行政院國家科學委員會專題研究計畫進度報告
臭氧應用於水及廢水處理系統改良之整合型研究（3/3）- 總計畫
計畫編號：NSC 89-2211-E-002-103
執行期限：89 年 8 月 01 日至 90 年 7 月 31 日
主持人:張慶源、於幼華、陳重男、顧洋
計畫參與人員: 陳奕宏、黃世鋒、商能洲、李坤諱
執行單位：國立台灣大學環境工程學研究所
國立交通大學環境工程學研究所
國立台灣科技大學化學工程系
一、中文摘要 本計畫之目的在於利用整合型計畫將 各子計畫之研究加以整合，期望藉由子計 畫之間相互的交流與討論，來達到資源與 實驗研究能夠做有效的配合與發展。 本研究群研究項目如下。（1）利用臭 氧化去除去離子水與電鍍液中的有機添加 劑(如亞甲基二奈磺酸鈉)，探討電鍍廢液資 源之可行性。（2）針對預臭氧程序輔助廢 水處理方面，研究並比較 2-chlorophenol、 3-chlorophenol 及 4-chlorophenol 在經過臭 氧化後生物毒性(Microtox assay)與生物分 解性(BOD 與 oxygen uptake rate)的變化趨 勢。（3）研究以建立一套連續式臭氧催化 系統來處理 2-氯酚水溶液，設置異相觸媒 填充塔及金屬離子添加系統，藉由異相及 同相觸媒來探討臭氧對污染物氧化及催化 的作用情形。（4）利用臭氧程序與過氧化 氫 /臭氧程序處理低濃度之 2-氯酚水溶 液，探討水溶液 pH 值、臭氧劑量、氣體 流量、攪拌速率、第三丁醇與界面活性劑 對反應去除效率與反應行為的影響。 關鍵詞：臭氧、臭氧化、紫外光、生物毒 性、生物分解性、臭氧催化、質量傳送面 積、質量傳送係數 Abstr actOne objective of this study is to
investigate the removal of
2-naphthalenesulfonic acid sodium (2-NSAS) via the ozonation combined with UV
radiation. Naphthalenesulfonic acids’
derivatives, such as 2-NSAS, have been found in rivers and tannery effluents causing pollution problems. 2-NSAS is thus of concern for aquatic pollution control especially in the surface and waste waters. Ozonation combined with UV radiation is employed for the removal of 2-NSAS in the aqueous solution (deionized water as well as copper plating solution).
In addition, the variations of toxicity and
biodegradability during ozonation of
2-chlorophenol, 3-chlorophenol and
4-chlorophenol in neutral condition are examined. Toxicities of pure chlorophenols (CPs) and their ozonated solutions are evaluated by Microtox assay and by oxygen uptake rate (OUR) test, respectively. The third aim of the study is to establish a catalytic ozonation continuous flow system. A catalyst packing bed and an additional apparatus with introduction of metal ion are established to treat 2-chlorophenol aqueous solution and various industrial wastewaters. The forth objective is to study the decomposition of 2-chlorophenol in aqueous
solution by ozone and H2O2/O3 processes
under various solution pH values, ozone dosages, concentrations of t-butanol and
surfactants, gas flow rates and stirring speeds.
