2–1 揮發性脂肪酸的特性
揮發性脂肪酸（volatile fatty acids），主要為含有一至八個碳數的低 分子量短鏈脂肪酸，包括甲酸（formic acid）、乙酸（acetic acid）、丙酸
（propanoic acid）、丁酸（butanoic acid）、戊酸（valeric acid）、己酸（hexanoic acid）、庚酸（heptanoic acid）、辛酸（caprylic acid）等，由於這些短鏈脂 肪酸在常壓下可被蒸餾，故將其稱為揮發性脂肪酸（VFA）（4）。
揮發性脂肪酸分子具有羧基（–COOH）和碳氫基（–R），前者是極 性基，後者是非極性基，因此具有親水性和疏水性兩種不同性質，對水 的溶解度依碳氫鏈的長短而異，四個碳數以下的低級短鏈脂肪酸易溶於 水而呈弱酸性，隨著碳數的增加，對水的溶解度降低，碳數一至八個的 脂肪酸在室溫時為液狀，甲酸、乙酸、丙酸具有強烈刺激味，其餘的液 態酸均有令人作噁的難聞氣味，特別是丁酸與戊酸，而腐敗的奶油味道，
即是丁酸所造成（5）。
揮發性脂肪酸的化學性質以鹽及酯的生成最常被應用，揮發性脂肪 酸的羧基易與Li、Na、K 等鹼金屬反應，形成鹽類，亦可使用硫酸、鹽 酸等強酸做為觸媒，形成酯化反應，脂肪酸酯一般是中性、對熱安定，
可以蒸餾法蒸餾，不致發生分解現象（4）。
揮發性脂肪酸的名稱、分子式與物理常數分列於表2-1（5）。
2–2 揮發性脂肪酸的來源
揮發性脂肪酸為低分子量有機酸，是碳水化合物、蛋白質、脂類等 有機物質分解時的中間產物，有關有機物氧化及發酵轉換能量路徑圖，
如圖2-1（6），圖中這些揮發性脂肪酸的中間產物會在無氧發酵環境下，繼 續轉化成最終產物甲烷及二氧化碳，而整個厭氧作用的轉換過程，是二 個或二個以上的反應結果，如圖2-2（6）。
揮發性脂肪酸廣泛存在於環境廢水、廢棄物、活性污泥（7）及垃圾滲 出水（8）中，當有機物質被生物分解時，是由兩種族群的微生物共同作用 使反應順利進行，此兩種族群分別為使有機物分解成揮發性脂肪酸的水 解酸化菌及使揮發性脂肪酸轉變成甲烷及二氧化碳的甲烷生成菌。
近年來，廢水中揮發性脂肪酸濃度的測定，漸受環境工程研究者重 視，主要是應用於廢水厭氧消化處理程序的控制（9），因為揮發性脂肪酸 存在量的多寡，會直接影響廢水處理系統的運作成效，例如：生物處理 法（10）、化學沉澱去磷酸鹽（11）、脫硝及氨氣提法（12）等，如在廢水處理過 程中有大量揮發性脂肪酸累積，將無法順利分解成甲烷，不僅會破壞廢 水處理系統的最終穩定性功能，同時也會產生嚴重惡臭的空氣污染問題。
圖2-3 顯示，一複合廢水（6），揮發性脂肪酸可經由數種階段轉變成
甲烷。在各種有機物的厭氧過程中，約有30﹪的複合廢水，先轉變為丙 酸，再變為甲烷，而乙酸則為最多的中間產物，約有72﹪的有機物會先 轉變為乙酸，再轉化為甲烷，根據圖2-3 複合廢水的甲烷化路徑圖中所 示，約有85﹪的廢水，是先轉變為乙酸與丙酸的中間產物，由此可見這 兩種揮發性脂肪酸的重要性，而其餘15﹪的甲烷，則是由其他揮發性脂 肪酸（甲酸或丁酸等）發酵而得，因此，本研究將選擇污水樣品中所含 乙酸、丙酸、丁酸、異丁酸進行濃度分析，做為本研究探討的主要標的 分析物，藉以建立固相微萃取技術適合於揮發性脂肪酸偵測的檢驗模式。
