菌形成的微生物絮團不斷吸附顆粒物所致；Li[17]借助現(xiàn)代分子生物學技術(shù)，發(fā)現(xiàn)再生水滴灌堵塞物質(zhì)為復雜的生物膜結(jié)構(gòu)；Liu[7]等對再生水和地下水進行滴灌試驗，結(jié)果表明灌水器堵塞以化學堵塞為主。綜上，再生水灌溉條件下堵塞過程和機制并不十分明晰，且以往研究往往針對單一堵塞過程進行研究，而較少考慮不同堵塞過程之間相互作用對灌水器堵塞的影響。

隨著再生水資源的廣泛應用，再生水滴灌條件下灌水器堵塞機制和過程的研究顯得至關重要。因此，本試驗選取不同灌溉水源(二級處理再生水、地下水)，研究了不同離子(Fe2+、Ca2+)對灌水器流量變化及堵塞物質(zhì)生物膜成分的影響，為探明滴灌系統(tǒng)堵塞發(fā)生過程及機理提供依據(jù)。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置與處理設置

試驗在國家節(jié)水灌溉北京工程技術(shù)研究中心大興試驗基地遮雨棚內(nèi)進行。試驗包括4個供水系統(tǒng)，均配置水箱(300 L)、加壓泵(流量3 m3/h，揚程20 m)、兩級過濾器(疊片式過濾器120目+網(wǎng)式過濾器120目)、壓力表(量程0.4 MPa)(圖1為單個供水系統(tǒng)示意圖)。選取內(nèi)鑲貼片式灌水器及單翼迷宮式灌水器各2種，0.1 MPa壓力下標稱流量為1.1～1.8 L/h，不同灌水器流量及特征參數(shù)見表1。試驗開始前按照GB17187-1997[18]測定灌水器流量-壓力關系和制造偏差，結(jié)果也列于表1。選取Fe2+、Ca2+加入濃度及灌水水質(zhì)(二級處理再生水和地下水)作為試驗因素，按照不同F(xiàn)e2+、Ca2+加入濃度和灌水水質(zhì)共設置7個處理(表2)。與設置處理數(shù)目相對應，每個處理使用獨立的供水系統(tǒng)，每種灌水器設置3個重復，每個重復安裝1條長10 m毛管，滴頭間距為30 cm，每條滴灌帶包括33個滴頭。在毛管下方安裝PVC集水槽并設置一定坡度，使得滴頭出流的水通過集水槽回流到水箱內(nèi)，形成循環(huán)水系統(tǒng)(圖1)。

圖1 單個供水系統(tǒng)堵塞試驗裝置示意圖Fig.1 Layout of the experimental platforms of one water supply system

表1 灌水器流量及特征參數(shù)Tab.1 Characteristics of the emitters used in the experiments

注：流量-壓力關系：q=kHx，q為流量，L/h；k為流量系數(shù)；x為流量指數(shù)；H為工作壓力，MPa。

表2 堵塞試驗設計Tab.2 Experiments scheme

由于試驗臺僅滿足4組試驗同時運行，因此本研究共分2個階段進行，第一階段運行第1～3組試驗(2015年6月5日至7月11日)，第二階段運行第4～7組試驗(2015年7月25日至9月4日)。兩個階段均為每天灌水12 h(8∶00～20∶00)，系統(tǒng)累計運行時間為360 h。試驗期間一般每天清洗1次灌水器，但當過濾器上下游壓力差明顯增大時，立即對過濾器進行清洗。試驗過程中系統(tǒng)進口壓力保持為0.1 MPa，及時向水箱中補充水，以彌補由于蒸發(fā)、水滴飛濺、流量測定等損耗的水量。試驗期間未對系統(tǒng)進行清洗。

1.2 流量測定

為監(jiān)測灌水器流量變化過程，每隔6 d測試1次灌水器流量。運行過程中，在每條滴灌帶上以60 cm為間距選擇18個灌水器進行標記，確保每次流量測定選擇的灌水器相同，每次流量測定歷時為10 min，用精度為0.1 g的電子天平(上海Scout Pro便攜式電子天平)稱量水重，然后換算成灌水器流量。

選擇平均灌水器流量百分數(shù)(Dra)作為評價灌水器堵塞的指標[19]：

(1)

