第二章 文獻回顧
2.1 優養化成因與現象
2.1.3 營養鹽與藻類生長關聯性
在 1970 年代期間，曾經針對碳、氮及磷於優養化水體的機制有不少 的研究爭議。而在加拿大湖泊的研究指出，氮與磷確實是藻類與水生植 物限制生長的營養鹽。雖然兩種礦物元素都是生長必須的基本物質，但 是對水體的初級生產者而言，代謝作用所需的氮磷利用量不需要很多。
在日本湖泊的研究中指出，氮與磷的比例對優養化有很顯著的關係。
對夏季的藻類生質量而言，其氮營養鹽限制的條件，總氮與總磷的質量 比例 (TN：TP)，於水層中約小於 10：1。而磷營養鹽的總氮與總磷質量 限制比例則約大於 17。惟，兩種營養鹽都是限制藻類生長的因子之一。
雖然兩種營養鹽都是限制生長的因子，惟，磷於大氣中的比例不高，
而氮於大氣中的比例卻高達 78%，在亨利定律的作用之下，這也顯示水 體中的溶解性氮的質量趨近於無限，可持續供應藻類代謝生長之用。而 在諸多的湖泊整治案例發現，磷含量較高的水體常引發有毒藻類的大量 滋生現象。因此，磷營養鹽於水體中的控制相較於氮而言，顯得更重要。
圖 2.1 為世界上超過 500 個湖泊或水庫水體中藻類與與總磷濃度的相 關性，由圖可發現，幾乎世界上流速較緩慢的水體中存在藻類時，其增 殖能力與水體中的總磷濃度有很高的正相關性，而在溼地、河流或溪水 中，也發現有同樣的情形。
圖 2.1 平均藻類與總磷濃度相關性 (Smith, 2009) 2.2 優養化控制方法
為了控制優養化現象對水體帶來的衝擊，依照工法的特性可分成物理、
化學及生物，而常見的控制技術如表 2.1 所示。
表 2.3 優養化控制方法 (駱等，1993；Cooke et al., 1993)
物理 概述
(a) 底層水曝氣 提升底層溶氧，避免底層為還原態、減少氨氮及溶 解性磷的產生
(b) 擾動水體 破壞水體的分層，促使藻類因水流至下層而死亡 (c) 中底層水放流 減少營養鹽負荷
表 2.3 優養化控制方法(續)
化學 概述
(a) 添加硫酸銅 二價銅離子抑制藻類生長
(b) 改變營養鹽組成 改變 N/P 比 (c) 添加藻類抑制劑 抑制藻類生長 生物
(a) 放養魚類 攝食水中藻類
(b) 添加微生物種 競爭機制
(c) 人工溼地 減少水中碳源與營養鹽
各方法簡述如下：
1. 底層水曝氣
其目的在於增加深層水溶氧量，避免底層水變成還原態，以減少氨氮 和溶解磷的產生。當水層於好氧狀態下，溶解性磷會與部分還原態的離 子結合形成沉澱態。例如，水中存在還原態二價鐵離子 (Fe2+) 時，在好 氧狀態下會氧化形成三價鐵離子 (Fe3+) ，再與水中磷酸根離子形成 Fe3(PO4)2或 Fe(OH)2PO4沉澱物，減少溶解性磷的濃度。而氨氮在水體溶 氧充足的情況之下，易與水中氧氣結合形成亞硝酸鹽或硝酸鹽離子。因 此，曝氣主要針對較深層的營養鹽為對象，以物理的方式改變水體背景 參數，進一步促進好氧性的化學及生物反應發生。
曝氣一般有兩種方式，一種是將深層水抽至水面經曝氣之後再迴流至
表 2.4 利用底層曝氣控制湖泊優養化之案例(續) (Cooke et al., 1993)
(a) 破壞水體的分層效應致使藻類無法長時間停留在光照層，降低藻類
表 2.5 全球湖泊抽排深層水案例(續)
de Paladru,
法國 3,900 97,000 4.0 25.0 35.0
表 2.5 全球湖泊抽排深層水案例(續) Meerfelder Maar,
德國 248 2,270 4.5 9.2 18.0
表 2.5 全球湖泊抽排深層水案例(續)
及背景參數 (水溫、水量及 pH 等) 而定。圖 2.1 與圖 2.2 為二價銅離子 於不同鹼度下 pC - pH 之關係圖，由兩張圖可瞭解，二價銅離子隨著水體 pH 值越低則濃度越高的趨勢。當水中存在有機物時，則會與銅形成錯化 合物，使得二價銅離子於水中緩慢釋出，延長硫酸銅於水中的殺藻效果。
而在硬度、鹼度偏高的環境中，二價銅離子 則會與氫氧根離子及碳酸 根離子形成氫氧化合物及碳酸鹽化合物沉澱，此時所需添加的硫酸銅藥 劑量亦會隨之增加。文獻指出，當湖水鹼度在 40 mg/L 以上，則硫酸銅 用量約為 1 mg/L，低於此濃度之用量則為 0.3 mg/L。