Key wor ds: Ozone, ozonation, UV radiation,
toxicity, biodegradability, catalytic ozonation, interfacial area, mass transfer coefficient
二、計畫緣由與目的 臭氧應用於污染物質的處理近幾年來 受到學術界和實務界的重視，不但研究的 課題和層面日益深廣，實際用途的開發上 也日益廣泛。其應用範疇由液相而及於氣 相的各類標的物質，如消毒殺菌、鐵錳去 除、臭味控制、高強度或高濃度不易分解 之有機物的破壞分解、管線中黴菌與空氣 中細菌消滅等，皆已有成功的文獻報告。 國內在臭氧方面的相關研究也有了相當的 累積。最早的研究亦係著眼於消毒殺菌， 其後漸及於廢水中人工合成有機物(SOC) 的氧化處理。並擴及其它相容程序的併用 或激發，如 UV 激發、TiO2光解、活性碳 處理等，使研究的內涵益加豐碩。而研究 的人力，也由少數一、二人而至目前的十 數人。為免此人力、研究設備和題材過於 離散而致研究格局太小，並且缺少整合， 因此須將此資源於既有的基礎上予以統 合。 本整合型計畫『臭氧應用於水及廢水 處理系統改良之整合型研究(III)』的人力及 研究設備涵蓋三個研究單位，四名主持教 授：台灣大學環工所張慶源教授（總計畫 及子計畫一主持人）、於幼華教授（子計 畫一協同主持人）、交通大學環工所陳重 男教授（子計畫二主持人）、台灣科技大 學化工系顧洋教授（子計畫三主持人）。 『臭氧應用於水及廢水處理系統改良 之整合型研究(III』整合型計畫研究群本年 度研究主要目的為 : 1.建立臭氧或臭氧/UV 在半批式攪拌反應 器中，對單一添加劑(2-NSAS)在去離子 水和廢棄光澤銅電鍍液中分解之實驗數 據。 2.臭 氧 處 理 氯 酚 (chlorophenols) 的 過 程 當 中，針對中間產物對生物毒性與生物分 解性的影響，作一有系統的探討研究。 3.利用程序中臭氧的高氧化力並輔以異相 觸媒或金屬離子之催化特性，快速分解 污染物，增加臭氧利用率，達成臭氧化 功能提昇與操作成本降低之目的。 4.探討於水溶液中添加第三丁醇或界面活 性劑以有效降低表面張力，使得水溶液 中氣泡變小而增加質量傳送面積，進而 提高液相臭氧的累積速率，並有效加快 反應物種的去除速率。 三、研究方法 本「臭氧應用於水及廢水處理系統改 良之研究 (III)」整合型計畫包含以下三個 子計畫 : 1. 逆流與順流式多段臭氧化處理程序之研 究:第一部份：臭氧/紫外光應用於電鍍廢 液資源化之研究；第二部分：預臭氧程 序輔助廢水處理之研究。 2. 臭氧化程序功能之提升與實際工業廢水 之應用。 3. 以臭氧程序進行廢水處理氣液界面現象 及反應動力之探討。 各子計畫研究人員以不定期之協調溝 通及定期之成果進度報告為整合各子計畫 研究方向為主要方式。計畫執行中將不斷 與政府 相關 單位(如:環保機關、工業局 等) 、產業界 (如 : 水與廢水處理廠、臭 氧製造及應用推廣商) 、及研究單位等交 換研究相關資訊、討論研究方向，以期落 實研究成果。 四、結果與討論 本整合型計畫『臭氧應用於水及廢水 處理系統改良之整合型研究(III)』中各子計 畫之結果主要為 : 子計畫一『逆流與順流式多段臭氧化處理 程序之研究 III』: 第一部份：臭氧/紫外光應用於電鍍廢液資
源化之研究 1.臭氧在去離子水中半批式分解 2-NSAS 實驗 本 實 驗 先 進 行 以 臭 氧 與 有 機 物 2-NSAS 的半批式反應，分析反應過程中， 有機物衰減與中間產物變化之情形，以得 到瞭解反應進行方式所需資料。 由圖 1 可發現有機物 TOC 值隨反應時 間顯著地下降。由於亞甲基二奈磺酸有機 物具有一拉電子之官能基，根據過去的文 獻可判斷初始時有機物會與臭氧進行親核 性反應，即先在官能基與苯環連接部位進 行開環反應(Legube et al., 1986 a and b)，而 快速分解（圖 2）。而後有機物官能基所 連結之苯環結構被臭氧打開，其所產生之 未飽和脂肪族結構，則會進行下一步之電 偶極環加成反應，將未飽和鍵之有機碳氧 化成二氧化碳，所以有機物 TOC 快速下降 (圖 1)。