1.3 灌水器生物膜測定

1.3.1干重測試

試驗結(jié)束后取堵塞灌水器樣品，用精度0.000 1 g的電子天平(Sartorius，BS224S)稱重，然后裝入自封袋中，加入適量去離子水，用超聲波清洗器(KQ5200E型)清洗7 min，取出后放入烘箱中，在60 ℃溫度下烘干10 min，再稱取烘干后的重量，所得的原始重量和經(jīng)過振蕩脫膜、烘干后的重量之差即為生物膜的干重。

1.3.2胞外多聚物(EPS)測試

試驗結(jié)束后取堵塞灌水器樣品，用小刀小心剝開灌水器，放入自封袋中，加適量去離子水，放在功率為600 kW的超聲波清洗儀中振蕩清洗30 min，將所得到的生物膜懸浮液用于胞外多聚物測試。灌水器內(nèi)部附生生物膜中胞外聚合物的含量主要考慮胞外多糖和胞外蛋白的含量，胞外多糖采用苯酚-硫酸法測定，胞外蛋白采用Lowry法測定。

1.4 水質(zhì)監(jiān)測

試驗用再生水為北京市黃村污水處理廠的二級處理污水，地下水為試驗站的井水。為了跟蹤再生水的水質(zhì)變化，試驗過程中約每2周從再生水水箱內(nèi)取樣1次，測試水質(zhì)指標，地下水的水質(zhì)指標僅在試驗開始時測定1次。再生水和地下水水質(zhì)指標及其對灌水器的潛在危害程度列于表3。再生水中總懸浮物和總鐵含量對灌水器堵塞的危險程度為中等，pH及細菌總數(shù)對灌水器堵塞的危險程度為嚴重；地下水中總懸浮物、總鐵及細菌總數(shù)對灌水器堵塞的危險程度為輕微，pH對灌水器堵塞的危險程度為中等。

2 結(jié)果與分析

2.1 灌水器平均流量百分數(shù)變化

圖2給出了地下水灌溉條件下不同化學離子處理平均流量百分數(shù)變化。系統(tǒng)運行初期，各處理灌水器平均流量百分數(shù)差異不大。系統(tǒng)運行0～240 h內(nèi)，各處理滴頭流量下降過程較均勻，240 h后急劇下降，且單翼迷宮式滴頭(E3、E4)較內(nèi)鑲貼片式滴頭(E1、E2)流量下降幅度大。

表3 試驗用再生水和地下水水質(zhì)指標及其對灌水器堵塞的危害程度Tab.3 Water quality parameters and clogging hazards of the sewage effluent and the groundwater used in the experiments

注：[1]根據(jù)Nakayama和Bucks(1991年)劃分。

與地下水不加化學離子組(G0)相比，地下水加Fe2+處理(G1.5)在試驗運行初期滴頭平均流量百分數(shù)較小，說明其流量降低程度較G0組大，當系統(tǒng)運行一段時間之后呈現(xiàn)相反規(guī)律，這可能是因為Fe2+加入初期氧化速率較高，在滴灌系統(tǒng)中形成的堵塞物質(zhì)結(jié)構(gòu)較為穩(wěn)定，而后期隨著Fe2+氧化速率的降低，生成堵塞物質(zhì)粒徑增大而結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性變差造成的[20]。在試驗運行期間，地下水同時加Fe2+、Ca2+處理(G1.5+150)灌水器流量下降幅度最大。系統(tǒng)運行結(jié)束后，G1.5+150處理平均灌水器流量百分數(shù)為26%～77%，G1.5處理平均灌水器流量百分數(shù)為79%～98%，表明地下水滴灌條件下灌水器堵塞風險隨著離子濃度的升高而顯著增加。

圖3給出了再生水滴灌條件下不同化學離子處理平均流量百分數(shù)變化。對比再生水加Fe2+處理(R1.5)和再生水不加化學離子處理(R0)可知，0～180 h內(nèi)，Dra(R1.5)

注：E1為內(nèi)鑲貼片式1.1 L/h灌水器，E2為內(nèi)鑲貼片式1.6 L/h灌水器，E3為單翼迷宮1.38 L/h灌水器，E4為單翼迷宮1.8 L/h灌水器圖2 地下水不同化學離子處理平均流量百分數(shù)變化Fig.2 Temporal changes of mean discharge ratio for groundwater

圖3 再生水不同化學離子處理平均流量百分數(shù)變化Fig.3 Temporal changes of mean discharge ratio for reclaimed wastewater

