固定化技術對廢水廠生物污泥能源化成效之影響研究

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第一章緒論

廢棄活性污泥 (Waste Activated Sludge, WAS) 的處理是一般都市污水處理廠營運操作的一個重要問題，而 WAS 處理不當，所衍生出來的二次公害問題將十分嚴重。在一般二級處理的廢水處理廠中，其中污泥的處理及處置費用約佔 40％左右，因此污泥的處理對廢水處理廠而言，是一相當沉重的負擔，經常有廢水廠的污泥被任意棄置，而造成環境嚴重的二次污染污染，因而廢水廠污泥處理，也經常是環工廢水處理及廢棄物處理界的重大議題；再者，廢棄之生物污泥經常含有多量的有機物及能源物質，若能將廢水處理廠產生的污泥，進行能源化（甚至資源化）處理，將有可能獲得能源，如氫、甲烷、醇，及有機酸等中間代謝產物；若能如此，將可減少廢水廠其污泥處理負擔，甚至可獲得部分能源回收的效益。

第一節研究背景與動機

隨著經濟的發展，長期過度依賴能源，在面臨化石能源過度開發趨於耗竭的同時，環保意識的萌芽也使世人注意到過度開發化石能源對環境的傷害。在這樣的背景下，再生能源的永續利用與低污染特性，成為未來能源供給最有潛力的技術，也因此近年來，各先進國家莫不投入大量的人力物力於再生能源的研究與開發之中。1997 年底世界原油蘊藏量預估只可開採 41-43 年。天然氣蘊藏量預估尚可開採 62-63 年。煤炭蘊藏量預估尚可開採 218-231 年。核能發電的燃料源自鈾礦，預估尚可開採 72-77 年，惟考慮使用過之核燃料回收再處理後重複運用，則其使用年數可增加五至十倍。可以看出除了煤炭及核

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能之外，世界上的主要能源，在二十一世紀都會日趨耗竭（蔡勳雄， 2001）。煤存量較多雖可以使用較久，但環境污染較多及未來可能會因溫室效應氣體管制，而限量使用；水力發電因已被過度開發而不符合經濟效益，且對水生態環境系統造成嚴重危害。因而近年世界各國無不積極推動再生能源， 2002 年約翰尼斯堡地球高峰會議，承諾在 2010 年之前全球再生能源使用比例將高達 15.0％。民國 92 年國內所舉辦之「 2003 創新科技系列研討會」，有關於國內能源政策的制定及方向之檢討中，確定我國政府未來的能源政策，於 2020 年將再生能源容量提升至 12％，其中在「科技與能源政策」的建議中，確立了努力推動「再生能源發電」，加速「再生能源法」之立法（邱義仁，2003）。所謂再生能源是指那些取之不盡的天然資源，例如太陽能、風能、地熱能、水利能、潮汐能、生質能等，都是透過轉化自然界的水、風、太陽光等能量成為能源，過程中不會產生污染物，且可長時間供應使用，不會有資源耗竭的問題，又稱為「可再生性能源」。其中令人矚目的就是利用微生物醱酵產生乙醇、甲烷、氫氣等生質能 (biomass energy)，此項技術係利用生質物 (biomass)將廢水廠廢棄的生物污泥、農業廢棄物、農作物、垃圾及其他有機物質，轉換為可供應用之能源，都具有取之不盡，用之不竭的特性（行政院，2002）。本研究小組自七年前即應用厭氧醱酵產氫反應槽處理各種合成有機廢水，如人工合成廢水、纖維素廢水等，證實以厭氧醱酵產氫反應槽處理這些廢水有很好的產氫效率。由於產氫細菌生長速率較一般異營菌緩慢，並容易受到環境變化所影響，導致產氫微生物利用都市廢棄活性污泥作再能源化利用時容易遭到異種微生物取代，對能源的回收造成不良的影響。近年來將固定化生物膜技術應用於廢水處理，可有效將菌體留存於處理系統中，去除各類型污染物，並降低放流水中的懸浮固體物濃度，提高放流水水質（李公哲譯， 1998）。本研究將利

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用厭氧醱酵微生物（如：Clostridium及甲烷菌等）在厭氧的環境下，微生物藉著一連串水解、產酸、甲烷化反應等過程將污泥中之有機物分解為揮發酸、醇、氫及中間代謝物，而氫、甲烷、醇為可回收再利用的生質能源，其中氫氣使用的過程只會排出水蒸汽，但甲烷為一促進溫室效應的氣體，根據全球氣候變化綱要公約之規定，甲烷氣體之減量將成為下一波溫室效應氣體管制的重點。因此本研究若能使完整的厭氧反應中斷或轉向，使其穩定產生氫氣是本研究優先期望；但要處理的進流之廢棄生物污泥，具有堅固的細胞壁，需要裂解。且因廢水中含氮量及含硫量高等因素，在反應槽中會生成 NH4+及 H2S，造成耗氫現象，若不能大量產氫，但能大量產甲烷或產醇，也是本研究第二期望。

第二節研究目的

氫氣是相當乾淨，燃燒後產物只有熱能、水與少許氮氧化物，是一種不會增進溫室效應的乾淨能源（ Zajic, J. E., Kosaric, N. & Brosseau, J. D.1978）。相同質量下，液態氫的熱值（ 122 kJ·g-1）是化石燃料的 2.75 倍以上（ Gregory, 1973）；再者氫氣在工業上也有極大的用途。在厭氧產氫生物程序中，除了可以分解廢水中之有機物，厭氧產氫反應還具備沒有氧氣傳輸之限制，污泥產生量遠比好氧處理系統少，及可回收氫氣能源等優點，所以就經濟及環保觀點而言，厭氧醱酵產氫反應技術將具有相當的市場發展潛力（邱毓明， 2002）。根據過去的文獻及實場操作結果顯示，生物污泥固定化技術對於廢水中有機污染物之去除及醱酵產氫系統，有著良好的處理效果及氫氣產率，如：李國興（ 2004）利用活性碳粒流體化床反應槽，產氫率

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為 7.3L/h/L ；林祺能（ 2002 ）利用中空纖維作為擔體，產氫率為 3092ml/h/L ；劉宏秀（ 2003 ）利用 Silicone 作為擔體，產氫率為 1.4L/h/L。然而，在生物厭氧產氫程序上，目前可選擇之生物固定化擔體並不多見。以連續流式的生物污泥反應槽來處理廢水廠污泥，由於生物污泥與進流污泥，在成份上幾乎相近，若不加以固定化，生物污泥非常容易被沖洗出去。故如何選擇生物污泥固定技術，為本研究的成敗關鍵之ㄧ。本研究的生物污泥固定技術要能達到生物污泥滯留、濃縮的效果、無生物毒性，且比重適當能夠懸浮於反應槽中；最好只滯留 Clostridium 菌，以有效產氫。林明瑞（ 1989）證明厭氧生物流動床處理含氮、氯－酚類廢水的可行性很高；以二相厭氧生物流動床法及厭氧串聯好氧流動床法處理芳香族化合物廢水可得到很好的效果，還可獲得甲烷作為再生能源。根據上述本研究擬採用台中市黎明污水廠終沉池廢棄活性污泥為進流基質，並利用二相式厭氧醱酵反應槽，將 WAS 先經由醱酵產氫微生物代謝而產生揮發酸與二氧化碳，中間產物再藉由甲烷生成菌進行降解，因此二相式厭氧消化系統便是將兩個單獨的反應槽中的不同微生物族群，個別提供最適合的環境條件，以提升 WAS 能源化之效率。因此，本研究主要目的包括：一、尋找多樣性、經濟性、懸浮性、無生物毒性，有利於產氫菌附著生長之擔體，並比較採用何種擔體，可作為促進醱酵產氫微生物附著生長、增加氫氣產量及其他能源化的可能最佳擔體。二、爲能選擇出適當的反應槽後，並串聯成二相式反應槽，配合生物污泥固定化技術，以達到最佳產能。三、在何種操作條件下（ HRT、 COD、各種反應槽之串聯形式）厭氧產

