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滲透性反應牆對電動力技術復育土壤中
五價砷移除機制之研究
袁 菁，高雄大學土木與環境工程學系副教授 高志明，中山大學環境工程研究所教授 江姿幸，中山大學環境工程研究所碩士 國科會計畫編號：NSC 92-2211-E-390-005 摘要本研究係以零價鐵(Fe(0)C, Fe(0)M)及氧化氫氧化鐵 (FeOOHC, FeOOHM)等四
種滲透性反應牆（Permeable Reactive Barrier, PRB）基材，結合電動力技術（EK） 探討反應牆位置對於土相中五價砷之移除效率。有關滲透性反應牆基材特性， Fe(0)C、Fe(0)M、FeOOHM及FeOOHC之 比 表 面 積 分 別 為3.0 、 25.3 、 67.8 及
102.1m2/g，而pHzpc分別為5.4、4.4、6.9、6.6，顯示 FeOOH之表面較容易帶正電 荷。而於高、低砷污染濃度系統中，皆以FeOOH為反應基材之去除效率較高， 且 反 應 牆 設 置 於 試 模 中 間 處 其 移 除 率 表 現 最 佳 ，EK/Fe(0)C、EK/Fe(0)M、 EK/FeOOHM及EK/FeOOHC系統之移除率分別可達47.99%、50.66%、54.42%及 60.12%。由兩極槽液收集到之砷濃度發現並無三價砷之型態存在，顯示電動力-滲透性反應牆(EK-PRB)系統處理後土壤中之五價砷並不會經氧化還原作用而轉 變成毒性較高之三價砷釋出於兩極槽液中，而兩極槽液中仍以陽極端之As5+收集 量較多，其原因為As5+於系統中係以陰離子之型態存在所導致，而土壤殘留量亦 為陽極端高於陰極端，顯示五價砷於反應過程中受電場之離子遷移作用相當明 顯。至於移除機制方面，單獨使用EK系統時，五價砷之移除主要由電動力系統 所 產 生 之 移 除 作 用 所 主 導 ， 而EK/PRB系 統 中 ， 五 價 砷 於 液 相 回 收 率 僅 為 0.10-15.25%，而反應牆吸附效率可達84.75-99.90%，顯示EK/PRB系統之主要去 除機制應為反應基材之吸附作用。 關鍵詞：零價鐵、氧化氫氧化鐵、滲透性反應牆、電動力法、五價砷 一、前言 台灣地區受重金屬污染相當嚴重，主要污染之重金屬為銅、鉛、鎘、鋅、鎳 及鉻等，超過土壤污染管制標準之面積就占了252.45公頃，而砷污染也相繼被發 現，目前發現污染面積約6公頃，而最高污染濃度為102 mg/kg (行政院環保署， 2002)，顯示砷污染之問題也日趨嚴重，且近年來於美國、墨西哥及孟加拉共和 國均發現相當嚴重的砷污染問題(Smedley et al., 2002；Andrew, 2003)，除了水受
到污染外，土壤的污染問題亦日趨嚴重。而土壤中其主要以五價砷(Arsenate)型 態存在(約佔80-90%)，三價砷(Arsenite)之形態則次之，而土壤需長期處於厭氣的 環境下才會大量產生三價砷(黃弘斌，1997)。 目前國內之研究多偏向於以吸附及離子交換來進行去除水相中之砷污染(黃 任偉，2002；江謝令涵，2002；吳曉妮，2003；鄭仲凱，2003；劉芩喬，2004)， 對於土相中砷污染之去除研究及技術仍相當有限。而國外處理水相之砷污染較新 穎的技術係為滲透性反應牆技術，於反應牆內填裝吸附劑、反應材質或微生物以 達到處理砷污染之目的(Deliyanni et al., 2003；End and Steele, 2004；Zhang et al., 2004；Bednar et al., 2005)。其中又以利用一般自然界中較常見之含鐵礦物，如氧
化鐵及零價鐵等，對砷污染展現相當好之去除效率(Driehaus et al., 1998；
Simeonova, 2000；Su and Puls, 2001； Nikolaos et al., 2003)。