不同離子濃度系統(tǒng)運行360 h后的平均流量百分數(shù)對比結(jié)果見表4。與地下水相比，再生水灌溉極顯著地降低了灌水器平均流量百分數(shù)，以灌水器E1為例，R1.5處理平均灌水器流量百分數(shù)(Dra=62%)比G1.5處理(Dra=98%)低37%；單翼迷宮灌水器較內(nèi)鑲貼片式灌水器顯著降低了灌水器平均流量百分數(shù)，以R1.5+100處理為例，系統(tǒng)運行360 h后單翼迷宮灌水器Dra均值為51%，內(nèi)鑲貼片式灌水器Dra為81%；離子濃度對灌水器平均流量百分數(shù)達到極顯著影響水平。

2.2 堵塞物質(zhì)分析

2.2.1胞外多聚物(EPS)

EPS是微生物生長過程中分泌的黏性物質(zhì)，微生物數(shù)量及其分泌的胞外多聚物含量是生物膜生長的基礎，直接影響著灌水器內(nèi)部附生生物膜的生長及灌水器內(nèi)部堵塞物質(zhì)的累積情況[15]?；瘜W離子各處理組灌水器內(nèi)部附生生物膜黏性EPS含量測試結(jié)果如圖4所示。向地下水中加入化學離子后，灌水器內(nèi)部附生生物膜黏性EPS含量增加。地下水加Fe2+處理(G1.5)EPS含量均值較地下水不加化學離子處理(G0)高116%。本試驗中平均水溫為26 ℃，適合鐵細菌的生長繁殖[21]。鐵細菌吸收水體中的Fe2+促進自身生長并氧化為Fe3+，形成不溶物進而造成滴頭堵塞。單翼迷宮式滴頭(E3、E4)EPS增加幅度較內(nèi)鑲貼片式滴頭大，這說明較長的灌水器流道有可能增加細菌附著的表面積，進而促使EPS含量增加，并會進一步增加脫落的生物膜進入灌水器流道后被吸附截留產(chǎn)生堵塞的風險。地下水同時加Fe2+、Ca2+處理(G1.5+150)與地下水不加化學離子處理(G0)相比，EPS含量增加了29%，增幅明顯小于G1.5處理組。

再生水各處理EPS含量見圖4(b)。與地下水各處理組EPS含量結(jié)果一致，向再生水中加入化學離子后，附生生物膜黏性EPS含量增加，與再生水不加化學離子組R0黏性EPS均值相比，R1.5、R100、R1.5+100處理分別增加了52%、67%和11%。同一處理不同灌水器EPS含量，與地下水處理結(jié)果不一致，未出現(xiàn)迷宮式灌水器EPS大于內(nèi)鑲貼片式灌水器的現(xiàn)象。

表4 系統(tǒng)運行360 h不同離子濃度平均流量百分數(shù)對比Tab.4 Comparison of the average mean discharge ratio at the end of the experiment

注：①離子濃度及灌水器分別對地下水及再生水不同化學離子處理進行方差分析；水質(zhì)對G0及R0處理進行方差分析。②相同字母表示在α=0.05水平上不顯著；*和**分別表示在α=0.05和α=0.01水平上顯著；×表示系統(tǒng)運行360 h后灌水器僅有一個重復，未進行顯著性分析。

注：E1為內(nèi)鑲貼片式1.1 L/h灌水器，E2為內(nèi)鑲貼片式1.6 L/h灌水器，E3為單翼迷宮1.38 L/h灌水器，下同。圖4 化學離子處理灌水器內(nèi)部附生生物膜黏性EPS含量Fig.4 Biofilms EPS content for different ion schemes

2.2.2微生物活性

微生物活性(MA)是指單位生物膜上附著微生物的代謝強度及生長速度，為黏性EPS含量及固體顆粒物含量的比值[22]。圖5給出了不同處理微生物活性值。地下水加Fe2+處理(G1.5)MA均值高于地下水不加化學離子組G0，說明處理組毛管內(nèi)的附生生物膜處于不斷的生長、脫落、附著、再生長的過程，增加了微生物的活性。同時，F(xiàn)e2+促進了灌溉水中微生物的生長，微生物代謝能力強，黏性EPS含量較高，增加了灌水器堵塞的風險。地下水同時加Fe2+、Ca2+處理(G1.5+150)MA明顯小于對照組G0，且保持在較低水平。黏性EPS含量較低，生物膜脫落進入灌水器流道進而引起堵塞的風險較低。