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氫反應及甲烷化反應能達到最佳的效果？

四、以廢水廠污泥為基質，進行厭氧生物產能反應之動力學模擬研究。

以上述研究所得的重要結果供作後來的研究者在進行相關研究時，選擇固定化擔體、設計及操控反應槽之參考。

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第二章文獻探討

第一節能源危機與溫室氣體管制

一、能源問題及溫室效應氣體管制能源為經濟發展的原動力，亦為現代化社會之民生必需品，更為國家安全上之重要戰略物質。過去五十年台灣經濟發展的奇蹟，穩定與充分的能源供應，為其成功之主要因素之一。能源政策與國防、民生、工業、交通、環保、教育等息息相關，為一項重要公共政策。在產生提供經濟發展所用的能源過程中，除了消耗化石能源等非再生能源之外，同時更產生大量的二氧化碳、空氣污染物（如氮氧化物、硫氧化物 … 等）及大量的工業廢水與生活污水，對全球的生態環境與自然資源造成莫大的影響，如何爭取環境與經濟能夠良性互動相互促進，減輕氣候變化影響並對經濟發展有貢獻，其中技術將對促進創新發生作用，因此開發新技術和推廣現有技術應同步進行，使環境與經濟保持永續發展的狀態（經濟部網站， 2004）。在 1988 至 1998 年間世界初級能源消費之平均成長率為 1.1%，亞太地區能源消費之年平均成長率為 3.9%。世界初級能源之結構 → 1998 年世界能源消費總量為 8,478 百萬公噸油當量 ﹙ 石油 10%，天然氣 24%，煤炭 26%，核能 7%，水利及再生能源 3%﹚（陳昭義， 2004）。從表 2-1 台灣地區能源供需預測表（行政院經濟部能源局，2004）中可以發現，台灣地區化石燃料的使用量有逐漸下降的趨勢，卻還仍佔總供應量的 70~80﹪ 以上。

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表 2-1 台灣地區各種能源之供需預測表民國 90 年民國 99 年民國 109 年民國 90－ 109 年能源種類油當量％油當量％油當量％成長率（％）能源消費 94.8 100 114.7 100 140.4 100 2.1 煤炭 10.5 11 12.5 11 13.6 10 1.4 石油 36.8 39 45.0 39 52.1 37 3.0 天然氣 2.4 2 5.8 5 11.3 8 8.5 電力 45.1 48 49.2 43 59.6 42 1.6 其他－－ 2.2 2 3.8 3 －註：單位為百萬公秉油當量大量使用化石燃料的結果，除了立即可以感受到的空氣污染問題之外，使用後所產生大量的二氧化碳，導致全球溫室效應、破壞地球的恆溫系統，更是無形的殺手。與二氧化碳相比，其他溫室氣體的溫室效應更高，一個甲烷分子的溫室效應是一個二氧化碳分子的 21 倍，氧化亞氮為 206 倍，氟氯碳化物則為數千倍到一萬多倍，不過由於二氧化碳含量遠大於其他氣體，因此它的溫室效應仍是最大。溫室氣體的另一個特性是它們在大氣中的生命期相當長，二氧化碳為 50~200 年，甲烷 12~17 年，氧化亞氮為 120 年，CFC-12 為 102 年。這些氣體一旦進入大氣，幾乎無法回收，只有靠自然的過程讓它們逐漸消失。（林建三， 1997）由於它們的長生命期，溫室氣體的影響是長久的而

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且是全球性的。即使人類立刻停止排放所有的人造溫室氣體，從工業革命之後累積下來的溫室氣體仍將繼續影響地球的氣候。而傳統廢水處理技術的最終產物－甲烷氣，雖為可回收使用之生質能，但燃燒後仍會產生二氧化碳，依據聯合國環境規劃署（ UNEP ）及 ISO/CD 14064-1 標準之規定，所謂溫室氣體的種類包括：CO2、CH4、N2O、PFC、 SF6及 HFC，原則上會排放這些溫室氣體的部門、實體及設施及須進行溫室氣體的管理與減量工作。台灣雖然不是聯合國氣候變化綱要公約（ UNFCCC）與京都議定書的締約國，但是產業界並不能因此就忽視溫室氣體議題所造成的營運風險。基於上述緣故，實有必要發展一乾淨、無污染且具有自主性的再生能源（ Renewable energy）。二、再生能源（ Renewable energy）總統府科技諮詢委員會「 2003 創新科技研討會－科技與環境」主題一：科技與能源政策中所提出的具體建議二及建議三中強調必須繼續推廣潔淨能源之使用，加強能源科技研發、提升能源使用效率、以立法營造再生能源永續利用環境，並以技術研發及整合應用為雙向主軸，加速「再生能源法」之立法，輔以擴大財務獎勵補助措施（邱義仁， 2003）。再生能源（ Renewable energy）顧名思義，即是用了還可以再生，其除了來源無匱乏之虞、可無限期使用之外，對環境的衝擊也是最小的。屬於此類的能源有太陽能、地熱能、潮汐能、生質能、水力能、風力能等（陳國成， 1998）。太陽能、地熱能、潮汐能、水力能及風力能雖然隨手可得，也不會製造空氣污染、溫室效應氣體等優點，但至目前為止，仍有些瓶頸尚未突破，例如：需要廣大的面積、成本太貴、無法連續不斷供應、儲存電能的設備及轉換效率不佳 … 等。再生能源中的生質能可直接或間接燃燒農業與都市廢棄物、轉化生物量（亦可為有機污染物）為氣

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體與流體燃料，即除可產生能源之外並伴隨有去除污染物之功能，在所有再生能源中是最具有潛力發展的能源之一。三、綠色的生質能何謂生質（ Biomass）？早期是指：生物衍生而來的有機物質，其分子式為（ CH2O） n。主要為植物將二氧化碳及水經陽光而變成葡萄糖及氧，其化學反應式如下： 6CO2 ＋ 6H2O ＋ light C6H1 2O6 ＋ 6O2 （ 2-1）現在對生質的定義，已從過去以植物生質為主體的說法，轉變為範圍擴增至將生物系起源之有機廢棄物均包含在內，有機廢棄物也因含有豐富的碳和氫，故有相當高的熱值，可作為良好的能源出處。將生質轉換為燃料之流程，大致可區分成生物轉換、熱化學轉換及直接燃燒。一般以生物轉換與熱化學轉換為主要研發方向。其應用上，有四種較為常見：直接燃燒、沼氣回收、生質柴油及生質乙醇。此四種生質的應用，由於不論是沼氣、柴油或乙醇，經燃燒後均會排出二氧化碳，雖然排放量及污染程度遠比化石燃料少，卻仍是溫室效應管制氣體之一。為因應氣候變化綱要公約之規定，應在生質能上尋求更加乾淨的能源（賴欣宏， 2002）。自然界中的許多微生物如：藻類、藍綠細菌、根瘤菌、紫色不含硫菌等具有固氮能力之微生物在固氮過程中，也會伴隨氫氣的產生。氫氣即為一乾淨能源，其燃燒化學反應式如下所示： 2H2 ＋ O2 2H2O （ 2-2）燃燒後的產物為水，而水原本就是在自然界循環且經電解後又可

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恢復氫氣及氧氣，是具有可恢復性的能源。因此如何使微生物保持持續大量產氫狀態即為未來研究重點之一。

