現地透水性反應牆配置對含氯有機溶劑整治效率的影響

國立交通大學

土木工程學系

碩士論文

現地透水性反應牆配置對含氯有機

溶劑整治效率的影響

Effect of Configurations of Permeable Reactive Zone on

Remediation Efficiency of Groundwater Contaminated by

Chlorinated Solvents

指 導 教 授: 單信瑜 博士

研

究

生: 呂政信

現地透水性反應牆配置對含氯有機

溶劑整治效率的影響

Effect of Configurations of Permeable Reactive Zone on

Remediation Efficiency of Groundwater Contaminated by

Chlorinated Solvents

指導教授：單信瑜 博士 Advisor：Dr. Hsin-yu Shan

研 究 生 ：呂政信 Student：Cheng-hsin Lu

國 立 交 通 大 學

土 木 工 程 學 系

碩士論文

A Thesis

Submitted to Department of Civil

Engineering

College of Engineering

National Chiao Tung University

in Partial Fulfillment of the Requirements

for the Degree of

Master of Engineering

in

Civil Engineering

August 2014

Hsinchu, Taiwan, Republic of China.

I 現地透水性反應牆配置對含氯有機溶劑整治效率的影響 研究生：呂政信 指導教授：單信瑜 博士 國立交通大學土木工程學系

摘要

本研究利用 MODFLOW 程式模擬地下水流，並配合 RT3D 模擬污染物之傳 輸與降解反應。本研究以高雄楠梓加工出口區為例，模擬注入還原性或氧化性物 質及不同形狀之現地反應牆配置。高雄楠梓加工出口區現存低濃度且範圍廣之含 氯有機溶劑污染，且污染物已往楠梓加工出口區外移動中，土層狀況概分為六層， 主要為砂土且導水度偏高，水文條件因後勁溪位於高雄楠梓加工出口區之東面及 北面，故加工出口區內東部之地下水流向向東流，其他區域則為向北流，反應牆 方面則設定在高雄楠梓加工出口區邊緣分為橫向及縱向配置觀察其差異。 研究結果顯示，現地反應牆配置的不同，對整治污染物有明顯的差異。因為 氧化劑或還原劑在土層中需要反應的時間，而反應牆通常會搭配置換土壤，換成 導水度較高的土壤方便控制水流使污染物通過，但也會使的污染物經過反應牆時 停留的時間不夠長，故若使用還原性物質(例如：零價鐵)時，因其反應速率較低， 使其降解不及於反應牆中反應完全，造成降解產生出的氯乙烯有超標的現象，故 設計反應牆的形狀便顯得很重要。 經過比較結果，零價鐵透水性反應牆使用細長型配置時，會使汙染物的流經 路徑變長，污染物有效的降低濃度，三氯乙烯、二氯乙烯幾乎全部消失，原本會 過量的氯乙烯也都控制在管制標準以下，而使用過錳酸鉀透水性反應牆時，因其 反應速率非常高，故設計上只要攔截的到污染物就可整治完全，故設計橫向配置 之反應牆其整治成效較佳。 關鍵字：含氯有機溶劑，現地反應牆，DNAPL，模擬，地下水污染整治。

II

Effect of Configurations of Permeable Reactive Zone on Remediation Efficiency of Groundwater Contaminated by Chlorinated Solvents

By

Student：Cheng-hsin Lu Advisor：Dr.Hsin-yu Shan Department of Civil Engineering

National Chiao Tung University Abstract

This research studied the migration and degradation of chlorinated solvent plume in aquifer by simulation with MODFLOW and RT3D. The DNAPL site Nantze Export Zone in Taiwan Kaohsiung was chosen as the site for the case study. Remediation by injecting reducing or oxidizing agents into permeable reactive zone of variable shape and size was simulated. Groundwater in the aquifer beneath the Kaohsiung Nantze Export Zone is contaminated with chlorinated solvents and the plume was moving across the boundary towards Houjin Creek in the north. The hypothesized permeable reactive zone is located near the northern boundary of Nantze Export Zone and various configurations were simulated to study the effect on remediation efficiency.

The results show that the variation of permeable reactive zone configuration lead to difference in the reaction time and, in turn, the remediation efficiency. Highly permeable reaction zone can effectively guide the groundwater flow through it but the tradeoff is the short reaction time which is not long enough for significant reductive degradation of pollutants. As a result, the concentration of vinyl chloride which had been produced by reductive degradation would exceed regulation limit. On the other hand, chemical oxidation in permeable reactive zone may destruct chlorinated solvents in the permeable reaction zone more effectively as demonstrated by the simulation.

The results of the research show that, the Zero-Valent Iron of permeable reactive zone using elongated configuration makes the flow path longer, and reduces the concentration of pollutants. The TCE and DCE are almost disappeared. The Potassium Permanganate of permeable reactive zone using lateral configuration can intercept pollutants more effectively.

Keywords: Chlorinated Solvents, Permeable Reactive Zone, DNAPL, Simulation, Ground Pollution Remediation

III

誌謝

研究所生涯中，受到許多人的幫助，要感謝許多曾經幫助我的人。首先非常 感謝指導教授單信瑜 博士，這兩年來的指導與照護，兩年下來不論是學業上甚 至人生處事方面均使學生獲益良多，論文能夠如期完成，真是感謝老師細心的指 導與協助。此外，感謝口試委員張良正老師、劉志忠博士、王智澤博士提供論文 上寶貴的建議與指正，使論文更趨完善，尤其感謝王智澤博士提供現地場址資料 以利模擬能與現地資訊結合。 在交通大學生活了兩年，感謝這段期間內各方面幫助過我的人，感謝實驗室 的學長志清，帶領我們學習實驗室的一切事物，到了碩二期間自己當了學長才知 道以前學長在時總有學長撐著，還有實驗室一起相處了兩年的夥伴書銘、麒淯， 需要幫忙時總是還有你們在，以及同學震紘、柏翰、孝存、翊文等等無私提供課 業上的指導與幫助，還有學長建智這兩年來生活上的相互幫助與砥礪，此外，特 別感謝學弟們禹豪和彥博，使碩二生涯中每一天的生活充滿歡笑，且在實驗室的 其他事務方面有學弟們幫忙處理，使所有研究工作能夠如期完成。 最後我要感謝我的家人，在這兩年求學期間能夠給予支持並使我無後顧之憂， 得以朝自己的目標前進。感謝的心無法文字一一表達，僅有希望日後步入社會在 工作上好好表現，成為一個對世界有貢獻的人，不負大家的期待。 呂政信 于交通大學土木工程研究所 中華民國 103 年 8 月

IV

目錄

摘要………… ... I 英文摘要…. ... II 誌謝………… ... III 目錄………… ... IV 圖目錄…….. ... VI 表目錄…….. ... X 第一章 緒論 ... 1 1.1 研究動機 ... 1 1.2 研究目的 ... 1 1.3 論文架構 ... 2 第二章 文獻回顧 ... 4 2.1 含氯有機溶劑 ... 4 2.1.1 含氯有機溶劑介紹 ... 4 2.1.2 含氯有機溶劑移動特性 ... 7 2.2 地下水溶解相傳輸 ... 10 2.2.1 水動力延散 ... 11 2.2.2 土壤吸附作用 ... 12 2.2.3 生物降解作用 ... 14 2.3 含氯有機溶劑之地下水污染整治 ... 17 2.3.1 現地化學氧化法 ... 18 2.3.2 現地化學還原法 ... 25 2.3.3 零價鐵還原法 ... 26 2.3.4 透水性反應牆 ... 29 2.4 現地場址之數值模擬相關案例 ... 36 第三章 研究方法 ... 39 3.1 模式簡介 ... 40 3.1.1 地下水流數值模式 ... 40 3.1.2 污染傳輸模式 ... 40

V 3.2 模型設定 ... 42 3.2.1 現地場址設定 ... 42 3.2.2 污染源設定 ... 42 3.2.3 現地透水性反應牆設定 ... 43 3.3 參數設定 ... 43 3.3.1 程式設定 ... 43 3.3.2 含水層格網建立 ... 44 3.3.3 地下水流模式邊界條件 ... 45 3.3.4 污染起始條件 ... 47 3.3.5 水文地質參數 ... 50 3.3.6 吸附模式 ... 50 3.3.7 降解模式 ... 52 3.3.8 現地透水性反應牆參數設定 ... 53 第四章 模擬結果與分析 ... 56 4.1 高雄楠梓加工出口區現況 ... 57 4.2 高雄楠梓加工出口區零價鐵透水性反應牆整治 ... 62 4.2.1 橫向透水性反應牆配置 ... 62 4.2.2 縱向透水性反應牆配置 ... 67 4.2.3 橫向加長透水性反應牆配置 ... 72 4.2.4 縱向加長透水性反應牆配置 ... 77 4.3 高雄楠梓加工出口區過錳酸鉀透水性反應牆整治 ... 82 4.3.1 橫向透水性反應牆配置 ... 82 4.3.2 縱向透水性反應牆配置 ... 87 4.3.3 橫向加長透水性反應牆配置 ... 92 4.3.4 縱向加長透水性反應牆配置 ... 97 4.4 高雄楠梓加工出口區導水壁透水性反應牆整治 ... 102 4.4.1 零價鐵縱向加長導水壁透水性反應牆配置 ... 102 4.4.2 過錳酸鉀橫向導水壁透水性反應牆配置 ... 107 4.4 綜合討論 ... 112 4.4.1 零價鐵透水性反應牆配置 ... 113 4.4.2 過錳酸鉀透水性反應牆配置 ... 114 4.4.3 導水壁體有無之比較 ... 115 第五章 結論與建議 ... 117 5.1 結論 ... 117 5.2 建議 ... 118