而且官能基之亞硫酸結構在此時亦 被氧化成硫酸根（圖 3）。 2. 臭氧/UV 在去離子水中半批式分解 2-NSAS 實驗 臭 氧 在 去 離 子 水 中 半 批 式 光 分 解 2-NSAS 之反應機制探討，可由圖 4、5 看 出。各項水質參數如有機物 TOC 降解、 2-NSAS 與硫酸根值之變化，皆與沒有 UV 參與反應之變化趨勢相似。但圖 4、5 亦顯 示，有 UV 時其反應之時間縮短很多。判 斷 O3/UV 與 2-NSAS 之反應機制亦包括直 接臭氧化反應；而利用 O3/UV 系統所產生 之自由基式鏈鎖反應，將可大幅增加系統 的氧化能力與反應速率(Prengle, 1983)。 3. 臭氧在電鍍液中半批式分解 2-NSAS 實 驗 以 CAGi0 = 10、20、40 g/m3進行半批 式分解 2-NSAS 實驗，有機物 TOC 降解情 形如圖 6 所示。最高氣態臭氧濃度 CAGi0 = 40 g/m3曝氣三小時可以降解 87 %之有機 物 ， 其 相 對 於 在 去 離 子 水 之 去 除 率 (94 %)，減少了 7 %。判斷因為電鍍液 pH 很 低，臭氧主要以分子形式進行氧化反應， 而較少自由基之鏈鎖反應，故反應速率較 慢。 4. 臭氧在電鍍液中半批式光分解 2-NSAS 實驗 在臭氧/紫外線系統中，以相同的紫外 線表面光強度[ Iuv ]=241.4 W/m2搭配不同 氣相臭氧濃度 CAGi0=10、20、40 g/m3，高 濃度臭氧劑量對有機物降解速率有明顯提 升(Chang et al., 2001)；於三小時反應時， 以 CAGi0=40 g/m3 之去除率達 97%為最佳 (圖 7)。比較有 UV（圖 7）與無 UV（圖 6） 之反應系統，反應過程中 UV 對有機物降 解效率平均只提升 10%。因此判斷在電鍍 液之低 pH 值條件下，臭氧與 UV 反應產生 自由基之機制會受到抑制，而無法如同去 離子水的半批式分解系統一般，有無 UV 光對有機物降解有明顯不同。 第二部份：預臭氧程序輔助廢水處理之研 究 1. 臭氧化 chlorophenols 臭氧化 chlorophenols 之色度變化曲 線，如圖 8 所示，2-CP 的發色強度明顯較 3-CP 及 4-CP 來的高，而 3-CP 次之，4-CP 的色度變化較小，而且在 200 mg/L 及 100 mg/L 兩種條件下，出現類似的結果。 2.臭氧處理對廢水生物毒性與生物分解性 之影響 圖 9 為臭氧化 2-CP (200 mg/L) 之 Microtox EC50, as %、SOUR、BOD/COD 值 變化趨勢；臭氧化後之 EC50 值快速下降， 到達一最低點後，才又往上升起，換句話 說，臭氧化 2-CP 水溶液會明顯產生新的生 物毒性，且會到達最高的毒性值，隨著臭 氧化的持續進行，水溶液開始趨向解毒的 步驟，毒性開始下降 (EC50 值上升)。 而 SOUR 的變化趨勢與 Microtox EC50近似， 這個結果說明了雖然測試的菌種不同，但 在短時間微生物接觸的測試，其所顯示的 變化趨勢相同－產生新的生物毒性；而圖 10 所計算的 OUR 抑制率 (以 glucose 為基
準化合物)，亦出現同樣的結果。 3. 未臭氧化溶液毒性值與臭氧化後最高 毒性值比較 未臭氧化 chlorophenols 溶液與臭氧化 後最高毒性之 TU 值的比較，可見於圖 11 所示。這些化合物在 100 mg/L 與 200 mg/L 的操作條件下，其臭氧化後的 TU 值均較 起始條件之 TU 值來的高，且都是在臭氧 化發色期間的溶液顯示出原來化合物所沒 有的毒性。 子計畫二『金屬離子對臭氧分解 2-氯酚效 能增進之研究』成果為 : 1.臭氧異相催化的系統評估 藉由半批次實驗，以沸石作為異相觸 媒，於酸性下（pH=3）可以發現隨著填充 劑量的增加，對於 2-氯酚的礦化效果會增 進，TOC 去除率可由 24.48％增加到 40.34 ％。在中性條件下（pH=7）的 TOC 去除 增 進 效 率 為 25.58％；至於鹼性條件下 （pH=9）因為水體氫氧自由基的作用已很 強，因此異相催化的增進效率僅有 4％。 整體而言，臭氧異相催化在酸性條件下才 能發揮其作用。 將實驗結果建立 2-氯酚礦化的動力 式，於連續流下予以模擬並比對實驗值， 則得圖 12 及圖 13 的結果。發現異相催化 的效果於酸性下較佳，每增加 100 g/L 的沸 石劑量，將可增加 8％的 TOC 去除率。