第二節傳統厭氧處理與厭氧發酵產氫反應之比較

一、傳統厭氧反應廢水之厭氧消化程序是利用微生物在無氧的情況下，利用厭氧微生物將廢水中的有機物分解為揮發酸、醇、醛、氫 … … .等中間代謝產物，最後再轉化為甲烷及二氧化碳等最終產物。而分解過程中所得之產物與能源供作微生物生存及增殖之用。圖 2-1 為參與有機物厭氧代謝程序之細菌群組。一般複雜有機物，其厭氧消化反應一般可分為三階段進行，水解階段、產酸階段及甲烷形成階段。水解與產酸兩階段為一連續反應，不易加以分離，是由水解產酸菌負責執行。以下就此三階段的分解過程分述如下：複雜有機物分子（如多醣類、脂類）水解細菌單體（如葡萄糖、胺基酸、脂肪酸）醱酵產酸菌有機酸、醇、酮醋酸、 CO2、 H2 產醋酸菌 _{甲烷（ CH}₄_）

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圖 2-1 參與有機物厭氧氧化代謝程序之細菌群組（一）水解階段（ Hydrolysis）水解階段有多種厭氧菌可將複雜的有機分子（蛋白質、纖維素、木質素、脂肪）分解為單分子有機物質，如胺基酸、葡萄糖、脂肪酸及甘油等單分子，再由另一群組之微生物繼續利用。複雜有機物質之水解反應，通常由蛋白質分解，纖維素分解酵素等胞外酵素進行。但如有機物相當難分解，則可能限制厭氧消化反應進行。（二）產酸階段產酸階段共有為兩群的細菌進行酸化作用。首先是醱酸形成菌（如，莢膜桿菌屬，Clostridium）將水解後的小分子有機物（如葡萄糖、胺基酸、脂肪酸）轉化為有機酸（如醋酸、丙酸、甲酸、丁酸、乳酸及丁二酸等）、醇酮（如乙醇、甲醇、甘油及丙酮）、乙酸根、二氧化碳及氫氣等，其中乙酸為碳水化合物醱酸反應後之主產物。產物之種類依細菌種類及反應條件（如溫度、 pH、氧化還原電位）不同而有所變化。而接下來則由醋酸生成菌群（如 Syntrobacter wolinii 及 Syntrophomonas wolfei）等可將上述產物再分解成乙酸根及氫氣之細菌，將脂肪酸（如丙酸、丁酸）及醇類轉化成乙酸根、氫氣及二氧化碳等直接被甲烷生成菌利用之化合物。此群細菌需在低氫氣分壓下才能將脂肪酸轉化。醋酸生成菌將乙醇、丙酸及丁酸等化合物轉化為醋酸之反應方程式如下： CH3CH2OH＋ CO2 → CH3COOH＋ 2H2

CH3CH2COOH＋ 2H2O→ CH3COOH＋ CO2＋ 3H2

（ 2-3） CH3CH2CH2COOH＋ 2H2O→ 2CH3COOH＋ 2H2O

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醋酸生成菌之生長速率（ μ max 約 1 hr-1）遠高於甲烷生成菌之生長速率（ μ max 約 0.04 hr-1）。但如何使厭氧醱酵反應停留在產酸階段，而不讓已產生的氫氣及有機酸被甲烷形成菌轉化為甲烷，是進行厭氧醱酵產氫或產醇研究時所必需克服的關鍵性技術。（三）甲烷化階段此階段主要是利用甲烷生成菌將產酸階段產生的乙酸、丙酸、或氫氣與二氧化碳等物質轉化為甲烷。甲烷生成菌可再區分為嗜氫（ hydrogenotrophic）及嗜乙酸 (acetotrophic)甲烷生成菌兩個次族群：嗜氫甲烷生成菌（如利用氫氣之化學異營菌）可將氫及二氧化碳轉化成甲烷，其反應式如下： H2＋ CO2→ CH4 （ 2-4）利用氫氣之甲烷生成菌可協助將揮發酸及乙醇轉化為乙酸所需之低氫氣分壓條件。嗜乙酸甲烷生成菌，它可將乙酸根轉化成甲烷及二氧化碳，其反應式如下： CH3COOH→ CH4＋ CO2 （ 2-5）大約有 2/3 之甲烷是由嗜乙酸甲烷生成菌轉換乙酸而來的，而另外之 1/3 則由氫還原二氧化碳所產生。每莫耳的有機物可生成 4 莫耳甲烷。

Masse and Droste(1999)中的研究指出厭氧消化反應是由多種不同族群的細菌共同完成的，這四種族群細菌分別為（ 1）酸化或醱酸菌，（ 2）產氫乙酸菌，（ 3）嗜酸甲烷菌，（ 4）氫利用甲烷菌。其中醱酸菌或酸形成菌會產生以胞外酵素以分解碳水化合物、蛋白

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質、脂肪等而產生可溶性的醣類，胺基酸和脂肪酸。酸形成菌則會轉換這些中間產物為乙酸、丙酸、丁酸、氫氣及二氧化碳。而氫氣是由酸化菌及產氫乙酸菌進行代謝反應時所產生的。二、厭氧發酵產氫反應厭氧產氫的反應一般發生在厭氧消化過程中的水解及酸化相，而在甲烷化階段甲烷菌會消耗氫氣以形成甲烷。因此在微生物共營狀況良好的系統中，電子、氫與能量在水解、酸化反應與甲烷反應之間傳遞著，氫氣很難被釋放至氣相之中，但是一旦反應槽中微生物共營系統失去平衡，氫氣未被甲烷化反應快速消耗掉的話，氫氣就會被釋放至氣相中。

而 Lay, Lee and Noike(1999)在一篇探討由有機廢污醱酵產氫的研究中提到，目前連續式進流產氫的效果並不佳，原因是氫氣會被甲烷轉換及消耗。假如氫消耗者（如甲烷菌）活動能被抑制，生物產氫將極具潛力。由於有機廢水在進行厭氧消化時在酸化階段會產生氫氣，而甲烷菌則是繼續利用氫氣及二氧化碳合成甲烷。因此如果能使傳統厭氧廢水處理由產生甲烷轉為產生氫氣，如此不但可以減少溫室效應氣體的排放且可以產生乾淨的能源氫氣。厭氧醱酵產氫是利用基質氧化後所產生的電子經由酵素為媒介的電子傳遞系統（ electron transfer system），將電子依次傳給 NADH-ferrodoxin，最後由 hydrogenase 將電子及水中的 hydrogenase 誘導在一起而產生了氫氣，其詳細的傳遞及 hydrogenase 的結構，請參考圖 2-2 所示。

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Organic Oxidized NAD＋＋2H+ 2 e -NADH₂ 2e -Ferrodoxin red Ferrodoxin ox 2e -Hydrogenase 2H＋ H₂ 圖 2-2 厭氧醱酵產氫中的電子傳遞系統

第三節各種產氣微生物之介紹

根據 Nandi and Sengupta(1998)的研究中指出各種適合產氫的微生物包括了好氧，兼氣性，厭氧三種類型的微生物。（ 1）厭氧性產氫微生物：有 Clostridia、Methyltrophs、 Methanogenic Bacteria、 Rumen Bacteria and Archea。（ 2）兼氣性產氫微生物：有 Escherichia coli、 Enterbacter(3)好氧性產氫微生物：有 Alcaligenes、

Bacillus、 Phtosyntheticc Bacteria＆ Cyanbacteria。各類產氫產氫微生物各有所嗜好的基質及產氫條件。根據 Gottschalk（ 1986）的研究指出 Clostridium 菌屬為已知產氫菌中厭氧醱酵產氫能力較佳的菌種。一、厭氧發酵產氫微生物自然界中有許多細菌都具有產氫能力。目前在這其中最適合厭氧發酵產氫的菌株包括 Clostridium 與 Enterobacter 這兩屬（白明德，

