大仁科技大學環境管理研究所

大仁科技大學環境管理研究所 碩士學位論文

草酸鈉及醋酸鈉經生物濾床分解後出水中之有機物性質 草酸鈉及醋酸鈉經生物濾床分解後出水中之有機物性質 草酸鈉及醋酸鈉經生物濾床分解後出水中之有機物性質 草酸鈉及醋酸鈉經生物濾床分解後出水中之有機物性質

The organic property of the effluent from biofilter utilizing the sodium oxalate and sodium acetate

指導教授：賴 文 亮 教授

研 究 生：王 柏 雄

中 華 民 國 九十九 年 一 月

摘要 摘要 摘要 摘要

本研究實驗之初取澄清湖原水進行三種臭氧劑量 O3/NPDOC

=0、1 及 2，反應後數小時後，植入澄清湖之原生菌液，再利用蠕動 幫浦將臭氧化原水導入循環式生物濾床，啟動濾床，操作數月後，使 其具生物活性化及達成穩定化，除比較三種穩定後之生物濾床對醋酸 鈉及草酸鈉分解能力之差異外，並利用螢光激發發射光譜圖進行濾床 出水與濾床在不同深度之水相及附著濾料表面有機物性質之定性及 定量，藉以瞭解不同有機物經生物濾床分解後，濾床出水中及濾床不 同深度之有機物性質變化。

依實驗結果顯示，臭氧化生物濾床，初期(1 天)對醋酸鈉碳之分 解能力，O3/NPDOC=2 明顯優於 O3/NPDOC=0 及 1，但濾床操作 6 天時，差別並不明顯，並於在長期操作時 (13 days)，對醋酸鈉碳之 去除，O3/NPDOC=1 之生物濾床明顯因濾床內微生物有機物之釋出，

降低其對醋酸鈉碳之去除，並低於 O3/NPDOC=2 之生物濾床，而三 種生物濾床對草酸鈉之分解，在操作 10 天後，生物濾床出水之 NPDOC 值高於第 6 天，此表示生物濾床在長期操作下，濾床內微生 物可釋出有機物，並可能導致有機物去除能力之下降。

生物濾床分解醋酸鈉後，濾床出水中之螢光激發發射光譜圖之波 峰之發射波長為 410-430 nm，而激發波長則是 220-240 nm 及 310 nm 為主。生物濾床分解草酸鈉之濾床出水中之螢光激發發射光譜圖，發 射波長為 410-430 nm，出現 2 個波峰之位置與生物濾床分解醋酸鈉之 濾床出水相同。另一發射波長小於 400 nm。O3/(NPDOC of KHP)=1 濾床出水出現兩個波峰，但 O3/(NPDOC of KHP)=2 濾床出水出現 1 個波峰。生物濾床在分解草酸鈉及醋酸鈉碳時，主要之特徵波峰之螢 光強度值均隨操作時間之增加而增加。

生物濾床分解醋酸鈉時，出水中有機物性質之平均螢光強度值 (AFI)，以黃酸成份最高，而芳香族蛋白質與腐植酸接近；但生物濾 床分解草酸鈉時，AFI 值依序為黃酸、芳香族蛋白質與腐植酸。生物 濾床分解醋酸鈉及草酸鈉至 13 天時，濾床在不同深度之水相及濾料 表面之有機物性質，均呈現水相以黃酸為主，但濾料表面則以芳香族 蛋白質為主。

關鍵字：非揮發性溶解性有碳；生物濾床；螢光激發發射光譜圖；平 均螢光強度值

ABSTRACT

The source water, Cheng Chin Lake (CCL), filtered by 0.2 µm membrane filter , was mixed with different ozone dosages to make the ratios of ozone to NPDOC (non-purgeable organic carbon) be 1 and 2 respectively. Then, the indigenous bacterium taken from CCL was put into the ozonated source water to make sure the bacterial number close to 10³ cells/mL. Later, ozonated source water with microorganisms was transferred into a 5 L bottle wrapped with aluminum foil to avoid sunlight.