Su and Puls (2001) 以4種不同含量的Fe(0)金屬進行移除水中三價砷和五價 砷之可行性，研究顯示處理30天後As(III)及As(V)之去除率分別為22-25%及 73-76%；Farrell et al. (2001)以 10 g/L 的零價鐵處理5000 µg/L 之砷污染水溶液 於pH 7 的環境下進行3天之試驗，結果顯示其殘餘濃度可低於5 µg/L。Deliyanni et al. (2003) 利 用 氯 化 鐵 與 碳 酸 銨 合 成 之 的 奈 米 級 氧 化 氫 氧 化 鐵 (Akaganéite, β-FeOOH)進行液相五價砷吸附試驗，經過3小時之平衡時間，砷的去除率可達到 90%以上，且吸附量亦隨pH升高而降低；End and Steele (2004)之研究顯示其於南 澳洲地表下約15公尺含水層內之砷污染，採取顆粒狀氧化氫氧化鐵(GFH)作為吸 收劑，配合抽取處理技術(pump and treat)，執行為期三個月之模場試驗，結果顯
示，GFH可以處理極高濃度的砷化合物(10 mg/L)，使其降低至澳洲飲用水標準以 下(10 µg/L)，經過兩年之操作運轉，已將污染團中二十多公斤之砷予以去除；經 以上研究證實零價鐵及鐵氧化物皆可有效於液相中吸附砷，以達到去除污染物之 效果，然對於土相中砷之處理，少有文獻提及。 本研究目的係結合電動力-滲透性反應牆(EK/PRB)系統，以四種形式之零價 鐵Fe(0)與氧化氫氧化鐵(FeOOH)作為滲透性反應牆基材，結合電動力管柱試驗進 行土壤中五價砷之移除，以期評估找出較佳之反應牆材質及設置位置。 二、實驗方法及材料 2.1 土壤樣品及污染土配置 本研究使用之土壤係為高雄縣大樹鄉未受污染之坋質壤土(Silt Loam)，係採 自高雄縣大樹鄉某處表土層下約0.7-1.5 m之土壤。採集之土樣經自然風乾約1 天，去除雜物後，以木槌將大顆粘粒搗碎，選取通過ASTM 10號篩(2 mm)後為實 驗用，其基本理化性質如表1所示。污染土配製係秤取適量之NaHAsO4．7H2O溶 於280 ml 的去離子水中，加入600g 之乾燥土壤均勻混合，待攪拌完全後將土樣 置入2 L 之塑膠瓶以360度旋轉器旋轉三天，即完成污染土配置的步驟。完成配 置後取出5-10 g 的土樣，置於鋁盤內在105℃的烘箱中烘乾24小時，取出冷卻後 將其壓碎並通2mm 篩網，再依照行政院環保署環檢所公告「土壤中砷檢測方法」
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(NIEA S310.62C)來進行消化處理，消化液將以感應耦合電漿原子發射光譜儀 (ICP，Perkin Elmer Optima 2000DV，USA)進行分析；重複進行上述取樣分析三 次，再將三次得出之濃度值加以平均即可得到土壤濃度之代表值。 表1 土壤基本性質 2.2 操作流質 本研究中之操作流質係採自高雄縣仁武鄉某處地下水使用高雄縣仁武鄉之 地下水水源，其基本水質分析如表2所示。 表2 地下水水質資料 Concentration mg/L meq Total equivalent (meq) Cl- 58.7 1.65 SO42- 162.9 3.39 NO3- 17.0 0.27 5.31 Mg2+ 26.8 2.23 K+ 52.0 1.33 Ca2+ 35.1 1.75 5.31 2.3 反應牆材料 本實驗使用的反應牆基材有四種：一為商用零價鐵(Fe(0)C, ETI-CC-1004, CONNELLY-GP, USA)，粒徑範圍在標準篩號8-50間；一為商用性氧化氫氧化鐵
(FeOOHC, Wasserchemie Corp, Germany)，另外兩種即為自行配置之零價鐵
(Fe(0)M)與氧化氫氧化鐵(FeOOHM)，Fe(0)M及FeOOHM之製造方法分別如式(1)、
(2)所示：
4Fe3+ + 3BH
4- + 9H2O 4Fe0(s) + 3H2BO3- + 12H+ + 6H2 (1) Fe3+＋ 3OH- FeOOH(s)＋ H2O (2) Characteristics Soil
Texture Silt Loam
Organic content (%) 0.35
Soil pH 7.40
pHzpc 2.40
BET area (m2/g) 29.6
Average particle size (µm) 27.8
