自然淨水系統藻類生長控制水質提昇研析

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(1)國立高雄大學土木與環境工程學系碩士論文. 自然淨水系統藻類生長控制水質提昇研析 Algal Growth Control and Water Quality Enhancement within Natural Water Purification Systems. 研究生：柯登耀撰指導教授：葉琮裕博士. 中華民國九十九年一月.

(2) 誌謝研究所在學期間最想感謝的人莫過於指導教授葉琮裕老師。碩一時期老師待我十分嚴格，剛開始不適應之過程相當辛苦，而父親曾向我說過，學習像是在奔跑，跌倒是必經過程，影響他一生中最深，正是對他最嚴厲的師長，正所謂嚴師出高徒，現在畢業的我已具備基本能力以及自信，感謝老師在學期間之督促與鼓勵，面臨挑戰就是要不斷練習，碩士生除須具備專業知識及創新能力外，還須有解決事情之能力，這些我謹記於心。感謝我親愛的家人，爸爸及媽媽，你們給予我精神及金錢上的支持，使我順利完成學業，還有外婆、舅舅、乾媽、舅媽、姨媽，平日電話寒喧替我加油鼓勵，我致上最深的感激。此外也感謝高雄大學這大家庭中的學長姐、同學及學弟妹們，包括婉玲、京澤、志明、永惇、進宏、朝欽、欣穆、至中、廷偉、俊賢、政達、書弘、其鋒、宗翰、明智、宏仁、亞璇、權貫、俊泓、宣宇、嘉葦及沛晨等人，給予我研究或課業上的協助及建議，你們都是我一生中深刻之回憶與情誼。.

(3) 自然淨水系統藻類生長控制水質提昇研析指導教授：葉琮裕博士國立高雄大學土木與環境工程學系副教授學生：柯登耀國立高雄大學土木與環境工程學系摘要本研究分別進行模槽及實場試驗探討大型植物控制自然淨化系統中藻類生長情形。模槽試驗主要利用不同大型植物遮蔽、化學殺藻及物理遮蔽型態，包括挺水、浮水、沉水性植物及添加硫酸銅和黑布覆蓋。本研究探討遮蔽效應控制藻類生長情形，而試驗水源分別取自後勁溪畜牧廢水及人工濕地氧化塘兩種，兩水源之藻類生長情形於控制組皆由於無遮蔽效應，導致藻類滋生情形最為嚴重，五天之監測期間兩原水，畜牧廢水及人工濕地氧化塘，葉綠素 a 濃度分別由 39.5 μg/L 及 214.1 μg/L 上升至 296.2 及 306 μg/L，而藻類滋生對水質影響，同時導致水體懸浮固體及有機物濃度 COD 上升。植栽大型植物與物理化學等處理方式，兩水源皆對於藻類生長控制具顯著成效，畜牧廢水原水部份，其葉綠素 a 濃度由 39.5 μg/L，經植栽布袋蓮、水芙蓉、蘆葦、香蒲及金魚草五日後，葉綠素 a 濃度分別升為 58.1、39.5、59.2、49.4 及 118.5 μg/L，而氧化塘原水部份其葉綠素 a 濃度由 214.1 μg/L，經植栽布袋蓮、水芙蓉、蘆葦、香蒲、黑布覆蓋及添加硫酸銅五日後分別降至 125.8、66.8、85.6、82.5、27.8 及 37.5 μg/L 情形，兩原水植栽相較於控制組，具顯著差異情形。實場試驗監測列車式人工濕地系統及校園生態池，藉由迴歸分析結果其葉綠素 a 濃度與濁度、SS 及 COD 皆呈正相關，並且監測自然淨水系統中全日參數，包括溶氧、pH 值及照度，全日溶氧及 pH 值隨日照增減，乃由於水中藻類行光合作用及呼吸作用所致，故自然淨水系統中藻類滋生將影響水質背景參數(濁度、SS 及 COD)及水質處理效率。調查監測校園生態池，其葉綠素 a 濃度由入流處 178.1 μg/L，流至生態池處濃度上升至 307.2 μg/L。本系統濁度由入流處 10 NTU 上升至生態池處之 27 NTU，SS 由入流處之 9.7 上升至生態池處 34.3 mg/L，而 COD 則是 12.8 上升至 23 mg/L 情形，實驗顯示藻類滋生將嚴重影響自然淨化設施之放流水質，且水質優養化導致魚群缺氧致死。大腸桿菌於實場及模槽結果類似，大型植物易使附著性生物生長，且模槽試驗中浮水、挺水植物與人工濕地表面流二入流階段，挺水植物生長密集，植物體提供遮蔽陽光效應，降低紫外光殺菌機制，使植物存在該區域大腸桿菌去除效果較差。而校園生態池系統大腸桿菌去除率部份，受到漫地流河道淺僅 15cm，在此主要受紫外光殺菌效果影響，使大腸桿菌總去除率達 91.7%。實場藻種鑑定.

(4) 部份，結果發現氧化塘係以綠藻為主要型態，然而表面流與生態池中則發現藍綠藻及矽藻影像，其中藍綠藻為多數影像型態，監測像是 Synechocystis、Oscillataria 皆為富含營養水域中之藻種，而藍綠藻與綠藻適應污染環境能力佳，容易產生過度繁殖情形導致魚類暴斃死亡或影響自然淨水系統之處理效率，此相關問題為國內類似自然淨化系統急待解決之問題。關鍵字：人工濕地、藻類、葉綠素 a、遮蔽效應.

(5) Abstract This study was aimed to control the growth of algae in the natural water purification systems employing both batch mesocosms experiments and field-scale natural system. The batch mesocosm experiments employed different macrophytes, including floating macrophytes, emergent macrophytes, and submersed macrophytes as well as physical light shading. The addition of algaecide cupric sulfate, and black cover to treat the shading effect on the growth of algae was also treated. Two source waters, the Hou-Jin River water and oxidation pond water. Were sampled to conduct the aforementioned test. compared to the control groups, due to no shading effect, the algae concentrations in the two sources waters increased significantly. Based on the 5-day monitoring, the concentration of chlorophyll-a for river water and oxidation pond water rised from 39.5 μg/L to 296.2 μg/L and 214.1 to 306 μg/L. The algae bloom deteriorate the water quality. affection on water quality. SS, COD, and turbidity were strongly correlation with the algae concentrations. Regarding the macrophytes planting method and the physical and chemical method, for both water sources, the methods had obvious effect on controlling the growth of algae. The concentration of chlorophyll-a for original livestock waste water was 39.5 μg/L, when the water hyacinth, water cabbage, reed, cattail, and snapdragon were planted in the water for 5-day monitoring, the concentration of chlorophyll-a rose to 58.1, 39.5, 59.2, 49, and 118.5 μg/L separately. The concentration of chlorophyll-a for original oxidation pond water was 214.1 μg/L, when the water hyacinth, water cabbage, reed, cattail, and snapdragon were planted in the water for 5-day monitoring, the concentration of chlorophyll-a dropped to 58.1, 39.5, 59.2, 49.4 and 118.5 μg/L separately, with the cover of black cloth and the addition of cupric sulfate. If the planting of the two water sources was compared to the one of the control groups, there was an outstanding difference.The field-scale natural system experiment was used to monitor hybrid constructed wetlands and campus ecological ponds, and through the result of regression analysis, there was a positive correlation among the chlorophyll-a, turbidity, SS, and COD. Besides, the whole-day parameter in the natural water purification system was also monitored, including dissolved oxygen, pH value, and illumination. The whole-day dissolved oxygen and pH value increased or decreased with the change of sunlight, and this was because of algae’s photosynthesis and respiration. After realizing that the breeding of algae in the natural water purification system would affect the background for parameter of water quality and the processing efficiency of water quality, there was a survey and monitor in the campus ecological pond. The concentration of chlorophyll-a was 178.1 μg/L at the entrance of inflow, and rose to 307.2 μg/L in the ecological pond. The turbidity of the system was 10 NTU at the entrance of inflow, and rose to 27 NTU in the ecological pond ; SS was.

(6) 9.7 mg/L at the entrance of inflow, and rose to 34.3 mg/L in the ecological pond. COD rose from 12.8mg/L to 23 mg/L. The breeding of algae seriously affected the water quality produced by natural water purification systems, and the eutrophication led to the death of fishes due to hypoxia. The results of total coliforms in batch mesocosm experiment and field-scale natural system experiment are similar. Macrophytes are easy to stimulate the attached microorganism growth. About the floating macrophytes and emergent macrophytes in batch mesocosm experiment and the FWS-II influent, the growth of emergent macrophytes was dense, and the plant offered light-shading effect. The effect would reduce the disinfection mechanism from solar radiation (UV) to let the remove effect on total coliforms for the plant in the area become worse. Regarding the remove rate of total coliforms in the system, as the depth of river on the ground was only 15cm, the area was mainly affected by the UV disinfection effect, and the remove rate of total coliforms was up to 91.7%. As for the identification of algae in field-scale natural system experiment, the result indicated that chlorella was the main pattern in the system. However, the images of blue-green algae and diatoms were found in FWS and ecological pond, and the blue-green algae accounted for the most part of the images. The monitored images, like Synechocystis and Oscillataria, are those algae, which appear in nutrient-rich waters. The blue-green algae and diatoms are with better ability to adapt to polluted environments, and their over breeding easily leads to the death of fishes or affects the processing efficiency of natural water purification systems. The related problems for domestic natural water purification systems need to be solved right away..