It was draw into a chromatography packed with glass bead using peristaltic pump. The effluent from this filter was also collected using the collection bottle, and pumped into filter again. This process is called recirculated biofilter. Both biofilter systems were operated about 100 days to make it assure have biodegradability. In this study, the EEFMs (excitation emission fluorescent matrices) of the effluents from both stabilizing biofilters used to utilize the artificial water prepared by sodium acetate and sodium oxalate, were monitored for further understanding its organic properties. Of course, both parameters such as NPDOC (Non-purgeable organic carbon) and amino acids were measured in this study for getting more information about the effluents.

The biodegradability of acetate-C by ozonated biofilter with O3/(NPDOC of KHP)=2 was higher than by ozonated biofilter with O3/(NPDOC of KHP)=1 when the operation day was the first day.

However, insignificant difference about the acetate-C removal was found between both ozonated biofilter when the operational day reached six days. After long operation of thirteen days, the biodegradability of acetate-C by ozonated biofilter with O3/(NPDOC of KHP)=1 also less than that by ozonated biofilter with O3/(NPDOC of KHP)=2 was attributed to more organic release from O3/(NPDOC of KHP)=1 than O3/(NPDOC of KHP)=1.

The EEFMs of effluent from ozonated biofilter decomposing the 5 mg-acetate C/L existed in two peak positions dominant in long emission

wavelength of 410-430 nm and excitation respective wavelength of 220-240 nm and 310 nm. This phenomena also appeared in the EEFMs of the effluent from ozonated biofilter treating oxalate-C. Beside for the previous peak location appeared in the effluent from ozonzated biofilter treating oxalate-C, emission wavelength less than 400 nm, two peaks in EEFMs existed in biofilter with O3/NPDOC=1 while only one peak in EEFM appeared in O3/NPDOC=2. No matter what ozonated biofilter was used to decompose the acetate-C or oxalate-C, the intensity in the approximate peak location in EEFMs of the effluent was increased with the increase of operational days.

The average fluorescent intensity (AFI) for fulvic-like of the effluent from the biofilter decomposing sodium acetate is the largest, and those happened in the following aliphatic protein and humic-like had an equivalent content. However, The average fluorescent intensity (AFI) for fulvic-like of the effluent from the biofilter decomposing oxylate acetate was in order from large and small, fulvic-like, aliphatic protein, and least humic-like. The organic properties existed in bulk solution of the filters and the surface of filters were respectively dominiated by the fulvic-like and aliphatic protein whichever the sodium acetate or sodium oxalate was utilized by the ozonated biofilter till thirteen days. This is an interesting finding.

Key words：Non-purgeable organic carbon；Biofilter；Excitation emission

誌謝

首先誠摯的感謝指導教授賴文亮博士，老師悉心的教導使我得以 一窺生物濾床領域的深奧，不時的討論並指點我正確的方向，使我在 這兩年半獲益匪淺，並且老師對學問的嚴謹更是我輩學習的典範。

本論文的完成另外亦得感謝本所的邱俊彥主任及中山大學 環工所 高志明教授在百忙之中審閱論文並提供問題及建議，與生科所洪堂耀 主任在分生技術上的指導與支援。因為有你們的體諒及幫忙，使得本 論文能夠更完整而嚴謹。

兩年半的日子裏，實驗室共同的生活點滴，學術上的討論、言不及 義的閒扯、讓人又愛又怕的overnight、趕 meeting 的革命情感，感謝 眾位學長姐、同學、學弟妹的共同奮鬥，以及在研討會所認識的立華 因為有你/妳們的陪伴讓兩年半的研究生活變得絢麗多彩。

另大力感謝太龢、建宏、聖峯、書豪、博名、勇廷、正偉學長們不 厭其煩的指出我研究中的缺失，且總能在我迷惘時為我解惑，也感謝 慧秀、勝凱、暐翰、俊宏同學的幫忙，恭喜我們順利走過這兩年半。