l Kinetics for TOC Degradation
• + + = O aq heterogeneous OH total r r r r 3( ) [ ] r K [O ][TOC] K [O ][ ] [X TOC] dt TOC d 1.2 ) aq ( 3 ' h ) aq ( 3 app total= + = −
[ ]
OH[
O]
[TOC] KB' −0.5 3(aq)1.5 + where Kapp = 1.08*103 (M-1min-1) Kh=7.67 (min-1M-1g-1L) KB’=2*1010 (M-2min-1) as 25℃Kinetics for TOC Degradation in Continuous System θ + + + = − } ] O [ ] OH [ ' K ] O [ ] X [ K ] O [ K { 1 1 C C 5 . 1 3 5 . 0 B 3 2 . 1 h 3 app o t 2.臭氧同相催化的系統評估 一般而言，當水中含有金屬離子時， 輔以臭氧的處理將有助於污染物的去除。 在本研究中以錳離子作為催化劑，並針對 2-氯酚作處理。由反應機制上發現臭氧會 使 Mn(Ⅱ)轉變成 Mn(Ⅲ)，Mn(Ⅲ)再對有機 酸類的物種作反應。因此，由此發展出臭 氧同相催化 2-氯酚的動力方程式。
l Kinetics for TOC Degradation in
Continuous System θ + + + = + − } ] O [ ] OH [ ' K ] O ][ Mn [ K ] O [ K { 1 1 C C 5 . 1 3 5 . 0 ho , B 3 2 ho , h 3 ho , app o t ' Where Kapp,ho= 347.06 (M-1min-1) Kh,ho’ = 1.41*108 (M-2min-1) KB,ho’ = 1.0*109 (M-2min-1) 當 0≦ θ≦ 25 時，可不考慮錳離子的 催化反應。θ> 25 時，錳離子加入催化反 應。由連續流的實驗可以發現，酸性條件 下的 2-氯酚去除會因為錳離子的存在而使 其 TOC 去除效果與中性條件相似，顯示臭 氧同相催化效應可以克服臭氧一般於酸性 下所產生的瓶頸，如圖 14 及圖 15 所示。 子計畫三『以臭氧程序進行廢水處理氣液 界面現象及反應動力之探討』成果為 : 1. 單一氣泡行為探討 本實驗以高速攝影機拍攝在玻璃圓管 柱內單孔成泡的情形，分別調整 11 組不同
的氮氣氣體的流量，進行氣泡的攝影。前 6 組均勻形式成泡結果如圖 16，因為在低 流量下，氣泡將可以穩定形成，並可假設 所形成之氣泡為一球形。本研究採以電腦 程式尋求氣泡的邊界輪廓得氣泡的體積。 其他 5 組之氣體流量已超過轉移速率 使氣泡的行為轉變為非均勻形式如圖 17。 由於氣體流速過大，因此成長中的氣泡和 已脫離的氣泡產生了合併的現象(魏毓宏, 1993)，氣體流量過大時甚至於有三個氣泡 合併的情形。 氣泡體積與體積流速的關係，在相同 的液位高度氣泡體積隨著體積流速的增大 而變大。不管是在黏性流體或非黏性流體 下單孔成泡理論，均顯示氣泡脫離時的體 積 VB分別與流量呈 0.75 及 1.2 次方正比的 關係。圖 18 中之所以迴歸為一直線，可能 由於實驗操作的流量範圍變化不大，因此 接近線性關係。 2. 多孔曝氣系統之氣泡行為探討 經由單一氣泡的行為、其大小、形狀 和假設以簡化問題，可推倒出在低流量下 較適合的質量傳送面積計算方式。 不論是在單孔成泡部分或是多孔曝氣 系統中的氣泡影像中，發現以圓形狀的橢 球體較能描述氣泡的形狀。而氣泡大小、 表面積(Aavg = π dX dY)、體積(VB = π dX2 dY/ 6)等數值，均是以圓形狀之橢球體表 示。 由實驗得到氣泡上升平均速度 vavg 後，可求出氣泡在水中平均滯留時間 τ= h / vavg(h = 15 cm)。