(7) 目錄第一章前言 .............................................................................. 1 1.1 研究源起 .............................................................................................1 1.2 研究目的 .............................................................................................3. 第二章文獻回顧 ...................................................................... 4 2.1 自然淨化工法與傳統處理法比較 .....................................................4 2.2 自然淨化工法之人工濕地水質處理技術 .........................................5 2.2.1 人工濕地之類型 ..........................................................................5 2.2.2 表面流式人工濕地 ......................................................................6 2.2.3 地下流式人工濕地 ......................................................................6 2.2.4 整治列車式人工濕地 ..................................................................7 2.2.5 人工濕地內植物所扮演之角色 ..................................................8 2.3 人工濕地污染去除機制 .................................................................. 10 2.3.1 有機污染物 ............................................................................... 10 2.3.2 營養鹽 ....................................................................................... 13 2.3.3 致病指標微生物 ....................................................................... 16 2.4 藻類滋生對水體影響 ...................................................................... 20 2.4.1 環境中藻類所扮演之角色 ....................................................... 21 2.4.2 水體營養鹽污染使藻類滋生 ................................................... 22 I.

(8) 2.4.3 藻類滋生影響水質參數 ........................................................... 24 2.4.4 藻類滋生影響水質水體 ........................................................... 25 2.5 大型植物控制藻類生長機制 .......................................................... 33. 三研究方法 .............................................................................31 3.1 研究架構 .......................................................................................... 31 3.2 試驗場址 .......................................................................................... 33 3.2.1 模槽實驗 ................................................................................... 34 3.2.2 人工濕地實場 ........................................................................... 35 3.2.3 生態池 ....................................................................................... 36 3.3 實驗分析項目 .................................................................................. 39 3.3.1 實驗方法 ................................................................................... 39 3.3.2 實驗材料 ................................................................................... 42 3.3.2 實驗儀器 ................................................................................... 44 3.4 分析方法之品保品管 ...................................................................... 45 3.4.1 精密度 ....................................................................................... 45 3.4.2 準確度 ....................................................................................... 45 3.4.3 檢量線配置 ............................................................................... 45 3.5 資料分析 .......................................................................................... 46. II.

(9) 四、實驗結果討論 ...................................................................47 4.1 模槽實驗 ............................................................................47 4.1.1 水源取自後勁溪畜牧廢水 ....................................................... 47 4.1.2 藻類生長控制於低濃度葉綠素 a ............................................ 50 4.1.3 水源取自人工濕地氧化塘 ....................................................... 51 4.1.4 藻類生長控制於高濃度葉綠素 a ............................................ 53 4.1.5 模槽大腸桿菌 ........................................................................... 56. 4.2 人工濕地實場監測試驗 ....................................................57 4.2.1 列車式人工濕地藻類生長情形 ............................................... 58 4.2.2 列車式人工濕地水質背景參數及水質分析項目................... 60 4.2.3 人工濕地水質有機物濃度 ....................................................... 62 4.2.4 人工濕地水質大腸桿菌濃度 ................................................... 63 4.2.5 人工濕地水質氮營養鹽濃度 ................................................... 63 4.2.6 人工濕地全日參數變化情形 ................................................... 65 4.2.7 人工濕地統計迴歸關係 ........................................................... 67. 4.3 校園生態池 ........................................................................69 4.3.1 校園生態池水質背景參數 ....................................................... 70 4.3.2 校園生態池水質全日參數 ....................................................... 71. III.

(10) 4.3.3 校園生態池水質受藻類滋生導致魚群死亡現象................... 72 4.3.4 校園生態池藻類生長與濁度、COD、SS 及 TP 濃度分析 . 73 4.3.5 校園生態池指標性微生物 ....................................................... 75 4.3.6 校園生態池氮營養鹽濃度 ....................................................... 76 4.3.7 綜合討論自然淨水系統水質情形 ........................................... 77 4.4 實場藻種鑑定 .................................................................................. 79. 五、結論及建議 .......................................................................83 5.1 結論 .................................................................................................. 83 5.2 建議 .................................................................................................. 85. 參考資料 ................................................................................................. 86 附錄 ......................................................................................................... 93. IV.

(11) 表目錄表 4.1 模槽取自畜牧廢水植栽大型植物控制藻類改善水質變化..... 49 表 4.2 影響模槽大腸桿菌去除差異 ..................................................... 50 表 4.3 植栽大型植物及物理化學方式控制藻類改善水質變化......... 53 表 4.4 植物種間控制藻類生長之 T-Test .............................................. 54 表 4.5 列車式人工濕地葉綠素 a 之 T-test 比較 .................................. 59 表 4.6 人工濕地水質背景參數及水質分析項目 ................................. 60 表 4.7 校園生態池水質背景參數 ......................................................... 71 表 4.8 生態池水質分析 ......................................................................... 75 表 4.9 生態池大腸桿菌群濃度 ............................................................. 75 表 4.10 生態池氮營養鹽濃度 ............................................................... 76. V.

(12) 圖目錄圖 1.1 研究流程圖 ....................................................................................3 圖 2.1 表面流式人工濕地 ........................................................................6 圖 2.2 水平地下流式人工濕地 ................................................................7 圖 2.3 垂直地下流式人工濕地 ................................................................7 圖 2.4 濕地內碳循環圖 ..........................................................................11 圖 2.5 濕地內氮循環圖 ......................................................................... 13 圖 2.6 磷去除示意圖 ............................................................................. 16 圖 2.7 大型植物控制藻類生長機制圖 ................................................. 30 圖 3.1 研究架構圖 ................................................................................. 33 圖 3.2 模槽示意圖 ................................................................................. 35 圖 3.3 列車式人工濕地系統示意圖 ..................................................... 36 圖 3.4 漫地流生態池系統空照及側面示意圖 ..................................... 38 圖 3.5 大腸桿菌試驗圖 ......................................................................... 42 圖 3.6 濃度檢量線 R2 值........................................................................ 46 圖 4.1 模槽葉綠素 a 濃度-後勁溪原水 ................................................ 51 圖 4.2 模槽葉綠素 a 濃度-濕地氧化塘 ................................................ 55 圖 4.3 模槽大腸桿菌群濃度趨勢 ......................................................... 57 圖 4.4 列車式人工濕地水體通過濾膜後情形 ..................................... 62. VI.

(13) 圖 4.5 濕地系統氮營養鹽 ..................................................................... 65 圖 4.6 氧化塘全日參數變化 ................................................................. 67 圖 4.7 COD 與葉綠素 a 迴歸分析......................................................... 68 圖 4.8 濁度與葉綠素 a 迴歸分析 ......................................................... 68 圖 4.9 懸浮固體與葉綠素 a 迴歸分析 ................................................. 69 圖 4.10 生態池(F 點)全日參數變化 ..................................................... 72 圖 4.11 校園生態池水體通過濾膜後情形 ........................................... 73 圖 4.12 水質綠濁情形 ........................................................................... 73 圖 4.13 魚類死亡現象 ........................................................................... 73 圖 4.14 低倍數藻類影像 ....................................................................... 79 圖 4.15 高倍數藻類影像 ....................................................................... 82 圖 6.1 人工濕地氧化塘原圖 ................................................................. 94 圖 6.2 氧化塘入流處原圖 ..................................................................... 94 圖 6.3 氧化塘出流原圖 ......................................................................... 94 圖 6.4 表面流一原圖 ............................................................................. 95 圖 6.5 表面流一出流原圖 ..................................................................... 95 圖 6.6 表面流一水質原圖 ..................................................................... 95 圖 6.7 階梯曝氣原圖 ............................................................................. 96 圖 6.8 表面流二原圖 ............................................................................. 97. VII.

(14) 圖 6.9 表面流二(香蒲)原圖................................................................... 97 圖 6.10 表面流二(蘆葦)原圖................................................................. 97 圖 6.11 表面流二出流原圖 ................................................................... 97 圖 6.12 地下流原圖 ............................................................................... 98 圖 6.13 地下流出流原圖 ....................................................................... 98 圖 6.14 人工濕地氧化塘及表面流水質原圖 ....................................... 98 圖 6.15 校園生態池各採樣點原圖 ...................................................... 100 圖 6.16 藻類嚴重滋生之水質照 ......................................................... 101 圖 6.17 密集植物生長圖 ..................................................................... 102. VIII.

(15) 一、前言 1.1 研究緣起台灣約於民國 87 年起，將生態工法觀念引至國內，目前政府機構每年對於公共工程投入可觀預算，在國內公共污水下水道建設完工前，台灣污染整治規劃主要以自然淨水工法，如人工濕地、礫間過濾、漫地流、氧化塘，亦屬於美國環保署目前積極推行之綠色整治技術 (Green Remediation)，國內自然淨化系統中如嘉義縣荷苞嶼及花蓮縣玉里等人工濕地，建造皆以表面流式人工濕地為主，由於水源受到充足陽光照射及濃度充足之營養鹽，且系統缺乏大型性植物提供遮蔽效應，因此容易有藻類滋生影響放流水質問題，目前國內自然淨化系統中藻類滋生情形，為常見且須待克服之問題。高雄大學校園內列車式人工濕地自然淨化系統，其校內人工濕地設施主要分為四階段，包括氧化塘暫存池、表面流一池、表面流二池及地下流階段，參考研究流程圖1.1，起初監測校園內人工濕地之水質做背景參數及水質分析項目，包括溶氧、pH值、水體有機質、營養鹽及生物性指標等，探討自然淨化系統污染去除機制，於研究期間內發現表面流階段水質情形時常不如預期之結果，國內自然淨化系統大多以表面流式人工濕地為主，參考人工濕地國內外相關文獻，暸解表面流式系統容易產生藻類滋生影響放流水質問題，經監測發現，人. 1.

