第二章 文獻回顧
第四節 廢棄活性污泥之來源與特性
廢棄活性污泥的生成係因廢水廠的二級生物處理單元中，為達成去除 污染物的目標，微生物經由攝取污水中的污染物質作為細胞生長所需的營 養基質，而造成微生物的增殖，過多的生物質量(biomass) 被排出生物反 應槽(bioreactor) 後即成為廢棄活性污泥。廢棄活性污泥根據廢水廠所 處理之廢水特性可分為生活污泥、畜牧污泥及工業污泥等三大類。生活污 泥的產生主要是來自都市污水處理廠，尤其近年來隨著工商發展人口往都 市集中，同時生活水準提高，因此每人之單位廢水量也快速增加，可知都 市污水廠所產生的廢棄活性污泥量將會相當的可觀，根據歐陽等（1998）
所提出之報告台灣目前每年之都市污泥產量達 14,600 萬公噸; 畜牧污泥 的來源主要為畜牧動物之排泄物與清洗用水之混和廢水經生物處理後所 產生，其污泥中以動物之排泄糞渣佔大部分，較適合做為有機堆肥; 工業 污泥大部分是來自食品加工業、造紙業、化學原料業、塑膠原料業及電鍍 業等之廢水處理廠，不同業別之廢棄污泥差異性很大，所含之污染物濃度 較高同時可能會含有一些毒性物質或重金屬，也因此提高工業污泥之處理 難度，並且大幅度的降低了工業污泥回收有機物質的可行性。在上述之三 種廢棄污泥中，以生活廢棄污泥性質較為單純並含有較高的有機碳，因此 以生活廢棄活性污泥最適合做為資源化之處理回收有機物質。
一般廢水處理廠所產生的廢棄活性污泥中，揮發性懸浮固體物
（Volatile Suspended Solids，VSS）主要成分為碳水化合物
（Carbohydrate；25～50％）、蛋白質（Protein;；40～60％）與酯質（Lipid；
10％）三種（Confer and Logan,1997)，污泥之含水率約為 96～99.5％ 之 間，其中生物難分解的部分佔固體物的 35～40％，若因不同廢水性質與處 理方式有時甚至會高達 70～80％。污泥中有機物進行分解反應時反應速度 的快慢與三種成分的比例有一定的關係，Fujiwara et al.（1996）利用
starch、carboxyl methyl cellulose 及 polypeptone 依不同的比例混和 當作基質探討不同比例對發酵反應之影響，實驗結果發現醣類、纖維素及 蛋白質之最大分解速率分別為 0.747、0.0867 及 0.139 h-1，由此可知這 三種物質中以醣類之分解性最高，最難分解的是纖維素，所以當污泥中的 纖維素比例過高時會導致污泥的分解度降低而影響廢棄污泥的處理回收 效果。
在廢水處理廠中廢棄污泥因處理單元的不同而可分為初沈污泥
（Primary Sludge，PS）與廢棄活性污泥兩種，初沈污泥為一級處理單元 去除原水中之懸浮性固體物所產生的，其主要成分為碳水化合物與酯質，
特性為總固體物濃度高（約為4～8％），濃縮性良好且易於厭氣消化，外 觀為深棕色有惡臭，易於以機械方式脫水，其C/N 碳氮比值（COD/NOx）
約為10，有機物分解率高且速率快（陳國誠，1991）；而廢棄活性污泥則 因為含有大量的菌體細胞壁與蛋白質，污泥膠羽表面帶負電性而彼此排 斥，不易凝集成大顆粒沈降; 此外由於含水率在98.5～99.5％間，重力沈 降性較差，外觀呈棕色，不易脫水且含大量揮發性固體物（60～80％），
C/N 比值為5，有機物分解速率低(賴耿陽，1987)。一般典型的下水污泥 組成如表2-8所示。
表2-8 典型下水污泥組成表（Quasim,1985）
項目 初沈污泥 廢棄活性污泥
pH 5.0～6.5 6.5～7.5
總溶解性固體物（％） 3～8 0.5～1.0
總揮發性固體物（％ of TS） 60～90 60～80 BOD5/總揮發性固體物 0.5～1.1 --COD/總揮發性固體物 1.2～1.6 2.0～3.0
蛋白質（％ of TS） 20～30 32～41