Density (g/cm3) 2.50
Hydraulic conductivity (m/day) 8.37×10-4
BH4-則使用硼氫化鈉(NaBH4)，而氫氧根（OH-）可以NaOH 或KOH 來產生；在
此本研究以氯化鐵(FeCl3．6H2O)加上硼氫化鈉(NaBH4)混合產生Fe(0)M 沈澱物
後，以0.45µm之濾紙過濾並以大量去離子水清洗後，充入氮氣加熱乾燥後密封保
存備用；而氧化氫氧化鐵則以氯化鐵(FeCl3．6H2O)再加上氫氧化鈉(NaOH)，混
合後產生FeOOHM 粉狀懸浮物經靜置後，再以去離子水清洗數次，最後置於
100-105℃烘箱內烘乾數小時至乾燥狀態即得，以備後續實驗使用，各種反應基 材之比表面積及平均孔洞半徑經分析(ASAP 2010, Micromeritics, USA)結果如表 3所示。
表3 反應基材之比表面積及平均孔洞半徑
BET (m2/g) Average pore diameter (Å)
Fe(0)C 2.97 2.68 Fe(0)M 25.3 4.48 FeOOHC 102.1 0.32-2.0 FeOOHM (Average：67.8) 57.0-78.6 0.96-3.12 2.4 等電點之量測 配製500 mL 之10-2 M NaClO 4溶液，加入0.1 g 土樣，攪拌1天，使其呈均勻 水飽合懸浮狀；將上述步驟所製備的懸浮液以HNO3及KOH分別調整不同的pH值
(pH2~12)後，利用界達電位儀(Model 3.0+, Pen Kem Inc, USA)分別量測上述不同
pH值懸浮液的界達電位並記錄之，最後利用界達電位對pH 之關係圖，由圖中界 達電位等於0之對應pH值即為此樣品的零電位點(point of zero charge)。
2.5 液相砷與反應材質之反應動力行為 配製固定濃度之五價砷溶液，置於2 L 之PE 瓶內，分別加入0.2 g 的Fe(0) 及FeOOH，再以HCl 及NaOH 溶液調整實驗所需pH 值。隨即將這些樣品置於 恆溫振盪器內振盪(25℃, 150 rpm)，每隔一段時間取出5 mL 水樣，經0.45 µm濾 紙藉真空幫浦過濾器過濾，進行固液分離，然後測定過濾液中砷之濃度，求得砷 吸附於氫氧化鐵表面之動力曲線，以獲得其吸附達平衡所需之時間。 另進行平衡吸附實驗以探討不同砷濃度於不同pH 值下，砷吸附量之變化情 形。實驗中取五種不同初始濃度的五價砷溶液置入100 mL PE 瓶內，加入0.01g 之Fe(0) 或FeOOH 於PE 瓶內，將此樣品置於25℃及150 rpm之振盪器內振盪， 而振盪所需時間由前述平衡吸附實驗決定之。
2.6 電動力試驗
中華民國九十四年十一月十八、十九日 5 2004)。在實驗進行期間，每日進行兩次採樣，檢測電解槽液pH 值、氧化還原電 位(ORP)、電流強度、出流液體積、五價砷(As5+)及總砷濃度。 本研究共進行14組實驗，除Test1-2為對照實驗外，其餘實驗之操作參數包括 反應牆位置(A: 距離陽極端3 cm處; M: 距離陽極槽6 cm處; C: 距離陽極槽9 cm
處) ，反應牆基材(Fe(0)C、Fe(0)M、FeOOHM、FeOOHC)，及砷污染濃度(420、960
mg/kg) ，探討其於電位坡降為2 V/cm，操作時間為5天時，對砷去除效率之影響。
圖1 電動力試模示意圖 三、結果及討論
3.1 反應基材基本特性分析
圖2 (a)-(d) 為各種反應基材對pH 值之界達電位圖，由圖可知Fe(0)C、
Fe(0)M、FeOOHC及FeOOHM 零電位點之pH分別為5.4、4.4、6.6及6.9，顯示FeOOH