(16) 工濕地中氧化塘及表面流兩區域之溶氧測值，常高過飽和溶氧，且系統氧化塘及表面流階段懸浮固體濃度及有機物濃度有增高趨勢，監測期間內發現到水質外觀呈深綠色情形，瞭解為藻類生長引起之問題後，開始監測葉綠素a濃度並進行藻種鑑定。此外另設置批次模槽系統，以大型植物探討遮蔽效應控制藻類生長，發現藻類滋生將影響自然淨化系統處理效率，大型植物生長於自然淨化系統中除有利污染物去除外，對於藻類生長控制具有貢獻，研究成果發表已分別為2008 及2009年中華民國環境工程學會，可提供國內操作中人工濕地，防止藻類滋生影響放流水質參考。除此之外，研究高雄大學校內另一自然淨化系統漫地流淨水設施，其淨水系統水源來自於校園內生活污水，入流水夾帶營養鹽濃度，系統整體缺乏大型性植物，加上高雄區域氣候炎熱、陽光充足，因此成為藻類喜好存在之環境，當藻類滋生則使得自然淨化系統中，水質優養化導致魚群致死，本研究亦監測校園自然淨化系統中藻類生長情形，探討藻類滋生影響放流水質部份，總合評估生態池魚群死亡原因。. 2.

(17) 挺水植物遮蔽效應控制藻類控制藻類生長植物遮蔽效應. 設置模槽試驗. 藻類生長關聯性探討大型植物與. 藻類滋生影響水質. 校園生態池系統. 探討污染去除機制. 人工濕地實場試驗. 列車式人工濕地各階段藻類生長情形. 系統缺乏大型植物遮蔽效應評估魚群死亡及建議. 圖 1.1 研究流程圖. 1.2 研究目的本研究目的分為(1)以模槽實驗藉由，植栽大型植物及不同物理化學方式，控制藻類生長及監測水質變化情形(2)監測校園人工濕地自然淨化系統，探討挺水性植物遮蔽效應控制藻類生長，監測濕地系統內相關水質參數，利用統計分析評估藻類生長與其他水質參數相關性(3) 觀測校園漫地流及生態池自然淨化系統內，藻類生長優養化現象，探討系統內魚群死亡關聯性；另外，監測系統水質參數變化，評估生態池魚群死亡原因 (4)自然淨水系統中優勢藻類物種之鑑定。. 3.

(18) 二、文獻回顧 2.1 自然淨化工法與傳統處理法比較國內自然淨化工法起源主要是由早期化糞池演變至今下水道工程，由於下水道工程進度緩慢而且工程費用較高，因此出現生態工程等自然淨化方案，較為常見的如 1.慢滲(slow rate system)，直接將廢污水噴灑於有植栽之土壤，使其廢水蒸散或在土壤上方垂直或平行流動而消失之自然淨化工法。2.快滲(rapid infiltration)，廢水採用高效率之噴灑於土地，土地廢水負荷較高，蒸散量較慢滲少故稱快滲。3.漫地流(overland flow)，將廢污水噴灑於斜坡上方，藉由土壤坡度使水流順流至斜坡底部，以水渠收集淨化水質。4.濕地(wetland)，濕地主要是由土壤、水及植物所組成，人工濕地(Constructed wetland)在建造設計時，希望植栽大型植物如挺水性之蘆葦、香蒲，或者浮水性植物布袋蓮及水芙蓉等，植物根莖部生長生物膜，其生物膜可分解有機物、過濾或吸附廢水中污染物，另外植物體本身也可提供氧氣傳輸機制，將大氣中氧氣傳輸至水體中或土壤底部，使好氧性微生物可有效率去除有機物質，而植物體還有另外一項功能，可遮蔽陽光，控制藻類生長(陳，2005)。其他類型淨化工法還包括 5.氧化塘及 6.礫間接觸法，氧化塘中儲存之廢污水與大氣充分接觸，藉由曝氣增加水中溶氧，使得好氧性微生物將水中有機物質分解，而礫間接觸法則是利用. 4.

(19) 礫石與礫石間提供較多比表面積生長微生物，礫石間會提供過濾吸附加上微生物分解有機物等機制去除污染物。一般自然淨化水質處理方式，相較於傳統水質處理方式如：懸浮式生長系統之活性污泥法，接觸式微生物生長系統之滴濾池、生物旋轉圓盤，其自然淨化方式藉由豐富多變之微生物群去除污染物質，所以相較傳統處理方式更加節省成本，且在處理都會污水能力會比傳統處理方式有較高負荷能力。. 2.2 自然淨化工法之人工濕地水質處理技術人工濕地為自然淨水工法，屬綠色整治技術之一，人工濕地適合建築於人口較不密集之區域，無需高技術操作及省能源之優點，人工濕地不僅在水質提升上有助益，其生態功能亦為其優點，如成為生物棲息地增加生物多樣性，因具有景觀及生態保育之功能，較能使一般大眾及環保團體所接受，因此人工濕地近來常受到重視，可成為水體水質提升之可行性方案。. 2.2.1 人工濕地之類型人工濕地系統大致可分為1.自由水層流動系統（Free Water Surface，FWS）又稱作表面流式人工濕地，2.水層下流動系統（Subsurface Flow，SSF）又稱作地下流式人工濕地。其表面流由於水表層與大氣環境接觸，因此較類似天然濕地或沼澤，而地下流則為. 5.

(20) 水流通過介質（如：礫石、土壤），水在礫石床表面下或者土壤表面下流動，其中地下流動式系統依照水流動方式又可區分成兩類，水平流動型(horizontal-flow system)以及垂直流動型(vertical-flow system)。. 2.2.2 表面流式人工濕地表面流式人工濕地如圖2.1所示，其表面流式人工濕地指進流水在窪地水層中自由流動，當水流經過土壤層、水層與植物的根、莖部接觸後，廢污水透過植物根莖部攔阻水流後沉澱，還有植物根莖部微生物膜分解有機物，達到水質淨化效果。熱帶亞熱帶地區大多採用此種系統，因外觀接近天然沼澤，除了污染防治功能外，FWS系統還可增加生物多樣性。. 圖2.1 表面流式人工濕地. 2.2.3 地下流式人工濕地地下流系統中以窪地填充沙土或者礫石作為介質，使挺水性植物 (如蘆葦、香蒲)得以在上方生長，進流水在表層下土壤、根系及根莖. 6.

(21) 間流動，以達到淨化效果，而地下流系統中水平流動型(horizontal-flow system)，如圖2.2所示，依據水流動之方向，係指進流由左端進入，水平流向右端出口。而垂直流動型(vertical-flow system)，如圖2.3所示，係指進流方式是由表面逐步向下滲流至底部的集流管。. 圖2.2 水平地下流式人工濕地. 圖2.3 垂直地下流式人工濕地. 2.2.4 整治列車式人工濕地列車式人工濕地係指將單一表面流及地下流式人工濕地串連，以提升人工濕地系統污染去除效果，列車式人工濕地去除污染物之機制條件囊括好氧環境、兼氣或厭氣條件，同時將好氧之氧化塘或表面流及厭氣條件之地下流合併，使此整治列車式人工濕地水質淨化系統對於各類污染物之降解提供適當環境條件(Tuszynska et al., 2008)，而國外列車式人工濕地之研究如 Katsenovich et al. (2009)，由地下流 (SSF)、氧化塘(OW)及表面流式(SF)組合而成，處理流量約為 151.4 CMD，監測結果 BOD5、COD、TN 及溶解性磷去除率分別為 80.87±9.35%、65.18±19.6%、58.59±19.3%及 66.5±20.7%，顯示優良. 7.

(22) 去除成效。而台灣近年來完成多處水質淨化現地處理設施，國立高雄大學為國內第一所綠色大學(實際照片於附錄所示. )，校內自然淨化. 設施如漫地流系統及列車式人工濕地，系統包括好氧之氧化塘、兼具好厭氧之表面流及厭氧之地下流，對於污染物質如，SS、BOD、COD 及氮營養鹽均有顯著之去除成效。. 2.2.5 人工濕地內植物所扮演之角色水生植物(Aquatic plants)大致上可細分成木本及草本，其木本植物之組織較為堅硬，而草本植物組織較為柔軟且含葉綠素，草本植物大多為一年生，其一年生植物僅能活一個生長季節，濕地中植物大多為草本植物如蘆葦、香蒲、布袋蓮及水芙蓉等。另外，所謂挺水植物 (Emerged plants)、浮水植物(Floating plants)及沉水性植物(Submerged plants)，其特性是依據植物在濕地環境中生長型態來描述，其挺水性植物生長型態為植物根部長於水面下之土壤中，莖葉部份挺出水面生長，一般常見挺水植物如:水蓑衣、水丁香、澄心草、蘆葦及香蒲。而浮水性植物之生長型態，其根部不生長於土壤當中，因此會隨著水流而漂浮，常見浮水性植物如，水芙蓉、浮萍及布袋蓮。沉水性植物 (Submerged plants)生長型態為，植物體浸於水中，多生長於水深較深，仍有光線之水域，常見之浮水性植物如眼子菜、苦草及金魚草 (陳，2005)。 8.