氮（％ of TS） 1.5～4.0 2.5～7.0
磷（％ of TS） 16 2.0～7.0
欲獲得更具經濟價值的氫氣，目前許多研究致力於將污泥以特殊處理 來抑制甲烷菌的生長，而讓消化停留在產酸的階段，再收集產生的氫氣。
雖然多數的前處理方法皆可以幫助污泥水解出有機質。鄭幸雄等（ 2000）
以加熱方法處理活性污泥，發現可以將氫氣產量提高至1.4 mg-H2/g-COD；
黃政賢等（2000）將污泥進行厭氧消化所得到的氫氣產量十分低，僅約0.16 mg-H2/g-COD；Midilli et al.（2002）以向下氣化氣流技術（downdraft gasfication）促使氫氣為污泥所有產生氣體的10-11％（0.064-0.082 kg H2/kg total produced wet gas）；王之仲（2003）更發現以分離出之梭狀 芽孢桿菌可使原始污泥的產氫量接近1.8 mg-H2/g-COD，而再經由凍融和滅 菌前處理後的污泥氫氣產量可大幅提昇至3～4 mg-H2/g-COD，但添加甲烷 菌抑制劑BESA 以及超音波破碎則會使得氫氣產量不增反降，但由濾液測試 的結果發現並非所有水解出的有機質皆可以立即用於產氫，因此經由何種前處理 可以改善氫氣的產率亦為探討之重點。張繼文（2003）的研究顯示經Clostridium 分解後之污泥，有助於甲烷氣得生成。
第五節 污泥裂解處理技術
一般廢水處理廠所產生的廢棄污泥在細胞的外部有一層堅固的保護 層稱為細胞壁，細胞壁的存在阻礙了生物分解作用，需要後續處理才能將 有用物質進行回收（如酸鹼水解等)。本節將會針對不同處理方式說明其 處理原理與效果。
一、熱前處理
污水廠所產生的污泥中其固體物的部分是由親水性膠羽所組成，而且 在污泥細胞內含有大量水分，所以當污泥以熱處理時會增加粒子之間的熱 運動，而污泥細胞體內有機物質也會因為熱運動的增加而分解成溶解性小 分子物質， Barlindhaug（1996a）指出一般熱水解程序是在150～200℃
下進行，在反應過程中所產生的溶解性COD性質會隨著水解條件的不同而 有所不同，例如水解溫度、污泥的種類、反應時間、污泥濃度與pH 值都 會影響，另外如果在熱水解反應中通入氧氣將會使的水解產物更具有生物 可分解性。
Barlindhaug 將上述的幾個因子放入實驗中進行比較後發現，當水解 溫度由160℃提高至200℃時SCOD 的溶出提高了10％，在反應水力停留時 間分別為15mins 與 50mins，水解溫度為160℃時其SCOD產率分別為23.8
％及26％，當處理之污泥濃度由4.9％降至3.4％時SCOD的產率增加了1.6
％，在加入酸的反應條件下則會降低水解產物的溶解性，另外在有氧氣通 入的狀況下其SCOD之生物可分解性為18％，較未通入氧氣的實驗結果(15
～16%) 為高。
Shuzo et al.（1995）以不同之前處理方式（熱處理、鹼處理及熱化 學處理）處理家庭污水及綜合污水處理廠所產生之廢棄污泥，結果顯示在 熱處理中溫度加熱到115～150℃時VSS溶出率可達15％，當溫度提高至180
℃時VSS溶出率更可高達30％，而處理後之污泥再經由消化作用可分別提
高40％及90％之甲烷產生率。
Barlindhaug （1996b) 針對不同溫度對於污泥水解溶出SCOD 的影響 性進行研究時發現，在150℃時SCOD之產率約為15～20％，180℃時則為28
％左右，當溫度提高到200℃時SOCD的溶出率則增加至30％，所產生的SCOD 組成中揮發性脂肪酸佔20～40％，蛋白質佔30～60％，碳水化合物佔10～
25%，而其他不明物質約佔10～20%。由以上可知在熱水解中所使用的溫度 越高，SCOD的溶出率也就越高，亦有助於後續的生物消化分解作用。
二、化學前處理