實驗室的建立、上權、昭銘、建斌、金賢、彥緯學弟、曉蓉、玉珊學 妹們當然也不能忘記，你/妳們的幫忙及搞笑我銘感在心。

最後，再次感謝D.B.D Aqua Lab. 團隊的幫忙，並謹以此文獻 給我摯愛的雙親。

目錄

摘要... I ABSTRACT...III 誌謝...V 目錄... VI 圖目錄...X 表目錄... XIV

壹、前言...1

一、 研究背景 ...1

二、 研究目的 ...3

貳、文獻回顧...4

一、 水體中有機物之性質 ...4

二、 生物可分解性有機質之評估方式 ...5

三、 生物膜之形成及對配水管網之影響 ...8

四、 兩種淨水程序對生物可分解性有機物之去除 ...10

(一)混凝程序...10

(二)生物濾床...11

五、影響生物濾床穩定性之操作因素...13

(一)臭氧與有機物之相關性 ...14

(二)生物濾床種類 ...15

六、 後生長之問題及控制 ...17

(一)後生長...17

(二)影響因子...19

(三)控制...20

七、 螢光光譜儀 (EEFM)之應用...21

八、 環境微生物分生技術之應用 ...22

(一)16S rDNA 的特性與應用 ...23

(二)聚合酶連鎖反應(PCR) ...24

(三)變性梯度膠體電泳(DGGE)...25

參、實驗材料與方法...27

一、 研究流程與規劃 ...27

二、生物濾床訓養之操作系統...29

三、 臭氧反應系統及操作 ...29

四、 基質更換之步驟 ...31

五、 生物性參數分析 ...31

(一)總菌及活菌之測定...31

(二)電子顯微鏡( Scanning Electron Microscope, SEM)...32

(三)DNA 之萃取...33

(四)利用 PCR 增殖 16S rDNA 片段...33

(五) Agarose Gel Method...35

(六)膠體中 DNA 回收純化...35

(七)變性梯度膠體電泳 ...36

(八)SYBR green I 染色與膠體拍攝與分析統計...37

(九)Ligation ...37

(十)Transformation...38

(十一)菌相序列之比對 ...38

六、 化學性參數分析 ...39

(一)非揮發性之溶解性有機碳(NPDOC) ...39

(二)有機物分子量大小 ...39

(三)醣類...40

(四)胺基酸...40

(五)螢光激發與發射光譜圖（EEFM）...43

肆、結果與討論...45

一、 人工基質經生物濾床分解後出水中有機碳量及有機物性質 45 (一)不同臭氧化穩定後之生物濾床對草酸鈉及醋酸鈉之分解 .45 (二)不同臭氧化穩定後之生物濾床對草酸鈉及醋酸鈉之分解後 出水中之螢光激發發射光譜圖...49