(23) 濕地內大型植物之功能，一般挺水性植物在生長結構上可將大氣中氧氣傳輸至水體中及土壤層，植物在生長過程會提高水中溶氧，然而植物體增大可提供生物膜生長有較多之面積，另外，植物根部包含特有菌種，有吸收重金屬以及營養鹽之功能，不過植物在死亡過程中會造成水質污濁，造成水體有機物濃度BOD及懸浮固體量上升，在操作時須定期收割植物(Kadam et al., 2008)。在歐美各國習慣利用耐污性較高之蘆葦(Phragmites)及香蒲(Typha)做為濕地內提升水質之物種，一般來說植物數量較多之系統，可提供較多污染吸附容量及過濾機制(Kadlec and Knight, 1996)。濕地系統植物攝取營養鹽部份，系統中除大型植物外，還包括水體中藻類與礫石上生長之苔蘚，上述植物存在濕地環境中大部份以物理及微生物作用去除污染物質，如物理性之吸附或過濾，挺水植物上生長之微生物膜分解有機物質等，然而植物在吸收營養鹽的能力不容小覷，據研究顯示，大型植物對於氮營養鹽之攝取約為2000 kg ha-1 year-1，而藻類部份對於氮營養鹽攝取量約為700 kg ha-1 year-1 (Brix, 1997)。植物所提供之功能，如植物根部及莖部區域提供微生物膜生長位置，微生物可分解水中有機物質，且大型植物生長可減緩表面流式人工濕地中之水流流速、穩定河床，降低水體結冰之機率，然而若是植. 9.

(24) 物地下生物質量(Biomass)較大，則有利於污染去除功效，主要由於生物質量(Biomass)較大，對於營養鹽吸收能力較強，且根系較複雜之植物體，其微生物(菌相)較為豐富，透過氧傳輸作用植物體可將氧氣由大氣傳送至根部區域，促使污水中有機物質受微生物分解(Tanaka et al., 2007; Gagnon et al., 2007)。人工濕地其植物扮演非常重要之角色，植物體供微生物附著生長環境外，其餘功能還包括大型植物根莖部可攔阻水流降低流速度，藉此過濾或沉澱懸浮固體部份(Kadlec and Knight, 1996)。. 2.3 人工濕地污染去除機制濕地中污染去除機制除物理、化學作用外，利用豐富多變之微生物群去除污染物，可有效節省成本，人工濕地去除廢污水主要藉由植物、底泥微生物群來去除如有機污染物質、營養鹽或者水體致病菌，詳細去除機制於後面小節說明。一般人工濕地處理廢污水污染物，可有效降低水體中有機物(BOD5)、總懸浮固體(TSS)、氮磷營養鹽(TP、 TN)及致病性微生物(Kadlecand Knight method, 1996)。. 2.3.1 有機污染物在評估水體有機物質的指標像是生化需氧量、化學需氧量及總有機碳，水體中微生物在分解有機物質時會消耗水中溶氧造成水中溶氧. 10.

(25) 降低，嚴重時甚至缺氧。濕地內碳循環如圖 2.4 所示，起初植物行光合作用製造氧氣，而水中動物及微生物則透過呼吸作用消耗氧氣，釋放出二氧化碳，最後二氧化再擴散回大氣當中，其中光合作用及呼吸作用的過程中，水質 pH 值會因此改變，然而水中死亡之植物體及動物體，這些有機物會藉由厭氧細菌，作用產生甲烷，最後再擴散至大氣中。. 圖 2.4 濕地內碳循環圖 (Campbell and Ogden, 2005). 人工濕地內有機物質去除機制主要為微生物分解作用，分成好氧及厭氧生物分解作用，其溶氧濃度會影響微生物分解有機物速率，溶氧量高之水體一般能夠在較短時間內分解有機物，且避免水質產生臭味，另，季節氣候會影響到水體溫度變化，當水體溫度變化時亦會影響到化學反應速率及氣體溶解度，溫度亦會影響微生物代謝之速率，過去研究顯示，季節變化會影響有機物去除效率，於夏天時溶解性有. 11.

(26) 機物去除率較冬天差，然而植物體在季節變化中植體死亡現象會造成有機物濃度提升(Park et al., 2008)。人工濕地應用於各種廢污水中有機物污染物去除，Aslam et al. (2007)研究以堆肥為濕地介質基礎之垂直流式濕地系統淨化煉油廠廢污水，經過一年的監測結果，生化需氧量去除率為 35~77%，主要機制包括好氧性異營微生物降解、物理沉澱效應及底泥間生物膜之厭氣分解，此外，化學需氧量可藉沉澱及過濾等物理方式去除，且濕地中異營微生物於好氧及厭氣分解效率與其溶氧值具高度相關性，COD 去除率為 45~78%；溫等(2004)研究氧化塘-漫地流自然淨化系統，對於受養猪畜牧業廢污水污染之水質淨化功能分析，相關污染物如生化需氧量、化學需氧量去除率分別為 50%、51%。污染物去除效率常與進流水污染負荷及自然淨化系統型式相關，Calheiros et al. (2007)研究製革業含高有機質之廢污水，利用人工濕地處理淨化成效，生化需氧量及化學需氧量之去除率分別為 41~73%與 41~58%，且當進流水有機物質濃度變化劇烈情況下，如調整成間歇流性進流，濕地對於有機物質之去除率於 17 個月之監測裡皆無顯著改變，仍維持良好去除效率。以上研究皆顯示人工濕地系統對於各類廢污水，如工業廢水、畜牧業廢污水等含高有機物或高含氮營養鹽之進流水，具有高穩定性、良好之緩衝能力及去除效率。. 12.

(27) 2.3.2 營養鹽營養鹽部份包括氮營養鹽及磷營養鹽，圖 2.5 為濕地內氮循環圖，其有機氮營養來源主要來自動物體排泄或者是動物屍體造成，由微生物作用轉換成無機氨氮後，再藉由硝化細菌在好氧環境下將氨氮轉換成亞硝酸鹽及硝酸鹽，最後由脫硝菌將水體硝酸鹽轉化成氮氣去除，一般水體中有機氮或者氨氮濃度高，可表示水體受到污染時間較短，硝酸鹽濃度較高則表示水體受污染已有一段時間。磷營養鹽部份為植物生長的重要養分，若過量磷營養物質進入水體時會造成藻類大量繁殖及死亡，植物體腐敗過程中會分解水中大量氧氣造成水體較為缺氧情形。. 圖 2.5 濕地內氮循環圖 (Campbell and Ogden, 2005). 13.

(28) 氮營養鹽去除機制部份，於人工濕地中，大抵可分成物理性沉降，硝化、脫硝作用、植物或微生物吸收(Healy et al., 2006)，而在磷去除機制部份，主要是藉由碎石土壤等物理吸附作用，另植物吸收也提供少部份的去除效果(Lin et al. 2003)。植物死亡過程中，對於硝酸鹽去除有貢獻，主要是由於植物體死亡過程中有機物質分解使系統呈較為缺氧情形，促使脫硝作用所致(Park et al. 2008)。 Li et al. (2008)研究表面流式、水平地下流及垂直地下流系統，結果顯示地下流式系統對於營養鹽去除力較佳，然而 NH4+-N 以地下垂直流式較地下水平流式高約 14%去除成效，由於垂直地下流式系統之溶氧較水平地下流式高，有利於廢污水硝化作用產生，另，表面流式相較地下流式較不受水力停留時間影響去除效率，由植物吸收氮磷營養鹽部份，表面流式較地下流系統佳，表面流式植物吸收 N 及 P 別為 20%及 57%，地下流部份僅 N(5~7%)，P(14~17%)。而表面流人工濕地中氮營養鹽之去除途徑可藉由植物吸收，也有研究顯示營養鹽去除與植體生長吸收及植體收割有關(Chung et al., 2008)。營養鹽去除部份，列車式串聯人工濕地比單一系統表面流或地下流濕地有較佳去除效率，如 Vymazal et al. (2006)回顧人工濕地應用於廢污水之氮磷營養鹽去除，總氮、總磷之去除率分別為 40~55%及 40~60%，且列車式人工濕地系統由於可以同時提供好、厭氧環境，. 14.

(29) 以利硝化作用、脫硝作用、固氮作用及厭氣銨氧化作用(Anaerobic ammonium oxidation，ANNAMOX)等進行，故去除效率較單一系統顯著。厭氣銨氧化作用係指在缺氧環境中，硝酸鹽作為電子接受者與銨根反應生成氮氣，亦有亞硝酸鹽與銨根作用生成氮氣之方式，兩者皆屬於厭氣銨氧化作用。類似於厭氣銨氧化作用，Sun et al. (2007) 分析垂直地下流濕地中氮轉換，高濃度氨氮之滲出水，於好氧條件下，氨氮轉換為亞硝酸鹽，而亞硝酸鹽再與剩餘之銨反應為氮氣逸散至大氣中，使氮質量減少 12~52％，其稱完全自營氮去除(Completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite，CANNON)，惟 Yeh et al. (2009) 探討校園內氮營養鹽主要之去除機制，包括微生物硝化及脫硝作用。磷型態主要可分成無機正磷酸鹽、復磷酸鹽及有機磷化合物，三者總和稱為總磷，而正磷酸鹽係由 PO43-,HPO42-及 H2PO4-所組成，其 pH 值近中性時以 HPO42-為優勢，鹼性則以 PO43-優勢，磷在濕地系統中之轉化如圖 2.6 所示，一般水體中復磷酸鹽會水解成正磷酸鹽，由植物吸收或是由磷蓄積菌在好氧情形下吸收磷，而磷隨會植體死亡或與鈣、鋁、鐵結合沉澱至底層厭氧區，而厭氧環境下磷蓄積菌則會釋出磷，再度讓植物吸收進入下一次之循環。. 15.