將離開反應器的氣體流 量 Q，乘平均滯留時間τ，可求出平均滯留 時間內，離開反應器的氣體總體積∆V = Q×τ。 將∆V 除以平均氣泡體積 VB，就約等 於在滯留時間的範圍內，離開反應器的氣 泡總數目 nB= ∆V/ VB。已假設氣泡在水中 為均勻型式，氣泡總數量變化不大，因此 在滯留時間內離開反應器的氣泡總數量， 就相當於水中的氣泡總數量 nB。得到氣泡 在水中的總數量 nB及平均氣泡表面積 Aavg 後 ， 即 可 推 估 系 統 的 總 質 傳 面 積 為 A=nB×Aavg。 3. 氣泡在水中的移動行為 在純水和 SDS 水溶液兩系統下，反應 器不同高度下氣泡的變化，發現純水中氣 泡大小會隨高度愈高而漸增大。在 0.3∼2 公分高度之間，是氣泡大小變化的主要區 域。此區域氣體通過曝氣頭時由於受壓形 成微小氣泡，進入水中後需一段時間才能 和水壓平衡；在 2∼14.7 公分範圍內，氣泡 大小變化較不明顯，可能是在 15 公分的曝 氣深度下，壓力變化不大所造成。 SDS 水溶液系統中，氣泡體積較純水 系統小，受力變化較不明顯，氣泡在水中 的大小近似圓球狀，橫軸及縱軸方向的變 化也趨近於一致。推測此時從曝氣頭產生 的氣泡大小，已相當接近平衡時的大小。 SDS 系統中氣泡速度的變化，除末效應 外，氣泡速度並無明顯變化。可能是從曝 氣頭離開的氣泡速度，已相當接近氣泡在 水中的平衡速度。 4. 氣體流量之影響 不同氣體流量下的氣泡大小隨著氣體 流量的增加，氣泡大小的變化趨勢漸緩， 可能是氣體流量增大時，氣泡大小愈來愈 接近平衡時狀態，因此變化漸緩。此一現 象亦與單孔成泡的結果相近，氣體流量超 過一定的範圍後氣泡大小即相當穩定沒有 變化。 在氣體流量漸增的初期，質量傳送面 積的促進除了氣泡數量會增加，還有氣泡 大小增長的貢獻；但當氣體流量大到一定 程度，氣泡大小的變化漸趨不明顯，因此 僅由氣泡數量的增加對質量傳送面積有促 進的效果。 五、結論 1.本實驗比較臭氧及臭氧/紫外線程序在去 離 子 水與 電 鍍液 中 亞 甲 基二奈磺酸鈉 (2-NSAS)之去除率。結果顯示，有機物 在去離子水中臭氧處理三小時可去除 94 %，而臭氧/紫外線處理在一小時即可完 全去除。在電鍍液系統中，臭氧處理三 小時可處理 87 %，而臭氧/紫外線處理平
均只可增加 10 %之去除率。顯示在電鍍 液之低 pH 值條件下，臭氧與 UV 反應產 生自由基之機制會受到抑制，而無法如 同去離子水的半批式分解系統一般，有 及無 UV 光對有機物降解會明顯不同。 2.2-chlorophenol (2-CP) 、 3-chlorophenol (3-CP) 及 4-chlorophenol (4-CP)臭氧化 中間產物會產生新的生物毒性。TU 值增 加的幅度從 0.23 (4-CP, 200 mg/L) 到 0.87 ( 2-CP, 200 mg/l) 數量級之間。臭氧 化 2-CP，其最大的 OUR inhibition 為 -63.8%。BOD 測試代表長時間微生物分 解能力的評估，結果發現臭氧化後的水 樣，均有利於提高 BOD/COD 的比例， 顯示微生物在經過適應期的馴養階段， 預臭氧的處理，有效提高生物可分解性。 3.以沸石為觸媒的異相催化系統對 2-氯酚 的去除，於酸性條件下（pH=3）可以使 TOC 去除率由 24.48％增加到 40.34％， 增進效率為 67.78％，臭氧消耗率可由 14.02 降至 8.65。若以錳離子為觸媒的同 相催化系統對 2-氯酚的去除，發現酸性 條件下（pH=3）TOC 的去除效率會與中 性條件下（pH=7）相接近，且 TOC 的去 除會隨著觸媒劑量的增加而增加。由以 上的結果發現：同相催化系統可以克服 臭氧於酸性下所產生的反應瓶頸。 4. 以高速攝影系拍攝的單一氣泡影像輪 廓，經影像軟體系統處理後，再適當的 修正像差後，因降低人工觀察之主觀誤 差，所得之氣泡大小較接近實際氣泡。 並由此實驗得知氣泡大小與氣體體積流 量的關係。提高氣體流量，能夠使得質 量傳送比表面積增加而促進臭氧的質量 傳送速率。 六、參考文獻 1. 魏毓宏，界面活性添加劑影響單孔成泡 之影響，81 學年碩士論文，國立成功大 學化學工程研究所 (1993)。