之零電位點均高於Fe(0)，然當環境中pH 大於零電位點時，則物質之表面帶有較 多之負電荷，使表面帶負電，反之則有較多之正電荷，使表面帶正電。因此，反 應基材設置於電動力系統中時，會受電解反應而產生之環境酸鹼化之影響，於反 應過程中造成表面帶電性之改變，然因五價砷為一陰離子型態存在，故反應基材 之表面帶電性應帶正電荷則較易吸附五價砷而進行去除之效果，然於此系統中， 就零電位點而言，以FeOOH反應基材之表面較容易帶正電荷。 3.2 液相砷吸附動力行為 實驗結果顯示，高pH值環境下，Fe(0)及FeOOH之平衡吸附時間約為10天左 右(參見圖3a、3b)，且pH 愈低其吸附濃度愈高，經10天後始達平衡吸附；由圖4 可看出Fe(0)於pH 為2.0時其吸附濃度可達30.12-67.32 mg As/g，pH 為12.5時其 吸附濃度即降低至0-2.43 mg As/g；FeOOH於pH 為2.0時其吸附濃度亦可達 42.45-72.7 mg As/g，pH 為12.5時其吸附濃度亦降低至0-11.62 mg As/g，顯示pH 愈高時其吸附濃度即明顯降低，然 Fe(0)C系統中，於高濃度時(15.2及17.8 ppm)， 當pH值高於8時，其吸附曲線與其他濃度時不同，顯示Fe(0)於高pH環境時，吸 附能力有限。
0 10 20 30 40 0 2 4 6 8 10 12 14 50 pH = 2.6 pH = 4.0 pH = 5.5 pH = 7.5 pH = 9.5 pH = 11.5 A rs eni c up ta ke ( m g) Time (days) g A s/ (b) FeOOHM 0 10 20 30 40 0 2 4 6 8 10 12 14 50 pH = 2.6 pH = 4.0 pH = 5.5 pH = 7.5 pH = 9.5 pH = 11.5 A rs eni c up ta ke ( m g A s/ g) Time (days) (a) Fe(0)C 0 10 20 30 40 50 60 70 0 2 4 6 8 10 12 14 80 Co = 17.8 ppm Co = 15.2 ppm Co = 11.1 ppm Co = 8.5 ppm Co = 5.2 ppm Ar se ni c upt ak e ( m g As /g ) pH (a) Fe(0)C 0 10 20 30 40 50 60 70 80 0 2 4 6 8 10 12 14 Co = 17.8 ppm Co = 15.2 ppm Co = 11.1 ppm Co = 8.5 ppm Co = 5.2 ppm A rs eni c up ta ke ( m g A s/ g) pH (b) FeOOHM 圖2 各種反應基材之界達電位測定結果 圖3 液相 砷與反應基材於不同p 吸附動力曲線 圖4 液相砷與反應基材於不同pH下之平衡吸附曲線 -50 -25 0 25 50 0 2 4 6 8 10 12 14 (d) FeOOHM Z e ta p o te n ti a l (m V ) pH -50 -25 0 25 50 2 4 6 8 10 12 14 (c) FeOOHC Z e ta p o te n ti a l (m V ) pH -30 -20 -10 0 10 20 30 0 2 4 6 8 10 12 14 (b) Fe(0)M Z e ta p o te n ti a l (m V ) pH -15 -10 -5 0 5 10 15 2 4 6 8 10 12 14 Z e ta p o te n ti a l (m V ) pH (a) Fe(0)C H下之
中華民國九十四年十一月十八、十九日 7 0 0.5 1 1.5 2 0 20 40 60 80 100 120 2.5 Test 1 Test 3 Test 4 Test 5 C u rr e n t den sit y ( m A /cm 2 ) Time (hrs) (a) Fe(0)C 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 0 20 40 60 80 100 120 Test 2 Test 6 Test 7 Test 8 C u rr e n t den sit y ( m A /cm 2 ) Time (hrs) (b) Fe(0)M 3.3 系統之電流 )之初始電流密度較低(圖5a、5b)，主 因為零價鐵受電場作用進而氧化生成二價鐵離子(Fe2+)導致電流密度上升，而後 因為土壤中的重金屬 物產 而阻 之電流密度值逐漸下降， 待反應時間約 小時後 約 天 即下降至一穩定狀態；而氧化氫氧化鐵 因不會受電場作用產生二價鐵離子 ，故電流密度一開始即呈現下 見圖 、 。