(30) 圖 2.6 磷去除示意圖. 2.3.3 致病菌指標微生物生物性指標一般較常見的是大腸桿菌群(Coliform Group)及腸球菌(Enterococci)，利用大腸桿菌存活率大於致病菌以評估水體中致病菌含量，通常一個成年人平均每日排放濃度為 10×106~40×106 CFU/100mL。然而大腸桿菌(E.Coli)存在於人類腸道系統中有助於腸道內消化，大腸桿菌細菌一般來說不常存在於其他環境，主要原因為該細菌種喜好生存於含糞便有機體之環境中，故此菌種存在環境中便可證明水體於近期內受到糞便型污染，且水質可能含有病原體，一般水質分析致病菌以大腸桿菌群來表示。亞利桑那州立大學 Karim et al. (2008)研究人工濕地中水生植物對致病菌之影響，以四組人工濕地模槽，植栽挺水性植物處理河川水以及二級放流水，實驗結果顯示濕地中大型挺水及浮水性植物，像是蘆葦、香蒲、布袋蓮、水芙蓉，可有. 16.

(31) 效抑制河川及二級放流水細菌孳生問題。大腸桿菌群去除機制包括微生物於植物根部形成之生物膜、植物根部份泌抑制細菌生長物質、紫外線殺菌、水中懸浮固體共沉降作用、微生物自然衰減及原生動物之掠食作用(Garcia et al., 2008)，水體中除了帶有致病菌外若水體中含有原生動物如梨形鞭毛蟲(Giardia)及隱孢子蟲(Cryptosporidium)也容易使人類生病，原生動物之囊胞具防護之能力，可抵抗消毒劑，所以一般原生動物生存力大於細菌，一般而言，人工濕地內大腸桿菌去除機制主要包括紫外光殺菌、沉澱、吸附作用及自然衰減(Karim et al., 2008)。 Garcia et al. (2008)研究植栽對於大腸桿菌去除效果，結果顯示植栽植物相較未植栽之氧化塘系統，當中有植栽部份對於細菌有較為良好之去除效率，然而主要影響因子，包括日照、pH 及水體溶氧，皆影響去除成效，且特別在溫暖季節時期去除效果提升。一般存在於飲用水蓄水庫及湖泊之總大腸桿菌濃度分佈具季節性，如於夏季湖泊中發現，水溫上升使原生動物增加，但促使非糞便型大腸桿菌之快速生長，且夏季藻類滋長，增加水中懸浮固體濃度，因懸浮固體包覆或遮蔽細菌，使紫外線殺菌效果降低，總大腸桿菌量提高(Davis et al., 2005)，而水深高低亦有不同總大腸桿菌濃度分佈情形，一般底層總大腸桿菌量較表層高，主要與懸浮固體濃度有關，總大腸桿菌附著於. 17.

(32) 懸浮固體共沉降作用，植物體或懸浮固體遮蔽陽光會降低紫外線殺菌效果(An et al., 2002)，因此水中懸浮固體(如：SS 及藻類等)濃度越高，將提高總大腸桿菌群存活量，陽光照度(紫外光強度)也與水中微生物生長情形有關(WieXner et al., 2005；Winward et al., 2008)。而 Maiga et al. (2009)針對不同深度季節之氧化塘，量測大腸桿菌濃度及影響細菌活動之相關環境參數，如照度、水溫、pH 值及溶氧，觀察環境背景參數與大腸桿菌濃度之相關性，研究結果顯示大腸桿菌在淺池中存活力較深塘差，淺池之 pH 值及溶氧較深塘高，一般照度充足其紫外光殺菌效果良好，使得大腸桿菌濃度去除率佳。諸多研究顯示大腸桿菌群去除結論，發現除水深及停留時間外，溫度也為致病菌去除之重要因子，Molleda et al. (2008)研究致病菌於各季節之去除效率，結果顯示春季及秋季時期致病菌去除效果可達 98%以上，其中又以春季時期去除效果最佳，系統停留時間約 13 天，且於植物根隙中發現到原生動物種線蟲(nematode)生長活躍，使系統中致病菌整體去除效果佳，其餘季節性大腸桿菌去除研究，如 Gersberg et al. (1989)指出夏季時期大腸桿菌去除率為 1.42 log，秋天 3.18 log，冬天 1.42 log，春天僅 0.6 log，大腸桿菌去除效果於秋季較佳，而 Mandi et al. (1993)研究地下流式人工濕地之大腸桿菌去除情形，於夏天、秋天、冬天及春天去除率分別為 1.32、1.62、1.23 及 3.01. 18.

(33) log，以春天時期大腸桿菌去除效果較佳，系統中所提供大腸菌去除機制包括沉澱、原生動物掠食及微生物死亡衰減，表面流式人工濕地要達到相同大腸桿菌群之去除效果則需較長水力停留時間。 Katsenovich et al. (2009)研究列車式人工濕地，試驗結果顯示大腸桿菌去除效率於季節中無顯著差異情形，且大腸桿菌濃度達 2000 MPN/100mL 內可做為灌溉水使用。人工濕地內有無植栽對於大腸桿菌去除影響，美國加州研究表面流式人工濕地，以植栽大莞草(Scirpus)之研究結果顯示，水力停留時間為 5.4 天，植栽大莞草(Scirpus)對於總大腸桿菌群去除率為 2.07 log，無植栽部份則無去除率(Gersberg et al., 1989)，顯示有植栽對於大腸菌去除效率較佳，而 Bavor et al. (1999)研究有不同結果，當反應系統在無植栽條件下，於水溫 20℃而水力停留時間兩天時可達 1 log 去除率，而在有植栽香蒲(typha)情況下，水力停留時間需三天才能夠達到同等去除效率，顯示有植栽大型植物對於大腸桿菌去除效果較差，另，William et al. (1999)研究地下流式人工濕地大腸桿菌去除，其系統內包含礫石及植栽挺水性植物，欲達 2 log 去除效果其水力停留時間僅需 24 小時，去除效果較植栽之表面流式佳。大腸桿菌在季節變化與有無植栽關係之文獻，諸如熱帶國家、亞熱帶國家及寒帶國家，各地研究大腸桿菌去除因溫度氣候型態不同而. 19.

(34) 導致文獻成果不均一，一般人工濕地易受氣溫影響水質等參數，氣候影響水溫、植物生長、微生物活動力等(Bojcevska and Tonderski, 2007; Kaseva, 2004)。. 2.4 藻類滋生對水體影響研究學者常利用顯微鏡觀察其水體中浮游植物(藻類)，除可藉此鑑定藻類物種外，過去也曾利用顯微鏡計數藻類生物量，在工程上以葉綠素 a 濃度測量水體中藻類數量較為迅速，其藻類生長喜好環境為高溫水體、富含營養鹽且陽光充足之環境中，淡水中藻類主要種類為，綠藻、藍綠藻及褐藻，其中綠藻為大多數水體中優勢物種，其綠藻有細胞核為單一細胞型態存在，Spiroyyra(水綿屬綠藻類)當生長力旺盛時，漂浮且密集之藻類會覆蓋住表面水體。而多數藍綠藻其細胞缺少細胞核部份，會分泌黏稠性液體，夏季初時期會影響水質色度，使水體呈綠褐色。藍綠藻在多數種類中，像是絲狀細胞之間容易有凝聚而擴大情形，由於會分泌黏稠液體，藍綠藻易附著在水體中大型物體表面，如落葉、枯枝及懸浮固體上，藍綠藻適應力優，會隨著水流移動，附著於岩石表面，暗礁之間生長，一些適應能力較強之藻類及原生動物如眼蟲(euglenoids)、渦鞭毛藻(dinoflagellates)及矽藻 (diatoms)，在水體中甚至有自行游動能力，可適應更多環境水體 (Lewitus et al., 2008)。 20.

(35) 2.4.1 環境中藻類所扮演之角色淡水中藻類於河流、濕地、河灣、淺湖中扮演主要初級生產者角色、藉由化學轉化將營養物質沉積保留，其藻類提供水體生物有機物質主要來源。濕地中藻類常扮演重要化學反應之調節，如在低濃度氮環境下，氮循環反應中藉由藍綠藻，將 N2 轉化成 NH3 及胺基酸，水體若為中或高濃度氮環境下，藻類白天攝取硝酸鹽，其水體營養鹽濃度趨勢受藻類影響，濕地中無機磷濃度主要藉由藻類或大型植物攝取去除，水體營養鹽受藻類攝取後一段時間將沉澱至水底，濕地中藻類和挺水植物可將沉積於底層之營養物質取至水體上層，使懸浮性藻類及挺水植物可再度利用營養鹽生長，而藻類或植體死亡後營養鹽沉澱至底部達一循環作用(Sigee, 2005)。影響藻類生長及分佈之因素包括陽光、溫度、鹽度及污染物，藻類繁殖最佳水溫約 18-30℃之間。常發生優養化之湖泊及水庫水體，一般而言當葉綠素 a 濃度超過 10 μg/L，總磷濃度達 20 μg/L，或透明度低於 2m，及每公升湖水中藻細胞數目大於 50 萬個以上，視為優養嚴重水體(Kasprzak et al., 2008)。藻類生長控制因素大抵包括所需碳源、水分、無機金屬、氮、磷營養鹽等物質，一般水體中碳源、水分、無機金屬對於藻類生長皆充足，其氮及磷濃度常為優養主要限制因子，當水體優養後大量藻類會直接影響水質色澤及臭味等負面效應，而優養化嚴重水體會使 pH 值提升. 21.

