水體重金屬去除分析

第四章實驗結果與討論

4.1.1 水體重金屬去除分析

後勁溪為高雄大學鄰近之水源，由於上游畜牧業盛行，且不當排放畜牧廢水導致河川水體重金屬銅鋅污染嚴重，造成水質重金屬銅鋅濃度比一般河川高。而實驗使用之溼地模槽系統以後勁溪灌溉溝渠用水為原水，測其進流水總重金屬銅鋅濃度分別為 0.064±0.037 及 0.366±0.137 mg/L，經溼地模槽系統處理後，控制組、種植香蒲及蘆葦三系統出流水總重金屬銅濃度分別為0.013±0.007、0.011±0.007 及 0.011±0.008 mg/L，

去除效率分別為79.7%、82.8%及 82.8%，而總重金屬鋅濃度則分別降至為0.034±0.013、0.030±0.014 及 0.031±0.014 mg/L，三模槽系統對於總重金屬鋅之去除率分別為90.7%、91.8%及 91.5%，顯示本濕地系統對於水體重金屬去除效應良好，且出流水重金屬濃度均小於地面水體分類水質標準 (銅：0.03 mg/L；鋅：0.5 mg/L)，故利用模槽系統去除含重金屬銅鋅可達到提昇水體水質之目的。將香蒲組與控制組出流水重金屬濃度做統計分析，其銅鋅P 値為 0.1649 及 0.1503，蘆葦組與控制組統計分析之 P 値為 0.1957 及 0.2794，P 値皆大於 0.01 即表示是否有植栽對於重金屬去除效益則無顯著之差異。

4.1.2 土壤總重金屬及分段萃取結果

水體重金屬進入溼地模槽系統後，主要係與沉澱物共沉機制累積於底泥中，而土壤重金屬含量可用王水總量萃取加以分析。控制組、種植香蒲及蘆葦之溼地模槽系統土壤重金屬銅累積濃度分別為 31.5±3.9、

36.3±2.8、36.3±7.0 mg/kg，而重金屬鋅含量則為 141.8±20.1、155.2±17.3、

156.1±26.4 mg/kg。土壤重金屬對生物之有效性，無法單以王水總量分析結果判別，對於土壤重金屬實際鍵結型態及重金屬於土壤中之傳輸性，

可經由土壤重金屬分段萃取即序列萃取實驗得知。

以分段萃取進行土壤重金屬鍵結型態分析，分析結果數值如表 4.1 所示，土壤與重金屬鍵結主要以有機鍵結、碳酸鹽鍵結及硫化物鍵結為主，此鍵結型態主要為強鍵結型態，具有不易釋出於環境之功能，對於環境之衝擊較小，但對於植體吸收則具有不利之影響，因為生物有效性低。

表4.1、土壤重金屬鍵結型態單位：mg/kg (%) 組別可置換態吸附態有機鍵結碳酸鹽鍵結硫化物鍵結

銅 2.4±1.5(7.0) 2.0±0.7(5.8) 5.3±2.0(15.5) 9.3±1.7(27.1) 15.3±4.7(44.6) 控

制鋅 2.0±0.6(1.5) 1.0±0.6(0.7) 8.9±4.9(6.6) 40.3±9.5(29.8) 83.2±15.4(61.4) 銅 2.2±1.6(5.4) 1.8±0.6(4.4) 9.6±2.0(23.3) 12.3±1.5(29.9) 15.2±5.3(37.0) 香

蒲鋅 1.9±0.7(1.3) 2.1±0.6(1.5) 10.3±4.0(7.3) 31.6±19.4(22.4) 95.5±10.2(67.5) 銅 2.2±0.7(6.2) 2.1±1.0(5.9) 7.9±4.1(22.1) 9.4±3.8(26.3) 14.1±3.9(39.5) 蘆

葦鋅 3.4±0.7(2.3) 2.1±0.6(1.4) 13.8±7.0(9.2) 34.0±11.3(22.7) 96.6±14.6(64.4)