土壤 方面，於反應過程中因陰、陽極槽之電解現象，而於兩極 處產生酸、鹼鋒之形成，導致土壤 會產生氧化 還原反應而造成近陽極端之土壤較為鹼化外，其餘仍受電場電解反應之影響酸鹼 變化相當明顯 參見圖 ，顯示 於反應過程中確實為因產生氧化還原作用 而釋放 ，而使土壤 圖5 不同EK/PRB系統對於電流密度之影響 .4 反應牆材質及設置位置對去除率之影響 力處理系統中，電動力技術主要除 密度及處理後土壤pH變化 實驗結果顯示，EK/Fe(0)系統(Test 3-8 與氫氧化 生沉澱物 塞，使 40 ( 2 ) (Test 9-14) (Fe2+) 降趨勢(參 5c 4d) pH 酸鹼化之情況，然除了使用Fe(0) ( 6a-d) Fe(0) OH- pH值上升。 0 0.5 1 1.5 2 2.5 0 20 40 60 80 100 120 140 Test 1 Test 9 Test 10 Test 11 C u rr en t d e ns it y ( m A/c m 2 ) Time (hrs) (c) FeOOHM 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 0 20 40 60 80 100 120 Test 2 Test 12 Test 13 Test 14 C u rr en t d e ns it y ( m A/c m 2 ) Time (hrs) (d) FeOOHC 3 由於此反應係將透水性反應牆設置於電動
圖6 EK/PRB系統之土壤pH分佈圖 了提供使污染物移動之動力外，在反應過程中陰、陽極端會有水之電解現象產 生，因而在兩極處會有酸、鹼鋒的形成。而系統之酸鹼環境對反應牆基材吸附砷 之反應於 節之實驗結果顯示有明顯之影響，吸附濃度由酸性環境最佳 圖 ， 然而有相關研究指出反應基材由液相進而應用於固相處理時，於酸性環境下反而 無法達到較佳之去除效果 袁菁等， ；李曉嵐， ，因此，反應基材之設 置位置選擇不當將會影響 之去除 而於液相 於 ＝ 時， 其平衡吸附量為 於 時，其平衡吸附量 約為 力 究 示 ，可 ，於低砷污 之去除率為 濃度系統 系統，此乃因 表 ，顯示反應基材 積 ，其去除率愈高 時 、 之移除率分別為 、 、 均較其他位置為 ， 與 袁菁等， 而 0 2 4 6 8 10 12 14 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 Test 1 Test 3 Test 4 Test 5 So il pH
Normalized Distance from Anode to Cathode
Intial pH = 7.40 (a) Fe(0)C 0 2 4 6 8 10 12 14 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 Test 2 Test 6 Test 7 Test 8 So il pH
Normalized Distance from Anode to Cathode
Intial pH = 7.40 (b) Fe(0)M 0 2 4 6 8 10 12 14 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 Test 1 Test 9 Test 10 Test 11 So il pH
Normalized Distance from Anode to Cathode
Intial pH = 7.40 (c) FeOOHM 0 2 4 6 8 10 12 14 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 Test 2 Test 12 Test 13 Test 14 So il pH
Normalized Distance from Anode to Cathode