(36) 至 10-11 間，人工濕地處理氮及磷營養物質且挺水性植物遮蔽效應皆可有效降低藻類滋生情況。葉綠素 a 數據常用來估計水體總藻類含量，藻類攝取水體營養鹽，藻類死亡後釋出有機氮，在氮營養鹽去除部份，除微生物硝化脫硝轉化外，一部份藉由藻類吸收去除，濕地中葉綠素 a 濃度往往隨著時間而變化，藻類生長時吸收營養鹽，而藻類死亡後則釋出營養鹽，受到入流水不斷提供營養來源，導致濕地系統營養鹽沉積，故藻類生長為自然水體消長必然趨勢。Fleming-Singer and Horne, (2006)研究顯示，沼澤、濕地及淺塘等開放式水域，其藻類滋生問題嚴重，嚴重之夏季葉綠素 a 出流濃度較入流濃度高(七月份入流濃度 50 μg/L；出流濃度達 200 μg/L)，研究藻類滋生期間內，將入流水硝酸鹽濃度提高後，發現葉綠素 a 濃度上升，顯示硝酸鹽濃度與藻類生長具關連性，由於藻類生長條件良好，藻類死亡數量減少，系統減少藻類死亡釋出有機氮，另，長期觀察大型植物蘆葦生長情況，植物生長情形良好，發現亦有助於有機氮濃度削減，其藻類與大型植物，於夏季日照較強烈季節時，植物生長情形較佳，因此硝酸鹽濃度去除率較佳。. 2.4.2 水體營養鹽污染使藻類滋生氮磷一般為水體造成優養化之主要營養，淡水水體主要控制藻類生長以磷為主，系統中磷經由外界輸入，如含氮磷營養鹽河水流入， 22.

(37) 使系統磷營養鹽總量上升，當系統營養鹽增加時，為藻類喜好生長之環境，因此容易造成優養之現象。藻類為生產者，控制生態系統之平衡，包括食物鏈，系統內新陳代謝，Gaiser, (2008)十年間位於美國佛羅里達州境內之人工濕地，研究顯示，藻類滋生一旦嚴重形成，改變水體水質速度相當快，且進而影響水質處理效率。影響藻類形成因子包括可利用之基質及營養鹽，在營養鹽中屬磷為主要控制藻類生長因子。人工濕地處理污水效率問題常受藻類滋生影響，藻類滋生通常會改變水質情形，如於白天藻類行光合作用提升水體溶氧，夜晚時藻類則行呼吸作用使溶氧濃度下降，另，藻類在生長時吸收水體中營養鹽如磷、氨氮及硝酸鹽，藻類腐爛死亡後，沉澱至底層過程中會增加水質有機物濃度以及放流水質懸浮固體濃度上升(Dierberg and DeBusk, 2008)，故水質受污染程度可藉由藻類於環境系統內生長情形進而評估，一般系統有機質濃度及營養鹽濃度皆與藻類生長情形有關(Giser, 2008)。南半球國家近年來由於發展快速，沿岸人口密集造成污染負荷量增大，使得水源短缺，為處理水源短缺問題，最佳經營管理即為控制水庫水質，然而，若水源中帶有營養物質及鹽度，加上藻類喜愛生長於高溫水體中，導致當地水庫產生有害藻類情形，影響魚貝類或其他水生動物健康問題(Lewitus et al., 2008)。. 23.

(38) 2.4.3 藻類滋生影響水質參數藻類影響水質參數部份，於白天時溶氧濃度與藻類行光合作用有關，夜晚時藻類則行呼吸作用消耗水中氧氣，其水生植物包括大型植物、藻類皆會影響水質溶氧情形，然而溶氧在全日變化情形主要隨著日照而改變，於中午至下午時溶氧達最高，而在清晨日出前，溶氧濃度為全日最低情形，若水質無法接觸到陽光則水中植物行呼吸作用消耗水中溶氧，特別是在藻類嚴重滋生情況下，會使得水質趨近缺氧情形。藻類影響水體 pH 變化，一般而言水體 pH 值變化受植物光合作用而改變，反應進行過程消耗水中二氧化碳濃度，而二氧化碳溶解於水呈弱酸性，當二氧化碳濃度減少時，則使水體 pH 值上升，若植物行呼吸作用，過程則釋出二氧化碳，此時則影響水體 pH 值下降。藻類對濕地實驗全日變化之情形，由清晨時期溶氧趨近零，下午二到六時期間溶氧漸漸提升到 12 mg/L，此溶氧濃度為整日最高時期，若水體中藻類嚴重滋生，由於藻類行光合作用，溶氧甚至高達 20 mg/L，而日落後由於呼吸作用且光合作用停止，使溶氧濃度再度下降，另，全日 pH 在藻類滋生嚴重水體中，其變化範圍約在 2-3 pH 之間，一般而言清晨時 pH 最低，中午至日落前 pH 達最高情況，結論 pH 值受日照而改變，全日中 pH 較低期間為清晨太陽出現以前，pH 較高範圍則是日出至日落期間，pH 變化程度在緩衝較差水體 pH 影響甚巨. 24.

(39) (Kadlec and Knight, 1996)。. 2.4.4 藻類滋生影響水質水體氧化塘由於建造成本低且操作維護簡易，因此氧化塘為自然淨化系統中常見之單元，然而氧化塘系統由於陽光與水體直接接觸，為易滋生藻類區域，其藻類行光合作用可提升水體溶氧，有助於廢污水中好氧細菌分解有機物質，但藻類過量滋生將影響自然淨化系統處理效率，如造成懸浮固體濃度提升，Alvarez and Becares, (2006)研究指出，濕地系統中若浮游動物(Zooplankton)或浮游植物(Phytoplankton)增生，則會形成系統內 COD 及 TSS 濃度之主要來源。一般來說表面流式人工濕地系統內之懸浮固體濃度產生，主要來源為系統藻類(Algae) 及細微有機體，而季節溫度變化將會影響系統藻類生長情形，一般於高溫環境藻類滋生情形較為嚴重(Kayomb et al., 2000 ; Kim et al., 2006;Yi et al., 2008)。水體優養化主因與營養鹽濃度有關，營養鹽造成藻類嚴重生長，藻類在生長過程中會利用水體氮及磷營養鹽，所以濕地去除營養鹽，一般在建造時為一個主要設計考量，人工濕地中水棲植物包括大型植物，附著性藻類及懸浮性藻類，對於營養鹽去除皆扮演重要角色。 McCormick et al. (2006)提出若在短期操作條件下，可利用藻類去除磷營養鹽，研究發現附生性藻類對於磷之去除速率大於挺水性植物。磷 25.

(40) 攝取吸收與釋出為週期性變化，在濕地營養鹽去除，評估附生藻類 ( Periphyton )對於磷之去除效率，以 BOD 瓶內置入含藻類之水體 0.5~2 小時期間，觀察 BOD 瓶內溶解性磷之情況，實驗結果顯示藍綠藻對於磷去除效率較快，而綠藻部份吸收營養鹽效果較差，短期條件下藍綠藻滋生與磷之攝取率有極大關係，而人工濕地中附生藻類有助於短期間內磷之沉降去除與磷之累積儲存。Lewitus et al. (2008)於南美洲監測水質情形，其藻類滋生與營養鹽污染有關，若水體中含有三項濃度，葉綠素 a、TDN 總溶解性氮及 TDP 總溶解性磷，濃度高容易造成系統中藻類嚴重滋生情形。 Shanthala et al. (2007)調查廢水穩定塘內浮游植物，目前已確認藻類物種達 71 種，其中包括藍藻(Shanthala)、綠藻(Chlorophyceae)、裸藻(Euglenophyceae)、矽藻(Bacillariophyceace)及帶藻(鼓藻)(Desmidaceae)，而大自然中存在 15,000 種藻類，部份存於濕地系統對於水質有正面效益，藻類受陽光照射行光合作用可提高水體溶氧，促使微生物分解有機物質與硝化作用產生。氧化塘中 43 種綠藻 (Chlorella)，其中以柵藻屬(Scenedesmus)最為常見，如裂孔柵藻 (Scenedesmus perforatus)、被甲柵藻(Scenedesmus armatus)、鋸齒柵藻 (Scenedemus serratus)，整體而言，綠藻及藍綠藻由於適應營養鹽與有機物污染能力較佳，為所有藻類之優勢種。南半球研究，觀察水庫水. 26.

