懸浮微粒特性

大氣中之微粒，尤其是人為引起之二次懸浮微粒，已被證明 其主要衝擊到人類之健康（Dockery and Pope,1996）⁽⁶⁾。整體而 言，每增加 10μg/m³之 PM10濃度則會增加大約 1％之死亡率

（Lippmann,1998）⁽²²⁾。 2-3-1 台中地區懸浮微粒特性

（吳啟文,1995）⁽⁶⁰⁾研究顯示，台灣中部地區氣懸微粒以交通 污染為首要的污染來源，而海水飛沫與光化學產物分別於粗、細粒 範圍內佔有相當重要的比例，其中光化學產物又以二次硫酸鹽為主 要的貢獻源，光化學產物的整體貢獻量與交通污染相近，顯示台中 都會區光化學作用的污染顯著。海水飛沫的貢獻則與盛行風及採樣 地點特性有關，且不同的天氣型態對微粒之傳輸及分布有相當程度 的影響；另（Fang et al.,2002）⁽¹⁰⁾指出，酸性及二次形成氣膠為 在中、南台灣主要之空氣污染物。

（Fang et al.,2000）⁽⁹⁾經採樣研究台灣中部半都市區分析鐵、

鈣、鉛、錳、銅、鋅等元素，發現鐵、鈣大部分存在於粗粒徑中；

而鉛、錳於細粒徑當中（＜PM^2.5）之相關顯著，故推定此二組元素 互為同一排放源。

2-3-2 焚化爐排氣中懸浮微粒特性

焚化處理是利用高溫和富氧情況下，使得垃圾中之可燃物能 氧化轉成 CO²及 H²O，不可燃物則轉化為穩定之灰燼，已達到固體 廢棄物或衍生性垃圾之減量化、安定化、衛生化資源化的目標，

然而一般垃圾中含有頗高的重金屬含量，經燃燒焚化處理後，因 濃縮作用而累積於灰份中，再經由焚化爐污染防治設備排至大氣

中將對環境造成莫大衝擊。垃圾燃燒時含金屬廢棄物之無機物質 的流轉變化情形如圖 2-6 所示，焚化中重金屬流轉有(1)直接揮發 (2)被融化而與其他金屬顆粒形成液滴(3)高熔點金屬難以被氧化 而 直 接 形 成 穩 定 結 構 (4) 反 應 形 成 新 物 種 等 變 化 ， 包 括 膠 結 (coagulation)、凝結(condensation)、成核（nucleation）等內 部物理變化，焚化過程中重金屬排放途徑主要包括蒸發作用、揚 起作用、冷凝作用及金屬粒狀物之凝結作用，如 Be、Hg、Pb 及 Zn 等金屬有較高的蒸氣壓，一揮發後以均質作用形成金屬液滴或經 異質作用沉積於揚起粒子表面；而焚化產生的懸浮微粒中粒徑小 於 2μm 者有 75%是由重金屬 Cd、Pd、Zn 等凝結而成，其煙道氣中 濃縮程度較集塵灰大 100 倍；濃縮於飛灰中化學元素分為以下四 類：