VI

圖目錄

圖 1-1 研究流程圖……….……….…3 圖 2-1 DNAPL 四相傳輸示意圖………..……….…….8 圖 2-2 DNAPL 持久性污染源示意圖………9 圖 2-3 地下水監測井取樣與 DNAPL 溶解相傳輸之關係...……….….10 圖 2-4 氯烯類有機物反應生成途徑………..………..14 圖 2-5 污染團好氧性與厭氧性生物降解作用區域………15 圖 2-6 ISRM 反應機制……….………25 圖 2-7 零價鐵-含氯有機物還原脫氯之反應途徑…...………27 圖 2-8 整治井示意圖………31 圖 2-9 整治渠示意圖………32 圖 2-10 透水性反應牆設計步驟………..32 圖 3-1 氯烯類好氧與厭氧環境下降解反應………41 圖 3-2 高雄楠梓加工出口區場址地層設定圖………44 圖 3-3 高雄楠梓加工出口區場址………45 圖 3-4 高雄楠梓加工出口區監測井地下水流向………..………..46 圖 3-5 高雄楠梓加工出口區監測井地下水等水位線………46 圖 3-6 高雄楠梓加工出口區場址模式設定流場………47 圖 3-7 高雄楠梓加工出口區場址現地監測污染團濃度………48 圖 3-8 高雄楠梓加工出口區場址現地監測污染團濃度(點源)..………...49 圖 3-9 高雄楠梓加工出口區場址起始污染團設定……….………...49 圖 3-10 現地透水性反應牆形狀配置設定………..……….………...49 圖 4-1 高雄楠梓加工出口區 TCE 濃度分佈現況俯視圖………58

VII 圖 4-2 高雄楠梓加工出口區 TCE 濃度分佈現況側視圖………58 圖 4-3 高雄楠梓加工出口區 DCE 濃度分佈現況俯視圖………….……….….…59 圖 4-4 高雄楠梓加工出口區 DCE 濃度分佈現況側視圖………..….59 圖 4-5 高雄楠梓加工出口區 VC 濃度分佈現況俯視圖………60 圖 4-6 高雄楠梓加工出口區 TCE 濃度分佈現況俯視圖………..………60 圖 4-7 零價鐵橫向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………..……63 圖 4-8 零價鐵橫向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………..……63 圖 4-9 零價鐵橫向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………..……64 圖 4-10 零價鐵橫向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖...………..……64 圖 4-11 零價鐵橫向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖………..……65 圖 4-12 零價鐵橫向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖………..……65 圖 4-13 零價鐵縱向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………..……68 圖 4-14 零價鐵縱向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………..……68 圖 4-15 零價鐵縱向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………..…………..…69 圖 4-16 零價鐵縱向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖……….…69 圖 4-17 零價鐵縱向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖………..……70 圖 4-18 零價鐵縱向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖………..……70 圖 4-19 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………..…………73 圖 4-20 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………..……73 圖 4-21 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖…………...……..……74 圖 4-22 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖……….……74 圖 4-23 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖……….……75 圖 4-24 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖……….……75 圖 4-25 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖……….78

VIII 圖 4-26 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖……….78 圖 4-27 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖……….79 圖 4-28 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖……….79 圖 4-29 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖……..……….80 圖 4-30 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖……..……….80 圖 4-31 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………83 圖 4-32 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………83 圖 4-33 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………84 圖 4-34 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖………84 圖 4-35 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖…………..………85 圖 4-36 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖…………..………85 圖 4-37 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………88 圖 4-38 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………88 圖 4-39 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………89 圖 4-40 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖………89 圖 4-41 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖………..90 圖 4-42 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖………..90 圖 4-43 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………93 圖 4-44 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………93 圖 4-45 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………94 圖 4-46 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖………94 圖 4-47 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖………..……95 圖 4-48 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖………..……95 圖 4-49 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………98

IX 圖 4-50 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………98 圖 4-51 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………99 圖 4-52 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖………99 圖 4-53 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖…………..…………100 圖 4-54 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖…………..…………100 圖 4-55 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖………..103 圖 4-56 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖………..103 圖 4-57 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖………..104 圖 4-58 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖………..104 圖 4-59 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖..………..105 圖 4-60 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖..………..105 圖 4-61 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈俯視圖..………....108 圖 4-62 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治 TCE 濃度分佈側視圖..………....108 圖 4-63 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈俯視圖..………....109 圖 4-64 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治 DCE 濃度分佈側視圖..………....109 圖 4-65 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈俯視圖..…..…………....110 圖 4-66 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治 VC 濃度分佈側視圖..…..…………....110

X

表目錄

表 2-1 氯烯類有機溶劑介紹及本國管制標準……….….5 表 2-2 𝐾_𝑜𝑤文獻數據和𝐾_𝑜𝑐值計算………..………..………..13 表 2-3 氯烯類一階降解反應速率和半衰期……….………...17 表 2-4 三種過硫酸鹽的溶解度比較………20 表 2-5 常用於現地處理氧化劑的氧化電位……….………..21 表 2-6 常用於現地處理氧化劑的氧化還原反應………22 表 2-7 化學氧化法之優缺點………23 表 2-8 各氧化劑處理不同污染物之適用性………24 表 2-9 零價鐵還原法優缺點………28 表 2-10 透水性反應牆可處理之污染物種類及反應物材料.……….……30 表 2-11 透水性反應牆優缺點比較………..………35 表 3-1 高雄楠梓加工出口區含水層分配係數參數設定………51 表 3-2 高雄楠梓加工出口區阻水層分配係數參數設定………52 表 3-3 零價鐵反應牆參數設定………53 表 3-4 過錳酸鉀反應牆參數設定………54 表 4-1 高雄楠梓加工出口區現況區外最高濃度及全區濃度總量………61 表 4-2 零價鐵橫向透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量………66 表 4-3 零價鐵縱向透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量………71 表 4-4 零價鐵橫向加長透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量………76 表 4-5 零價鐵縱向加長透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量………81 表 4-6 過錳酸鉀橫向透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量…………86

XI 表 4-7 過錳酸鉀縱向透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量…………91 表 4-8 過錳酸鉀橫向加長透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量……96 表 4-9 過錳酸鉀縱向加長透水性反應牆整治區外最高濃度及全區濃度總量..…101 表 4-10 零價鐵導水壁縱向加長透水性反應牆整治區外最高濃度及濃度總量…106 表 4-11 過錳酸鉀導水壁橫向透水性反應牆整治區外最高濃度及濃度總量……111 表 4-12 高雄楠梓加工出口區全區整治去除率比較………112 表 4-11 導水壁有無之去除率對照表………115

1

第一章

緒論

1.1 研究動機

含氯有機溶劑為地下水中重質非水相溶液(Dense Non-Aqueous Phase Liquids, DNAPL)污染物，低溶解度且比水重之特性。DNAPL 若不當排放或洩漏於土壤 或地下水中，將會影響污染傳輸之深度與範圍。DNAPL 還原脫氯生物降解反應 反而使污染擴大與風險增加。 由於含氯有機溶劑污染場址中，低濃度、範圍廣的案例很多，故選用國內高 雄楠梓加工出口區的污染場址作為案例。高雄楠梓加工出口區已存在含氯有機溶 劑污染物多年，現今污染物已往工業區外移動，目前進一步的調查與整治工作已 在進行中。本研究以程式模擬加入高雄楠梓加工出口區的污染現況，並加入現地 透水性反應牆的整治，而不同的反應牆配置直接影響到的就是效率及成本，如何 在有可能的配置下，達到最高的價值，且使用的是現地的水位監測井，濃度監測 井，鑽孔資料以期能使分析的結果參考性提高。

1.2 研究目的

過去關於地下水模式模擬現地整治的相關文獻中，現地透水性反應牆相關文 獻較少，故本研究目的是透過數值軟體 Visual MODFLOW，模擬高雄楠梓加工 出口區之現地含氯有機溶劑污染之情形，使用現有的現地監測資料，建立高雄楠 梓加工出口區現況模型，並設置不同的反應牆配置，模擬得到不同的整治成果。 並評估氧化及還原之現地透水性反應牆的較佳配置。