2－3 揮發性脂肪酸的分析應用
現行廢水三級處理系統的處理方法，依處理操作之不同可分為物理
、化學及生物處理三種（13），其中生物處理法，可依氧氣之有無分為好氧 性及厭氧性處理。好氧性處理是將廢水中的有機物，利用好氧性微生物 所分解，產生二氧化碳及水，如活性污泥法、滴濾池法、生物旋轉圓盤 法均屬之，厭氧性處理是利用微生物在缺氧情況下，分解廢水中有機物 形成甲烷、氮及硫化氫等，如厭氣消化法、厭氣濾床法、厭氣流體化床 等均屬之，一般常用方法多為好氧性處理，但主要缺點是需要較高電費 以提供所須之氧氣，且不能回收有用的副產品，因此，厭氧性處理技術 近年來為節省廢水處理之動力費，減少污泥產生量的特點，而為小規模
處理設施所重視採用，而且厭氣消化結果所產生的沼氣亦可用來發電，
或經純化可充作燃料或製成其他石化產品。
在穩定運轉的厭氧消化設備中，有二種細菌必須和諧的作用，才得 以完成有機物的分解，一為水解酸化菌，另一為甲烷生成菌，其反應式 如下（14）：
有機物 ＋ 水解酸化菌→ 有機酸 ＋ 甲烷生成菌 → CH4 ＋ CO2 廢污水在厭氧系統中生物分解，會產生大量有機酸，當環境條件有 利於生長時，由水解酸化過程中所產生的揮發性脂肪酸，便會很快的為 甲烷生成菌所分解，因此揮發性脂肪酸將不會造成累積情形，若這些短 鏈有機酸無法及時移除或形成甲烷，此有機酸濃度便會增加，而降低系 統之PH，在 PH 小於 6.5 時（6），甲烷菌會受到抑制而使活性減弱，在此 不平衡的情況下，將對甲烷消化系統造成不利的影響，因此，揮發性脂 肪酸測定的實務應用價值，對於及時偵測廢水厭氧消化反應槽中，甲烷 生成的不平衡情況有極大的幫助，一般於消化程序處理時，監測甲烷發 酵最佳的環境條件為PH 範圍是 6.8 ~ 7.4，揮發性脂肪酸含量約為 50~300 mg/l（用乙酸表示）（10），另一方面，也可以藉由揮發性脂肪酸的濃度測 定，初步瞭解環境中廢污水惡臭物質的污染來源，做為空氣污染防制策 略的參考依據。
2－4 揮發性脂肪酸的分析法
環保署環檢所已公告之標準檢測方法中，尚未建立廢水中揮發性脂 肪酸之檢測方法，但有許多實驗室，已利用氣相層析及離子層析法來分 析揮發性脂肪酸的濃度（15），儘管這些方法尚未被正式認可為標準方法，
但將來了解到揮發性脂肪酸，在廢水處理程序上的重要性時，便可能成 為標準方法。
依據行政院勞工委員會採樣分析建議方法（16），分列出空氣樣品中甲 酸、乙酸、丙酸採樣分析建議方法，如表2-2、表 2-3、表 2-4，其中甲酸 以離子層析法（IC/ECD）（17），乙酸及丙酸以氣相層析法（GC/FID）（18-19）。 目前實驗室常用於測定消化污泥中揮發性脂肪酸濃度的方法有二 種。一種是利用管柱色層分析法（20）（column partition chromatography），
另一種是直接蒸餾法（direct distillation）（5）。
2-4-1 管柱色層分析法（20）
本法中包含有兩種溶劑，一為固定於固態吸附劑表面（固定相），例 如矽酸（silicic acid），並置於管柱中，需分析監測的水樣則置於管柱的頂 部。第二種溶劑則為攜帶溶劑（移動相），將其加入於管柱中時，便可將 欲分析的物質帶進管柱內進行分離。在管柱中，分析物不斷受到固定溶