(三)不同臭氧化穩定後之生物濾床對草酸鈉及醋酸鈉之分解後

出水中之同步掃描圖...55

(四)以平均螢光強度值評估生物濾床出水中有機物性質 ...59

二、 不同深度之生物濾床在水相及濾料表面之有機物性質...66

(一)草酸鈉及醋酸鈉經生物濾床分解後，不同深度水相及濾料 表面之螢光激發發射光譜圖...66

(二). 以平均螢光強度值評估穩定後生物濾床水相及濾料表面有 機物性質之變化...72

(三)不同深度濾料與水相之菌相 SEM 觀測 ...83

(四)不同深度之微生物 genomic DNA 萃取...88

(五) DGGE 電泳分析與比對 ...91

伍、結論...97

陸、參考文獻...98

圖目錄

圖1 DOC、BDOC、NBDOC (DOC-BDOC)及 AOC 之關係...7

圖2 生物膜形成階段 ...9

圖3 飲用水中管網生物膜生成與剝落示意圖 ...10

圖4 傳統混凝及加強混凝對 BDOC、RDOC 及 AOC 之去除差異性 ...11

圖5 生物可利用有機質在 BAC 床被利用之情形 ...14

圖6 濾料材質對 DOC、BDOC 及 AOC 去除之差異性 ...17

圖7 生物膜之理論模型圖 ...18

圖8 生物膜之生成 ...19

圖9 增殖反應示意圖 ...25

圖10 研究架構圖 ...28

圖11 臭氧生物濾床系統圖 ...29

圖12 臭氧裝置反應系統 ...31

圖13 混合標準品之層析圖譜 ...42

圖14 不同臭氧化生物濾床分解醋酸鈉(5 mg acetate-C/L)在不同操作 時間下出水中NPDOC 值...46

圖15 不同臭氧化生物濾床分解草酸鈉(5 mg acetate-C/L)在不同操作 時間下出水中NPDOC 值...48

圖16 不同臭氧化生物濾床分解醋酸鈉後出水在不同天數之螢光激發 發射光譜圖...50

圖17 不同臭氧化生物濾床分解醋酸鈉之出流水中特徵波峰的螢光強 度值變化...51 圖18 不同臭氧化生物濾床分解草酸鈉後出水在不同天數之螢光激發 發射光譜圖...53 圖19 不同臭氧化生物濾床分解草酸鈉之出流水中特徵波峰的螢光強 度值變化...54 圖20 不同臭氧化生物濾床分解醋酸鈉之出水在不同操作天數之螢光 同步掃描圖...56 圖21 不同臭氧化生物濾床分解草酸鈉之出水在不同操作天數之螢光 同步掃描圖...58 圖22 不同有機物性質對應之螢光激發與發射波長位置 ...59 圖23 生物濾床分解醋酸鈉出水中不同有機物性質 AFI 值百分比分佈 圖...62 圖24 生物濾床分解草酸鈉出水中不同有機物性質 AFI 值百分比分佈 圖...65 圖25 不冋臭氧化生物濾床分解醋酸鈉後(第 13 天)在濾床不同深度水 相之螢光激發發射光譜圖...68 圖26 不冋臭氧化生物濾床分解草酸鈉後(第 13 天)在濾床不同深度水 相之螢光激發發射光譜圖...69 圖27 不冋臭氧化生物濾床分解醋酸鈉後(第 13 天)在濾床不同深度濾 料表面之螢光激發發射光譜圖...70 圖28 不冋臭氧化生物濾床分解草酸鈉後(第 13 天)在濾床不同深度濾 料表面之螢光激發發射光譜圖...72 圖29 生物濾床於分解醋酸鈉(第 13 天)不同深度水相中不同有機物性

質AFI 百分比圓餅圖 ...75 圖30 生物濾床於分解醋酸鈉(第 13 天)不同深度濾料上不同有機物性 質AFI 百分比圓餅圖 ...77 圖31 生物濾床分解草酸鈉(第 10 天)不同深度水相之不同有機物性質 AFI 百分比圓餅圖 ...80 圖32 生物濾床分解草酸鈉(第 10 天)不同深度濾料上不同有機物性質 AFI 百分比圓餅圖 ...83 圖33 不同臭氧化生物濾床分解醋酸鈉(第 13 天)在濾床不同深度濾料 表面菌相之SEM 圖 ...84 圖34 不同臭氧化生物濾床分解醋酸鈉(第 13 天)在濾床不同深度水相 菌相之SEM 圖 ...85 圖35 不同臭氧化生物濾床分解草酸鈉(第 13 天)在濾床不同深度濾料 表面菌相之SEM 圖 ...86 圖36 不同臭氧化生物濾床分解草酸鈉(第 13 天)在濾床不同深度水相 菌相之SEM 圖 ...87 圖37 O3/NPDOC=0、1、2 分解醋酸鈉第十三天不同深度水相及濾

