消毒副產物生成潛勢分析

消毒副產物生成潛勢(Disinfection by products formation potential, DBPFP)，為評 估水中消毒副產物前趨物質含量的方式之一，本研究針對三鹵甲烷生成潛勢 (Trihalomethane formation potential, THMFP)與鹵乙酸生成潛勢(haloacetic acid formation potential, HAAFP)兩類進行分析。依 Standard Method 5710 B 定義 THMFP 為水樣使用緩衝溶液維持在pH 7.0，添加足夠之自由餘氯，在恆溫 25℃條件下，

七天所產生之THM 總量，且自由餘氯須再 3~5 mg/L 之間。HAAFP 之定義亦同 (Method 5710 D)。

操作方式參考Method 5710 B，並依實際情形做部分修改。將水樣與緩衝溶液

0 50 100 150 200 250 300

0 5 10 15 20 25

溫度(℃)

min

(68.1 g KH2PO4 and 11.7 g NaOH in 1L water)依 50：1 比例混合，以 0.1 N HCl 及 0.1 N NaOH 溶液調整水樣之 pH 值至 7.0，次氯酸鈉溶液添加量以式 3-1 計算(Krasner et al., 1993)，將水樣裝滿於含鐵氟龍墊片 250 mL 血清瓶中，保存在 25℃避光環境下 7 天，經確認自由餘氯在 3-5mg/L 後，依 3.2.6 節與 3.2.7 節分析 HAA 與 THM 濃 度，即可得HAAFP 與 THMFP。於每種前加氯條件下採取兩次水樣，進行 THMFP 與HAAFP 分析。

加氯量

(mg-Cl2/L)

=3DOC

(mg-C/L)

+7.6NH

3(mg-N/L)

+3~5

(mg-Cl2/L) 式3-1

3.2.9 三磷酸腺苷(Adenosine tri-phosphate, ATP)濃度檢測

ATP 提供了生物體內各種生理反應的能量需求，活性越高的微生物體內會帶有 越高濃度的ATP 以維持能量供給。當微生物密度越高時，單位體積內 ATP 濃度也 會上升。因此，本研究使用ATP 濃度作為濾砂中微生物活性與數量的參考數值。

ATP 濃度量測之作用原理為 ATP 與 Beetle Luciferin 及 O2作用，經由Luciferase 與Mg²⁺的催化下，放出冷光訊號，藉由分析冷光訊號的強度(relative light units, RLU)，可知 ATP 的濃度。反應示意圖如圖 3-8 所示。

圖3-8 ATP 與冷光酶反應示意圖(Part# TB337, Promega) Beetle Luciferin

Luciferase Mg²⁺

Oxyluciferin

+ ATP + O

2

+ AMP + PPi + CO

2

+ ^Ligh t

ATP 濃度測定方法係根據 Silvana Velten 於 2007 年針對量測 GAC 濾砂上 ATP 濃 度之方法(Velten et al., 2007)依情況調整。

本實驗測定之樣品包含GAC、石英砂(快濾床 A)、無煙煤、石英砂(快濾床 B) 與陶瓷珠，各等分為上、中、下三層共15 份樣品。將樣品各自混合均勻後，取 200 mg(濕重)之濾料樣本置入 1.5 mL 管中，加入 100 μL 磷酸緩衝溶液與 BacTiter-Glo^TM reagent(Cat#G8231, BacTiter-Glo^TM Microbial Cell Viability Assay, Promaga, USA)並 置於30 ℃水浴槽內 3 分鐘，再加入 300 μL BacTiter-Glo^TM reagent，輕輕混和後置 於30℃水浴槽內 90 秒。取上層液 200 μL 上機分析(MDS Flex Station^® 3, Molecular Devices, USA)。檢量線之製作方式為取 2 g 濾砂加入 5 mL 磷酸緩衝溶液，以 60℃

水浴槽加熱21 小時後以 5 mL 磷酸緩衝溶液洗滌 3 次，取 200 mg 濕重濾砂置入 1.5 mL 管中，加入 100 μL 已配置 ATP 標準濃度之磷酸緩衝溶液，加入 300 μL BacTiter-Glo^TM reagent 後之步驟與樣品相同。

量測完成後，可由冷光訊號強度(RLU)得到樣品 ATP 濃度(μM)，將濾砂烘乾 秤重後，經式 3-2 及式 3-3 之計算，可得各濾料單位體積之 ATP 含量。操作流程 如圖3-9 所示。