(41) 體中，藻類受高溫快速繁質影響，容易產生有害藻類滋生情形，近來於 200 個水庫當中發現到 23 種有害藻類情形，如小定鞭金藻屬 (Prymnesium)、裸甲藻屬(Gymnodinium)和微囊藻屬(Microcystis)等，影響當地魚貝類或其他水生動物健康問題(Lewitus et al., 2008)。. 2.5 大型植物控制藻類生長機制大型性植物遮蔽陽光效應，可有效降低藻類滋生情況，且大型植物可與藻類競爭利用濕地內之營養鹽。浮水性植物吸收營養鹽部份，其布袋蓮吸收水體中營養鹽能力強，可與藻類競爭營養鹽濃度， Gustavo et al. (2008)評估氮磷營養鹽之濃度對於浮水性植物生長比率之影響，研究植物種類包括布袋蓮、水芙蓉及人厭槐葉蘋(Salvinia molesta)，於低濃度氮營養鹽條件下，其布袋蓮、水芙蓉及人厭槐葉蘋，植物體最大生長比率分別為 0.016、0.016 及 0.029 cm/day，布袋蓮及水芙蓉之生長比率受氮磷營養鹽濃度影響，其人厭槐葉蘋 (Salvinia molesta)較不受氮磷營養鹽濃度影響，於低濃度氮營養鹽情形下，人厭槐葉蘋繁殖力較布袋蓮及水芙蓉高，而在高濃度營養鹽條件下，植物增生速率則為布袋蓮大於水芙蓉及人厭槐葉蘋(Salvinia molesta)。影響植物生長因子包括溫度、pH、照度、水流流速、鹽度、有機物質、植物密集度、可利用性之營養鹽及底部基質。Polomski et al. (2008)研究人工濕地地下流系統，以三種浮水性植物(水芙蓉、布 27.

(42) 袋蓮及青狐尾 Myriophyllum aquaticum)觀察其氮磷營養物質於水體之情形，實驗時間八週內，以布袋蓮吸收營養鹽效果最佳，但由於布袋蓮增生過快，在需注意植物體死亡過程，會使水體增加大量有機物質使出流水 BOD 濃度提升，其植物體在死亡後於系統內所釋出之氮磷營養鹽濃度分別為 0.39~36.81 mg/L 和 0.07~6.77 mg/L (Polomski et al., 2008 ; Campbell and Ogden, 2005)。除此之外大型植物遮蔽陽光效應，可有效降低藻類滋生情況，浮萍、布袋蓮、水芙蓉、蘆葦及香蒲等大型植物，其遮蔽陽光效應可降低或抑制藻類行光合作用，Zheng and Stevenson, (2006)研究指出，通常大型植物所佔區域，藻類生長受控制，因植物體提供遮蔽效應、吸收氮營養鹽機制，因此有機物質濃度較低。Kim et al. (2000)以大型植物去除廢水穩定塘中過度生長之藻類，以植栽布袋蓮(WHPs系統)，利用植物過濾及減緩流速沉澱等機制，去除水中懸浮固體，且作者等人提到植物提供遮蔽效應及營養鹽與藻類競爭吸收可有利控制藻類生長；Kim et al. (2006)利用植栽浮水性植物布袋蓮與氧化塘(WSPs) 串並聯而成WHPs－WSPs－WHPs之自然淨化系統，實驗結果顯示以布袋蓮處理農業用水，在有機物部份及營養鹽部份，發現有良好去除效率，然而植栽布袋蓮，唯獨對大腸桿菌去除效果較差。大型植物控制藻類生長還包括，利用生物控制(Biomanipulation). 28.

(43) 方式，以聚藻、金魚草、蘆葦等大型植物，藉由競爭營養鹽、分泌排它物質(Allelochemicals)機制，例如蘆葦在生長時所分泌之物質 ethyl 2-methyl acetoacetate 簡稱 EMA 對於綠藻如生長之影響，實驗結果顯示，藻類受 EMA 抑制影響，藻類細胞之細胞壁、葉綠粒、液泡、細胞核等細胞型態產生變化，EMA 破壞藻類細胞導致藻類濃度降低 (Hong et al., 2008)，或者對於水體系統進行鯛魚群捕撈，鯛魚食用吸收營養鹽之浮游藻類，將系統內最高級消費者移除，即可有效減少系統營養鹽之總量，以達控制藻類濃度之成效(Hansson et al., 1998)。大型植物控制藻類生長，如圖 2.7 所示，系統缺乏大型植物造成藻類滋生情況(圖形左半部)，水體受陽光持續照射，藻類生長將導致水體溶氧及 pH 值上升，另外造成放流水質懸浮固體及有機物濃度上升，然而大型植物控制藻類生長機制(圖形右半部)大抵包括 1.遮蔽效應，挺水性植物及浮水性植物遮蔽陽光，避免水體中藻類與陽光行光合作用 2.大型植物與藻類競爭吸收營養鹽 3.植物分泌排它物質 (Allelochemicals)。. 29.

(44) 圖 2.7 大型植物控制藻類生長機制圖. 30.

(45) 三研究方法 3.1 研究架構研究架構如圖3.1所示，本研究主要包括模槽試驗及實場試驗兩部份，瞭解自然淨水系統中污染物去除效率及機制，並研究藻類生長與水質參數關係，探討適切之控制藻類生長方式。模槽試驗主要探討浮水植物布袋蓮、水芙蓉、挺水植物蘆葦、香蒲及沉水植物金魚草，另外還包括添加硫酸銅及黑布覆蓋水體方式，控制藻類生長情形，於實驗期間內監測水質變化，結果發現遮蔽效應將影響水質變化情形，一般遮蔽陽光導致水體中藻類無法行光合作用產生能量，遮蔽陽光效果越好表示控制藻類生長效果越佳，而遮蔽陽光亦降低紫外光照射於水體，因此遮蔽效應可能影響大腸桿菌去除效果，模槽試驗主要探討大型植物遮蔽效應控制藻類生長及大腸桿菌濃度變化情形。實場試驗包括人工濕地實場及校園生態池系統，本研究監測自然淨水系統水質，探討污染物於之去除機制，以迴歸分析方式暸解藻類滋生造成系統懸浮固體及有機物質濃度提升，且統計分析T-Test探討大型植物與藻類生長關聯性及藻種鑑定部份。列車式人工濕地，包括氧化塘、表面流及地下流系統，各階段大型植物生長密度不同導致遮蔽效應控制藻類生長差異情形，其氧化塘. 31.

(46) 系統無植栽大型植物，無遮蔽效應導致藻類滋生，氧化塘入流水藉由水流高低程差以及水中綠藻行光合作用提高水中溶氧，高溶氧有利於好氧性微生物分解有機物質，因此氧化塘階段在設計上為列車式人工濕地系統中藻類濃度最高之區域，而表面流區域由於植栽挺水性植物，植物體本身具有吸附及過濾懸浮固體濃度，吸收營養鹽、提供生物膜生長有利於污染去除等機制，另外植物體遮蔽陽光效應可控制藻類生長，減少由藻類滋生所產生之懸浮固體及有機物濃度，因此表面流階段為列車式人工濕地中藻類濃度其次區域，而地下流式系統，為水體在土壤介質下流動，主要藉由土壤及礫石過濾機制去除水中污染物質，由於水體不與陽光直接接觸，使藻類無法在此階段生長，因此地下流階段為列車式人工濕地系統中藻類濃度最低之區域，在本研究之列車式人工濕地中挺水植物及地下流式系統可控制或減少藻類生長，以提升放流水質情形。校園生態池系統部份，水體由漫地流導入生態池中，因系統缺乏大型植物遮蔽效應控制藻類生長，發覺生態池系統魚群死亡，評估魚群死亡原因及建議，於第四章結果討論詳細說明。. 32.

(47) 相關文獻收集. 模槽試驗. 列車式人工濕地. 1.大型植物遮蔽試驗 (1)浮水性植物: －布袋蓮、水芙蓉 (2)挺水性植物: －蘆葦、香蒲 (3)沉水性植物: －金魚草 2.其他方式控制藻類 (1)添加硫酸銅 (2)黑布覆蓋陽光. 漫地流系統. 監測自然淨化系統水質. 1.現場量測參數：－溶氧、溫度、pH 值、濁度 2.採集水樣於實驗室分析：－懸浮固體、化學需氧量、葉綠素 a、氮磷營養鹽、大腸桿菌群 3.藻種鑑定. 1.探討自然淨化系統污染去除成效 2.植物遮蔽效應控制藻類生長 3.藻類滋生與水質關聯性. 整理後論文撰寫. 圖3.1 研究架構圖. 3.2 試驗場址實驗場地包括1.模槽試驗2.校園人工濕地及3.校園生態池三個部份，模槽實驗共有八組，分為浮水性植物(1)布袋蓮(2)水芙蓉，挺水性植物(3)蘆葦(4)香蒲，沉水性植物之(5)金魚草(6)黑布覆蓋(7)添加硫. 33.

(48) 酸銅及(8)控制組。校園人工濕地部份共分五個階段，校園污水經二級處理後排入氧化塘，經由風車抽水系統進入表面流一池，透過接梯瀑氣階段導入表面流池二，最後進入地下流濕地系統，流程圖如圖3.3 所示。校園生態池部份原水為校園生活污水，原污水經校園二級處理後排入漫地流及生態池系統當中，如圖3.4所示。. 3.2.1 模槽實驗批次模槽系統如圖3.2所示，分別為布袋蓮、水芙蓉、蘆葦、香蒲、金魚草、黑布、添加硫酸銅及控制組，模槽體積為長0.7 m×寬0.5 m×高0.46 m，其水深為0.4 m，以挺水植物試驗之蘆葦及香蒲，模槽內土壤深度約15 cm，採樣紀錄點皆取自表面水，採樣時間為下午13 時，模槽試驗期間為五日，每日監測葉綠素a及相關水質參數。為模擬人工濕地氧化塘受陽光照射促使藻類滋生情形，模槽設置於人工濕地實場氧化塘旁，浮水性植物設置之布袋蓮及水芙蓉為100%覆蓋率，挺水性蘆葦、香蒲及金魚草則分別為植株75株/盆、25株/盆及25 株/盆，黑布覆蓋部份同樣為100%覆蓋陽光之情形，而添加硫酸銅濃度為10 ppm (as Cu)。. 34.