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1997）。本研究所使用之菌種是源自於台中市黎明社區之生活廢水污泥，並經由本實驗室馴養成以 Clostridium 為主要優勢菌種之產氫污泥。 Clostridium 菌屬為目前已知產氫菌中產氫能力較佳的菌種，外型為短桿狀，適於生長於厭氧、中溫（ 25-60℃ ）及中性 pH 之下；在生長環境不佳的情形下會產生內胞子而進入休眠期，此類菌屬除了能夠分解碳氫化合物外，傳統上以使胺基酸發酵著名（ Tanisho,et al.,1994）。

根據 Nandi and Sengupta (1998)的研究指出 Clostridium 菌在進行醱酵時，最有可能的兩個分解路線，

(1) Glucose H2＋ butyrate＋ 2CO2

(2) Glucose 4H2＋ acetate＋ 2CO2

而以產生乙酸過程所產生的氫氣量最多。但根據吳先琪等（ 2000）指出產乙酸菌需藉由嗜氫甲烷菌轉化氫氣為甲烷以減低氫分壓對產乙酸反應所造成的抑制作用。也就是說產乙酸菌和甲烷菌間存在著合作共生的關係。同時乙酸菌所產生的乙酸將可被甲烷菌迅速轉化為甲烷。因此以（ 1）作為產氫途徑較為可行。二、光合產氫微生物光合產氫－除厭氧醱酵產氫的途徑外，以分解有機基質進行產氫外亦可藉由微生物固氮作用產生氫氣，如圖 2-3 所示。固定一莫耳的

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氮氣約需 16 莫耳的 ATP 並且產出 1 莫耳的氫氣。許多種光合作用微生物在厭氧條件下都被發現有產氫的現象，例如紫色光合作用細菌、綠色光合細菌、綠藻、紅藻等（蕭景廷， 2000）。許多研究都指出光合細菌最具有最佳的產氫效率（ Odom ＆ Wall,1983），其產氫效率約為一般產氫菌的 1.5 至 2.0 倍，但需要以照光及靜置的環境中生長。除了可用簡單有機物做為電子供給者外，還可以利用芳香族有機物 (Fiβ ler,Schirra, Kohring ＆ Giffhorn,1995)，將二氧化碳還原。

已可知產氫光合作用細菌菌種如下所示 (蕭景廷， 2000): (1) Rhodobacter 屬 Rhodobacter sphaeroides Rhodobacter capsulata (2) Rhodomicrobium 屬 Rhodomicrobium vannielii (3) Rhodopseudomonas 屬 Rhodopseudomonas palustris Rhodopseudomonas capsulate Rhodopseudomonas molischianum Rhodopseudomonas gelatinosa Rhodopseudomonas acidophia Rhodopseudomonas sphaeroides (4) Rhodospirillum 屬 Rhodospirillum rubrum

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(一 )紫色不含硫菌的特性紫色不含硫菌作用細菌所進行的反應有以下特點： 1.氫氣的產生率最高 (Hallenbeck,1983) 。 2.不是以水作為電子供給者，不會產生氧氣抑制產氫作用，也不必考慮將氧氣及氫氣分開的問題。 3.在光亮或暗處都會產生氫氣 (Kondratieva,1976) 。 4.可利用有機物為電子供給者，以消耗有機物，故可以同時達到產氫及廢水處理的目的。 (二 )紫色不含硫菌的產氫反應機制大部分紫色不含硫細菌均含有氫酵素（ hydrogenase）和固氮酵素 (nitrogenase) （如圖 2-3）兩種酵素，其參與產氫反應是如下（ Zajic,1978） : N2 + 8H++ 16ATP + 8e- 2NH3 + H2+16ADP+16Pi 光能固氮酵素 2H+ +2e- H2 氫酵素

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Oxidized ferredoxin

Reduced ferredoxin

reduced Fe protein oxidized Fe protein

Oxidized Mo Fe protein _{reduced Mo Fe protein}

HN=NH H₂N-NH₂ 2NH₃+H₂ N2 HN=NH H₂N-NH₂ 2e -2 e -Nitrogenases 4ATP ADP 圖 2-3 光合固氮產氫示意圖三、兼氣產氫微生物

Orda and Halvorson（ 1939）以糖（ sugar）跟甲酸經Escherichia coli分解產氫， Blackwood et al.（ 1956）的報告指出兼氣產氫微生物可以得到 0.72~0.91mol/mol glucose。 Tanisho et al.（ 1983）以 glucose、 peptone 和鹽類為基質，用Enterobacter aerogenes為菌種，在 38℃ 的操作環境下可以得到 0.20l-H2/h/l-基質，而

Enterobacter aerogenes在酸性的操作條件（ pH=3.3~4.0）仍能存活。

四、厭氧醱酵產氫反應之控制方法

厭氧醱酵產氫反應可用碳水化合物、脂肪、蛋白質等有機物質作為試驗的基質。厭氧醱酵產氫反應是使有機物質的厭氧消化反應停留

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在酸化階段產生氫氣而不生成甲烷。依據邱毓明（ 2002）的研究指出，促使厭氧消化停留在酸化階段一般有三種方式，第一種方式是使整個系統一直處於不穩定的狀況下（例如：頻頻變換操控條件、如進流 COD 濃度、水力停留時間及 pH… .等）。而第二種方式則是提高有機負荷。提高進流水的有機負荷至超過厭氧消化系統所能承受的量（如增加進流水濃度，縮短水力停留時間），使水解產酸反應所產生之揮發酸及氫氣，來不及被甲烷形成菌轉化為甲烷。第三種是將反應槽環境控制在適合水解酸化菌生長但不適合甲烷形成菌生長的環境。由於甲烷菌適合生長於中性 pH 值的環境，同時生長條件要求較為嚴苛，因此在甲烷菌在偏酸的 pH 值環境下，生長情況較差。而反應槽水力停留時間短時，易造成揮發酸大量累積，及 pH 值下降的情況發生。因此在低 pH 值且揮發酸濃度高的環境可使產氫率提高。

第四節懸浮生長型及生物膜式系統之比較

在自然界中，微生物在有機物分解上扮演著重要的角色，而廢水處理之目標在於提供適當的人造環境，使微生物得以發揮其最佳之生化活性，藉此提升水質淨化效率。其中厭氧生物廢水處理技術是指在缺氧情況下，利用兼氣性或厭氧性微生物將廢水中之有機物經過水解、酸化及甲烷化過程，產生甲烷、二氧化碳及少量之污泥。厭氧生物廢水處理程序近年來為各國積極研究發展之原因如下：一、好氧處理需要大量曝氣及攪拌之能源，厭氧處理則不需要，且可回收沼氣能源。

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二、好氧處理會產生大量污泥處理處置問題，厭氧處理之污泥量較少。三、厭氧處理可處理高濃度有機廢水；好氧處理只能處理較低濃度有機廢水。現時發展之主要厭氧生物廢水處理技術依林明瑞（ 1990）的報告指出，厭氧生物廢水處理程序基本上分為懸浮生長型及生物膜式反應槽兩大類：（一）懸浮生長型反應槽：反應槽之微生物在無介質附著之情況下懸浮生長，微生物總量較少，反應效率較低，如：柱塞流式反應槽、傳統型無攪拌式反應槽及完全混合式反應槽。 1.柱塞流式反應槽此種醱酵槽因長條型之槽體結構，具有槽體分隔、菌群分相及充分分解基質之作用，且操作簡易，經常用於鄉間猪糞尿廢水之處理；為此種反應槽橫臥於地面，佔地面積甚大，因此以後發展為直立式醱酵槽。此種反應槽一般為中溫型（ 35℃ ）或不控溫度操作（以反應槽自身產生之能量來維持），這種中溫型反應槽之去除效率計有固液分離、沉澱去除、有機分解等。惟固液分離、沉澱分離作用所佔比率甚高；而固液分離所產生之污泥或固形物亦須做最終處置，因此發展出高溫柱塞流式改良型醱酵槽。 2.傳統無攪拌式反應槽此為應用最早、最簡單之廢水處理反應槽，此種反應槽無任何攪拌，僅為簡單 pH 值及溫度控制，此種反應槽往往會因為污