單位乾重濃度 pmole/g 檢測濃度 μM 磷酸緩衝溶液體積 100 μL

濾砂乾重 g

式3 2

單位體積濃度 pmole/cm 單位乾重濃度 pmole/g 乾密度 g/cm 式3 3

圖3-9 ATP 濃度檢測流程

第四章  結果與討論 

本研究操作時程分為三階段(stage1-3)。如圖 4-1 所示，模場建製與操作穩定期 歷經六個月(2009 年四月起至十月底)，期間前加氯量為 8mg/L。於此時間範圍內各 處理程序對於濁度、NPDOC 的去除效果以及各濾床之鹵乙酸降解情形皆趨於穩定。

每一階段期程為40 至 60 天，第一階段(stage1)由 2009 年 11 月 1 日至 2009 年 12 月30 日止，期間之前加氯量為 8 mg-Cl2/L。第二階段(stage2)由 2010 年 1 月 1 至 2 月9，操作之前加氯量為 4 mg-Cl2/L。而第三階段(stage3)前加氯量則為 2 mg-Cl2/L，

期程為2010 年 2 月 11 日至 4 月 1 日止。

圖4-1 操作期程

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

前加氯劑量(mg/L)

4 mg-Cl₂/L

2 mg-Cl₂/L 8 mg-Cl₂/L

Stage1

Stage2

Stage3

4.1 環境背景與模廠功能

表4-1 為 stage1-3 操作期程間之原水水質參數以及模廠環境溫度。其顯示各操 作期程間pH 值、NPDOC、濁度、UV254吸光度與SUVA 並無明顯差異，表示各操 作期程之原水水質相近，符合以模廠操作進行本研究之目的。但由於三操作期程 間，Stage2 之溫度較為偏低(P<0.05)，可能會影響微生物的生理狀態，進而對有機 物與消毒副產物之去除產生影響。模廠所使用之原水pH 值符合飲用水水源標準於 6~8.5 之範圍。而小於 2 之 SUVA 值表示天然有機質的組成性質以非腐植質、小分 子與親水性之有機質為主(Edzwald and Tobiason, 1999)，且低 SUVA 值水體所含之 有機物質具有較理想的生物降解性(Yapsakli and Cecen, 2010)。

表4-1 環境背景

檢測項目 Stage 1 Stage 2 Stage 3 平均值 ±標準差

pH 7.94 ±0.39 7.73 ±0.24 7.79 ±0.44 濁度 (NTU) 14.49 ±4.73 15.05 ±4.32 14.83 ±4.47 NPDOC (mg/L) 3.53 ±0.33 3.56 ±0.47 4.04 ±1.02 UV254吸光度(1/cm) 0.0464 ±0.0019 0.0460 ±0.0035 0.0499 ±0.003

SUVA (m-L/mg) 1.3 ±0.1 1.4 ±0.1 1.3 ±0.3 溫度 ( )℃ 22.6 ±2.3

19.7 ±1.8

22.5 ±2.5

表4-2 為模廠配水槽出流水性質，其顯示在不同操作流程與階段下配水出流水 濁度、NPDOC 與 pH 值。濁度為自來水工程評估淨水廠處理效率以及水質狀況所 常用之指標，本模廠於三種操作程序下，皆可使配水槽出流水濁度低於1 NTU，

符合飲用水法規標準(<2 NTU)，表示此模廠具有一般淨水處理廠之功能性。模廠 對原水中NPDOC 具有 30%至 50%之去除率，雖然飲用水法規將 DOC 定位在影響 適飲性之參數，管制較為寬鬆(500 mg-C/L)，但將水中 DOC 降低，對於減少消毒

副產物之生成以及控制管線中生物膜之生長有所幫助。另外配水中的pH 值控制在 大於7 的條件下較為理想，可降低金屬管線的腐蝕速率，本模廠各程序之配水出 流水均符合pH>7。

表4-2 配水槽出流水性質

檢測項目 Stage 1 Stage 2 Stage 3

Process 平均值 ±標準差

pH

A 7.60 ±0.10 7.53 ±0.11 7.26 ±0.08 B 7.57 ±0.22 7.52 ±0.14 7.25 ±0.12 C 7.54 ±0.10 7.46 ±0.12 7.21 ±0.11

濁度 (NTU)

A 0.55 ±0.32 0.68 ±0.67 0.39 ±0.17 B 0.45 ±0.25 0.56 ±0.60 0.26 ±0.13 C 0.38 ±0.16 0.49 ±0.43 0.32 ±0.12

NPDOC (mg/L)