4.1.3 植體重金屬累積分析

溼地系統內植體吸收對於重金屬去除之貢獻，可藉由植體分析顯示。香蒲及蘆葦為人工濕地常用除污植種，其植物具有增生迅速、對重金屬吸收良好且具有耐污性等優點。溼地模槽系統植物分析結果如圖 4.1、4.2 所示，香蒲重金屬銅之平均累積量為 36.4±12.5 mg/kg，而重金屬鋅平均累積量為97.7±24.7 mg/kg。分析香蒲根、莖及葉之重金屬濃度，

銅分別為60.1±3.3、40.2±2.9 及 9.0±2.8 mg/kg，鋅則依序為 169.7±15.5、

73.4±11.5 及 50.1±5.7 mg/kg。估算重金屬銅鋅於香蒲植體累積濃度比例根莖葉分別為 55.0%、36.7%、8.3% 及 57.9%、25.0%、17.1%。重金屬主要累積於香蒲根部。

分析蘆葦重金屬銅累積量約為 28.4±8.7 mg/kg，而鋅則為 84.8±19.7 mg/kg。而重金屬銅於蘆葦根、莖及葉之濃度分別為 44.7±8.0、25.8±10.4 及14.6±9.9 mg/kg；而鋅分別為 164.3±27.0、58.5±9.3 及 31.7±6.4 mg/kg。

估算重金屬銅鋅於蘆葦累積濃度比例根莖葉分別為52.6%、30.4%、17.1%

及 64.5%、23.0%、12.5%。探討香蒲，蘆葦各部位累積趨勢，重金屬銅鋅於植體累積之趨勢皆為根部最高、莖部次之、葉部最低。

植體分析結果以根部為重金屬累積主要處，其次為莖、葉，這與其他文獻結果類似(Vymazal et al., 2007)。而植體對於重金屬銅鋅累積差異明顯，其主要原因可能與土壤重金屬銅鋅含量差異有關。進一歩分析植體內重金屬之傳輸能力，可藉由BCF 及 TF 値進行探討，BCF 主要係表

示植體對於土壤重金屬吸收效益是否良好，TF 則表示植物對於重金屬之傳輸能力。溼地模槽香蒲重金屬銅鋅之 BCF 值為 1.66 及 1.09，TF 值為 0.41 及 0.36。而溼地模槽系統蘆葦 BCF 值為 1.23 及 1.05，TF 值為 0.45 及 0.27。BCF>1 表示植體對於土壤重金屬吸收之效果良好，而傳輸常數 TF<1 表示植體對於重金屬傳輸能力不佳，本研究表其他文獻比較 BCF 介於0.18~3.79，而 TF 介於 0.15~0.70 間(表 4.2)，其中 Manios et al. (2003) 所研究之香蒲 BCF 及 TF 値皆遠小於本研究之結果，原因為所使用之土壤性質為受重金屬污染之污泥與堆肥混合物，其重金屬濃度皆遠大於本實驗，銅鋅濃度分別為599 及 728 mg/kg。

將模槽植體進行TCLP 試驗，蘆葦銅溶出濃度為 0.03 mg/L，鋅濃度則為 0.394 mg/L；香蒲銅溶出濃度為 0.035 mg/L，鋅濃度則為 0.672 mg/L。模槽植體皆未超過有害廢棄物之標準。

香蒲

表4.2、各植體 TF 及 BCF 値 BCF

文獻植種銅鋅

向日葵 0.19 0.13 Fellet et al. (2007)

玉米 0.23 0.41 Manios et al. (2003) 香蒲 0.18 0.47 Bose et al. (2008) 香蒲 0.22 0.06 香蒲 1.66 1.09 本研究

蘆葦 1.23 1.05 TF

Manios et al. (2003) 香蒲 0.15 0.16 Mishra et al. (2008) 布袋蓮 0.70 0.46 Bose et al. (2008) 香蒲 0.41 0.37