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泥沉積於下層及浮渣累聚於上層，使得反應槽中之有效體積減少甚多，且因無攪拌之效果，產生中間代謝物 (揮發性有機酸及還原性物質累積 )抑制作用，因此厭氧生物污泥活性甚低，基於上述兩個原因，此種反應槽一般需要較長水力停留時間及較大的反應槽來進行有機物分解。以往經常用於國內水肥投入廠及活性污泥消化槽（楊聰宏， 2003）。 3.完全混合式反應槽由於傳統無攪拌式反應槽之有效體積及污泥活性甚低，必須以增加廢水在反應槽之停留時間來提高處理效率，因此使得反應槽體積過大，為改善這項缺點發展出以充分攪拌之方式來進行，即為完全混合式反應槽，此種反應槽除了有效體積及污泥活性得以改善外，反應槽中揮發酸及還原性物質累積量得以減少。（二）生物膜式反應槽：反應槽中填入適當之介質作為微生物附著之擔體，微生物得以大量生長累積，污泥濃度較高，反應槽效率高，如：填充式厭氧濾池、上流式厭氧污泥床、厭氧生物旋轉盤及流體化床反應槽。 1.厭氧濾池反應槽於反應槽中填充較大型之濾料，如：石頭、塑膠顆粒、塑膠浪板、紅木及各種化工填充環等 ;為節省佔地面積，為垂直流向反應槽或為下流式及上流式反應槽，此種反應槽由於有可供附著之介質，反應污泥濃度高，反應效率快，不過此種反應槽之缺點是反應槽並無清除累積污泥之作用，因此當反應槽啟動操作一段時間後，往往會因污泥大量累積而阻塞孔隙增加水頭損失或因介

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質上之厚層污泥膜脫落而影響水質。 2.厭氧生物旋轉盤由於厭氧濾池會因污泥大量累積而阻塞孔隙增加水頭損失及水質不穩，為改善此問題而發展出旋轉盤式厭氧生物反應槽。此為一串塑膠（或其他材質）圓板，這些圓板可部份或完全浸入水體中，圓板上長滿生物膜層可消化有機基質，此種反應槽優點為生物污泥濃度高基質傳送效率佳，消化效率較高及揮發性物質累積較少，但此種反應槽在長期操作後，生物膜脫落會影響水質。 3.厭氧上流式污泥床反應槽厭氧上流式污泥床反應槽是厭氧生物反應槽填充或累積大量之生物污泥，經水流迴流作用而膨脹為一污泥床體，具快速消化廢水中有機物之特性，其優點為生物污泥濃度高、接觸面積大及基質傳送效率佳等。 4.流體化床反應槽流體化床反應槽是為槽中填入適當大小之擔體，使微生物附著生長，並利用循環馬達快速迴流出流水，使反應槽中污泥成為浮動狀態，於厭氧或好氧情況下，藉著大量污泥顆粒床體來消化廢水中之有機物。因反應槽中有介質作污泥（微生物）附著之擔體，反應槽中接觸比表面積高，且反應槽中污泥量（微生物）多，故反應槽之反應效率高。

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第五節細胞固定化技術

一、微生物固定法原理及應用由於都市廢棄活性污泥不易被產氫細菌所利用，導致產氫細菌生長速率緩慢，並容易受到環境變化所影響，對能源的回收造成不良的影響。近年來將微生物加以固定化進行廢水處理，可有效將菌體滯留於反應槽中，以增加生物污泥濃度，提高反應效率。在二十世紀初，環境工程師就能夠利用石頭作為濾料填充在滴濾池中，好讓好氧及厭氧微生物在滴濾池中的上形成生物膜，以增加生物污泥量，增強污水中有機物之分解效率，以達成淨化水質的效果（李公哲， 1998）。自 1980 年以後人工固定化技術應用於廢水處理技術程序逐漸受到各國學術界的重視，經研究證實：固定化技術可使微生物於單位反應槽體積內可累積到很高之生物質量。綜觀各文獻（林祺能，2002；丁中凱， 1997；吳美惠等人， 1996；江晃榮， 1990；林翠華， 2003；邱于特， 2002；譚仲萍 2001）採用生物固定化技術應用於污水處理上有以下幾項優點：（一）增加反應槽中污水處理微生物的濃度，可增加污水處理的效率及減少反應槽體積。（二）固、液分離容易，可減少沉澱池與污泥回流的設計與操作成本，提高放流水之水質。（三）避免生長速度較慢或特異性菌種，因其他菌種競爭而遭淘汰或流失。（四）廢棄活性污泥量較少，約為懸浮性活性污泥法的 20％ ~30％。（五）選擇所需要之菌種加以固定化，減少馴養時間，達到快速啟動

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反應槽的目的。

（六）擔體擴散阻力可發揮保護的的作用，增加抵抗毒性物質的能力，維持反應器之正常操作。

二、細胞固定化方法

細胞固定化的方法種類繁多，主要的方法可細分為以下四大類：交聯法（ Cross-linking）、擔體鍵結法（ Binding to carriers）、膠體包埋法（ Matrix entrapment）、薄膜包覆法（ Membrance enclosure）等，並詳述如下：（一）交聯法（ Cross-linking）：交聯法又稱為架橋法，將具有兩個以上官能基的凝聚劑以物理或化學方法與特定微生物進行架橋作用。細菌的細胞壁是由胜肽聚醣所組成，是長聚醣間以胜肽鍵相連並含有自由胺基的結構，可利用醛類化合物作為交聯劑，與細胞壁生成亞胺的化學鍵結，其結構穩定性佳，但亦常造成細胞結構改變而降低活性。（二）擔體鍵結法（ Binding to carriers）：擔體鍵結法是以不溶於水的生物擔體，利用物理吸附、離子鍵結或共價鍵結合方式，將細胞固定在擔體上，形成固定化生物膜。擔體鍵結法以鍵結力的不同在細分成：吸附法

（ Adsorption）、離子鍵結法（ Ionic binding）、共價鍵結法（ Covalent binding），分述如下：

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以不溶於水之擔體，將為生物菌體藉由物理作用力吸附固定於擔體上，其作用力如親疏水性、氫鍵或凡得瓦力等，本研究所利用之活性碳擔體即是利用此一原理吸附菌體，將菌體固定其上。由於吸附的結合力很弱，故吸附之菌體容易受到溫度變化或基質與離子濃度變化而導致脫落。 2. 離子鍵結法（ Ionic binding）：細胞藉由靜電吸引力或凡得瓦力附著吸附於擔體表面，形成一生物膜，其鍵結力較吸附法強，但仍需選擇適當的離子強度、 pH 等，以避免菌體自行脫落。 3. 共價鍵結法（ Covalent binding）：藉由化學方法使細胞與擔體表面形成化學鍵結，此法於固定化材料及方法的選擇上必須考慮固定化材料是否被微生物分解或造成對微生物的毒害，否則易造成微生物細胞流失或死亡。（三）膠體包埋法（ Matrix entrapment）：膠體包埋法為利用高分子聚合物在形成凝膠時，將菌體包覆在由分子鏈交錯而成的網狀結構內部。高分子聚合物可以為各式天然或合成的高分子材質，依需要施行一定的處理程序，把酵素或菌體直接或密閉於格子型或半透膜裡，此法的優點是：酵素、微生物菌體均可應用此法來固定化，而且方法簡單，不易受到其他雜菌或抑制劑的影響，而降低主要菌體的活性。但此法仍會有不當的包埋方而有酵素發生變性失去活性及基質擴散不易等缺點。