A 1.78 ±0.32 1.79 ±0.17 2.15 ±1.47 B 1.78 ±0.31 2.37 ±1.75 1.81 ±1.12 C 1.81 ±0.35 1.66 ±0.64 1.62 ±0.51

4.2 需氯量及自由餘氯之變化

前加氯所需劑量之評估，為使沉澱出流水仍保有0.1 mg/L 以上之自由餘氯濃 度，以抑制處理單元中藻類增生。因此需了解原水對於自由餘氯消耗之情形，本 研究將原水添加不同劑量之次氯酸鈉，反應90 分鐘後量測殘留之自由餘氯與總餘 氯濃度。結果如圖 4-2 所示，加氯量與總餘氯之關係並無顯著折點(break point)，

但加氯劑量至 1.3-2 mg/L 以上時，加氯劑量與總餘氯量呈正比關係，此為加氯量 超過折點後所具有之特性，且加氯劑量於2 mg/L 時，即保有 0.2mg/L 之自由餘氯 濃度，符合前加氯之需求。因此，本研究於三操作期程之前加氯劑量，均達原水 之需氯量。

加氯量(mg-Cl2/L)

0 2 4 6 8

餘氯量(mg-Cl2/L)

0 1 2 3 4

自由餘氯濃度 總餘氯濃度

圖4-2 原水加氯量關係圖

圖4-3 為模廠實際操作下各流程間自由餘氯濃度變化情形。自由餘氯濃度於前 加氯後隨接觸時間增加而遞減，至沉澱出流水仍有殘留(>0.1 mg/L)，與圖 4-2 之試 驗結果相符。不同操作階段下，自由餘氯於沉澱出流水之濃度有所差異(2.3 mg-Cl2/L(Stage1), 0.65 mg-Cl2/L(Stage2), 0.14 mg-Cl2/L(Stage3))，故快濾床(A, B)於 各階段下受進流水自由餘氯接觸之影響有所不同。而水中自由餘氯通過兩快濾床 後，濃度均明顯下降至0.1 mg-Cl2/L 以下，表示濾床消耗了大量的自由餘氯。因此 接續於快濾床(B)後之陶瓷珠濾床，於不同操作時程下，進流水之自由餘氯濃度均 偏低(<0.1 mg-Cl2/L)，使陶瓷珠濾床並不直接受自由餘氯影響。處理水經消毒槽再 次添加消毒劑後，配水槽出流水之自由餘氯濃度皆符合法規規定0.2-1 mg-Cl2/L 之 濃度。

Process A

Process B

RW PC CO SE FB DB EB

Process C

RW PC CO SE FB FC DC EC

2009/11/01~2009/12/30 Stage1, 8 mg-Cl2/L, n=30 2010/01/01~2010/02/11 Stage2, 4 mg-Cl2/L, n=25 2010/02/20~2010/04/01 Stage3, 2 mg-Cl2/L, n=32

圖4-3 自由餘氯於淨水程序之變化

探討自由餘氯於快濾床中大量消耗之原因，是由於快濾床將非溶解性有機物 質攔截與篩除時，使濾料上之有機質濃度提高，增加與餘氯反應之機會；且有文 獻指出自由餘氯與GAC 之表面產生顯著之氧化還原反應，會消耗大量之自由餘氯 (Urfer et al., 1997)，故處理水通過含有 GAC 之快濾床後，自由餘氯濃度會大幅降 低。圖 4-4 為模廠之快濾床於第一階段操作下(8 mg-Cl2/L)，自由餘氯於不同濾床 深度之變化關係，結果顯示自由餘氯於快濾床上層之GAC 與無煙煤濾料中即快速 降低，於20 公分之濾床深度時，自由餘氯濃度已低於 0.1 mg-Cl2/L，表示 GAC 濾 料確實會大量消耗自由餘氯，且無煙煤也有相同之情形發生，可能其表面可進行 與GAC 同樣之反應。也由於自由餘氯已大量消耗於 GAC 與無煙煤濾料中，使得 進流水之自由餘氯無法直接直接影響快濾床下層之石英砂。

深度(cm)

0 10 20 30 40 50 60

自由餘氯濃度(mg-Cl2/L)

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

快濾床A(GAC/石英砂) 快濾床B(無煙煤/石英砂)

圖4-4 快濾床深度與自由餘氯之關係

反沖洗作業會使濾料混合，因此於不同深度之GAC 與無煙煤濾料，皆可能至 濾床上層受高濃度之餘氯量所影響，而石英砂由於比重較大，較不易與GAC 與無 煙煤互相混合而至濾床上層。

