第四章 結果與討論
第九節 質量平衡
本研究以質量平衡(mass balance)來加以檢視試驗的誤差及可靠性，將進流 基質之代謝產物（進出流水 COD、氫氣產量、甲烷氣產量、出流水 VSS 及污 (g-COD/day) (g-biomass/day) (g-COD/g-biomass) 6. 每日增殖污泥之COD轉換量= 每日污泥增殖量×污泥轉換因子 (g-COD/day) (g-biomass/day) (g-COD/g-biomass)
各物質之COD轉換因子，如表4-27所示。
表4-27 各參數COD轉換因子之理論值
種類 轉換因子 備註
厭氧biomass COD 1.221 Speece & McGarty（1964）
氫氣 COD 16 甲烷 COD 64
其中氫氣與甲烷的轉換因子是由（4-14）及（4-15）式化學平衡式計算求 得，biomass的COD轉換因子則是假設細菌分子式為C5H9N2O求得（葉安晉，
1994）。從上述結果得知，厭氧反應中每生成1 mole的氫氣必須消耗16克COD、
每生成1 mole的甲烷氣消耗64克COD，而每生成1克的biomass則必須消耗1.221 克COD。因此如果將每一試程所量測到的每日平均產氫量及產甲烷量，然後再 乘上氫氣及甲烷的轉換因子，則可獲得氫氣與甲烷之COD轉換量。出流水VSS 之COD轉換量方面，在計算過程中則併入每日污泥量來計算，將出流水中所量 測到的VSS濃度（mg/L）乘上每天出流水流量（Q），而後加上每日增殖污泥量，
再乘以污泥轉換因子，則可得到每日VSS以及每日污泥增殖量之COD轉換量。
2H2+O2 Æ 2H2O （4-14）
CH4+2O2 Æ CO2+2H2O （4-15）
上述所提污泥增殖量轉換成COD量之方式，其計算過程及方法為，在每一 個試驗前後均量測反應槽中的生物污泥濃度（採多點平均）分別為m0與m1（單 位 mg/L）而總試驗時間d（單位：天）、反應槽反應體積為V（單位：L），所以 每天的污泥增殖量為（m1- m0）×V÷d；然後再將污泥增殖量乘以轉換因子（1.221）
即得轉換後的COD值。
綜合上述，可將厭氧產能反應槽之COD 質量平衡計算式（4-13）轉換成數
學式（4-16），表示如下：
進流水 出流水 氫氣 甲烷 VSS 污泥增殖量 COD COD COD COD COD COD
Q Ci = Q Ce +（GH2×16）+（GCH4×64）+{（VSS×Q）+[（m1- m0）×3÷d]}×1.221
………（4-16）
經由質量平衡方程式計算後，由表4-28 質量平衡及回收率可以發現，在三 種不同 COD 濃度及不同污泥與酒糟混合比（COD 濃度 10000、20000、
30000mg/L；污/酒＝2/3、1/4、3/2）之二相式連續流試驗中，第一段厭氧產氫 槽與第二段甲烷化反應槽其出流水COD 量均佔相當的比例（第一階段：88～97
％；第二階段：70～88％），顯示以污泥與酒糟做為複合基質其 COD 去除率均 不高，且由表4-28 亦可發現第二段甲烷化反應槽（活性碳粒流體化床）其 COD 去除率比第一段厭氧產氫反應槽（活性碳棉CSTR）佳。
由表4-28 可看出，隨著水力停留時間增長（有機負荷減少），進流基質COD 之去除率均也隨之增加，因此出流水COD 佔質量平衡比例也較少，同時亦可發 現，隨著水力停留時間增長，甲烷所佔的COD 比例也隨之增加，這顯示當水力 停留時間較長時，甲烷菌有足夠的反應時間來進行甲烷化反應而產出甲烷。
在總 COD 回收率方面，可看出第一段產氫反應槽 COD 回收率（92～100
％），比第二階段 COD 回收率（89～94％）佳，且 COD 回收率隨著水力停留 時間縮短而減少。主要原因為在低有機負荷時（水力停留時間長），生物污泥增 殖及活動所需的能量比率相對高於高有機負荷。另一推測可能原因為使用污泥 與酒糟當作複合基質所造成影響，因為污泥中含有相當量的微生物，而酒糟含 有相當量的有機物質，因此當複合基質尚未流進反應槽進行厭氧反應產能時，
微生物即開始消耗利用基質桶裡的有機物質，造成能量額外的損失。當水力停 留時間操作愈短時，複合基質能愈快進入反應槽內供給槽內微生物進行厭氧產
能反應，因此在反應槽外損失的能量就少，因此COD 回收率就愈高，反之，則 愈少。除此之外，複合基質經過第一段厭氧產氫反應槽水解酸化後，使的更容 易被利用，因此造成在第二段反應槽進流基質桶裡的有機物質會被微生物消耗 的更快，所以第二段反應槽的 COD 回收率明顯比第一段反應槽差，約為 3～5
％左右。
表4-28 各試程 COD 質量平衡及回收率