（1） 第一類：如 Al、Be、Ca、Fe、K、Mg、Si 及 Ti 等高沸點類，

於焚化區域不具揮發性者，故為飛灰之主體，僅少部分存 在表面。

（2） 第二類：如 As、Cd、Cu、Pb、Se、Sb 及 Zn 等，此類元素 較具揮發性，少量存在於底灰，主要由冷凝作用而沉積於 飛灰粒子表面。

（3） 第三類：Br、Cl 及 Hg 等元素，此類以氣相居多，遍佈焚化 過程中，主要由揮發作用分布於煙道氣中。

（4） 第四類：以上三類組合，物種隨操作條件(如溫度、氯含量，

氧含量)不同而有所差異。

一般而言，焚化系統重金屬分布特性取決與操作條件有 關（燃燒溫度、氧含量）垃圾特性（種類、含氯量）及空氣

污染防治設備有關。（Morselli,1993）⁽²⁷⁾把重金屬來源分為：

Ag、Cd、Cr、Pb、Zn 等在焚化爐中主要來自不可燃物，而不 可燃物中具可燃性化合物中所含重金屬有 Ba、Co、Ni、Sb 等，

其他如 Ca、Cu、Hg、K 等則來自可燃物。這些不同來源的金 屬在熱供給充分的高溫情形下，經由氧化、還原、氯化等作 用，改變低或中揮發性金屬的動態特性，使其於飛灰及煙道 氣的分佈比例增加；（Maenhaunt,1996）⁽²³⁾以 K、Cu、Zn 為焚 化爐指標元素，（Harrison,1997）⁽¹³⁾以 Cu、Zn 為焚化爐指標 元素；近年來亦有相關之研究指出台灣中部某焚化爐附近之 重金屬濃度其可能藉由空氣傳輸過程而污染當地之環境，並 且以 Cd 為指標元素與其他之重金屬作相關性分析，發覺 Mg、

Ti、Mn、Ni，其與 Cd 別呈現高度相關，故作者認為，以上元 素皆可能來自同一個污染源（Hu et al.,2003）⁽¹⁵⁾；（Sakata et al.,2000）⁽³⁴⁾研究顯示在大部分之日本都會區，鉛為焚化 爐主要之排放源，來自於焚化爐之在 Cd、Zn 和 As 到 Pb 比值 無顯著之不同，且以 Pb 為指標，則 94％Cd、78％Zn 和 71％

As 是來自於垃圾焚化爐之貢獻。

圖 2-6 含金屬之廢棄物焚化時，金屬之礦質化作用(EER,1996)⁽⁷⁾

2-3-3 燃燒中重金屬蒸氣（顆粒化）氣膠化之反應機制

（Law and Gordon,1979）⁽¹⁹⁾及（Link and Wendt,1993）⁽²¹⁾ 指出在各種研究中焚化爐所製造之重金屬，其中具有高蒸氣壓

（Cd、Hg、Pb）等較易進入大氣中。而重金屬化合物進入燃燒後，

由於許多環境因素諸如溫度、時間等的影響，將形成許多不同的 物理型態之溶解金屬鹽，例如硝酸鹽、磷酸鹽等。根據許多理論 和實驗證明，在燃燒過程中有極高比例之重金屬將汽化而進入氣 相中或揮發形成氣懸微粒（Airborne aerosol ）。

2-3-4 氣膠物種的粒徑分布

氣膠中粗微粒與細微粒主要化學物種之組成有很大的不 同，顯示氣膠的特性會因粒徑不同而有顯著的差異。

（Buerki et al.,1989）⁽²⁾以粒徑分布的觀點針對五種都會

揮發性無機物

區中常見的粒狀污染物排放源進行採樣分析，結果顯示交通污染 源所排放的為例主要分布於小於 0.71μm 的粒徑範圍內，且質量 粒徑分布與機動車輛中車種的組成有關聯；相對的，工業區大型 燃燒器所排放的微粒則主要分布於 2.8-11.3μm 粒徑範圍內。在 分析氣膠 Cu 元素之粒徑分布中，發現粒徑小於 1.4μm 範圍內的 Cu 主要來自於交通污染源，而粗微粒範圍內的 Cu 則來自於交通 污染源與重油燃燒；此外，交通污染源溢散之 Pb 微粒分布於整 個 PM10的微粒範圍內，但重油燃燒所造成的 Pb 微粒則主要分布 於細微粒。

（Fang et al.,2003）⁽¹¹⁾於台灣中部一農場採樣分析，發現重 金屬成分 Mg、Cu、Mn 大部分在 TSP 中；Fe、Cd 存在於 PM2.5~10之 成分居多；而 Pb、Zn、Cr、Ni 主要為 PM2.5之成分。並以主成分 分析得知，採樣當地受到不同之排放源如土壤、交通、工業及揚 塵之影響。

第四節 ISC 空氣污染擴散模式理論