自由餘氯於GAC 與無煙煤濾料之降解，可以一階降解反應表示之。如式 4-1

與式4-2

GAC ：C/C0 = EXP {-0.234 x 深度(cm)} 式 4-1 無煙煤：C/C0 = EXP {-0.181 x 深度(cm)} 式 4-2

於30 公分的填充深度之下，兩濾床之進流水餘氯需大於 223 mg-Cl2/L(快濾床 A) 與45.6 mg-Cl2/L(快濾床 A)，才會使底層之石英砂接觸到大於 0.2 mg-Cl2/L 之自由 餘氯。因此，於正常操作下，快濾床進流水之自由餘氯大部分於上層之GAC 與無 煙煤濾料即消耗，不會對下層之石英砂產生影響。

表4-3 濾床進出流總餘氯與自由餘氯濃度

檢測項目 Stage 1 Stage 2 Stage 3 採樣點 平均值 ±標準差 (mg-Cl2/L)

總餘氯

SE 2.67 ±0.50 0.91 ±0.18 0.34 ±0.13 FA 0.18 ±0.08 0.08 ±0.02 0.04 ±0.02 FB 0.14 ±0.05 0.09 ±0.03 0.04 ±0.02 FC 0.09 ±0.04 0.06 ±0.02 0.03 ±0.02

自由餘氯

SE

2.30 ±0.50 0.65

±0.14 0.14 ±0.09 FA 0.06 ±0.04 0.03 ±0.10 <0.02 FB 0.05 ±0.03 0.02 ±0.01 <0.02 FC 0.03 ±0.02 0.02 ±0.02 <0.02

*n：Stage1=30, Stage2=25, Stage=32

4.3 生物活性

研究結果顯示餘氯濃度可能顯著影響生物濾床之生物活性。表 4-4 顯示在低餘 氯濃度下 GAC 與無煙煤有明顯較高的生物量。GAC 與無煙煤被廣泛應用於快濾 床之上層濾料，係因其孔隙較大，可將大顆粒懸浮物先行攔截並增加過濾深度、

減緩下層石英砂堵塞、延長濾程與可提供吸附的能力。也因其多孔隙與大表面積

之特性，GAC 與無煙煤較石英砂適合微生物的增長，因此生物容量應較石英砂為 高。但於本研究中GAC 與無煙煤置於快濾床之上層，進流水的自由餘氯對上層濾 料的影響直接，使GAC 與無煙煤濾料於 Stage1 時之生物活性以 ATP 濃度表示反 較石英砂為低。Sun 於 2008 年的研究中，曾比較自由餘氯劑量對配水中 PVC 水管 上生物模生長的影響，管壁的平均生物膜密度(Average steady-state biofilm density) 於自由餘氯劑量為0.2 mg/L 時為 4.71±0.07(log CFU/cm³)，而在自由餘氯劑量為 1.0 mg/L 時為 2.4±0.05(log CFU/cm³)，顯示自由餘氯濃度對生物膜生長的影響顯著(Sun and Liu, 2009)。因此於 Stage1 時，快濾床進流水含有較高自由餘氯濃度(2.3±0.5 mg-Cl2/L)，抑制 GAC 與無煙煤上微生物的生長而使 ATP 濃度偏低。

前加氯劑量降低可明顯使 GAC 與無煙煤生物活性提高。表 4-4 顯示前加氯量 由8 mg/L(Stage1)降至 4 mg/L(Stage2)時，GAC 之 ATP 濃度增加幅度(12 倍)明顯大 於無煙煤(5 倍)，而當前加氯劑量由 4mg/L 降至 2 mg/L 時而 GAC 之 ATP 濃度提升 幅度(1.3 倍)反較無煙煤為低(2 倍)，表示自由餘氯量抑制微生物生長的情形對 GAC 的影響較小，因此當前加氯量由8 mg/L 降至 4 mg/L 時，GAC 上所生長之生物量

前加氯劑量降低可明顯使 GAC 與無煙煤生物活性提高。表 4-4 顯示前加氯量 由8 mg/L(Stage1)降至 4 mg/L(Stage2)時，GAC 之 ATP 濃度增加幅度(12 倍)明顯大 於無煙煤(5 倍)，而當前加氯劑量由 4mg/L 降至 2 mg/L 時而 GAC 之 ATP 濃度提升 幅度(1.3 倍)反較無煙煤為低(2 倍)，表示自由餘氯量抑制微生物生長的情形對 GAC 的影響較小，因此當前加氯量由8 mg/L 降至 4 mg/L 時，GAC 上所生長之生物量

在文檔中 前加氯劑量對快濾床中生物活性的影響 (頁 34-0)