2. Chang C. Y., Y. H. Chen, H. Li, C. Y. Chiu, Y. H. Yu, P. C. Chiang, Y. Ku and J.
N. Chen, “Kinetics of decomposition of
polyethylene glycol in electroplating
solution by ozonation with UV radiation,”
J. Envir. Eng., 127(10), 908-915 (2001).
3. Legube B., S. Guyon, H. Sugimitsu and M. Dore, “Ozonation of naphthalene in aqueous solution. 1. Ozone consumption
and ozonation products,” Wat. Res. 20(2),
197-208 (1986a).
4. Legube B., H. Sugimitsu, S. Guyon and M. Dore, “Ozonation of naphthalene in aqueous solution. 2. Kinetic studies of the
initial reaction step,” Wat. Res. 20(2),
209-214 (1986b).
5. Prengle H. W., “Experimental rate constants and reactor considerations for the
destruction of micropollutants and
trihalomethane precursors by ozone with
ultraviolet radiation,” Environ. Sci.
Technol. 17(12), 743-747 (1983).
七、圖表說明
Figure 1. Variation of CTOC of ozonation of
2-Naphthalenesulfonic acid sodium (2-NSAS)
in deionized water in semi-batch system. QG
= 1.78 NLPM, CAGi0 = 44 g/m3. ○：CTOC.
Figure 2. Variation of CBLb of ozonation of
2-NSAS in deionized water in semi-batch system. QG = 1.78 NLPM, CAGi0 = 44 g/m3.
○：CBLb, conc. of 2-NSAS in bulk liquid.
Figure 3. Concentration variation of sulfate of ozonation of 2-NSAS in deionized water
in semi-batch system. QG = 1.78 NLPM,
CAGi0 = 44 g/m3. ○： 2−
4
SO
C .
Figure 4. Variation of CTOC of ozonation of
2-NSAS with UV radiation in deionized
water in semi-batch system. QG = 1.78
NLPM, CAGi0 = 40 g/m3. [ Iuv ] = 60.35 W/m2.
○：CTOC.
Figure 5. Concentration variations of CBLb
and SO42- of ozonation of 2-NSAS with UV
radiation in deionized water in semi-batch system. QG = 1.78 NLPM, CAGi0 = 40 g/m3,
Figure 6. Variation of CTOC/CTOC0 of
ozonation of 2-NSAS in electroplating
solution in semi-batch system. QG = 1.78
NLPM. ○, △, □：CAGi0 = 10, 20, 40 g/m3.
Figure 7. Variation of CTOC/CTOC0 of
ozonation of 2-NSAS with UV radiation in electroplating solution in semi-batch system.
QG=1.78 NLPM. [ Iuv ] = 60.35 W/m2. ○,
△, □：CAGi0=10, 20, 40 g/m3.
圖 8. 在 pH 值 7 控制條件下，臭氧化
2-CP、3-CP 與 4-CP 之水溶液色度 (A420nm)
隨臭氧化時間變化圖。
Figure 9. Variations of EC50, BOD/COD and
Specific OUR during ozonation of 2-CP in pH 7 condition.
Figure 10. Results of OUR inhibition during ozonation of 2-CP in pH 7 condition.