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這類高分子膠凝的外型，依其應用性可分為：顆粒狀、圓柱狀、纖維狀、平板狀，而普遍上最常用到的是顆粒狀及纖維狀，是目前最有效的菌體固定化的型態。（四）薄膜包覆法（ Membrane enclosure）：包覆法是藉由外層的高分子薄膜限制菌體活動，內部乃一液態環境，菌體則懸浮於水溶液中，可提供菌體足夠的生長空間，但機械性質極差，容易因水流、空氣流衝擊、或攪動，包覆體因而破損（陳文欽，1997）。針對各種固定化的特性比較其優缺點，見表 2-2 所示。表 2-2 各種細胞固定化技術比較表方法交聯吸附螯合共價鍵包覆特性 1.準備工作中等簡單簡單困難中等 2.鍵結強度強弱中等強中等 3.菌體活性之維持低高中等低中等 4.擔體再生性不可再生可再生可再生稀有不可再生 5.固定化成本中等低低高低 6.穩定性高低中等高高 7.適用性否是是否是 8.保護菌體強度否是是否是 9.可行性否是是否是註：資料引自陳文欽（ 1997）博士論文三、細胞固定化技術之限制各種固定化的方法，在應用上都有其不同的限制存在，可依其應用特點作ㄧ適當選擇。當菌體固定於擔體內部後，擴散阻力之限

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制將會造成細胞間質量傳送的最大影響因素，其可區分為外部擴散效應及擔體內部擴散效應。在外部擴散效應的改善，可藉由增加基質的濃度梯度，或是提高攪拌速度來降低外部質傳的阻力，增進外部擴散的效果；而在擔體內部擴散效應上，由於擔體內部所接觸的基質濃度比外層低，故隨著擔體顆粒的增大而造成反應速率的下降，故選擇一個有利於生物質傳的擔體是確保固定化技術能否促進醱酵產氫速率的重要因素之ㄧ (洪聖修， 2003)。

第六節厭氧醱酵產能之影響因子

可能影響厭氧醱酵產能反應的環境因子包括 :營養源、 pH 值、溫度、水力停留時間、有無進行混合攪拌、 ORP 等因素。一、 pH 值對厭氧醱酵產能反應的影響厭氧消化反應中，主要參與反應的菌群均有其最適生長的 pH 值。酸形成菌的最適 pH 值為 5.0~6.0 之間，最適合酸化反應進行。而甲烷生成菌僅能在 pH 值維持中性時具有高產甲烷率，大部分的甲烷生成菌最適 pH 值在 7.0-7.2 之間，當 pH 值低於 6.3 或大於 7.8 時，甲烷生成速率可能降低；厭氧消化系統在不控制 pH 值時，生物系統內產生揮發性有機酸將會自然增加反應槽內的酸度［見方程式（ 2-6）及（ 2-7）］。當反應槽內揮發酸產生量超過甲烷菌形成之消耗量時，即會有酸度之累積。 CH3COOH ↔ CH3COO- + H+ (2-6) H2O + CO2 ( g ) ↔ H2CO3 ( a q ) ↔HCO3- ( a q )+ H+ ( a q ) (2-7) 而在進行傳統厭氧消化時，大多建議 pH 值應控制在中性範圍。

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因為低 pH 值及過量揮發酸累積對甲烷菌抑制將大於醱酵菌。

而 pH 值對厭氧產氫反應的影響如何？根據 Kumar and Das(1999) 以蔗糖為基質進行 Enterbacter cloacae IIT-BT 菌株的批次試驗時，發現初始 pH 值對厭氧產氫的影響很大，研究結果發現在未控制 pH 值的情況下所進行的批次實驗，初始 pH 值在 5.0 及 6.0，最終 pH 值為 4.9 及 4.7 的情況產氫效果最好。而在控制 pH 值的情況下所進行的批次實驗，pH 值分別控制在 4.5 到 6.0 間，細胞增殖量及產氫量皆隨控制的 pH 值上升而上升。但是當控制的 pH 值在 6.0 以上時，產氫量急速下降，細胞增殖量上升。同時在 Laurence, Christian,Isabel and Philippe(1995)對 Clostridium aceto- butylicum ATCC 824 以葡萄糖為基質進行葡萄糖厭氧代謝反應時發現 pH 值可影響 Clostridium 的代謝途徑，在 pH 6.5 時，Clostridium 主要反應機制為產酸，60﹪ 的有機基質轉化為酸；但在 pH 4.5 時， 10.7﹪ 葡萄糖轉化為酸，而 47.7﹪ 由葡萄糖來的碳則轉化為酮類及醇類。這是因為 Clostridium 在 pH 值過低時，會將因醱酵過程而產生過量的酸還原為酮及醇類，提升 pH 值至其適合生長的範圍，使氫氣產量減少。文獻中並指出 Clostridium 在進行連續流試驗時的反應槽的 pH 可比批次實驗低。

根據 Inanc, Matsui and Ide（ 1997）等人以葡萄糖為基質，反應槽中的 pH 值分別控制為 5.0 及 7.0，溫度控制在 25 到 28℃ 間條件下，研究結果指出丙酸和丁酸的累積量並不受氫分壓而影響，但受反應槽 pH 值影響。研究成果指出低 pH 值 (5.0 左右 )及較低的溫度適合丁酸形成菌的生長，較高的溫度及中性 pH 值適合丙酸形成菌生長。因此 pH 值對厭氧分解反應所產生的丙酸及丁酸量也有影響。由於 Clostridium 的厭氧醱酵產氫是經由醱酸過程以產生氫

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氣，所以 pH 值不可過低，以免抑制了產氫率。而根據鄭幸雄、曾怡禎、白明德（ 2001）在進行產氫菌酸化篩選的研究中指出雖已將反應槽酸篩去除甲烷菌後，初期產氫量會隨反應槽 pH 值升高而升高，但仍很難止甲烷菌的再度滋生。一般而言，低的 pH 值將抑制微生物的活性抑制甲烷菌，另一方面太低的 pH 也使產氫效率降低。但若使 pH 稍高，將使甲烷菌大量滋生，則會使系統產氫率降低。因此在進行連續進流式的厭氧產氫仍須將反應槽控制在偏酸環境下（ pH 值 5.0~5.5 左右或以下），以抑制甲烷菌生長。若為甲烷化反應槽則控制在中性環境下（ pH 值 7.0~7.2 左右）。調節反應槽酸鹼度的 pH 值的緩衝溶液系統，一般可分成碳酸鹽系及磷酸鹽系兩種。目前這兩種緩衝溶液系統對厭氧醱酵產氫的影響尚無文獻可供參考。但碳酸鹽系緩衝溶液系統在低 pH 值下會產生大量二氧化碳，可能會對厭氧醱酵產氫造成抑制之效果，所以選擇以磷酸鹽系作為 pH 值的緩衝溶液系統。而在甲烷化反應槽中因為 pH 值值維持在中性，所以沒有產生大量二氧化碳之疑慮，故以碳酸氫鈉提供其鹼度。二、溫度對厭氧反應的影響溫度是影響微生物生長與存活最重要的因子之一。在厭氧廢水生物處理程序中，厭氧反應速率隨溫度增加而增加，適合生長的溫度可達 60℃ 左右。因此溫度在厭氧消化反應中，是一個相當重要的控制因子，厭氧消化的溫度一般可分為中溫消化區（ 30~35℃ ）及高溫消化區（ 50~55℃ ），這是兩個最佳厭氧消化溫度區；但在兩最佳溫度區之間的溫度區其反應速率反而降低。由於台灣為亞熱帶氣候，夏天的氣溫已接近（ 30~35℃ ）。再者高溫厭氧消化啟動困難，需增加額外能量來維持。所以一般厭氧廢水處理大多以中溫消化為