料之菌相DNA 萃取結果...89 圖38 O3/NPDOC=0、1、2 分解草酸鈉第十天不同深度水相及濾料

之菌相DNA 萃取結果...90 圖39 O3/NPDOC=0、1、2 之醋酸鈉試程不同深度之微生物 16S rDNA 中V6-V8 region DGGE 電泳圖...91 圖40 醋酸鈉試程之不同深度 V6-V8 region DGGE 電泳圖 UPGMA

歸群分析結果...93 圖41 O3/NPDOC=0、1、2 之草酸鈉試程不同深度之微生物 16S rDNA

中V6-V8 region DGGE 電泳圖...94 圖42 草酸鈉試程之不同深度 V6-V8 region DGGE 電泳圖 UPGMA

歸群分析結果...96

表目錄

表1 有機物之生物分解性 ...5

表2 BDOC 分析方法之比較 ...6

表3 配水管網系統中 AOC 及 BDOC 的濃度所可能造成之影響 ...8

表4 GAC 與雙層濾料濾床對有機物去除率之比較...16

表5 PCR 反應溶液...34

表6 PCR 反應條件...35

表7 梯度膠體配置 ...36

表8 底膠配製表 ...36

表9 Method of ligation 混合表 ...38

表10 梯度與流洗液配比與流速條件 ...41

表11 胺基酸標準品檢量線濃度、對應停留時間及 R 值...43

表12 生物濾床分解醋酸鈉出水中不同有機物性質對應之 AFI 值及比 例...61

表13 生物濾床分解草酸鈉出水中不同有機物性質對應之 AFI 值及比 例...64

表14 生物濾床分解醋酸鈉(第 13 天)在不同深度水相中不同有機物性 質對應之AFI 值及比例...74

表15 生物濾床分解醋酸鈉(第 13 天)在不同深度濾料表面不同有機物 性質對應之AFI 值及比例...76

表16 生物濾床分解草酸鈉(第 10 天)在不同深度水相中不同有機物性 質對應之AFI 值及比例...79 表17 生物濾床分解草酸鈉(第 10 天)在不同深度濾料表面之不同有機 物性質對應之AFI 值及比例...82

壹、 前言

一、 研究背景

國內自來水廠的傳統處理程序中，對於有機性污染物的去除率不 高，而這些有機性的污染物中含有許多生物可利用有機物(Biological Organic Matters, BOM)、溶解性的有機碳(Dissolved Organic Carbon, DOC)、生物可分解性有機碳(biodegradable organic carbon, BDOC)及 生物可利用有機碳(Assimilable organic carbon, AOC)。由國內、外文 獻指出(Bohn, 1992；Bohn, 1996；Wang Zhao, 1996)清水池雖有加氯消 毒，但經證實仍有些微生物不會受加氯的影響，如果清水中含有過量 的生物可利用有機質，將可能會在配水管網內引起異營性微生物繁 殖，使水質惡化導致再生長(regrowth)或後生長(aftergrowth)的現象 (Ottengraf, 1986；Morgenroth, 1996)，而 DOC 之高耗氯量，會因加氯 消毒所衍生的消毒副產物(Disinfection By Products, DBPs)，如三鹵甲 烷(Trihalomethanes, THMs)、含鹵乙酸(Haloacetic acid, HAASs)及含鹵 乙晴(Haloacetonitriles, HANs)等而再生長會加速管壁的腐蝕、產生臭 味和色度及致病菌的產生等問題(Jacangelo, 1995)。

在美國的969 個公共給水系統中，雖然餘氯含量在 0.1-0.3 mg/L 法規標準之間，但卻仍有超過60%的供水系統，其 HPC(heterotrophic plate count)數目超過 10 個以上(Geldreich et al., 1972)；Dukan et al.