圖 2.2 高鹼度下二價銅離子 pC - pH 關係圖 (Cooke et al., 1993)
圖 2.3 低鹼度下二價銅離子 pC - pH 關係圖 (Cooke et al., 1993)
Mcknight (1981) 利用硫酸銅添加的方式瞭解 Mill Pond 水庫中生物相 變化的情形 (藻類及浮游動物)與優勢藻類消長對水體優養化的影響。
Mill Pond 水庫位於美國麻薩諸塞州 (massachusetts) 東邊，其含水量最大 值為 1.9× 106 m3，最大深度 14.3 m，平均深度 7.7 m。研究結果指出，
投入硫酸銅結晶當天，水體有顯著的溫度分層現象，分界點在水深5 - 6 公尺處， 上層溫度為 24 ℃，下層溫度僅 8 ℃，水庫水體長期的 pH 值 為 6.8 ± 0.2，鹼度為 5 ± 1 × 10-4 M。而造成水體優養化之優勢藻種 Ceratium hirundinella 其數量也減少約 90% ，經過十天後優勢藻種由 Nannochloris sp. 及 Ourococcus sp. 之綠藻所取代。
主要原因為此兩種綠藻對於二價銅離子之毒性忍受度相對於 Ceratium hirundinella 強，再加上硫酸銅亦會對水中浮游動物造成毒性，在無競爭 效應及掠食作用的影響之下，使得優勢藻種在添加硫酸銅前後產生變化，
並因此大量生長。而在兩個月後觀察發現，水體銅離子濃度已經下降至
背景值濃度時 (約 10-7 M)，浮游動物數量再度上升，此時優勢藻種再度 改變，而非對銅離子毒性忍受度較高的藻種。
添加硫酸銅去除水中藻類的效果雖然可以立即顯現，但其效益通常僅 維持在數天內，即因為生物分解所產生的高濃度營養鹽，致使藻類大量 滋生。就長期觀點而言，化學藥劑添加的持續性不佳，必須藉由階段性 的添加，方可達成優養化控制的目的，其成本亦相當可觀。表 2.4 為國外 常見硫酸銅去除藻類成本一覽表，由表可知，隨著藥品的組成差異，其 用藥成本亦有不同，其中又以硫酸銅乙醇胺顆粒 (CuSO4 ethanolamine granular) 價格最為昂貴。
表 2.6 國外常見硫酸銅去除藻類成本一覽表 (Cooke et al., 1993)
藥品名稱 成本 (美元)
CuSO4 solution 30 - 316/ha CuSO4 crystals 96 - 578/ha CuSO4 citric acid solution 62 - 700/ha CuSO4 ethanolamine granular 346 - 1432/ha
5. 生物工法控制優養化
加拿大安大略省東部的河流流域，其受到農業灌溉用水、畜牧廢水之 非點源排放，導致水體營養鹽濃度過高，引發優養化、水質惡化等問題。
該流域有設置人工溼地處理畜牧廢水 ，人工溼地系統為列車式人工濕 地 ，依序由兼氣性氧化塘、表面流一池、好氧性氧化塘、表面流二池與
植披濾間帶所組成，而表面流單元皆以種植香蒲 (Typha latifolia L.與 Typha angustifolia) 之挺水性植物為主。每日進流氮營養鹽負荷為 16.2 kg ha-1d-1N，而磷營養鹽則為 3.4 kg ha-1d-1P。氮去除率的部分，表面流一池 總凱氏氮與氨氮去除貢獻分別為 46.7%與 82%；表面流二池總凱氏氮與 氨氮去除貢獻分別為 35.8%與 50.2%。總磷去除率的部分，表面流一池與 表面流二池去除貢獻分別為 8.8%與 23.5% (Gottschall et al., 2007)。
由三座表面流人工溼地構成的溼地系統 (面積九公頃) 位於西班牙的 瓦倫西亞城市的湖泊 (L’Albufera de Valencia) ，此湖泊為西班牙重要的 景點之一，且水體為高度優養化。濕地系統為處理高度優養化的湖泊水 體，其目標為減少水中浮游植物與營養鹽。而三座人工濕地單元名稱分 別為 FG、fp 及 F4。為了找出最大的水力負荷 (maximum hydraulic loading rate, HLR)與最佳的去除成效，其水質參數濃度變化較大，分別為 TSS：