2

1.3 論文架構

本研究係以數值模擬來探討現地整治法的問題，選用高雄楠梓加工出口區現 有含氯有機溶劑污染的狀況作為研究案例，針對高雄楠梓加工區的現況建立模型， 並加入整治的模擬。目前許多的商業軟體均可模擬地下水溶質之傳輸，其中數值 模式 RT3D 可模擬含氯有機溶劑的降解反應，適合用來模擬整治現地污染物，且 可在不同的網格設定不同的降解或吸附參數，透過這些設定來模擬現地透水性反 應牆，因此本研究選用 MODFLOW 和 RT3D 來進行污染物傳輸模擬。 本研究首先會對關於土壤各項參數及本研究中之各關切污染物於程式中所 需要之參數合理範圍作回顧，並蒐集關於氧化及還原之整治法和現地透水性反應 牆之相關文獻，再整理高雄楠梓工業區之水位監測井，濃度監測井，地質地層分 布等資料，並建立高雄楠梓工業區之現況場址模型，並整理不同的透水性反應牆 下不同的形狀配置，再將結果分析彙整、討論。其研究流程，如圖 1-1 所示。

3 圖 1-1 研究流程圖

文獻回顧

1.含氯有機溶劑。 2.地下水溶解相傳輸。 3.含氯有機溶劑之地下水污染整治。 4.現地場址之數值模擬相關案例。

研究方法

1.建立現地場址。 2.設置含氯有機溶劑之降解及傳輸。 3.設計不同的反應牆配置。 4.模擬不同的反應牆配置。 5.模擬結果合理與否評斷。 6.針對模擬結果評估最佳的反應牆配置。

數據整理

1.鑽孔資料研判現地土層分布狀況。 2.水位監測井之水頭分布狀況研判流場。 3.含氯有機溶劑的降解反應速率。 4.現地透水性反應牆的反應速率及效率。

結論與建議

4

第二章

文獻回顧

2.1

含氯有機溶劑

2.1.1

含氯有機溶劑介紹

DNAPL 中最常見的族群非氯烯類莫屬，其中三氯乙烯(Trichloroethylene , TCE)、四氯乙烯(Tetrachloroethylene , PCE)則分別為污染場址最常見DNAPL 的 第1名與第2名。雖然在一般工廠並不使用氯乙烯，但是因為三氯乙烯、四氯乙烯 等有機溶劑在地下水環境中會因為生化作用，使PCE 還原為TCE，TCE 還原為 二氯乙烯(Dichloroethene, DCE)，二氯乙烯還原為致癌性的氯乙烯(Vinyl chloride, VC)，因此在許多污染場址中，都可以發現氯乙烯。所以在美國CERCLA 場址 氯乙烯被列為優先危害物質清單中第4 名，是有機物中的第1 名。(ASTER, 2007) 相關氯烯類有機溶劑之用途、毒性、溶解度與目前我國土壤與地下水污染管 制標準，若該區域的地下水做為飲用水之水源，則屬於第一類管制標準，若未作 為飲用水源則為第二類管制標準，可發現第一類之標準較第二類之標準高，請參 考表 2-1。

5 表 2-1 氯烯類有機溶劑介紹及本國管制標準 (a) 四氯乙烯 四氯乙烯 用途 乾洗和金屬除油(Lash et al., 1998) 毒性 急性高劑量暴露可導致暈眩、噁心、頭痛及神智不清，嚴重者 可導致死亡(Levine et al., 1981)。慢性高劑量暴露也可能造成肝 及腎臟病變(USEPA., 1985)。乾洗業勞工也被發現與高不孕率與 高自發性流產有關聯(Eskenazi et al., 1991b)。 溶解度註 1 150 mg/L IARC 2A 類-很可能對人體具致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.005 mg/L 第二類: 0.05 mg/L (b) 三氯乙烯 三氯乙烯

用途 乾洗和金屬除油(Sujatha and Hegde, 1998)

毒性 罹患肝癌、腎臟癌、非何杰金氏淋巴癌、前列腺癌和多發性骨 髓癌有關(Wartenberg, 2000)。 溶解度註 1 1,100 mg/L IARC 2A 類-很可能對人體具致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.005 mg/L 第二類: 0.05 mg/L

6 (c) 1,1-二氯乙烯 1,1-二氯乙烯 用途 半導體製程中高純度矽晶膜之成長 毒性 中樞神經系統退化 溶解度註 1 400 mg/L IARC 3 類-無法確定對人體具致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.007 mg/L 第二類: 0.07 mg/L (d) 順-1,2-二氯乙烯 順-1,2-二氯乙烯 用途 合成含氯溶劑與物質之中間物質，亦可作為有機物質之萃取溶 劑。 毒性 高劑量會造成中樞神經系統損傷。低劑量下導致噁心、疲倦、 勞累與眩暈等症狀(Freundt et al., 1977) 。 溶解度註 1 600 mg/L IARC 無致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.07 mg/L 第二類: 0.7 mg/L

7 (e) 氯乙烯 氯乙烯 用途 合成聚氯乙烯的原料 毒性 在動物實驗及人類流行病學研究顯示，均有腫瘤發生之現象， 並以肝臟的血管肉瘤為最常引起的腫瘤形式。 溶解度註 1 2740 mg/L IARC 1 類，對人類致癌性證據充足 地下水管制標 準 第一類: 0.002 mg/L 第二類: 0.02 mg/L

註 1: Verschueren. K, 1983, Handbook of Environmental Data on Organic Chemical, 2d ed, Van Nostrand Reinhold Co., Toronto, Ont. 1310pp.

2.1.2

含氯有機溶劑移動特性

含氯有機溶劑為重質非水相液體，純有機液體在水溶液中不易溶解，會獨自 形成一分離相的液體，通稱為非水相液體(Non-aqueous Phase Liquids, NAPL)。 NAPL 依照和水的密度關係又可區分為兩大類：較水輕者稱為輕質非水相液體 (Light Non-Aqueous Phase Liquid, LNAPL)；較水重者稱為重質非水相液體 (DNAPL) (Schwille, 1988)。

由於 DNAPL 有低的溶解度、高密度及低黏滯力的影響，使得 DNAPL 在 土壤中具有相當大的流動性。水相對地為低密度、高黏滯性流體，因此兩流體在 接觸面上會造成不穩定的前進鋒面，即所謂 Viscous Fingering 現象(Homsy, 1987)。 當 DNAPL 於未飽和層中會以四種相 (phase)存在，溶於空隙水中的溶解相

8

(dissolved phase)，揮發空氣中的蒸汽相(vapor phase)，連續相狀態移動於孔隙中 的可移動相(mobile phase)，獨立分佈孔隙中的不可移動相(immobile phase)，又稱 殘留量(residues)，如圖 2-1。

圖 2-1 DNAPL 四相傳輸示意圖(董天行，1998)

部分的 DNAPL 溶於水中形成溶解相便會隨地下水之傳輸機制移動。而地 下水流經DNAPL造成可移動相的移動與殘留量的形成，與毛細壓力、孔隙、水 流、界面張力等因素有關 (Bedient et al., 1994; Pankow and Cherry, 1996) 。

滲透過程中 DNAPL 在移動路徑上會有部分殘留於土壤孔隙中，不再受重 力或周圍地下水流動的影響而移動，但仍會因分配作用而逐漸溶於水中，因此殘 留量為一持久性的污染源 (Johnson and Pankow, 1992; Longino and Kueper, 1995)。 DNAPL 於飽和層中受重力影響向下移動，若含水層中有一不透水的薄夾層， DNAPL 會在該不透水層上側向流動，累積形成一薄層 DNAPL 即所謂 DNAPL 池，形成新的持久性污染源。若 DNAPL 持續滲透，DNAPL 會貫穿到含水層底 部，且沿著底部的地形往低處流動，不受地下水流動的方向影響(Palmer and

9 Johnson, 1989) 。 DNAPL 殘留量與 DNAPL 池均屬於地下水之持久性污染源，此二者均會持 續性溶解於地下水造成含水層污染，其中含氯有機溶劑之殘留量完全溶解所需時 間約幾年至十多年；DNAPL 池則高達數十年甚至上千年之久，因與地下水接觸 面積非常小，使溶解速度甚低。因此這兩種污染源之清除或消減之工作非常困難， 故地下水污染會持續發生(Anderson et al., 1992b ; Longino and Kueper, 1995)，如 圖 2-2。

圖 2-2 DNAPL 持久性污染源示意圖(Pankow, 1996)

地下水流速在 0.1~1 m/day 時，流經 NAPL 時所產生的濃度可接近 NAPL 的 溶解度。在 25 ºC 時，PCE 在水中的溶解度約為 150 mg/L，TCE 約為 1100 mg/L(Mercer and Cohen, 1990)。而實際受污染場址地下水濃度僅在 0.001~1 mg/L 之間，可能由於 DNAPL 污染傳輸擴散、吸附、降解，和抽取的污染團與乾淨地 下水稀釋的原因(Anderson et al., 1992a)。如圖 2-3 中顯示了 DNAPL 污染源下游 的單一監測井，若 TCE 的溶解度為 1,100 mg/L，則在 A 點水中 TCE 濃度會最高， 可能接近溶解度；在 B 點則因經過水動力延散作用，TCE 濃度會較低；C 點為 地下水水樣實際之採樣點，裝進採樣瓶的地下水樣品中 TCE 的濃度因為監測井