注：E1為內(nèi)鑲貼片式1.1 L/h灌水器，E2為內(nèi)鑲貼片式1.6 L/h灌水器，E3為單翼迷宮1.38 L/h灌水器，E4為單翼迷宮1.8 L/h灌水器圖5 化學離子處理灌水器內(nèi)部微生物活性(E代表灌水器)Fig.5 Microbial activity of biofilms for different ion schemes

圖5(b)是再生水各處理微生物活性。向再生水中加入化學離子后，R1.5、R100、R1.5+100與R0處理組相比，微生物活性均值分別增加了45%、-2%、5%。再生水中加入Fe2+促進了附生生物膜的生長過程，增加了微生物活性；處理R1.5+100微生物活性有小幅增加；處理R100，微生物活性降低，向水體中加入Ca2+可能會導致灌水器生物堵塞的風險降低，增加化學堵塞風險。

2.2.3生物膜干重

生物膜干重(SD)是灌水器樣品經(jīng)超聲波清洗儀清洗前后的重量差。化學離子各處理組灌水器內(nèi)附生生物膜干重測試結(jié)果如圖6所示。處理組G1.5、G1.5+150的生物膜干重分別高出G0對照組20%和151%。地下水不同離子濃度處理組生物膜干重表現(xiàn)為SD(G1.5+150)>SD(G1.5)>SD(G0)，與灌水器堵塞規(guī)律不完全一致。與R0處理組相比，R1.5、R100、R1.5+100處理生物膜干重均值增加了9%、46%、9%，這與地下水處理結(jié)果一致，向水體中加入化學離子會增加生物膜干重。

圖6 化學離子各處理灌水器附生生物膜干重Fig.6 Biofilms solid particles for different ion schemes

地下水對照G0處理灌水器流道中發(fā)現(xiàn)白色固體物質(zhì)，可能是形成了碳酸鈣沉淀導致滴頭化學堵塞；地下水加Fe2+處理(G1.5)與對照組G0相比，EPS、微生物活性及生物膜干重均增加，說明加入的Fe2+刺激了地下水中鐵細菌的生長繁殖，鐵細菌將二價鐵氧化為三價鐵不溶物，增加了灌溉水生物化學堵塞的風險；地下水加Fe2+、Ca2+處理(G1.5+150)的黏性EPS及生物膜干重均值較對照組G0高，但是微生物活性低于G0處理，說明向地下水中同時加入Fe2+、Ca2+后增加了灌水器化學堵塞的風險。

再生水加Ca2+處理(R100)黏性EPS及生物膜干重較R0高，但是微生物活性低，向再生水中加入Ca2+后增加了灌水器化學堵塞的風險；再生水加Fe2+處理(R1.5)及再生水同時加Fe2+、Ca2+處理(R1.5+100)與R0相比，EPS含量、微生物活性及生物膜干重均有增加，說明向再生水中加入Fe2+或同時加入Fe2+、Ca2+會同時增加灌水器生物化學堵塞的風險。

3 結(jié) 語

本文選擇不同結(jié)構(gòu)(內(nèi)鑲貼片和單翼迷宮)和流量(1.1～1.8 L/h)的4種灌水器，向二級再生水及地下水中加入Fe2+、Ca2+，測定不同水質(zhì)滴灌試驗的灌水器平均流量百分數(shù)及堵塞物質(zhì)組分，評價化學離子對地下水和再生水滴灌條件下灌水器堵塞的影響，主要結(jié)論如下。

(1)灌水器堵塞與水質(zhì)、灌水歷時及灌水器種類有關。再生水灌溉較地下水更易引起灌水器堵塞的發(fā)生；灌水器平均流量百分數(shù)隨著灌水歷時的增加不斷下降；單翼迷宮式灌水器較內(nèi)鑲貼片式灌水器更易引起灌水器堵塞。

(2)向水中加入化學離子，生物膜干重及黏性EPS含量增加，生物膜的形成過程和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性隨之改變。較地下水對照組相比，地下水化學離子處理EPS及生物膜干重增加了29%～116%和20%～151%；再生水加入化學離子后，EPS及干重增加幅度為11%～67%和9%～46%。

(3)Fe2+使微生物活性保持較高水平，增大了灌水器發(fā)生生物化學堵塞的風險；Ca2+在一定程度上削弱了微生物的影響，增大了灌水器發(fā)生化學堵塞的風險；向水中同時加入Fe2+、Ca2+，地下水及再生水規(guī)律不一致，F(xiàn)e2+、Ca2+增加地下水發(fā)生化學堵塞的概率，而Fe2+、Ca2+增加了再生水發(fā)生生物堵塞的風險。

再生水滴灌灌水器的堵塞機制十分復雜，本文對不同堵塞過程相互作用對灌水器堵塞的影響進行了研究。堵塞機制的研究對于預防和處理滴灌系統(tǒng)灌水器的堵塞具有重要意義，向系統(tǒng)注入氯或酸等化學處理措施對灌水器堵塞的影響及其最優(yōu)化模式需進一步研究。

[1] Bixio D, Thoeye C, De Koning J, et al. Wastewater reuse in Europe[J]. Desalination, 2006,187(1):89-101.