Intial pH = 7.40 (d) FeOOHC 3.2 ( 4) ( 2002 2004) 砷 效果。 中，Fe(0) pH 4.0-7.5 6.87-54.38 mg As/g；FeOOH pH＝4.0-7.5 16.62-60.48 mg As/g，即FeOOH之吸附能 較Fe(0)強，且研 結果顯 EK/FeOOH系統(Test 9-14)之移除率較佳(參見表4) 達48.60-60.12% 染濃度系統(Test3-5及9-11) 43.89-54.42%，而高砷污染 (Test6-8及12-14)之去除率為43.07-60.12%，且EK/FeOOH系統之去除率均大於 EK/Fe(0) FeOOH之比表面積均高於Fe(0)(參見 3) 之比表面 愈大時 ；而反應牆設置位置於試模中間(M) (Test 4 7、10、13) 47.99% 50.66% 54.42%及60.12% 佳 此 袁氏( 2002)及李氏(李曉嵐，2004)之研究結果相同； 由電滲 透係數及電滲透流量可以發現，EK/FeOOH系統之電滲透係數(5.43-7.18 ×10-6
表4 EK/PRB管柱系統實驗結果
Permeable Reactive Barrier Test
No. of AsConc. 5+ Processing fluid a
Material Quantity (g) Positionb
Electrode area (cm2) Potential Gradient (V/cm) Ke×10-6 c (cm2/V-s) Qe×10 -4 d (cm3/s) Power Consumption (Kwh/m3) Removal efficiency (%) 1 423 G.W - - - 4.02 2.0 6.27 1.74 212.02 26.78 2 966 G.W - - - 4.02 2.0 6.52 1.81 255.74 26.91 3 423 G.W Fe(0)C/sand 2.5/5.0 A 4.02 2.0 8.10 2.25 194.10 43.89 4 423 G.W Fe(0)C/sand 2.5/5.0 M 4.02 2.0 6.43 1.78 148.36 47.99 5 423 G.W Fe(0)C/sand 2.5/5.0 C 4.02 2.0 8.27 2.29 210.57 47.04 6 966 G.W Fe(0)M/sand 2.5/5.0 A 4.02 2.0 8.77 2.43 209.54 43.07 7 966 G.W Fe(0)M/sand 2.5/5.0 M 4.02 2.0 7.02 1.94 161.23 50.66 8 966 G.W Fe(0)M/sand 2.5/5.0 C 4.02 2.0 9.11 2.52 236.85 44.92 9 423 G.W FeOOHM/sand 2.5/5.0 A 4.02 2.0 5.43 1.50 182.36 48.60 10 423 G.W FeOOHM/sand 2.5/5.0 M 4.02 2.0 5.81 1.61 160.20 54.42 11 423 G.W FeOOHM/sand 2.5/5.0 C 4.02 2.0 6.27 1.74 187.08 53.47 12 966 G.W FeOOHC/sand 2.5/5.0 A 4.02 2.0 6.01 1.67 227.55 59.46 13 966 G.W FeOOHC/sand 2.5/5.0 M 4.02 2.0 6.85 1.90 194.78 60.12 14 966 G.W FeOOHC/sand 2.5/5.0 C 4.02 2.0 7.18 1.99 237.21 59.94 a G.W. = Groundwater
b A: 3 cm away from anode end；M: 6 cm away from anode end；C: 9 cm away from anode end. c k
e represents electroosmosis permeability. d Q
e represents electroosmosis flowrate.