10

內的稀釋作用而較在地表下的 B 點低。因此，一般經驗準則為只要採樣所得的 地下水水樣中 DNAPL 濃度達到溶解度的 1%，現場就可能有液相的 DNAPL 污 染源存在(USEPA, 1992)。

DNAPL 也會以混合溶劑洩漏出多種不同的有機化合物成份至地表，各種 DNAPL 成分依據拉午爾定律(Raoult’s Law)，推估有效溶解度是其莫耳分量和單 一物種的溶解度的乘積(Banerjee, 1984)。

圖 2-3 地下水監測井取樣與 DNAPL 溶解相傳輸之關係

(Environment Agency UK, 2003)

2.2

地下水溶解相傳輸

地下水溶解相傳輸機制有水動力延散、土壤吸附、生物降解等作用，為污染 團濃度傳輸與變化之因素，而污染團隨地下水向外快速擴散是影響場址污染風險 的重要行為。

11

2.2.1

水動力延散

地下水溶質傳輸其運動和擴散模式一般稱之為水動力延散。這個傳輸機制中 包括了三種基本機制：平流(Advection)、機械延散(Mechanical dispersion)、分子 擴散(Molecular Diffusion)。 平流是指污染物隨著水分子因水頭(地下水位)差異而帶動，隨地下水傳輸， 其一維傳流方程式可表示： =- (2-1) 而平均線性速度的大小根據達西定律： = (2-2) 為有效孔隙率， i 為水力梯度， K 為導水度。 擴散式污染物分子因濃度差異驅動，污染物從較高濃度往較低濃度區域移動， 機械延散則是因溶解在水中的污染物，隨著水分子的真實運動路徑，顯示微觀真 實的流速差異和流動方向不一，導致污染物水分子和污 染物在沿水流方向 (Longitudinal)和側向(Transverse)方向散佈。水動力延散作用中在二維地下水流場 中，縱向與橫向水動力延散係數， 與 分別表示為： ＝ + (2-3) ＝ + (2-4) 為平均線性流速(L/T)， 為縱向延散度(L)， 為橫向延散度(L)；因延 散作用在水流方向較為劇烈，因此通常 約為 的十分之一左右。

12 1979；Bear, 1972；Ogata, 1970) ： ＝ (2-5)

2.2.2

土壤吸附作用

DNAPL 溶解於地下水中傳輸，其有機化合物會因分配作用存在於液相和固 相之間，分配作用中有線性吸附等溫線和非線性吸附等溫線之理論平衡於兩相中 (Wood, Kramer, and Hern, 1990)。有機化合物大部分吸附於土壤的有機質上，在 純有機碳上的吸附係數係以𝐾𝑜𝑐來表示，𝐾𝑜𝑐值越高，代表越容易被土壤或底泥吸

附。根據𝐾_𝑑值和𝐾_𝑜𝑐值之定義可得到以下的關係式(Harmon and Roberts, 1994)： 𝐾𝑑＝ 𝐾𝑜𝑐*𝑓𝑜𝑐 (2-6)

𝐾_𝑑為吸附係數。 𝑓_𝑜𝑐為單位土壤重之有機物含量。

𝐾_𝑜𝑐值可藉由𝐾_𝑜𝑤經驗公式(2-7)推估(Ball and Robert, 1991)文獻數據的整理 見表 2-4。 𝐾_𝑜𝑤為辛醇-水分佈係數(Octanol-water partition coefficient)，化學物質 在水相的平衡濃度，通常以𝐾𝑜𝑤 >100 者稱為疏水性物質。

13

表 2-2𝐾𝑜𝑤文獻數據和𝐾𝑜𝑐值計算(Schaerlaekens et al., 1999)

吸附作用使得一部份的污染物分子在傳輸過程中被留置在固相，因此以平流 的觀點來看，污染物的移動隨水流動的速度減緩而受到延滯。一般以遲滯係數𝑟𝑓

來描述速度降低的比例(Srinivasan and Mercer, 1988)：

𝑟_𝑓＝1+𝜌_𝜃𝑏𝐾_𝑑 (2-8) 𝜌𝑏為土壤乾體積質量密度，𝜃為土壤體積含水比。 延滯速度則可表示為： 𝑐＝𝑣_𝑟𝑥 𝑓 (2-9) 為 x 方向(水流方向)之平均線性速度。

14 延滯效應不僅使污染團的移動速度減緩，也會使得污染團擴大的速率變慢。 而污染物其實並沒有消失，而是吸附在土壤顆粒之上。若污染團繼續往前移動， 原本吸附在土壤顆粒上的污染物會因為地下水中的污染濃度降低，而自土壤顆粒 上再度釋放出來，以達到新的分配平衡。

2.2.3

生物降解作用

以生物反應而言，含水層中有各式各樣的微生物，在適當的條件下，微生物 可利用污染物進行代謝反應，含氯有機溶劑在生物系統中的降解機制，可區分為 好 氧 氧 化 作 用 (Aerobic oxidation) 與 厭 氧 還 原 脫 氯 作 用 (Anaerobic reductive dechlorination) ，常見反應生成途徑如圖 2-4。

圖 2-4 氯烯類有機物反應生成途徑(Tiehm et al., 2007)

好氧性生物降解作用是利用氧氣為電子接受者，氧化有機污染物，轉化成二 氧化碳以獲得能量。一般氧化反應作用存在於污染團前端和靠近地表層溶氧高的

15 區域，而其溶氧濃度有限，往往在嚴重污染場址之地下表層即消耗殆盡，而無法 展開全面好氧之生物整治(Alexander, 1999)。厭氧性生物降解作用主要發生於污 染團中心，如圖 2-5。 圖 2-5 污染團好氧性與厭氧性生物降解作用區域(Jang et al., 2008) 在缺氧且存在可利用之碳源及電子接受者，以及存在適當的營養鹽、氧化還 原電位、pH 值及溫度時，厭氧菌會降解含氯碳氫化合物，將含氯有機污染物作 為電子接受者，四氯乙烯接受電子後釋出氯離子，而原本氯離子則由氫取代，使 其轉化成中間產物三氯乙烯，之後再脫氯可能轉成為順-1,2-二氯乙烯、反-1,2-二氯乙烯或 1,1-二氯乙烯三種同分異構物，其中又以順-1,2-二氯乙烯為主，極少 量的反-1,2-二氯乙烯和 1,1-二氯乙烯，最後再脫氯轉換成氯乙烯及乙烯，乙烯可 能會轉換為乙烷或直接因生物降解氧化為二氧化碳與水(El Fantroussi et al., 1998)。雖然其最終產物是毒性遠較 PCE 或 TCE 低的，但過程中產生的 VC 卻是 氯烯類中毒性最高的，PCE 與 TCE 是疑似人類致癌物，但 VC 是確定人類致癌 物。污染場址在污染物傳輸與自然衰減過程中，並非只有濃度降低，因降解後的

16 衍生物 DCE 與 VC 的產生，不僅提高污染物的毒性且因為污染物範圍擴大而使 得污染場址造成的健康風險大幅提高。 另一方面，在厭氧代謝的過程中，反應產物的含氯量會逐漸減少，使得還原 傾向減小，導致 DCE 與 VC 進一步的還原脫氯反應速率甚為緩慢(Middeldorp et al., 1999) 導致在污染場址常發現 DCE 與 VC 持續存在，反而常已經未能偵測到 PCE 與 TCE。這樣的現象使得污染場址因 DCE 與 VC 導致的健康風險疑慮反較 PCE 與 TCE 高且持久(Verce et al., 2002)。

美國環保署的氯化有機化合物之還原性脫氯作用評估準則中概述，加速還原 性脫氯作用發生之地下水氧化還原環境主要指標: 1. 氧化還原電位應小於-100 mV。 2. 溶氧應低於0.5 mg/L。 3. 硝酸鹽濃度應小於1 mg/L。 4. 硫酸鹽濃度應低於20 mg/L。 5. 亞鐵離子濃度應高於1 mg/L。 6. 溫度應超過20 ℃。 7. 總有機碳含量應大於20 mg/L以提供微生物進行還原性脫氯作用之能量來 源。 以上若地下水無這些加速脫氯作用的還原環境，可能促使化合物最後降解成 氯乙烯，和污染傳輸之距離增加。 氯烯類含氯有機溶劑，在好氧和厭氧的環境下一階降解反應速率和半衰期的 文獻數據，見表 2-3。

17 表 2-3 氯烯類一階降解反應速率和半衰期的文獻數據 (J.Schaerlaekens et al., 1999)