[2] Adin A, Sacks M. Dripper clogging factor in wastewater irrigation[J]. Journal of Irrigation and Drainage Engineering, 1991,117(6):813-826.

[3] Bucks D A, Nakayama F S. Trickle irrigation water quality and preventive maintenance[J]. Agricultural Water Management, 1979,2(2):149-162.

[4] Pitts D J, Haman D Z, Smajstrla A G. Causes and prevention of emitter plugging in micro-irrigation systems[J]. Helgolander Meerensuntersuchungen, 1986,40(1-2):201-218.

[5] Hills D J, Nawar F M, Waller P M. Effects of chemical clogging on drip-tape irrigation uniformity[J]. Transactions of the ASAE, 1989,32:1 202-1 206.

[6] Muhammad S, Manar F. Effect of Khitbet As-Samra treated effluent on the quality of irrigation water in the Central Jordan Vally[J]. Water Research, 1996,30(12):2 915-2 920.

[7] Liu H J, Huang G H. Laboratory experiment on drip clogging with fresh water and treted sewage effluent[J]. Agricultural Water Management, 2009,52(4):1 203-1 211.

[8] 李久生, 陳 磊, 栗巖峰. 地下滴灌灌水器堵塞特性田間評估[J]. 水利學報, 2008,39(10):1 272-1 278.

[9] 劉燕芳, 吳普特, 朱德蘭, 等. 滴灌條件下水的硬度對滴頭堵塞的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2015,31(20):95-100.

[10] Nakayama F R, Bucks D A. Water quality in drip/trickle irrigation: A review[J]. Irrigation Science, 1991,12(4):187-192.

[11] Caraco D C, Botrel T A, Hills D J, et al. Analysis of clogging in drip emitters during wastewater irrigation[J]. Applied Engineering in Agriculture, 2006,22(2):251-257.

[12] Gouidera M, Bouzida J, Sayadi S, et al. Impact of orthophosphate addition on biofilm development in drinking water distribution system[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,167:1 198-1 202.

[13] Ravina E, Paz Z, Sofer, et al. Control of emitter clogging in drip irrigation with reclaimed wastewater[J]. Irrigation Science, 1992,13(3):129-139.

[14] Li J, Chen L, Li Y. Comparison of clogging in drip emitters during application of sewage effluent and groundwater[J]. Transactions of the ASABE, 2009,52(4):1 203-1 211.

[15] 李云開, 宋 鵬, 周 博. 再生水滴灌系統(tǒng)灌水器堵塞的微生物學機理及控制方法研究[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2013,29(15):98-107.

[16] Taylor H D, Bastos R K X, Pearson H W, et al. Drip irrigation with waste stabilization pond effects: solve the problem of emitter fouling[J]. Water Science and Technology. 1995,31(12):417-424.

[17] Zhou B, Li YK, Pei YT, et al. Quantitative relationship between biofilms components and emitter clogging under reclaimed water drip irrigation[J]. Irrigation Science. 2013,31(6):1 251-1 263.

[18] GB/T 17187-1997，農(nóng)業(yè)灌溉設備 滴頭 技術(shù)規(guī)范和試驗方法[S].

[19] Capra A, Scicolone B. Water quality and distribution uniformity in drip/trickle irrigation systems[J]. Journal of Agricultural Engineering Research, 1998,70(4):355-365.

[20] Mfandaidza Hove, Robert P.van Hille, Alison E. Lewis. Mechanisms of formation of iron precipitates from ferrous solution at high and low pH[J]. Chemical Engineering Science, 2008,63:1 626-1 635.

[21] 陸善忠, 都從容. 工業(yè)循環(huán)冷卻水中微生物的危害及控制[J]. 給水排水, 2004,30(6):46-48.

[22] Li YK, Song P, Pei YT, et al. Effect of lateral flushing on emitter clogging and biofilm components in drip irrigation systems with reclaimed water[J]. Irrigation Science, 2015,33:235-245.