香蒲 0.41 0.36 本研究

蘆葦 0.45 0.27

4.1.4 重金屬去除質量平衡機制分析

評析三模槽控制組、香蒲及蘆葦系統重金屬銅鋅去除效應質量平衡分析結果如圖4.3~4.8 所示，控制組、香蒲及蘆葦系統之出流水相較於進流原水重金屬銅之含量，出流水僅約14.81%、12.53%、10.72%，當銅進入模槽系統後主要係累積存在於底泥中，控制組、香蒲及蘆葦系統底泥

重金屬銅佔進流原水76.70%、77.32%及 78.32%，而植體吸收重金屬銅顯示，香蒲及蘆葦分別僅佔2.60%及 4.01%。另重金屬鋅分析結果，控制組、

香蒲及蘆葦系統出流水佔進流原水之10.46%、5.98%及 6.18%，重金屬鋅進入濕地系統主要亦係累積於模槽底泥中，控制組、香蒲及蘆葦系統底泥沉澱物含量分別佔 82.77%、85.13%及 88.50%，而植體吸收貢獻量有限，香蒲及蘆葦植體重金屬鋅累積含量各佔進流原水之1.86%及 2.92%。

由於土壤吸附及植體吸收係以其平均濃度作為估算之基準，與濕地系統整體底泥及植物植體實際吸附/吸收對水中重金屬去除之實際總量存在誤差，此外，其他於實驗階段包括暴雨沖刷致使濕地系統底泥重金屬流失，

暴雨亦同時可能導致進流原水銅鋅濃度變異，因而重金屬含量推估不如預期穩定，此些因素於本研究之控制組、香蒲及蘆葦系統中銅分別為 8.49%、7.55%、6.95%，而重金屬鋅則分別為 6.77%、7.03%、2.40%。惟本重金屬去除質量平衡分析仍提供重金屬於濕地系統去除機制主要之量化參考。

控制組-銅

4.2 盆栽實驗

4.2.1 土壤萃取實驗 4.2.1.1 土壤之物化性質

土壤背景參數包括土壤酸鹼值、總有機碳含量及土壤重金屬含量等，如表4.3 所示。本實驗所利用之土壤來源包括高雄大學內花卉栽種區土壤及一般園藝用有機土，依有機質成分高低區分為低有機質土壤(砂質壤土) 及高有機質土壤 ( 砂土 ) ，其有機碳成分分別為 4.16±0.27% 及 25.49±0.48%。低有機質及高有機質土壤質地屬偏弱酸性土壤，其 pH 値分別約為6.01±0.32 及 6.32±0.08。以王水分析土壤原背景總重金屬含量，

低有機質土壤重金屬銅鋅含量分別為23.26±4.72 及 121.55±6.34 mg/kg；

而高有機質土壤重金屬銅鋅含量分別為 23.57±3.51 及 125.34±26.71 mg/kg，重金屬銅鋅含量均遠低於環保署土壤重金屬污染管制標準(銅 400 mg/kg、鋅 2000 mg/kg)，顯示採用之背景土壤未受重金屬污染。而一般土壤正常重金屬銅含量介於 2~500 mg/kg，土壤重金屬鋅含量則介於 1~900 mg/kg(葉, 2002)。

本實驗所使用之盆栽土壤，其土壤粒徑分析圖如圖4.10、4.11 所示。

由圖可知低有機質土壤中主要為坋粒佔 78.69%，砂粒與粘粒則分別佔 6.12%及 15.19%；而高有機質土壤則主要為砂粒佔 92.69%，坋粒與粘粒則分別佔7.17%及 0.14%。依土壤粒徑比例分布，低有機質土壤為坋土，