2.3 含氯有機溶劑之地下水污染整治

污染場址整治的方法很多，依整治技術所使用之機制歸屬可以分為物理、化 學、生物、熱處理等方法；依污染物濃度與區域而言，又可分為污染源整治技術、 污染團中心區整治技術、污染團邊緣區整治技術等。若考慮現地整治技術，針對 不同污染物濃度與強度之整治技術可以整理分類如下：

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1.在污染源區域整治方法，主要是應用物理化學或熱處理方法加強回收或現 地破壞方法，包括油液回收(Free product recovery)、介面活性劑或共溶劑淋洗回 收(Surfactant or cosolvent recovery)、蒸汽注入回收(Steam flushing recovery)、熱 加強回收(Heat enhanced recovery)以及化學氧化法(Chemical oxidation)。

2.在污染團中心區地整治法，則包括有空氣注入法(Air sparging)與土壤氣體 抽取法(Soil vapor stripping)、工程生物整治法(Engineered bioremediation)、化學 氧化法、化學還原法(Chemical reduction)等。

3.污染團邊緣區的整治方法則包括有監測式自然衰減法(Monitored natural attenuation)、工程生物整治法、化學氧化法、化學還原法以及透水性反應牆法 (Permeable reactive barrier)等。

本章節將就上述其中幾種方法進行介紹。

2.3.1

現地化學氧化法

一、原理與機制

現地化學氧化法(In-situ chemical oxidation，ISCO)最早約在 1980 年代開始使 用，近年來已有越來越多的場址開始使用此方法。原理為將氧化劑注入或滲進地 下環境中，使地下水與土壤中的污染物破壞、降解成較危害性較低之物質，理想 狀況下可轉化成二氧化碳、水及無機鹽類，但亦可能產生毒性更高的中間副產物， 較常使用的現地化學氧化物包括過氧化氫(雙氧水)、高錳酸鉀和高錳酸鈉、過硫 酸鈉、Fenton 試劑和臭氧。而透過一些活化反應如芬騰效應(Fenton’s reagent)或 是和別種氧化劑如臭氧一起使用則可以增強他們的氧化效率。而以現地化學處理 法處理 DNAPL 之常見氧化劑介紹如下。

19 (一)過氧化氫(𝐻2𝑂2) 現地化學氧化劑的一種，但在低濃度中(<0.1%)無法有效降解具危害性的有 機污染物。但可和存在於環境中的亞鐵離子(Ferrous iron(II))發生催化反應，產生 氫氧根離子(O𝐻−_{)，增加對於有機物地清除效率，並藉由一連串的連鎖反應產生} 新的自由基。第一個發現此反應的人是 H.J.H. Fenton，故在 pH 值 2.5~3.55 之間 被亞鐵離子催化的過氧化反應就稱為芬騰效應(Fenton’s reaction)，而鐵離子跟過 氧化氫的混合物則稱為芬騰試劑(Fenton’s reagent)(ITRC, 2005; USEPA, 2004)。

(二)高錳酸鉀(KMn𝑂₄) 近年來 KMn𝑂₄的水相之傳輸反應，以氧化水中有機物或色、臭味問題，其 可容許之 pH 環境範圍甚廣，但以 pH 值 7~8 為最佳，但 pH 對其氧化力之影響 其實不高。現今以 KMn𝑂4為氧化劑之化學氧化法最常被用在整治含水層中之污 染物，如含氯有機溶劑(PCE 和 TCE 等)與石油碳氫化合物。此外高錳酸鉀具有 顏色，因此對於監測上也具優勢。利用 KMn𝑂4氧化 TCE 是藉由自由基氧化的機

制(Free-radical oxidation mechanisms)來破壞 TCE 裡的碳雙鍵，並產生固態的二氧 化錳、鉀及氯，而這些副產物危害性較低(ITRC, 2005; USEPA, 2004)。 (三)臭氧(𝑂₃) 如同𝐻2𝑂2與 KMn𝑂4，𝑂3也是強氧化劑，可以快速的氧化有機質。臭氧的反 應過程不同於其他大多數的現地氧化處理技術，像是臭氧氣體的組成及運作，皆 不同於其他的化學氧化物。其在現地化學氧化的運用有兩種方式：通氣層注入法 以及水位面下注入法，而更常見的是將臭氧或是將臭氧和過氧化氫的混合物溶解 於地下水中。由於考慮地下水流不同的物理和化學傳輸機制，造成使用臭氧處理 時和其他氧化物有很大的差異(ITRC, 2005; USEPA, 2004)。

20 (四)過硫酸鹽(Persulfate) 利用 Persulfate 當作氧化劑，此法是較新發展出來的現地化學處理程序，應 用的實際案例較少，仍於實驗室開發為主的階段。過硫酸鹽的氧化能力比過氧化 氫高，而其中的分解反應則會受到過硫酸鹽的濃度、pH 值、氧氣、過氧化氫以 及過氧化單硫酸鹽(Peroxymonsulfate)而改變。在稀酸的條件下，過硫酸鹽離子的 水解程度取決於溶液中硫酸氫鹽陰離子和過氧化氫離子的濃度(USEPA, 2004； ITRC, 2005) 表 2-4 列出三種不同硫酸鹽的溶解度。對於現地化學氧化法來說，過硫酸鉀 的溶解度太低，而過硫酸銨則會產生氨等有毒物質溶解於水中，故最常被使用的 氧化劑為過硫酸鈉(ITRC,2005)。 表 2-4 三種過硫酸鹽的溶解度比較(ITRC,2005) 化合物 對水的溶解度(25℃) 過硫酸銨 46% 過硫酸鈉 40% 過硫酸鉀 6% 而氧化反應中各氧化劑氧化電位勢能的大小，將決定化學反應所需的時間， 請參考表 2-5。一般而言，氧化電位越高者對於污染物的去除具有較大的活性， 如下表所示，硫酸根自由基對於污染物的去除將會發生極大效果，因此過硫酸鹽 結合𝐹𝑒2+_{這種類似過氧化氫結合𝐹𝑒}2+_{(Fenton 試劑)的氧化方法，勢必為往後現地} 化學氧化欲突破的趨勢(ITRC, 2005)。

21 表 2-5 常用於現地處理氧化劑的氧化電位(ITRC, 2005) 氧化劑 氧化電位(Volts) 氧化自由基 2.8 硫酸根自由基 2.6 臭氧 2.07 過硫酸根 2.01 過氧化氫 1.78 過錳酸根 1.7

22 表 2-6 常用於現地處理氧化劑的氧化還原反應(陳呈芳, 2006) 氧化還原反應 過錳酸鹽 Mn𝑂₄−＋4𝐻+＋3𝑒− →Mn𝑂₂＋2𝐻₂O Fenton 試劑 𝐻₂𝑂₂＋ 𝐻+_＋2𝑒− _→2𝐻 2O 2OH＋ 𝐻+_＋2𝑒− _→2𝐻 2O 𝐻₂O＋ 𝐻+_＋2𝑒− _→2𝐻 2O 𝑂2−＋4𝐻+＋3𝑒− →2𝐻2O 𝐻𝑂₂−＋𝐻₂O＋2𝑒− _{→ 3O𝐻}− 臭氧 𝑂₃＋ 𝐻+＋2𝑒− → 𝑂₂＋𝐻₂O 2𝑂₃＋2𝐻₂𝑂₂ →4𝑂₂＋2OH＋2𝐻₂O 過硫酸鹽 𝑆₂𝑂₈2−＋2𝑒− _{→2 𝑆𝑂} 42− 𝑆𝑂42−＋𝑒− →S𝑂42 二、優缺點 以過氧化氫、Fenton 試劑及臭氧為氧化劑之化學氧化法為一般常使用且非常 高效率之整治方法。表 2-7 為現地化學氧化法的優缺點比較，表 2-8 為氧化劑處 理不同污染物的適用性。

23 表 2-7 化學氧化法之優缺點 優點 缺點 1.污染物可現地直接處理。 2.可迅速破壞及降解污染物(數周至數 月)。 3.沒有顯著的廢棄物產生(VOC 氣體產 量少)，但 Fenton 試劑除外。 4.降低操作及監測成本。 5. 除 Fenton 試 劑 外 之 氧 化 劑 能 使 MTBE 完全氧化，但產生的副產品也 可能造成問題。 6.可促進自然降解和剩餘的碳氫化合 物之好氧與厭氧的生物降解。 7.氧化技術之現場施工對環境的影響 不大。 8. 可 強化 物 質傳 輸 (如熱 脫 附作 用 與 NAPL 物質的溶解)。 1.成本較其他處理法高。 2.經化學氧化處理後，污染團成分可能 改變。 3.以經濟和技術層面考量，無法將污染 物的濃度降到最低。 4.易造成安全及健康之疑慮。 5.低滲透性之污染土壤，化學氧化劑可 能不容易接觸污染物，造成處理效果降 低。 6.當化學氧化劑與土壤等物質起反應 時，會造成化學氧化劑明顯損失。 7.Fenton 試劑能產生大量爆炸氣體，需其 他適當系統(如：SVE 系統)共同使用。 8.可能改變含水層的地球化學型態，賭塞 含水層孔隙造成水流通過率下降。 (改寫自 USEPA, 2004)