(1996) 則 為 利 用 培 養 前 後 的 溶 解 性 有 機 碳 (DOC) 的 差 值 表 示 ( 即 BDOC 值)只能達到較高濃度(mg/L)表示，而研究指出氯的添加並不 是有效地控制微生物再生長方法，而是建議由減少水中BDOC 著手，

由發展模式中指出當水中BDOC 濃度約 0.25 mg/L，水溫在 16℃以下 則可防止微生物在生長的發生。國內的葉氏(民國 86)則測量水中生物 可利用有機碳(AOC)，其靈敏度可達 μg/L。本研究探討南部某三個淨 水廠及配水系統中生物變化情形，由其研究可發現當 AOC 值在 30-70 μg acetate-C/L 之間，自由氯在 1 mg/L 左右，且 HPC 值均可在 20 CFU/mL 以下。然而若系統內之 AOC 值高於 150 μg acetate-C/L，即 使自由餘氯維持在1 mg/L 以上，仍有後生長之情形；因此利用控制

微生物生長所需要的營養基質，如生物可利用有機碳(AOC)控制在微 生物所能繁殖的濃度下，即可稱為生物可利用基質或營養鹽控制法 (Doug et al., 1996; Seed and Richard, 1996)。

國外較大型的淨水廠都主要以臭氧後接活性碳濾床(Biological Activated Carbon, BAC)對於臭氧化後處理水中所含生物可利用有機 物，可藉由吸附作用及附著於活性碳表面的異營性菌之生物代謝活 性，去除水中之溶解性有機物(Seed and Richard, 1996；Ottengraf, 1983；Leson, 1997)；而生物活性碳是利用增加濾床接觸時間，促進 為生物與活性碳表面生成生物薄膜，近一步將有機物分解，生物可分 解有機碳、氨氮及硝酸鹽等，以生物氧化有機污染物及氨氮，可控制 配水管內之再生長及減少臭味和口感問題，也同時降低消毒副產物的 前驅物質(precursors)(Dharmararam, 1993)。

飲用水中微生物生長可利用基質之控制，相關研究證實，混凝或 加 強 混 凝 對 其 控 制 普 徧 不 佳(Huck, 1991 ； Owen et al., 1993 ； LeChevallier, 1999；Volk et al., 2000)；至於薄膜處理程序薄膜雖對 BDOC(biodegradable organic carbon)之去除效率佳，但對 AOC 之控制 仍有相當之不一致性，此與水中離子強度、硬度、有機物質性質及薄 膜型態有相當之關聯性(Nobel ,1996；Escobar et al., 2000；Escobar &

Randall, 2000)。國內外實廠及模型廠之操作經驗，對於水中生物可分 解有基質之去除，高級淨水程序之臭氧/活性碳己廣為世界各國水處 理廠使用，國內澄清湖淨水廠，目前以該單元作為加氯前之最後一道 防線，但Rittmann et al.(2002)之研究指出，臭氧生物濾床附著更多生 物膜時，可能導致更多的溶解性微生物產物(soluble microbial product, SMP)釋出，Liang et al.(2007)亦指出，大部分 SMP 物質屬碳水化合物 及蛋白質成份，當然可能干擾生物濾床對原進流水中原始 DOC 去 除，且生物濾床穩定化過程，不同深度微生物活性與 SMP 含量、成 份及有機物性質，及形成之 SMP 或生物濾床無法分解之有機物或生 物分解較慢有機物進入配水管網系統後，均可能會影響管線表面生物 膜形成。

二、 研究目的

比較三種經臭氧化穩定後之生物濾床對醋酸鈉及草酸鈉分解能 力之差異。

利用螢光激發發射光譜圖進行濾床出水與濾床在不同深度之水 相及附著濾料表面有機物之定性及定量比較，藉以瞭解不同有機物經 生物濾床分解後，濾床出水中及濾床不同深度水相及濾料表面上有機 物性質變化。