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cm2/V-s)較 系統低(6.43-9.11×10-6 cm2/V-s)，可能係因FeOOH為一氧化氫 氧化物 之 EK/PRB系統(Test 3-14)之電力耗損量約介於 - 3 (Test 1、2)之 212.02-255.74 Kwh/m3，其原因仍與電流密度有關，因對照組未設置反應牆，故 其電流密度較高而產生較高之電力耗損量。 3.5 反應系統處理機制之探討 經電動力-滲透性反應牆處理後之砷去除機制應有兩種途徑，一為電動力產 生之移除機制， 反應基材時應 注意於反應後是否會將砷之型態經氧化還原作用使其由五價砷型態轉變成毒性 較強之三價砷，因此藉由兩極槽液中之三價砷及五價砷的量、土壤中殘留量及反 應牆吸附量三部分來探討(參見表 5)，即可獲得此系統主要之去除機制。在本研 究中兩極 系統處理後土 壤中之五價砷並不會經氧化還原作用而轉變成毒性較高之三價砷釋出於兩系統 中，且兩極槽液中仍以陽極端之 As5+收集量較多，其原因為 As5+於系統中係以 陰離子之型態存在所導致；未設置反應牆時(Test1、2)其電動力產生之移除作用 可達到 制仍 動力 系 統 所 產 生 之 移 除 作 用 ， 而 電 動 力-滲透性反應牆系統其液相回收率僅有 0.10-15.25%，即反應牆吸附效率可達 84.75-99.90%，然當 As5+之初始濃度由 4 g/k 加至916mg/kg 時，其電動力產生之移除作用即由低濃度( 3-5 及 T -1 . 表5 兩極槽液中收集砷量及反應基材平均吸附量
As5+ distribution (mg) Remov chamism 是電 Test al me EK/Fe(0) ，其於電動力系統中 160 導 .20 電性 237 不 .21 如Fe(0) Kw 佳所 ，均 導 略 致； 低於 而 對照 h/m 組 另一種即為反應牆吸附之行為，然當使用零價鐵為 槽液及反應基材中均未發現三價砷之存在，顯示EK/PRB 89.02-89.78%，顯示單獨使用電動力系統時，其主要去除機 23m est 9 g 增 1)之 0.10-0.35%提昇至 9 48-15.25%，其原因乃受到反應基材之吸附容量 (4) in reservoir Test No. (1) PRB m (g )
g) in soil Anode Cathode in PRB
(6) PRB so tio a (mg/g) (%) (8) PRB adsorption (%) ass ) (2 Intial As (m 5+ (3) (5) adC pacitrp y n (7) EK 1 - 84.60 61.94 13.21 7.13 - - 89.78 - 2 - 3.20 14 9 2 3 2.5 0 . 5 5 4 2.5 .60 44 0 . 2 5 2.5 .60 44.80 0.137 0.003 39.66 15.86 0.35 6 2.5 193.20 10 5 7 2.5 3.20 95 89 8 2.5 5 9 2.50 .60 43 0 0 10 2.50 84.60 38 0 5 11 2.5 84.60 39.36 0.077 N.D 45.16 18.06 0.17 12 2.5 3.20 78.32 11.05 0.96 102.87 41.15 10. 13 2.5 . 14 2.5 3. .4 .3 35 1 .6 . 19 84 84 84 1.21 .47 .00 26 0. 0. .97 87 43 1 0 0 .31 006 004 - 37.0 40.5 - 14 16 89.0 0.2 0.1 - 99.7 99.8 99.6 84.7 88.1 85.1 99.9 99.8 99.8 89.5 90.5 89.9 0 0 0 0 0 0 .60 47 4 5 .82 .22 8 5 5 1 5 0 5 3 5 2 1 9.99 .32 6.41 .48 .56 11 9.8 11 0. 0. .31 7 .64 41 67 1. 1. 1. N N 38 77 25 .D .D 70.5 86.2 73.9 41.0 45.9 2 4 0 7 7 28 34 29 16 18 .21 .49 .56 .43 .39 15.2 11. 14.8 0.1 0.1 19 19 84 3.20 10 0 0 0 0 45 8 09 19 19 193.20 20 7777.05 0 9.6107 4 1.1.34 105104.14 1 4241.06 5 9.410 (5) = 3)+(4)] (6) = ) (7) = (8) = (3)] (2)-[( (5)÷ (4)÷ (5)÷ (1 [(2)-(3)]