24 表 2-8 各氧化劑處理不同類污染物之適用性(陳呈芳, 2006) 氧化劑 污染物 RegenO𝑥 𝑀 類芬騰 (Fenton -like) 高錳 酸鉀 過硫 酸鹽 活性化過硫 酸鹽 臭氧 石油碳氫化合物 A A B B B A 苯 A A D B B A MTBE A B B C B B 總酚 A A B C B A 含氯乙烯類(PCE， TCE，DCE，VC) A A A B A A 含氯乙烷類(TCA， DCA) A B C D C B 多環芳香烴化合物 類(PAHs) A A B B A A 多氯聯苯類(PCBs) B C D D D B 爆炸物(RDX， HMX) A A A A A A 註：依據實驗室動力學資料、熱力學計算與文獻回顧。 氧化劑有效性之要項。 A=半衰期短、低自由能(最可被接受)、反應程度最完全 B=半衰期中等、低自由能、反應程度中等 C=半衰期中等、中等自由能、反應程度低 D=半衰期長、高自由能(最不被接受)、反應程度非常低

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2.3.2

現地化學還原法

一、原理與機制

美 國 能 源 部 (Department of Energy) 太 平 洋 西 北 國 家 實 驗 室 (Pracific Northwest National Laboratory)，發展一種新穎地下水整治技術，稱為現地化學還 原技術(In-situ redox manipulation，ISRM)。該技術機制如圖 2-6 所示，由於地下 水環境中常屬於還原性環境，若於地下水中添加還原性物質如硫代硫酸鈉及三價 鐵時，三價鐵經硫代硫酸鈉還原成二價鐵，當二價鐵與污染物接觸後，則產生還 原或脫氯作用，將污染物反應成無毒之生成物或氫氧金屬沉澱物，進而達成整治 目標。

26 二、優缺點 由於地下水環境通常呈現還原狀態，且反應後之三價鐵及亞硫酸鹽對環境幾 乎無害。而化學還原作用較一般自然中之生物還原作用更具效率，故在整治技術 評估上更具競爭力。而該技術通常搭配透水性反應牆，經反應後可持續維持地下 水環境於還原狀態。惟反應後形成三價鐵及亞硫酸鹽，且反應環境成鹼性，因此 三價鐵與氫 氧根離子 易形成氫氧化 金屬沉 澱物， 容易 造 成井篩 阻塞 (Scott, 1998)。 本研究主要模擬零價鐵反應牆，故零價鐵單獨出一節介紹。

2.3.3

零價鐵還原法

一、原理與機制 零價鐵金屬對有機物之去除機制，主要藉由電子轉移之氧化還原，造成有機 物之轉化作用(Transformation)，但是對於無機物而言，除了轉化作用外，固定化 作用(Immobilization)亦佔有重要的因素。 以下分別說明兩種機制 (一)轉化作用(Transformation) 轉化主要指不可逆之還原氧化反應，以零價鐵反應牆而言，污染物會被反應 牆內的鐵元素還原降解，如 TCE 脫氯為乙烯及乙烷或𝐶𝑟6+_{還原成毒性較低之} 𝐶𝑟3+_{，其轉化機制發生的驅動力，係為零價鐵金屬的還原能力。}

27 零價鐵脫氯還原機制，大致可分為三方面： 1.零價鐵直接與含氯有機物進行氧化還原反應，其中零價鐵被氧化，釋放出溶解 性二價鐵，所放出的電子供給氯化有機物進行脫氯反應。 2.零價鐵與水反應，生成氫氣和溶解性二價鐵，二價鐵進一步被氧化成三價鐵， 所放出的電子供給氯化有機物進行脫氯反應。 3.零價鐵在水溶液中進行腐蝕作用所釋放的氫氣，若透過適當觸媒的催化，已有 可能與 TCE 產生氫化反應，而使 TCE 脫氯並釋放𝐻+_{。(如圖 2-7)} 圖 2-7 零價鐵-含氯有機物還原脫氯之反應途徑 (賴等, 2004) (二)固定化作用 固定化機制主要以無機污染物為主，意指將污染物吸附至零價金屬反應 介質，並將污染物從溶解相中去除。以六價鉻為例，當六價鉻被還原成三價鉻後， 三價鉻繼續與氫氧根或三價鐵產生氫氧化物沉澱物，達到三價鉻去除之目的固定

28 化機制。污染物吸附作用，主要利用靜電吸引(Electrostatic attraction) 與表面複 合(Surface complexation)兩種機制。金屬污染物的吸附是以靜電吸引及表面複合 機制為主，而無機營養鹽的吸附，則是透過靜電吸引(賴等, 2004)。 二、優缺點 零價鐵通常作為透水性反應牆整治技術之填充材料，因此也屬於被動式整治 技術。優缺點如表2-9。 表 2-9 零價鐵還原法優缺點(USEPA, 2004) 優點 缺點 1.污染物可現地直接處理。 2.被動式整治，不須額外能源消耗，操 作維護費用低。 3.處理效率高。 4.可處理濃度範圍廣。 5.不須添加其他化學藥劑。 6. 最 終 產 物 為 低 分 子 量 之 碳 氫 化 合 物，對生物及環境危害較小。 7.鐵容易取得且價廉。 8.不須地面設備，只需設置監測井。 9.避免抽出整治時所造成受污染水與 乾淨水相混合。 10.對地下水流況干擾較小。 11.整治過程不會產生廢棄物，沒有廢 棄物處理及最終處置之困擾。 1.整治對象僅為溶解相污染物。 2.可能產生更具毒性之降解產物。 3.污染團位置需經完整調查及確定。 4.實場操作及監測之相關資料有限。

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2.3.4

透水性反應牆

一、原理及機制

透水性反應牆法(Permeable reactive barrier，PRB)特別被拿來處理含氯有機溶 劑等污染物，因為其污染團容易形成比水重之非水相液體DNAPL，進而長時間 留存於水中。現地透水性反應牆為近年來所發展之新技術，由於大眾逐漸認知到 抽出處理法及其他傳統上須於地面上處理污染物之系統無法在現地環境中執行 之限制，因此現地透水性反應牆技術廣受矚目。 現地透水性反應牆之設計主要在地下水污染團下游設置一不透水的障壁，以 便將污染物順利導向透水性反應牆進行氧化或還原反應。在此透水性反應牆中， 會進行目標污染物之處理。處理過後之地下水流出透水性反應牆後，再沿著其自 然水流方向行進。由於水流是藉由地下水水力坡降流經透水性反應牆，因此亦有 被動式反應牆(Passive treatment walls)之稱。若污染團非常狹窄，可設置與污染團 等寬之滲透性反應渠，如此便不用設置低滲透相障壁引導水流。現地反應牆所需 用到的機械機具非常少，甚至不需要，因此可減少長時間操作及維護之花費，降 低許多整治計畫之費用。現地透水性反應牆的應用可視為抽出處理系統的替代方 案，反應牆可設置在污染團邊緣之下游作為阻絕系統，以防止污染團的移動超過 原先預期的程度(Vidic,1996)。 在透水性反應柵欄內可設置不同的材料，進而處理不同的有機或無機污染物， 常見的反應牆可分為吸附、吸收、沉澱及降解性等。降解性的反應牆包括生物降 解及非生物降解兩種，前者使用氧氣釋放物質增加水中溶氧達到降解水中污染物， 或利用固定態微生物達到去除水中污染物的方法；後者最常見的是使用零價鐵降 解水中含氯有機化合物，亦有研究顯示零價鐵可用於還原水中硝酸鹽，其可處理 之污染物種類及反應物材料如表2-10 所示：

30 表 2-10 透水性反應牆可處理之污染物種類及反應物材料(Vidic, 1996) 污染物 反應型態 反應物質 有 機 物 二氯乙烯 三氯乙烯 四氯乙烯 BTEX 硝基苯 二氯乙烷 三氯乙烷 多氯聯苯 多環芳香烴 降解 零價鐵 鐵(II) 固定化微生物 釋氧化合物 亞二硫磺酸鹽(Dithinoite) 吸收/吸附 沸石 界 面 活 性 劑 改 良 矽 酸 鹽 (Surfactant modified silicates) 有機性皂土 活性碳 無 機 物 重 金 屬 ( 鎳 、 鉛 、 鉻、釩、汞) 放射性元素 ( 鈾 、 鐳 、 銫、鍶、鎝) 硝酸鹽 吸收/吸附 泥煤(Peat) 氫氧化鐵 皂土 沸石及改良式沸石 聚葡萄胺糖(Chitosan beads) 沉澱 氫氧基磷灰石(Hydroxyapatite) 零價鐵 亞二硫磺酸鹽 石灰或石灰石 降解 木屑