(49) 1.布袋蓮. 2.水芙蓉. 3.蘆葦. 4.香蒲. 5.金魚草. 6.黑布覆蓋. 7. 10 ppm-Cu. 8.控制組. 圖3.2 模槽示意圖. 3.2.2 人工濕地實場高雄大學校區之人工濕地處理系統如圖3.3所示，包括氧化塘暫存池(長30 m×寬6.6 m×高1 m，水深0.8 m)、第一表面流濕地(長40 m×寬 6.6 m×高1 m，水深0.6 m)、第二表面流濕地(長40 m×寬5 m×高1 m，水深0.5 m )及地下流水平流濕地(長25 m×寬5 m×高1 m，水深0.5 m)，總面積約為800 m2，表面流濕地總面積為464 m2，地下流濕地表面積為125 m2，處理水量為140 CMD，總停留時間約12天。表面流植栽浮水性之水芙蓉與挺水性之香蒲及蘆葦，地下流系統則種植蘆葦及觀賞性花卉，以營造景觀，其原水為校園二級放流水，採樣點及系統示意 35.

(50) 圖如(圖3.3)所示，採樣紀錄點由左至右分別為氧化塘、表面流一入流、出流、表面流二入流、出流及地下流，實驗期間由97年九月至98 年六月，共計十個月。. 圖3.3 列車式人工濕地系統示意圖. 3.2.3 生態池生態池系統如圖 3.4 所示，入流水為校園二級放流水，系統範圍全長約 585 m，其水流速度約 67.5 m/hr(0.0188 m/s)，河道水深約 0.15-0.2 m，河道寬度 5.12 m 生態池之池深 0.9 m，採樣時間為 PM 13:00，實驗期間由 98 年六月至九月，共計三個月，採樣點紀錄點包. 36.

(51) 括漫地流河道 A-E 處與大池之 F 處，現場量測溶氧、水溫、pH 值、濁度、照度等背景參數，水質分析項目包括葉綠素 a、SS、COD、磷營養鹽(TP、PO43-)、氮營養鹽(氨氮、凱氏氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮)、大腸桿菌群則採集水樣於實驗室以標準方法量測，而藻種鑑定部份則以光學式顯微鏡以 400 倍觀察影像，於採樣過程紀錄天氣狀況、水質外觀、大型植物生長情形、魚類活動情形，於各採樣處拍照紀錄與水體通過濾膜情形。生態池中(F 點)僅有少數浮水植物水芙蓉，系統整體包括漫地流河道與生態池，缺乏大型植物遮蔽陽光效應，因此控制藻類生長情形較差，加上南部地區氣候炎熱、陽光充足影響，導致藻類嚴重滋生情形，系統水質外觀濁綠，且優養化現象造成系統魚群死亡現象。. 37.

(52) 圖 3.4 漫地流生態池系統空照及側面示意圖. 38. (Google Map 空照圖改繪製成).

(53) 3.3 實驗分析項目 3.3.1 實驗方法實驗之水質參數分析則針對各採樣點，現場測定照度、溶氧、pH、水溫、濁度及照度，量測儀器廠牌及相關規格於 3.3.2 節介紹，另外化學需氧量、懸浮固體、大腸桿菌群及葉綠素 a，則採集水樣於實驗室依據環檢所公告之標準檢驗方法分析。其中化學需氧量利用重鉻酸鉀迴流法(NIEA W515.53A)進行分析；大腸桿菌菌落數則以水中大腸桿菌群檢測方法濾膜法檢驗(NIEA E202.53B)；懸浮固體物則以 103~105℃乾燥法(NIEA W210.57A)進行測定；氮營養鹽包括氨氮、凱氏氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮，其中含氮營養鹽類檢測方法如下：氨氮及總凱氏氮分別為納氏比色法(NIEA W416.50A)與水中總凱氏氮檢測方法(NIEA W451.50B)，硝酸鹽氮及亞硝酸鹽氮則以離子層析儀測定之；葉綠素 a 則以水中葉綠素 a 檢測方法－乙醇萃取法檢測(NIEA E508.00B)；水中磷檢測方法為－分光光度計／維生素丙法(NIEA W427.52B)；藻種類定方式系利用光學式顯微鏡 UNICO 型號為 G404，放大倍率 400X 觀察其濕地內藻類影像，藻種鑑定方式與其他顯微鏡觀察法相同，先以低倍數觀察後再調整至高倍數(10 倍>40 倍 >100 倍>400 倍)，而光源須由小調整至大，避免觀察影像過暗情形。水中懸浮固體濃度檢測，實驗方法為行政院環保署 NIEA. 39.

(54) W210.57A，將玻璃纖維濾紙以去離子水重複沖洗後置入鋁盤，移入烘箱中以104烘乾約1-2小時，以電子式天秤量測重量至小數點後四位，後取適當水樣(50-300 mL)過濾後，同樣移入烘箱中以104烘乾約 1-2小時，再以電子式天秤量測重量，重量前後差值換算後單位mg/L，為水中懸浮固體濃度。懸浮固體實驗量測重量為負值情形，為大學部環境分析實驗常見問題，避免產生錯誤方法為天秤量測水樣過濾前後需保持濾紙乾燥，過程需放置於乾燥箱中冷卻，避免天秤讀取數值跳動，且進行重複性試驗，以確保準確性。水中葉綠素 a 檢測法為行政院環保署 NIEA E508.00B，按標準方法流程進行試驗，葉綠素 a 於採樣後以玻璃材質纖維濾片過濾適當水樣，約 100-300 mL 適當體積水樣，後將 90%乙醇 20-40 mL 及過濾之濾片置入 60 ℃恆溫箱萃取 30 分鐘，後冷卻至室溫後，置入高速離心機中，以轉速 3000 g 離心 10 分鐘後，吸取上層澄清液 6 mL，分別以分光光度計波長 665 及 750 nm 量測吸光值，後添加 0.06 mL 1 莫耳之 HCl，同樣再以分光光度計於兩波長下量測後套入公式計算結果。葉綠素 a 檢測常見問題為高速離心後，注意抽取上層之乙醇澄清液，不可吸取至底層懸浮固體及雜質，容易造成分光光度計在讀取上之誤差或產生負值情形(C665a-C665b 負值情形)，可增加乙醇體積或改用高筒式離心管等方式避免錯誤產生。. 40.

(55) 大腸桿菌試驗部份，大腸桿菌試驗以無菌稀釋液稀釋原水樣，原水樣 10 mL 及無菌稀釋液 90 mL 均勻混合，為稀釋十倍，再取 10 mL 混合液至 90 mL 無菌稀釋液均勻混合為稀釋一百倍，依此類推，大腸桿菌水樣稀釋應取適當之稀釋倍數(如圖 3.5 所示)，稀釋倍數過少將造成菌落數過多而讀取困難，而稀釋倍數過多則造成菌落數過少或者無菌(取不到細菌)之情形，本研究之自然淨化系統，建議入流水稀釋倍數為 100 至 1000 倍，而入流水後階段，因受到紫外光殺菌、細菌沉澱、衰減、原生動物掠食等機制影響，大腸桿菌濃度下降，因此入流水後建議稀釋倍數較少，約 10 至 100 倍，另，後勁溪大排水(模槽初始水源)，上游排放源屬畜牧廢水，大腸桿菌濃度較不穩定，因此稀釋倍數建議較廣，為 100 至 10000 倍情形，可視當時水質外觀、天氣狀況、水溫、濁度及 SS 等參數，判斷適當稀釋倍數。. 41.

(56) 稀釋倍數過少讀取困難. 稀釋倍數過多或菌落數過低. 適當稀釋倍數. 適當稀釋倍數. 圖 3.5 大腸桿菌試驗圖. 3.3.2 實驗材料本研究各分析項目所需之物品藥品如下所示：水中懸浮固體 1. 玻璃纖維濾片. ，廠牌，Pall Corporation (台灣代理商). 2. 去離子水 (DI水). 化學需氧量 1. 沸石. ，廠牌，SHOWA. 42.

(57) 2. 硫酸汞. ，廠牌，Scharlau. 3. 濃硫酸. ，廠牌，Scharlau. 4. 重鉻酸鉀. ，廠牌，SHOWA. 5. 菲羅啉（Ferroin）指示劑. ，廠牌，SHOWA. 6. 硫酸亞鐵銨. ，廠牌，SHOWA. 7. 無水鄰苯二甲酸氫鉀. ，廠牌，SHOWA. 葉綠素 a 1. 玻璃纖維濾片. ，廠牌，Whatman. 2. 乙醇. ，廠牌，景明化工. 3. HCl. ，廠牌，MERCK. 大腸桿菌群 1. 培養基(LES Endo agar). ，廠牌，MERCK. 2. 培養皿規格 50×12 mm. ，廠牌，ADVANTEC. 3. 混合纖維素酯濾膜. ，廠牌，ADVANTEC. 4. 磷酸二氫鉀. ，廠牌，SHOWA. 5. 氯化鎂. ，廠牌，SHOWA. 氮營養鹽 1. 硫代硫酸鈉溶液. ，廠牌，SHOWA 43.