貳、 文獻回顧

一、 水體中有機物之性質

有機物會對飲用水造成色度、嗅覺及味覺產生不良影響之外，並 且影響淨水程序中混凝劑之加藥量、干擾高級淨水處理與水體中鐵、

錳等重金屬形成錯合，而增加水中重金屬之含量、配水管線之腐蝕及 微生物之再生長，而在加氯消毒程序中，NOM 更有可能與消毒劑反 應 ， 而 生 成 如 鹵 乙 酸 (Haloacetic acids, HAAs) 及 三 鹵 甲 烷 (Trihalomethanes, THM) 等 消 毒 副 產 物 (Disinfection by-products, DBPs)，進而影響人體之健康，(Jacangelo et al., 1995; Bull, 1982, 黃 文 鑑, 1997)，其中最受到重視的是會造成致癌性的消毒副產 物 (disinfection by-products, DBP)之形成。

水體中所存在之有機物可分三部分：(1)自然環境中經微生物腐 質化作用產生之自然有機物(Natural Organic Carbon, NOM)，包括腐植 質(humic substances) 、 微 生 物 胞 外 產 物 (microbial extracellular exudates)、親水性酸(hydrophilic acid)、碳水化合物(carbohydrates)、

胺基酸(amino acid)及 carboxylic acid 等物質(Croue et al., 1999)；(2)人 工所合成的有機物(Synthetic Organic Chemical, SOCs)，主要來源由農 業、工業以及家庭活動所排放之人工合成有機物(Goel et al., 1995)，

包括殺蟲劑或VOCs，以及其他來自於商業上的有機化學製品，和製 程中的有機廢棄物質，此類有機物質大部分皆不易被生物所分解；(3) 其它來自於動物排泄物與動植物組織而存在於水體的有機物質(張鎮 南等，1998)。則依有機物之溶解性將水體中 NOM 區分為溶解性 (dissolved)、膠羽狀(colloidal)及顆粒(particulate)等形態存在於自然水 體中(Karanfil et al., 2002)。

由於水體中存在之有機物種類複雜，在分析及鑑定上有其困難，

以文獻中適宜的替代參數(surrogate parameters)，例如總有機碳 (Total Organic Carbon, TOC) 、 非 揮 發 性 溶 解 性 有 機 碳 (Non-Purgeable Dissolved Organic Carbon, NPDOC) 、 UV254 及 SUVA (UV254

(m-1)/DOC)、螢光強度 (fluorescence intensity)、消毒副產物生成潛能

(Disinfection by-product formation potential, DBPFP) 、 氯 消 耗 量 (chlorine demand)、酸度 (acidity)、相對極性 (relative polarity)、生物 可分解性有機碳(biodegradable organic carbon, BDOC)、生物可利用有 機碳(Assimilable organic carbon, AOC)、醛類 (aldehydes)及葉綠素 a (Chlorophyll a)等參數表之 (AWWARF, 1993a)。

其中BDOC 與 AOC 兩參數常被用來表示水中微生物可分解之有 機碳含量，亦代表有機物為微生物可處理之能力性(biotreatability)。

而范姜仁茂等(2001)則依有機物被分解程度，將其區分四個等級，分 別為基本生物可分解性、最終生物可分解性、可接受的生物可分解性 及環境可接受的生物可分解性，其相對之意義，則整理如表 1 所示。

表1 有機物之生物分解性(范姜仁茂等, 2001)

生物分解之程度 意義

基本生物可分解性 化合物被分解至結構或本體所能改變的最大範

圍，可能產生有害或有毒的新產物 最終生物可分解性 化合物完全礦化成CO2、H2O 及無機物

可接受的生物可分解性 化合物被分解至不具生物危害性

環境可接受的生物可分解性 化合物被分解至承受體所能負荷的程度

二、 生物可分解性有機質之評估方式

為瞭解水中生物可分解有機質之含量，藉以評估處理水及配水管 網內水質生物穩定性。目前對於飲用水中微生物生長可利用基質 (Biodegradable Organic Matter, BOM)評估方式可使用生物可分解性有 機碳(biodegradable organic carbon, BDOC) 分析法，其為量測水中可 被微生物氧化成二氧化碳或變成細胞質之 DOC 含量，而依照水樣不 同之前處理、菌種來源及生長之培養方式整理如表2 所示。