31 利用現地透水性反應牆進行地下水整治時，可在污染源的下游設立一道垂直 於地下水水流方向之反應牆、一排垂直式或水平式之整治井(Remediation well)或 一個漏斗式集水處理系統(Funnel-and-gate system)，溝渠、整治井或漏斗式集水 處理系統內置反應物質(Reactive materials)，這些系統皆稱被動式現地透水性反應 牆。當受污染地下水流過此透水性反應牆時，污染物與反應牆內之反應物質發生 生物、化學或物理反應而被分解或移除，而流過反應牆之地下水即為整治後之地 下水，圖2-8 至圖2-9 (USEPA, 2001)是整治井及整治渠系統之示意圖。 圖 2-8 整治井示意圖

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圖 2-9 整治渠示意圖

33 二、透水性反應牆設計指引 透水性反應牆之設置必須依靠完整且詳細之場址調查，處理可行性測試及水 文模式評估等步驟，以設計適合的透水性反應牆，設計步驟如圖 2-10 所示。 (一)初步調查透水性反應牆設置之可行性 瞭解污染物之種類，阻水層之深度建議小於 10 公尺，且場址地質適合施作， 而地下水流速不能太快。 (二)場址特性調查 蒐集場址之各項參數設定，包括地下水流速、坡降、水力傳導係數、地下水 中污染物的種類及濃度以適合選擇合適的反應介質及反應牆厚度。 (三)反應性介質的選擇 所選用的介質必須在可接受的停留時間內，對目標污染物具有有效處理的效 果，一般而言選擇具有較短半生期且較高的反應速率常數之物質作為藥劑，其中， 零價鐵為常見被選用之介質，而選用之介質粒徑大小也必須符合滲透率之要求。 (四)反應牆配置選擇 一般建議長度方面能與污染團長軸相仿，厚度部分利用設計目標去除率、藥 劑與污染物之反應速率常數可推估需要之反應牆厚度(L)，參考公式 2-10 與 2-11(蔡政勳，2000)。 n( 0) = -kt = -k L v (2-10) L = v_k n( 0) (2-11)

34 式中，L：反應牆所需厚度、v：地下水於孔隙間之線速度(m/day)、k：反應 速率常數(1/day)、C₀：污染物進流濃度(mg/L)、C：污染物出流濃度、t：停留時 間(day)。 (五)水文模式建立 根據場址資料及水文模式推估，獲得地下水流模式及傳輸現象，以評估反應 牆的設置位置、型式、尺寸、介質的種類。 (六)反應牆設置 一般建議反應牆設置於阻水層之上，因此阻水層之厚度為必須考量之因素。 (七)反應牆監測 必須進行反應牆監測，以評估污染團是否適切的處理，以確保流出反應牆水 流水質之品質，並評估反應牆是否有達到設計之要求。 (七)經濟性分析 滲透性反應牆之設置成本，及操作維護成本，均為必須考量之因素。

35 三、優缺點 反應牆可直接設置於污染現址，當地下水流與污染物通過時，污染物 質與反應物接觸，進而產生降解之作用。另外，本方法最大的優勢在於採 用地下水自然流過的方式，整治期間無須消耗掉能源，且無須將地下水抽出，無 廢水處理的問題，但必須考慮監測費用及系統使用期限問題。 表 2-11 透水性反應牆優缺點比較(USEPA, 2001) 優點 缺點 1.建造成本比傳統之抽出處理法低。 2.安裝設置及圍容污染物較其他處理 技術快。 3.安裝設置過程簡單，只和該地區土壤 型態有關。 4.低操作成本，不需要連續額外輸入能 量。 5.低維護成本，設置後只須定期監測地 下水及更換處理單元。 6.較少之場址表面破壞及人力成本。 7.現地處理，沒有廢水排放問題。 1.反應材料有反應容量限制，須定期更 換材料。 2.透水性可能因為金屬鹽類沉澱或生 物活動副產物增加而降低。 3.可能因為現行施工技術與成本，而使 反應牆深度或寬度受限。 4.反應牆長期操作之透水性及反應性 仍須進一步確認。 5.反應牆深度受開挖設備限制，目前僅 可挖深至 15~22.5 公尺。

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2.4 現地場址之數值模擬相關案例

本研究使用之數值模擬軟體為 Visual Modflow，並選擇與其搭配之溶質軟體 為 RT3D，原因為 RT3D 模式提供常見之化學反應模組，其內建本研究關切污染 物含氯化物之降解反應模組，故以此搭配進行整治模擬及評估。 本節主要介紹使用模擬軟體來模擬整治之實際案例，

一、美國多佛空軍基地 (Clement et al., Johnson, Sun, Klecka, Bartlett, 2000)

在美國多佛空軍基地(Dover Air Force Base)的現地含氯有機溶劑污染場址中 使用 MODFLOW 來進行地下水污染模擬及生物修復技術整治之評估。其蒐集了 現地相關之參數設定，發現當地屬於非常平緩之北部地區，整理當地之鑽孔及水 位資料後，設定含水層及建立等水位線形成流場，成功地重現了現地環境污染物 之狀況之環境，並比較了實際與模擬之污染質量得知差異不大，以此驗證此模型 可靠性。整治方面以 Zone 之型式加速某些特定區域之降解速率，模擬加快關切 污染物之降解速率下之反應成果，觀察含氯有機溶劑在不同降解區域之變化。其 一般土層中使用之降解參數為一階降解之速率，其中內文提到因為模式無法模擬 細菌之生長或衰減，故只能透過網格設定不同之降解速率來模擬某些區域之厭氧 反應特別高之狀況，用此來模擬在某些區域加入糖蜜來加速生物修復的效率，也 發現確實降關切污染物之濃度下降，此文獻提供之靈感為可透過設定 Zone 的反 應速率來模擬經過某些特定區域使污染物降解效率提升，以此方法也可用來模擬 現地透水性反應牆。

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二、美國佛羅里達州棕櫚灘 (Frederickson, Burnell, Dublin, Donahue, Ferris,2001)

在美國佛羅里達州棕櫚灘一處遊樂場一樣有發生含氯有機溶劑污染之問題， 而此地以使用空氣注入法(Air Sparging)及氣體抽除法(Soil Vapor Extration)進行 整治工作，而此篇文章也是使用 MODFLOW 進行整治之評估，但其重點並非放 在使用 MODFLOW 模擬整治現象，而是模擬經過 AS 及 SVE 整治後，殘餘溶解 相之含氯有機溶劑已擴散，而在提升自然降解效率之狀況下關切污染物是否去除 完畢。文中提到當地之坡度非常的平緩，而使用 AS 及 SVE 進行整治時，污染 會有更擴散之趨勢，但相對地注入空氣也會促進生物降解的發生，而此模擬使用 的數據為現地所量測到之降解速率，利用此降解速率模擬殘餘現地之含氯有機溶 劑之傳輸及降解情況，結果可發現降解速率其實對剩餘的污染物濃度而言，就足 以發揮非常高的去除效果，而模擬結果也與現地的監測資料差異不大。此研究提 供許多論點值得參考，其監測當地之降解速率發現其實生物降解之速率非常高， 某些區域可能短時間內就會降解成其他產物。 三、泰國馬塔府工業區 (Taweelarp, 2013) 當地工業區存在含氯有機溶劑之污染源，其準備進行整治工作，而先使用 MODFLOW 模擬評估找出最佳之整治方法，其對於建模之部分考慮較為周到， 針對土層導水度、地下水流之流向、降雨補注等等，而工業區內部因為主要都鋪 設水泥鋪面，故其降雨補注之部分也不考慮，土層部分整理鑽孔資料並簡化成六 個土層，地下水流向之設定較為麻煩，需要透過許多調整試誤才能得到大致吻合 現況之水文條件，而污染物之降解速率方面也是取用經驗參數，污染物設定是利 用監測井監測到之污染源畫出等濃度線後得知，此篇論文得到一結論，欲使模擬 結果更加吻合現況，必須考量當地所有之條件，與量測數據不符合，得到之結果 也完全不可用，對於整治前之評估工作，模擬是個有效的方法。

38 四、案例統整 經由許多論文得知，欲得到完整的場址現況，需整理當地地質、水文、水質 及各項基本物性試驗，嘗試建模並持續微調，才能得到擬真度較高之現地場址， 也需考慮當地條件設定補助，例如工業區因水泥地舖面則不應設定補助、垃圾掩 埋場則視當地降雨量決定補注量，若附近有河流則仍需考慮河流邊界之存在，污 染物方面則視目前監測出之污染物濃度，繪出污染物等濃度線猜測污染物之分佈 與大小再輸入模擬設定。 整治方面，發現使用 MODFLOW 模擬整治之相關論文均是透過調整特定區域之 降解速率來模擬整治，而增加降解速率之理由各自不同，例如生物整治法，在特 定區域加入糖蜜等加強生物降解反應、AS 及 SVE 對土壤注氣與抽氣之副效應造 成強化生物降解反應，而這些模擬都是採大範圍調整其降解速率，均約幾百平方 米的大小在調整，但降解速率相對也不會太高，因為主要還是採用生物降解，故本 研究模擬策略為使用小區域調整其降解效率或吸附係數來模擬成現地透水性反應牆。