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主。

根據 Kumar and Das (1999) 以Enterbacter cloacae IIT-BT 08 純種菌株及蔗糖為基質，進行批次實驗發現 36℃ 時產氫效果最大（ 2.25ml H2 /mol-glucose）。而 45℃ 為此菌種產氫的上限溫度，高於此溫度則不產氫。而目前所見到以混合菌種或純菌株連續式進流進行厭氧醱酵產氫的文獻，大多控制在 30~36℃ 進行。但根據鄭幸雄等（ 2002）以 peptone為基質在（ 50~55℃ ）所進行的高溫厭氧醱酵產氫之研究，發現 peptone在高溫厭氧醱酵時有很好的產氫效果。

而 Chaa and Noike（ 1997）研究發現，反應槽溫度的急遽下降對乙酸利用甲烷菌的菌數影響極大，可使其菌數急速降低，但是對酸化菌及氫利用甲烷菌的菌數影響不大。而在溫度由 25℃ 急速下降到 15℃ 時，酸化菌幾乎喪失活性，產氫率幾乎無法測得。急遽的溫度下降對酸化菌的影響主要如下所示： (1)基質在酸化相的降解效率在短的水力停留時間下，受急速溫度下降的影響很大，而且反應槽的消化效率在短的水力停留時間下恢復很慢。 (2)產酸菌的菌數及消化速率受水力停留時間及溫度急速下降而減少。溫度與有機物負荷、產氣量的關係可用圖 2-4 來表示（趙洪賓、金錐、劉馨遠， 1989），可發現厭氧產氫系統中溫消化反應範圍，最佳的消化溫度為 30~35℃ 間（ Henze ＆ Harremöes, 1983）。在高溫消化反應範圍內，以 50～ 55℃ 之間的效果最好；若在 40～ 45℃ 之間，會使甲烷菌生長速率大幅減退，主要的原因是在此溫度範圍內，甲烷形成菌之衰退速率（ decay rate）相當快，導致生長速率降低。賴欣宏（ 2002）與楊聰宏（ 2001）的研究指出，在不同形式的厭氧產氫反應槽（ CSTR、無攪拌式及柱塞流式等）都會隨著溫度

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的增加，其產氫效果也會增加。另外，厭氧高溫消化反應產生之甲烷產氣量及承受之有機體積負荷量，是中溫消化反應速率（以 35 ℃ 為主）的 1.25～ 1.5 倍，高溫消化雖有較高的效率，但能建議使用中溫消化，因為在二相式系統中必須考慮整體的處理效率，而在高溫消化時所產生的氨，將會影響甲烷槽的穩定操作（ Guerrero et al.,1999）。圖 2-4 中溫消化與高溫消化之關係圖（資料來源：趙洪賓、金錐、劉馨遠， 1989）厭氧菌對溫度的變化非常的敏感，導致反應速率隨著溫度的增加而增加，最高可達 60℃ 左右（洪仁陽譯， 1998）；而厭氧消化反應的溫度變動須在 1.5~2.0℃ 間，若發生 5℃ 以上的急遽變化時，雖然對醱酵反應較無影響，但會造成甲烷化反應的突然終止，造成揮發酸之累積，導致系統失敗的情形發生（趙洪賓等， 1989）。但如此反而有利於產氫反應的進行。雖然高溫的反應速率較快，可以獲得

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較多的產氫量與較高的產氫速率，縮短消化槽的停留時間，但對有機污染物的去除效果卻無明顯的增加，中技社（ 1994）建議在高溫條件下操作，微生物的衰減速率快，須以連續投入污泥方式（ continuous feed）操作。反應槽溫度對厭氧醱酵產能的作用在於維持適當，恆定的溫度將有利於微生物的持續生長，保持系統的穩定。而反應槽的溫度以（ 30~35℃ ）最佳，不但省能源也適合本省氣候。反應槽若溫度過低（ 25℃ 以下），且不能保持溫度恆定，而有急遽變化將使反應槽產能效率大幅減少。三、揮發酸對厭氧反應的影響根據 McCarty(1964)之研究，若厭氧消化系統處於穩定平衡狀態，則在厭氧消化反應中產生之揮發酸，會很快地被甲烷菌轉化為甲烷及二氧化碳，其中以乙酸及丙酸被利用的比例最大，分別為 72 ％及 13％。高濃度的揮發酸累積時，代表著厭氧消化系統不穩定。另外根據易武忠 (1999)的研究指出只要 pH 值控制在 7.5~8.0 之間，則雖然揮發酸高達 5000mg/L，對厭氧消化系統仍不造成影響。這是因為有機酸在高 pH 值時，揮發性有機酸大部分以游離形態存，對厭氧菌影響較少尤其是甲烷菌。根據洪仁陽（ 1998）中提到揮發性脂肪酸之累積，不但在低 pH 值下與系統弱酸緩衝能力具正相關性，而且能夠隨 pH 值變化，對系統中微生物系統造成抑制作用。雖然僅有一些最終產物對酸化菌產生抑制，但是揮發酸累積對甲烷菌將造成更嚴重傷害。揮發性脂肪酸、硫化氫及氨氮，後兩者為硫酸鹽還原菌及硝酸鹽還原菌還原而成，亦能夠形成弱酸及弱鹼之緩衝系統（如圖 2-4）。而根據 Zotemeyer,Aronoldy,Cohen and Boelhouwer(1982)針對酸化槽的水解、酸化效率進行研究時，發現

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在 pH 值 5.8，揮發酸 4727~5426 mg/l 的情況下尚無甲烷氣的產生。由此可知偏酸的環境及高濃度的有機酸可壓抑甲烷形成菌的生長。因此將反應槽維持在 pH 值 5.0~5.5 左右，大量累積的揮發酸將可壓抑甲烷菌的生長，同時不至於影響酸化菌的活性。有機物在進行厭氧消化時，所產生的揮發酸並不全然以酸類為主，也會有醇類、酮類等其他有機產物產生。根據 Lay(1999)亦指出厭氧醱酵產氫中所產生的丙醇及丁醇的延後產生有助於產氫反應。這是因為醇及酮等溶劑是 Clostridium 在指數生長期，進行產氫反應時的產物。在批次實驗中常可發現，隨著反應槽 pH 上升至高於 5.5 時，細胞量開始逐漸增加時，開始產生丁醇，則氫氣停止產生。由此可知 Clostridium 所產生的揮發酸，一旦由產酸改為產醇及酮等有機溶劑時，則產氫效果會變差。

根據 Guerrero,Omil,Mendez and Lema（ 1999）對於含高濃度有機固體物及蛋白質的食品工業廢水的酸化和水解之研究指出， hydrulic retention time(HRT)是水解酸化的關鍵因子。一般水解、酸化相的 HRT 多控制在 6~24 小時。由於水解、酸化作用是由特定的酵素完成的，因此需保持在適當的情況中。目前大部分厭氧醱酵產氫所使用的基質為可溶性，簡單而易分解的物質，基質水解酸化的速度相當快，並不成為厭氧消化的限制階段。短的水力停留時間，將使甲烷菌無充足時間將酸化菌產生的酸轉化為甲烷。因此在極短的時間內，即可累積大量的揮發酸，而高濃度的揮發酸將使反應槽 pH 值偏酸而抑制甲烷菌生長及甲烷形成菌沒有足夠的時間將有機酸及氫氣轉化為甲烷及二氧化碳。四、水力停留時間對厭氧產能效率之影響