Figure 11. Comparison of Microtox Toxicity Unit (TU) between unozonated CPs and ozonated solution with highest toxicity. 圖 12. 臭氧異相催化系統，水力停留時間 對 2-CP 礦化的影響（模擬值與實驗值的比 較 ） 操 作 條 件 ： T=25 ℃ ， O3(in)=10 mg/min,X=130 g/L，2-CP=75 mg/L. 圖 13. 臭氧異相催化系統，觸媒劑量對 2-CP 礦化的影響（模擬值與實驗值的比較） 操 作 條 件 ： T=25 ℃ ， O3(in)=10 mg/min, HRT=30 min，2-CP=75 mg/L. 圖 14. 臭氧同相催化系統，HRT 對 2-氯酚 礦化的影響（實驗值與模式值的比較）操 作 條 件 ： T=25 ℃ ， O3(in)=10 mg/min, Mn2+=2 ppm，2-CP=75 mg/L. 圖 15. 臭氧同相催化系統，Mn2+劑量對 2-氯酚礦化的影響（實驗值與模式值的比較） 操 作 條 件 ： T=25 ℃ ， O3(in)=10 mg/min, HRT=30 min，2-CP=75 mg/L. 圖 16. 純水系統中均勻形式之單孔成泡過 程. 圖 17. 純水系統中非均勻形式之單孔成泡 過程. 圖 18. 純水系統中單一氣泡體積對氣體流 量之關係圖. 0 20 40 60 80 100 120 0 60 120 180 240 Time (min) CTOC (mg/L) Figure 1 0 50 100 150 200 250 0 20 40 60 Time (min) CBLb (mg/L) Figure 2 0 20 40 60 80 100 0 100 200 300 Time (min) CSO4 (mg/L) Figure 3
0 20 40 60 80 100 120 0 50 100 150 200 Time (min) CTOC (mg/L) Figure 4. 0 50 100 150 200 250 0 50 100 150 200 Time (min) CBLb (mg/L) 0 20 40 60 80 100 CSO4 (mg/L) Figure 5. 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 0 50 100 150 200 Time (min) CTOC /C TOC0 Figure 6 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 0 100 200 Time (min) CTOC /C TOC0 Figure 7. 0 0.05 0.1 0.15 0.2 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
ozonation time (min)
Absorbance (420 nm) color (2-CP, 200 mg/l) color (3-CP, 200 mg/l) color (4-CP, 200 mg/l) color (2-CP, 100 mg/l) color (3-CP, 100 mg/l) color (4-CP, 100 mg/l) Figure 8. 0 10 20 30 40 50 60 70 0 1 2 3 4 5 6 7 8
ozone applied, mol O3/mol initial 2-CP
Microtox EC 50 , % or Specific OUR, (mg O 2 /hr)/g MLSS 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.9 1 BOD/COD EC50 specific OUR 5-day BOD/COD 20-day BOD/COD EC50 value over 100% Figure 9.
-70 -50 -30 -10 10 30 50 70 0 1 2 3 4 6 8
ozone applied, mol O3 /mol initial 2-CP
Oxygen uptake rate inhibition, %
inhibition % = [1 - (OURsamples / OURglucose)] × 100
Figure 10. 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 Toxicity Unit 2-CP (200 mg/l) 3-CP (200 mg/l) 4-CP (200 mg/l) 2-CP (100 mg/l) 3-CP (100 mg/l) 4-CP (100 mg/l) unozonated
ozonated (hightest toxicity)
Figure 11. 0 10 20 30 40 50 60 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 HRT(min) TO C/ TO C 0 (m o d e l da ta ) pH=3 (model) pH=7 (model) pH=9 (model) 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 TO C/ TO C 0 (e xp e rim en t d ata ) pH=3 (experiment) pH=7 (experiment) pH=9 (experiment) Figure 12. 0 50 100 150 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.9 1.0 Catalyst Dosage(g/L) T OC/T OC 0 (m o d e l da ta) pH=3 (model) pH=7 (model) pH=9 (model) 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.9 1.0 T OC/T OC 0 (e x pe rim en t da ta) pH=3 (experiment) pH=7 (experiment) pH=9 (experiment) Figure 13. 0 10 20 30 40 50 60 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 HRT(min) T OC/T OC 0 (m od el da ta ) pH=3 (model) pH=7 (model) pH=9 (model) 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 T OC/T OC0( exp er im en t d at a) pH=3 (experiment) pH=7 (experiment) pH=9 (experiment) Figure 14. 0 1 2 3 4 5 6 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 Mn2+ Dosage (ppm) T OC/T OC 0 (m od el da ta ) pH=3 (model) pH=7 (model) pH=9 (model) 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 T OC/T OC 0(e xpe rim en t da ta ) pH=3 (experiment) pH=7 (experiment) pH=9 (experiment) Figure 15.
Figure 16. . Figure 17. 3 6 0 3 9 0 4 2 0 4 5 0 4 8 0 5 1 0 1 5 .6 1 5 .8 1 6 .0 1 6 .2 1 6 .4 1 6 .6 1 6 .8 1 7 .0 1 7 .2 1 7 .4 1 7 .6 1 7 .8
1 8 .0 Sin gle b u b b le syst em
T em p.=2 50
C C arrier gas=N itro gen
B u bb le vo lu m e ( m m 3 ) G as flo w rate (m in ) Figure 18.