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第三章

研究方法

本論文將高雄楠梓加工出口區做為模擬場址，此場址為國內著名的含氯有機 溶劑污染場址，此場址土層中已存在含氯有機溶劑一段時間，污染物於地層中已 透過地下水流隨時間擴散，故僅能透過濃度監測井來間接猜測現地污染物大概的 形狀、濃度及位置。本研究欲針對此場址條件加入整治，使用現地透水性反應牆 方法，將不同的現地透水性反應牆形狀、位置與注入之藥劑的配置，作為主要本 研究的案例討論。並嘗試探討在不同的現地透水性反應牆配置下，對污染物整治 的結果為何會有不同。 本研究使用的污染傳輸模擬軟體為 MODFLOW+RT3D，模擬 DNAPL 自然 降解以及傳輸的現象。藉由使用 RT3D 模擬污染物傳輸，在特定區域變動降解速 率及吸附係數來模擬現地透水性反應牆，使用現地的參數資料，將現地的資料整 理，並合理的簡化，藉由 RT3D 內建的降解方程式，模擬在現地注入還原劑所產 生的化學反應，經由數值模擬污染傳輸整治的結果，觀察不一樣的反應牆配置， 最終污染物的擴散範圍及濃度分布狀況。本研究關切污染物為四氯乙烯、三氯乙 烯、二氯乙烯和氯乙烯，因為三氯乙烯降解的產物為順 1,2-二氯乙烯、反 1,2-二 氯乙烯、1,1-二氯乙烯，其中又以順 1,2-二氯乙烯為主，及少量的反 1,2-二氯乙 烯、1,1-二氯乙烯，故在模擬降解中直接假設其降解生成均為順 1,2-二氯乙烯。

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3.1 模式簡介

3.1.1 地下水流數值模式

本研究以 Visual MODFLOW 為地下水流模擬程式，軟體中涵蓋了地下水流 模式 MODFLOW 和 MODPATH，污染傳輸模式則有 MOC3D、MT3D、MT3DMS、 RT3D、的功能，可針對不同環境做有系統的假設，模擬現地的水流狀況與污染 物的傳輸現象。Visual MODFLOW 係以圖形介面做為資料之輸出、輸入及轉移， 並提供了完善之介面工具，配合 Windows PC 操作。MODFLOW 可解二維及三 維之飽和層之地下水流問題，含水層之種類可為自由、受壓、半受壓含水層，依 地層分類可為均質、非均質及等向性、非等向性含水層。並搭配 RT3D、MT3D、 MT3DMS 及 MOC3D 等溶質模式，進行傳輸模擬。

MODFLOW 程式乃利用有限差分法(Finite Difference Approach)解水流控制 方程式，並採用格塊中心法的方式(Block Centered)，經有限差分法做離散化後求 得數值方程式，再結合含水層系統之邊界條件及起始條件等資訊，則可解此一地 下水流場問題。研究流程為建立一穩態地下水流數值模式，以模擬現地場址及周 圍之地下水流況，並在此穩態地下水流條件下，模擬污染物溶質之傳輸。

3.1.2 污染傳輸模式

對於污染物的溶解相傳輸而言，由貝泰太平洋西北國家實驗室(Battelle Pacific Northwest National Laboratory)發展的 RT3D 是目前最完整的模式。RT3D 是 MT3DMS 的改良版，目前廣為使用之三維地下水流溶質傳輸模式，極易與其 他地下水流模式整合，尤其與 MODFLOW 配合最為適當。因此利用 MODFLOW

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模擬所得之地下水流場加上溶質本身的反應狀況，即可模擬出本區水質濃度於地 下水流中傳輸的行為，並可配合各種情況方案，預測未來可能之水質濃度傳輸行 為。而 RT3D 可針對溶質之化學反應如降解、吸附等過程加以模擬；在吸附方面， 細分為線性、非線性(包括 Linear isotherm、Freundlich 及 Langmuir 吸附)；再降 解方面，內建多種污染物降解化學反應式，其中包含氯化物在好氧及厭氧反應下 的脫氯行為，故 本研究選定 RT3D 中之模擬氯化物和地下水氧化降解反應模組 為污染傳輸模式。

RT3D 化學反應模組內建了許多污染物化學反應，且容許使用者自行設定化 學反應。RT3D 非常適用於模擬污染物自然衰減和生物整治。在這些化學反應中， LNAPL 中 的 BTEX 的 降 解 以 及 DNAPL 中 的 含 氯 有 機 溶 劑 PCE→TCE→DCE→VC→ 乙烯 → 乙烷→二氧化碳與水的脫氯反應系列最為常用。 茲將 RT3D 模式中內建含氯有機溶劑降解反應污染傳輸介紹如下：

模式模擬行為中含氯有機溶劑在好氧與厭氧環境下降解反應，如圖 3-1。

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3.2 模型設定

3.2.1 現地場址設定

現地污染場址選定高雄楠梓加工出口區現地已有之含氯有機溶劑污染 模擬，此現地污染物已存在地層中一段時間，故已造成大範圍的污染，存在 地下含水層中的 DNAPL 仍會持續隨著地下水流緩慢擴散污染範圍，成為地 下水的長久污染源。目前高雄楠梓加工出口區之現況為常見之含氯有機溶劑 污染場址之濃度低且範圍廣之狀況，並發現污染物均已往區外移動，所以本 研究針對 DNAPL 的溶解相進行溶質傳輸模擬和自然衰減反應，根據現況調 整在特定區域使用現地透水性反應牆加以整治，評估不一樣的反應牆配置對 於現的污染物的影響程度。

3.2.2 污染源設定

由於高雄楠梓加工出口區之含氯有機溶劑污染已存在一段時間，污染團的形 狀及大小僅能依靠濃度監測井所監測到的濃度來畫出現地污染團的等濃度線來 猜測目前污染團所在的位置及大小，因 DNAPL 污染物會隨著水流及時間不斷向 外擴散並放大，而現今污染物存在地層多年，程式設定不規則形狀的污染團及濃 度會較困難，故本研究利用固定的初始污染團濃度，並加長模擬時限為兩年，將 已知的現地污染團濃度及大小往前回朔，猜測出現的污染團 3 個月前可能所在的 位置，來假設成加入反應牆整治後模擬 21 個月期間，對於污染物去除的情況。

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3.2.3 現地透水性反應牆設定

使用 MODFLOW 與 RT3D 整合來模擬現地透水反應牆，由於在現地整治方 面，注入的整治藥劑的不同對污染物會產生不同的作用，本研究將打入針對注入 還原劑(零價鐵)與氧化劑兩種物質，來選擇兩種不同的設定。 在現地反應牆中注入零價鐵整治，因零價鐵屬於還原性物質，會使含氯有機 溶劑產生脫氯反應，故選擇變動網格的降解速率，則會一併連含氯有機溶劑脫氯 後的產物一併考慮。而若屬於氧化劑反應牆，則因氧化劑需模擬注入後污染物視 為立即消失，故選擇變動網格的吸附係數，此法則不會產生脫氯反應，僅使污染 物停留於反應牆來模擬污染物通過反應牆後即消失之現象。

3.3 參數設定

3.3.1 程式設定

本研究地下水模式選擇 MODFLOW 2005，污染傳輸模式選擇 RT3D，降解 模式選擇 PCE/TCE 好氧厭氧降解反應式。高雄楠梓加工出口區場址模擬時間為 2 年，每 1 天為一個模擬時段得到每 1 天之濃度值。其中為求計算結果能夠符合 更精確且收斂的數值，在本研究中令庫朗數 C=0.05 帶入： 0.05=1 −5 ∆𝑡 25 則求得 ∆t = 1 5 (s) ≈ 1 44676(day) 故在模擬中以 timestep=1(day)帶入。

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3.3.2 含水層格網建立

本模式模擬含水層為 40m 厚之含水層，根據現地土層鑽孔資料，大致將含 水層分層分為 6 個層面，分別為回填土層 2m、第一含水層、第一阻水層、第二 含水層、第二阻水層，其中第一含水層又分為兩層，為方便觀察加入反應牆後， 污染物在反應牆區域垂直的變化。如圖 3-2 所示。藍色部分為阻水層。而區域大 小採 10 m x 10 m 格網。 圖 3-2 高雄楠梓加工出口區場址地層設定圖 模擬現地場址邊界由於需要考量較大的水流邊界，才能更加準確表達現地的 情況，故模擬範圍定為南北向 1800m (TWD97、Y 座標介於 2513000~2514800 間)， 東西向 2800m (TWD97、X 座標介於 177800~180600 間)，工業區位於選定模擬 場址的左下方如圖 3-3 所示。