中華民國九十四年十一月十八、十九日 11 g As 附量與液 低 反應牆於固 之 實驗結果顯示，經電動力處理後之土壤近陽極端之殘留量均高於陰極端，顯 離子型態存在，且受電場之離子遷移作用相當明 顯，故反應期間五價砷是由陰極端往陽極端移動，而導致土壤殘留量往陽極端增 加。由圖 、 可看出 系統之土壤殘留之趨勢係由陰極端往陽極端移 動，而圖 、 則發現經 系統處理後之土壤殘留較為均勻，但仍有 陽極端殘留量較高之情形，然整體而言，於高、低污染濃度之土壤中，均以 系統之處理效率較佳及殘留分佈較為均勻。 7 動 As 壤 佈圖 結
性方面，Fe(0)C、Fe(0)M、FeOOH 及FeOOH 之比表面積分
25.3、67.8及102.1，而pH zpc分別為5.4、4.4、6.9、6.6，於系統 其表面較容易帶正電荷。 之限制，且由表5發現，每克之吸附劑可吸附14.82-42.06 m ，其吸 相時之吸附量(6.87-60.48 mg As/g)相較為 ，顯示 相及液相中 吸附 能力仍有差異。然整體而言，反應牆於系統中仍佔有相當重要之處理效率。 3.6 處理後之土壤殘留分佈 示五價砷於反應過程中係以陰 7(a) (b) EK/Fe(0) 7(c) (d) EK/FeOOH EK/FeOOH 圖 經電 力系統處理後 5+之土 殘留分 四、 論 1. 反應基材特 M C 別為3.0、 中FeOOH 0 200 400 600 800 1000 1200 0.083 0.25 0.416 0.583 0.75 Te t 2s Test 6 Test 7 Test 8 R e sid u a l a rse ni c in so il ( m g/ k g ) 0 200 400 600 800 1000 1200 0.083 0.25 0.416 0.583 0.75 Test 1 Test 3
Normalized Distance from Anode to Cathode
Original concentration = 966 mg/kg (b) Fe(0)M
0.917 Test 4
Test 5
Normaliz Distance from o Cathode
R e s id u a l a rs e n ic i n s o il (m g /k g ) ed Anode t Original concentration = 423 m g/kg (a) Fe(0)C 0.917 1200 0 200 400 600 0 0 1200 0 0 83 5 80 100 .083 .25 0.416 0.5 0.7 Test 1 Test 9 Test 10 Test n g/k g ) No e c n Ca 11 R e s idu al ar s e n ic i s o il (m
rmaliz d Distan e from A ode to thode
Original concentratio m g eO M n = 423 /kg 0.917 (c) F OH 0 0.083 2 4 600 8 1000 .416 0.75 00 00 00 0.25 0 0.583 Test 2 Test 12 T T R e sid u a l a rse n ic in il (m g/ k lized ce fro to est 13 est 14 s o
Norma Distan m Anode Cathode
Original c OH oncentration = 966 mg/kg (d) FeO C g ) 0.917
與 其他相關之研究結果相同。 由兩極槽液收集到之砷濃度發現並無三價砷之型態存在，顯示電動力-5. 經電動力處理後之土壤近陽極端之殘留量均高於陰極端，顯示五價砷於 反應過程中係以陰離子型態存在，且受電場之離子遷移作用相當明顯， 故反應期間五價砷是由陰極端往陽極端移動，而導致土壤殘留量往陽極 端增加。 五、參考文獻 行政院環保署，http://www.niea.gov.tw
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而反應牆設置於試模中間處其移除率表現最佳，Fe(0)C、Fe(0)M、FeOOHM
及FeOOHC之移除率分別可達47.99%、50.66%、54.42%及60.12%，此 3. 滲透性反應牆系統處理後土壤中之五價砷並不會經氧化還原作用而轉 變成毒性較高之三價砷釋出於兩極槽液中，且兩極槽液中仍以陽極端之 As5+收集量較多，其原因為As5+於系統中係以陰離子之型態存在所導致。 4. 至於移除機制方面，單獨使用EK系統時，五價砷之移除主要由電動力系 統所產生之移除作用所主導，而EK/PRB系統中，五價砷於液相回收率 僅為0.10-15.25%，而反應牆吸附效率可達84.75-99.90%，顯示EK/PRB 系統之主要去除機制應為反應基材之吸附作用。 狀氫氧化鐵吸附地下水中砷之研究」，國立成功大 灣大學環境工程學研究所，2002。 妮，自來水中低濃度砷的分析與去除，國立中興大學環境工程學系碩士 文，2003。
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