COD濃度 10000mg/L；污泥/酒糟=2/3 第一階段：醱酵產氫反應槽 COD濃度 20000mg/L；污泥/酒糟=1/4
第一階段：醱酵產氫反應槽
14 64.0(70.34) 1.28(1.41) 15.86(17.42) 81.2 91.0 89.16 12 81.0(74.38) 1.28(1.18) 15.46(14.19) 97.7 108.9 89.75 10 103.7(78.26) 1.57(1.19) 13.84(10.45) 119.1 132.5 89.89
8 139.5(82.45) 1.72(1.02) 12.21(7.22) 153.4 169.2 90.68 6 201.6(87.05) 1.88(0.81) 11.61(5.01) 215.1 231.6 92.87
表4-28 各試程 COD 質量平衡及回收率（續）
COD 濃度 30000mg/L；污泥/酒糟=3/2 第一階段：醱酵產氫反應槽
HRT 每天出流水
COD 量 H2轉換量 污泥增值量
（VSS）
總出流 COD 量
總進流
COD 量 總回收率
g-COD/day（％） （％）
10 187.6(88.31) 1.90(0.89) 6.09(2.87) 195.6 212.4 92.07 8 256.5(93.44) 2.25(0.82) 5.45(1.98) 264.2 274.5 96.25 6 357.6(96.13) 2.66(0.72) 4.68(1.26) 364.9 372.0 98.10 第二階段：甲烷化反應槽
HRT 每天出流水
COD 量 CH4轉換量 污泥增值量
（VSS）
總出流 COD 量
總進流
COD 量 總回收率
g-COD/day（％） （％）
10 142.9(76.35) 2.15(1.15) 22.57(12.06) 167.6 187.2 89.55 8 210.6(82.11) 2.49(0.97) 21.85(8.52) 234.9 256.5 91.59 6 309.6(87.16) 2.40(0.68) 18.79(5.29) 330.8 355.2 93.13
第十節 連續流試驗反應動力學之探討及模擬
本研究在開放式系統中以二相式連續流反應槽（前段活性碳綿攪拌式反應 槽＋後段活性碳顆粒流體化床）的方式進行厭氧產能反應，在反應進行中，除 了醱酵產氫菌及產甲烷菌以及其它孳的生菌種會造成影響外、另外進流基質組 成成分以及水力停留時間（有機負荷）等也均會對厭氧產能反應造成影響。由 於上述所提因素會使動力模式在推估上變的更加複雜且影響其準確度，因此文 獻上對於厭氧動力模式的建立都予以簡化。
一般經常使用的厭氧動力學模擬的生物反應動力學有（1）Monod equation，
（2）Gompertz equation 及（3）Haldane eguation 等三種，但由於 Gompertz equation 所探討之生物反應僅用於批次試驗（白明德，1999），本研究已在第六節進行探 討。而本試驗之進流基質為污泥與酒糟複合基質，酒糟為微生物易於分解之物 質，並不會對反應槽中之微生物造成抑制，且本研究批次試驗已發現磷酸鹽緩 衝溶液對污泥與酒糟有抑制作用，因此在連續流試驗中並未添加，所以Haldane eguation 也應該不適用來進行本研究連續流試驗結果之模擬。綜合上述，本研 究擬使用Monod equation 來進行二相式厭氧產能動力學之模擬。
表4-29 為在水力停留時間（不同有機負荷）下，以Monod equation模擬反 應槽的基質利用率計算值，包括：水力停留時間、有機負荷、進出流水COD濃 度(Ci、Ce)、去除係數R與Ce/R，其中：
Ci：進流水COD濃度(mg/L) Ce：出流水COD濃度(mg/L) Ks：半反應速率常數(mg/L)
P：體積負荷，每天單位體積反應槽之基質的最大去除量(g-基質去除/m3‧day) R：去除係數，每天單位體積反應槽之基質去除量（g-基質去除/m3‧day）
R=Q（Ci-Ce）/V
表4-29 以 Monod equation 模擬連續流各試驗基質利用率之計算值 COD 濃度 10000mg/L；污泥/酒糟=2/3
第一階段：產氫活性碳綿CSTR 第二階段：產甲烷活性碳流體化床 COD 濃度 20000mg/L；污泥/酒糟=1/4
第一階段：產氫活性碳綿CSTR 第二階段：產甲烷活性碳流體化床 COD 濃度 30000mg/L；污泥/酒糟=3/2
第一階段：產氫活性碳綿CSTR 第二階段：產甲烷活性碳流體化床
因此由上述方法可得到各連續流試驗之 Monod equation 迴歸式與迴歸直 線，如圖 4-17 至圖 4-18 所示，而各試驗 Monod equation 反應動力參數整理於 表4-30。