一般的廢水處理廠中，污泥處理的操作費約佔整廠操作費的50％左 右，因此在成本的考量下，應利用便宜的加藥方式並且可在室溫下操作的 化學程序予以處理，最為符合成本效益。一般而言化學處理可分為加酸及 加鹼兩種方式，這兩種方式都是利用藥劑將細胞壁破壞使細胞內的有機物 質溶出。
Lin et al.（1998）以鹼處理ABS（Acrylonitrile, Butadiene and Styrene）廢水廠所產生之廢棄污泥，污泥濃度為0.5~2.0％，添加的鹼劑 劑量為10～50 meq/L，在室溫下進行水解，在反應的第一個小時SCOD 的 濃度迅速的上升，在反應12個小時之後則開始趨緩，而在SCOD的溶出率
（SCOD/TCOD）方面發現其溶出率與鹼劑的添加量呈現線性關係，而溶出 的最佳條件為鹼劑加藥量30 meq/L 及污泥濃度為1.0％，此時之SCOD溶出 率為25％，若再提高鹼劑添加量對溶出率並無明顯助益；另外其結果也顯 示在鹼處理中含氮物質之溶出會隨鹼劑添加量的增加而增加，其中含氮有 機物質佔溶出總氮之45～69%。Kenzevic et al.（1994）研究初沈污泥與 經處理後的WAS的厭氣共消化，認為添加NaOH 有利於WAS消化作用，並提 供鹼度緩衝的需求，有效提升污泥的溶出，較高的鹼劑加入量有較高的溶 解性有機碳（Dissolved Organic Carbon，DOC）產生量與較佳的單位產
氣率，而添加12.5 meq/L 的氫氧化鈉具有最佳的COD溶出效果。
Rajan et al.（1989）研究在室溫下以低濃度鹼前處理探討對WAS 的 溶解效果之影響，使用的鹼劑為石灰（Ca(OH)2）與氫氧化鈉（NaOH），劑 量為5~60 meq/L，所處理的污泥濃度為0.5～4.0%。研究結果顯示，當污 泥濃度為1％TS，NaOH添加劑量由10 meq/L 增加到40 meq/L，處理時間為 12 小時，COD的溶出量由13％增加到42％，若NaOH 濃度持續增加時，COD 的溶出量不再明顯增加，此外，若以一連串的密集採樣（0.5、1、1.5、2、
4、6、8、10 及12 小時），發現溶解反應可明顯地分成兩個相，第一個相 發生在前半小時，溶解度增加的非常快速，而第二相則較為緩慢且溶解速 率與殘留顆粒性有機物的濃度成一次反應關係，鹼劑NaOH的溶解效果明顯 比Ca(OH)2為佳，此外更進一步探討WAS 加鹼處理與後續厭氣消化的影響，
結果指出，添加NaOH可以提高25.35％的VS去除率，增加29.112％的污泥 產氣量，同時在相同的VS與COD去除率時，可將消化時間由20 天縮短至7.5 天。也提到加鹼水解可縮短其後續消化時間，提高VS 去除率，增加污泥 產氣量，若是持續增加其NaOH 鹼劑量，則溶出效果有限，同時也會導致 褐變反應(Browning Reaction) 的發生，產生大分子的產物，不利於水解 反應。
Knezevic et al.（1995）亦使用Ca(OH)2及NaOH當作鹼水解所添加的 鹼劑，實驗結果發現鹼前處理的最佳條件為NaOH加藥量15 meq/L、反應時 間5小時，在此條件下可有效的水解廢棄污泥，而在較低的劑量下（低於 15 meq/L）反應時間3～5小時皆有良好的效果，但Ca(OH)2之水解效果則明 顯較NaOH 為差。WAS 水解可增進VSS之移除，尤其在添加鹼劑量為12 meq/L
Knezevic et al.（1995）亦使用Ca(OH)2及NaOH當作鹼水解所添加的 鹼劑，實驗結果發現鹼前處理的最佳條件為NaOH加藥量15 meq/L、反應時 間5小時，在此條件下可有效的水解廢棄污泥，而在較低的劑量下（低於 15 meq/L）反應時間3～5小時皆有良好的效果，但Ca(OH)2之水解效果則明 顯較NaOH 為差。WAS 水解可增進VSS之移除，尤其在添加鹼劑量為12 meq/L