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此外水力停留時間的長短，對反應槽的影響還包括反應槽中的微生物相。根據 Cha and Noike（ 1997）針對急遽的溫度及水力停留時間變化對厭氧酸化菌的影響時，發現不同水力停留時間的反應槽，微生物菌相並不相同；水力停留時間長時，微生物菌相以絲狀菌為主；而在短停留時間則以短桿菌為主。而 Mizuno , Dinsadle , Hawkes and Noike（ 2000）之研究發現穩定操作下的反應槽，水力停留時間 8 小時和 48 小時的微生物相並不相同。並且在長的水力停留時間下，甲烷菌、硫酸鹽還原菌是可以和 Clostridium 菌一起生長。而在 Taguchi,Mizukami,Yamada,Hasegawa and Saito-Taki (1992)一篇關於以 Clostridium sp. strain no.2 連續流操作直接分解纖維素以進行產氫的文獻中發現 HRT 及 pH 值的影響如下：(1) 控制 pH 值的反應槽產氫效率比不控制 pH 值的反應槽產氫效率好，而 pH 值的最佳範圍為 6.0 附近。(2)產氫效率會隨著 HRT 的縮短而增加。根據黃俊霖、陳晉照、林秋裕、劉文佐（ 2001）的研究發現同一污泥來源，不同基質（葡萄糖或蔗糖）及不同 HRT操作下，隨著 HRT的增加（ 2~10 小時），厭氧生物產氫系統中的微生物群多樣性顯著提高。在高 HRT時，有較高的基質轉化率，各為 1.65 mol H2 /mol-glucose及 3.94 mol H2 /mol-sucrose;相對於低 HRT時，則有

較高的產氫效率，各為 20.4 mmol H2 /g-VSS‧ hr（基質為葡萄糖）及 35 mmol H2 /g-VSS‧ hr（基質為蔗糖）。綜合以上的資料，對厭氧醱酵產氫而言，短的 HRT（ 6~24 小時）可以促成揮發酸大量累積，使 pH值偏酸。容易使反應槽保持在酸化相，甲烷菌不易滋生。可確保基質的酸化效率。而揮發酸的種類則可用來判斷微生物代謝的主要產物為何，可藉著調整外在控制條件（溫度，pH值，微量元素等）使其揮發酸產物為有機酸，以提升產氫效率。由上述可得知，厭氧

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醱酵產能之最佳 HRT受基質種類、 pH值、反應槽形式所影響。五、厭氧醱酵產能所需的基質及營養源目前厭氧醱酵產能試驗所使用的基質，大多以碳水化合物、蛋白質等水溶性的有機化合物為主。目前以污泥為基質的研究仍受限於污泥中的細胞性有機質為難水解的物質，所以其中水溶性可供細菌快速分解之物質並不多，產氫效果並不佳（林信一， 2001）。此外，根據本研究發現一般廢水廠 WAS中含有高濃度之氨氮及硫酸鹽，此兩種物質皆會在反應槽中轉變成 NH4+及 H2S造成秏氫反應，使反應槽中難以得到氫氣。而根據鄭幸雄等 (2001)之研究指出碳水化合物單位基質的產氫量約 9 mmole/g-glucose遠大於蛋白質的 0.68 mmole/g-peptone 或生物污泥的 0.08 mmole/g-sludge。此外，實驗資料亦顯示，利用 peptone（蛋白質的一種）為基質時，氫氣的產出可分成三個階段：即產氫期、高原期及耗氫期；同時，peptone 的分解機制在中溫消化及高溫消化並不相同。以糖類基質進行產氫反應則未有三階段產氫的情形，在完全混合反應槽（ CSTR）下，其最佳操作狀況為中性 pH及 6-8 小時的水力停留時間。但厭氧醱酵產氫所也可使用植物纖維作為基質，直接進行醱酵產氫反應。根據 Taguchi,Mizukami,Yamada,Hasegawa and Saito-Taki (1992)的研究中以Clostridium sp. strain no.2 以連續劉反應槽分解纖維素以產氫的文獻中，研究結果指出葡萄醣及 xylose分別為 cellouse及 hemicellulose的主成分，因而Clostridium sp.可分解多醣類及 polyxylose的水解產物以產氫。再者Clostridium sp. strain no.2 是目前少數能分解 xylose以產氫的細菌之一。而在 Taguchi等人 (1992)的文獻中則指出Clostridium sp. strain no.2 直接分解

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polyglucose及 polyxylose的以產生氫氣效率與分解 glucose及 xylose效果一樣。如果反應槽分別再加上 liftase， albazyme酵素效果更好，但由於這兩種酵素極為昂貴，因此技術瓶頸尚待克服。

此外傳統上用來處理有機固體物的堆肥法，也可作為產氫的基質。根據 Sparling,Risbey and Poggi-Varaldo(1997)年的文獻中指出在低濕度的厭氧堆肥通入低濃度乙烯可抑制甲烷的產生，並可產生氫氣。厭氧消化反應，除了一般主要的營養源如氮、磷之基本需求外，由於厭氧菌大多無法合成一些必需維生素或胺基酸，因此需提供少量特定之胺基酸及特定營養源供生長及代謝用。根據 Hippe，Jan and Gerhard(1992)關於 Clostridium 菌屬的培養研究中，發現 Clostridium 菌屬的培養，除需要一般的酸鹼度緩衝劑及能源外，尚需加入鎂、鈣、鈷、鉬等微量元素。Clostridium 菌屬能分解的有機物種類相當廣泛，在實驗室中所能使用的基質也很廣。但依其喜好的基質來分則可分為四大類，分別為： (1)Proteolytic

Clostridia 主要分解蛋白質，(2) Saccha rolytic and Proteolytic Clostridia 可同時分解醣類及蛋白質類基質，絕大多數會產生有毒產物， (3)不屬於 Proteolytic 及 Saccharolytic 的種類，只分解單一的基質或幾種基質， (4) Saccharolytic Clostridia 菌群以分解碳水化合物為主。同時各大類 Clostridium 菌種大概已有培養配方。表 2－ 3 為厭氧發酵產能反應微量元素需求表 2－ 3 厭氧發酵產能反應微量元素需求表

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因此基質對厭氧醱酵產氫的影響因素在於：（ 1）是否能快速的被所植種的微生物快速分解代謝，以產生有機酸及氫氣，（ 2）所添加的微量元素量及種類是否符合所植種微生物的需求。因為微生物需要以微量元素來合成生長必須之特殊酵素。而甲烷生成菌在鐵、鎳及鈷上具有相對較高的內部濃度，此類元素於廢水中可能不會存在，所以在甲烷反應槽中欲提高甲烷產量必須外加這些元素。而甲烷生成最佳 C：N：P比例為 100：2.5：0.5，一般而言，進流基質中營養鹽濃度應調整至兩倍所需濃度，以確保營養鹽之供給。有研究指出營養鹽對厭氧醱酵產氫之影響中，以 MgCl2之影響最大，其次是 NaCl，而 CaCl2及 CuSO4則不顯著。 (賴奇

厚， 2001)

六、氨氮對厭氧醱酵產氫反應的影響

Onodera, Miyahara and Noike(1997)在以批次實驗進行不同濃度氨氮對厭氧產氫效果有何影響時，發現在氨氮濃度低於