劑與流動溶劑的分離，因而產生不同的移動現象，分析物在移動相的溶 解度大於固定相的溶解度時，此分析物將會從管柱中先行分離出來，此 原理與氣相層析法相同，不同處僅在於移動相的不同而已。
本法分析前須先藉由過濾或離心的方法，將懸浮固體物予以分離，
再以硫酸類的無機酸將水樣酸化，以轉變離子化的揮發性脂肪酸成為分 子化形式，反應式如右所示： R-COO－＋ H+ → R-COOH
此形成分子化的酸化生成物，在氯仿丁醇溶劑中具有高溶解度。將酸化 後的水樣均等的注入於含有預乾燥處理矽酸的管柱內，以預乾燥處理的 矽酸當做固定相溶劑，用以吸收水樣中的水分，再將定量的氯仿丁醇混 合液通入管柱中，因分子形式存在的揮發性脂肪酸，在移動相的溶解度 較高，故先被分離出來，硫酸及離子化之鹽類則在矽酸所吸收的水中，
有較高的溶解度，所以在揮發性脂肪酸之後出現。為使揮發性脂肪酸完 全被萃取，必須加入充分量的攜帶溶劑混合液，但是加量不宜過高，以 免將無機酸一起攜出。
萃取出來的揮發性脂肪酸，以酚太為指示劑，採用 NaOH 滴定法滴 定至酚太終點以求出揮發性脂肪酸的濃度，其反應式如下：
R-COOH ＋ NaOH → R-COO－ ＋ Na ＋＋ H2O
滴定用NaOH 必須加入甲醇，因水不溶於有機溶劑，所以此溶液並不穩 定，必須經常標定或每日配置，通常用甲醇稀釋1.00 N 液態 NaOH 備用。
2-4-2 直接蒸餾法（5）
本法分析原理為低分子量脂肪酸，在水的沸點 100℃時，均有可觀的 蒸氣壓（21），如表 2-1，所以蒸餾液中應含有大量的揮發性脂肪酸，因此，
可以使用蒸餾法來萃取分析物。。
消化污泥的 PH 值約在 6.5-7.5 間，在這範圍內，有機酸多呈游離態，
無法蒸餾，藉由加入非揮發性強酸，例如：硫酸，使PH 值降至 1.0 以下，
可將有機酸轉變成非離子形式，以醋酸表示如下：
CH3 COO－ ＋ H＋ → CH3 COOH
若由表2-1 所示，低分子量的揮發性脂肪酸由於具有很高的蒸氣壓，應很 容易分離，但事實上，甲酸、乙酸、丙酸的稀釋溶液，卻不易使用蒸餾 法予以分離（22），其原因主要為稀釋水溶液中，酸與水分子發生結合，已 與原來的酸不一樣，形成不是理想溶液的性質所致，而酸和水形成的混 合液，其氣相中的主要物質為水，將其精餾，則可得到純水蒸餾液，但 有機酸卻仍殘留在未蒸餾液中，因此，在本法操作時，精餾的氣體應保 持最低量，避免僅得到純水蒸餾液的困擾結果，由此可見，蒸餾的速率，
對揮發性脂肪酸的測定，有很大的影響，必須嚴格控制，蒸餾出來的酸，
用標準NaOH 滴定，以酚太為指示劑，滴定至終點，計算揮發性脂肪酸 的濃度。
2-4-3 國外揮發性脂肪酸分析參考方法
蒐集自美國紐約社會圖書館內 “ A Wiley- Interscience Publication”藏 書，書中所載有機酸混合物的定性定量分析方法，包括離子交換樹脂法
蒐集自美國紐約社會圖書館內 “ A Wiley- Interscience Publication”藏 書，書中所載有機酸混合物的定性定量分析方法，包括離子交換樹脂法