8.80 - 94 mg L-1、TP：0.16 - 1.13 mg L-1、TN：1 - 17.30 mg L-1、溶解性無 機氮 (DIN)：0.13 - 13.10 mg N L-1、硝酸鹽氮：0.10 - 11.50 mg NO3-N L-1， 與葉綠素 a：3.34 - 257.03 μg L-1 (Martin et al., 2012)。
由研究結果發現，濕地系統運作兩年之去除成效以 FG 人工溼地最佳，
不同水質參數去除率依序為 TSS：75%、TP：65%、TN：52%、溶解性 無機氮 (DIN)：61%、硝酸鹽氮：58%，與葉綠素 a (Chl - a)：46%。TSS、
磷與氮營養鹽之去除成效隨著水力負荷的增加有上升的趨勢 (Martin et al., 2012)。
表 2.7 西班牙 FG、Fp 與 F4 人工濕地對 L’Albufera de Valencia 湖泊優養 化控制成效 (Martin et al., 2012)
單元 TSS TP TN DIN NO3-N Chl a FG
一池 -32 14 28 47 47 20
二池 65 33 19 27 31 2
三池 49 42 22 10 11 34
總去除率 75 65 52 61 58 46 Fp
一池 -14 23 24 37 40 0
二池 41 28 34 53 51 16
三池 -24 -1 -14 -49 -43 11 總去除率 21 41 43 56 58 28 F4
總去除率 25 38 54 65 70 -2 濕地系統
總去除率
57 57 52 62 62 35
(單位：%)
2.3 人工濕地概述
人工溼地 (Constructed wetlands) 或稱人造濕地 (Artificial wetlands)，
屬於自然淨水工法，主要經由自然界中的動物、植物、微生物及其他天 然材料，透過物理、化學及生物淨化機制達到改善水質的目的。人工溼 地之發展最早可追溯於 1952 年德國科學家 Seidel 利用莎草科植物 Scirpus Lacustris 去除廢水中之酚污染物；美國於 1970 年代亦開始致力於溼地去 除廢污水之相關研究，而促成許多溼地處理系統 (例如：加州 Arcata 及 賓州 Iselin)建構而成；台灣則發展較晚，約於 1990 年代才開始有較多關 於濕地的研究，並於 2006 年後政府開始將較具規模之濕地評選為國家重 要濕地，截至 2011 年為止，國內共計有 82 處國家重要濕地 (例如：高雄 大學濕地)。
早期人工溼地主要應用於生活污水及農工業放流水之水質淨化處理，
而人工溼地除了有改善水質之功能外，亦包含調節氣候、涵養水源、暴 雨洪水調節、景觀造景、維持生物多樣性等功能 (陳，2005)，近幾年國 內濕地亦趨向於多功能溼地，顯見濕地不再侷限於水質處理，而是以高 度利用之方向發展，以彌補地狹人稠之缺點。
人工溼地依照建構方式可分成幾個系統，分別為表面流式人工濕地 (Free Water Surface)及地下流式人工溼地 (Subsurface flow)，而地下流式 人工濕地依照水體流動方向亦可分成水平流系統 (horizontal-flow system) 及垂直流系統 (vertical-flow system)。
表面流式人工濕地系統或稱 FWS，其基本組成為表面自由流動水層 及土壤層，其中可植栽挺水性、浮水性或沉水性植物，形成一個好氧環
境的濕地生態系統。其作為水質淨化之功用主要透過水中微生物及植栽 水生植物 (如：香蒲、蘆葦、水芙蓉) 去除水中污染物，達到水體水質控 制之效果。
地下流式人工濕地系統或稱 SSF，其基本組成為土壤層、地下水體及 植物，土壤層為黏土、泥沙或礫石等不同粒徑大小之顆粒所組成，形成 一個厭氧環境的濕地生態系統。其作為水質淨化之功用乃利用土壤介質、
植體根系及地下環境中之微生物現地控制水中污染物，達到水體水質淨 化之效果。
2.4 人工濕地除污機制
溼地中之除污機制一般包含有物理作用 (過濾、沉澱、吸附)、化學
溼地中之除污機制一般包含有物理作用 (過濾、沉澱、吸附)、化學