表4-30 以 Monod equation 迴歸求得動力學參數
試程 反應槽 Ks（mg/L） P（mg/L‧day） r2
第一段：醱酵產氫反應槽 7,592 1,111 0.897
COD 濃度 10000mg/L
污/酒=2/3 第二段：甲烷化反應槽 151 14,286 0.996
第一段：醱酵產氫反應槽 15,879 1,667 0.973
COD 濃度 20000mg/L
污/酒=1/4 第二段：甲烷化反應槽 9,160 50,000 0.990
第一段：醱酵產氫反應槽 19,632 3,333 0.978
COD 濃度 30000mg/L
污/酒=3/2 第二段：甲烷化反應槽 2,880 50,000 0.993
在微生物生長動力學方面，由表8 可看出，隨著進流基質COD濃度增加，
第一段產氫反應槽其反應速率常數Ks也隨之增加，且明顯高於第二段反應槽之 反應速率常數Ks。而第二段反應槽之反應速率常數Ks，當進流基質COD濃度為 20,000mg/L時，有最大反應速率常數（Ks）9,160（mg/L），且明顯高於進流基質 COD濃度為 10,000、30,000mg/L試驗之Ks值。
由基質利用率P 值可發現，第一段反應槽與第二段反應槽基質利用率（P）
隨著COD 濃度增加而增加，除此之外，第二段反應槽基質利用率（P）比第一 段反應槽基質利用率（P）明顯高出許多，顯示第二段反應槽 COD 去除率較高，
且較容易達到COD 最大去除率。
y = 0.0009x - 6.8331
9200 9400 9600 9800 10000 10200
Ce（mg-COD/L）
17500 18000 18500 19000 19500
Ce(mg-COD/L)
25000 26000 27000 28000 29000 30000 Ce(mg-COD/L)
Ce/R
COD 濃度 10,000mg/L 污/酒＝2/3
COD 濃度 20,000mg/L 污/酒＝1/4
COD 濃度 30,000mg/L 污/酒＝3/2
圖4-17 二相式反應槽之前段反應動力學迴歸直線
y = 7E-05x + 0.0106
6000 7000 8000 9000
Ce(mg-COD/L)
10000 12000 14000 16000 18000
Ce(mg-COD/L)
18000 21000 24000 27000
Ce(mg-COD/L)
Ce/R
COD 濃度 10,000mg/L 污/酒＝2/3
COD 濃度 20,000mg/L 污/酒＝1/4
COD 濃度 30,000mg/L 污/酒＝3/2
圖4-18 二相式反應槽之後段反應動力學迴歸直線
第十一節 菌相觀察
位相差顯微鏡（phase-contrast microscioy）可以用來觀察活微生物體內的內 部細微構造，且無須去固定或將樣品染色，即可觀察到細胞內外部構造明顯的 特徵。螢光顯微鏡（Fluorescence microscioy）利用螢光性的特點；螢光性意指 物質之能夠吸收短波長的光（紫外光）而放出波長較長的光（可見光）的能力，
某些生物體在紫外光照下，可自然發出螢光。
根據 Edwards ＆ McBride(1975)研究中發現，甲烷菌體會發出自發性螢 光，在螢光顯微鏡下以紫外光的照射下可發出淡藍色的螢光，可用來判斷甲烷 菌是否存在。而根據Lin et al.（2002）研究，厭氧醱酵產氫反應槽在具有較佳 的產氫效率時，經由位相差及螢光顯微鏡的觀察，反應槽中以長桿菌的
Clostridium 菌屬為主，且菌種會發出淡橘色的光。
本研究採二相式連續流試驗（前段醱酵產氫反應槽；後段甲烷化反應槽），
為了觀察前段與後段反應槽是否在正常操作下，因此必須藉由顯微鏡觀察情 形，以判斷產氫菌群（前段）及甲烷菌群（後段）生長之優劣。因此，本節以 位相差顯微鏡、螢光顯微鏡以及電子顯微鏡等三種顯微鏡針對前、後段反應槽 中之生物菌相進行觀察，並以菌種螢光發光顏色、菌種形狀與大小等判斷菌種 的差異。而本試驗所使用之位相差及螢光顯微鏡之接物鏡倍率為40 倍，接目 鏡為15 倍，放大倍率為 600 倍；而電子顯微鏡方面，則以放大 1000 及 3000 倍來觀察，以下分別位相差、螢光及電子掃描式等三種顯微鏡觀察之結果加以 說明。
由圖4-19 第一段反應槽（厭氧醱酵產氫）之菌相觀察圖可看出，在第一段 反應槽內中的生物菌相絕大部分以類似 Clostridium 圓頭長桿菌菌群為主，且由 螢光顯微鏡觀察，菌體會發出淡橘色的螢光。由圖 4-20 第二段反應槽（甲烷化）
之菌相觀察圖可看出，在第二段反應槽內中的生物菌相絕大部分以類似甲烷菌