而高有機質土壤以砂土居多。將高低有機質之砂粒、坋粒及粘粒三者之百分率，以圖 4.9 美國農務部土壤分類法(USDA)之三角座標分類，低有

機質土壤屬於砂質壤土，高有機質土壤則屬於砂土。

表4.3 土壤基本性質

低有機質土壤高有機質土壤

pH 6.58±0.44 6.32±0.08 有機物(%) 4.16±0.27 25.49±0.48

粘粒(%) 15.19 0.14 坋粒(%) 78.69 7.17 砂粒(%) 6.12 92.69 初始重金屬濃度

銅(mg/kg) 23.26±4.72 23.57±3.51

鋅(mg/kg) 121.55±6.34 125.34±26.71 (粘粒< 2 μm，坋粒 2~50 μm，砂粒 50~2000 μm)

圖4.9、美國土壤質地三角形圖(李芳胤和陳士賢, 2007)

圖4.10、低有機質土壤粒徑-土壤百分比圖

圖4.11、高有機質土壤粒徑-土壤百分比圖

4.2.1.2 不同螯合劑對於土壤之萃取效果

添加螯合劑有利於重金屬由土壤固相釋出於土壤溶液即螯合劑萃取液中，為瞭解重金屬萃取量是否隨著螯合劑濃度之不同而增加，或添加不同螯合劑於土壤中，萃取效果之差異等影響因素，即探討不同螯合劑及不同濃度添加於土壤中之萃取效果。故以高有機質且添加重金屬之土壤進行萃取實驗，先以去離子水及四種螯合劑進行萃取，其重金屬萃取效果如圖 4.12 及 4.13 所示，控制組(去離子水)銅鋅之萃取量並不明顯，

重金屬銅鋅萃取率僅有 3.37±0.29%及 5.07±0.54%。而濃度為 5 mmol/L 之螯合劑 DTPA 對於重金屬銅鋅有最佳之萃取效果，但隨螯合劑濃度之增加(大於 5 mmol/L)，重金屬之萃取量增加程度則趨於緩和，對於重金屬銅鋅之萃取效果無明顯增加。螯合劑EDTA 之濃度為 5 mmol/L 時，添加於受重金屬污染土壤中，重金屬萃取液之濃度有明顯之增加，隨著 EDTA 之濃度增加而對於重金屬萃取量亦隨之增加，但當 EDTA 添加濃度為 15 mmol/L 時，重金屬萃取量之趨勢方隨之趨緩。此外，添加易生物分解之螯合劑EDDS 及檸檬酸，當濃度為 5 mmol/L 螯合劑對於重金屬萃取量較添加控制組效果佳，且螯合劑濃度提升為 10 mmol/L 時，對於重金屬萃取量也隨之增加。但當螯合劑濃度為 15 mmol/L 時，易生物分解之螯合劑對於土壤重金屬萃取量方趨緩。

大抵而言，添加螯合劑有利於重金屬由土壤釋出於萃取液中，且對於重金屬萃取量隨螯合劑濃度之增加，重金屬萃取量亦隨之增加。比較四種螯合劑對於重金屬之萃取，對於重金屬銅以螯合劑 DTPA 之萃取效

果最佳，其次為EDTA、EDDS 及檸檬酸。對於重金屬鋅之萃取結果亦以

本萃取實驗所使用四種螯合劑 DTPA、EDTA、EDDS 及檸檬酸，濃度分別為5、10、15 mmol/L，總量萃取實驗結果如表 4.4 所示。以去離子水對於高有機質土壤重金屬銅鋅之萃取量並不明顯，銅鋅萃取率分別為3.37±0.29%及 5.07±0.54%。DTPA 當濃度為 5 mmol/L 時，對於重金屬銅鋅具81.42%及 84.87%以上之萃取率，隨濃度增加至 15 mmol/L，對於重金屬銅鋅萃取率則僅提升至 84.34%及 86.67%。當 EDTA 之濃度為 5 mmol/L 時，添加於受重金屬污染土壤中，重金屬銅鋅萃取率分別為

在文檔中探討植物去除重金屬能力暨添加螯合劑提升植物萃取之效益 (頁 71-0)

第四章 實驗結果與討論