表 2 BDOC 分析方法之比較(賴文亮與陳振正, 2001)

研究者 前處理 植入菌種 培養條件 分析參數 BDOC

Jort & Levi；

Jort et al., - 濾砂上之菌

種 7 天,20℃ DOC DOCI-DOCmini

Servais et al., 濾膜法滅菌 原水中懸浮

菌 28 天,20℃ DOC DOCI-DOCf

Mogren et al., - 濾砂上的菌 5 天,20℃ DOC DOCI-DOC5

Frias et al., 濾膜法滅菌 固定有孔玻

璃珠上的菌 2.5 小時,20℃ DOC DOCIn-DOCout

Hascoet et al., 濾膜法滅菌 原水中懸浮

菌 10-30 天,20℃ DOC DOCI-DOCf

DOCi：起始之DOC 值； DOCf or 5：最終(或第 5 天)之 DOC 值

可以使用測定生物質量 (biomass-based methods)，由量測水中生 物可分解之有機碳被轉換成生物細胞質量者，通常藉量測培養後之菌 落數，並先以一生物易分解之有機質(acetate)進行有機質濃度與最大 菌落數對應之率定工作，再將測定水樣之最大菌落數轉換成有機碳濃 度，此類參數稱為生物可利用有機碳(Assimilable organic carbon, AOC) (van der Kooij et al., 1982)。

在配水系統中，無論溶解性或顆粒性的有機物皆有可能促使異營 性細菌之生長，微生物會利用水中之有機碳來獲得能量及產生新細 胞，使的在配水管網中之BOM 會逐漸被消耗掉；而水中之溶解性有 機 碳(dissolved organic carbon, DOC) 可 分 為 BDOC 及 NBDOC (non-BDOC)，其關係如圖 1 所示 (Langlais, et al., 1991)。

圖1 DOC、BDOC、NBDOC (DOC-BDOC)及 AOC 之關係

依 Servais et al., (1987)之研究中 BDOC 可進一步區分為 H1及 H2，前者代表生物可快速利用之有機質 (rapidly biodegradable organic matter)，後者則指生物可緩慢利用之有機質(slowly biodegradable organic matter)，而 AOC 只占 BDOC 之些許部分，卻是屬於可快速利 用分解的部分。而Isabel and Rew (2001)研究中 AOC 僅代表水中 BOM 的一小部份而已，其無法涵蓋所有生物可分解之有機質，且易受到細 胞質量改變而有所影響。雖然 BDOC 之測定受到在培養期間微生物 之劇烈變化及較長之培養時間所影響，但BDOC 則是代表 DOC 中可 被異營性微生物所礦化之部分(Huck, 1990)，而在不同方法間所測定 的BDOC 則可以% BDOC/DOC 來表示。

而兩者均有研究者應用於管網系統微生物再生長之評估，但比較 後可發現，AOC 可測定水中非常低之生物可利用有機碳濃度，而 BDOC 則受限於 TOC 分析儀之偵測極限，故難以測得低基質的生物 可利用有機碳，但因其測定方法較 AOC 簡單，且植菌來源是採原水 中之原生菌，因此可代表水樣中可被生物所分解之有機物量。依國外 學者研究中發現在清水池及配水管網系統中AOC 及 BDOC 的濃度所 可能造成之影響如表3。

表 3 配水管網系統中 AOC 及 BDOC 的濃度所可能造成之影響

研究者 (年份) 種類 濃度 結果說明

van der Kooij

(1989; 1990) AOC 低於10 µg acetate-C/L

即使清水中未加氯即可控制總 異營菌落數之生長

LeChevallier

(1990) AOC 在50-100 μg

acetate-C/L 即可控制總異營菌之生長 Servais et al.,

(1993) BDOC 少於 0.16 mg/L 即具有生物穩定性 Volk and Joret

(1994) BDOC 超過0.1-0.15

mg/L 即可能出現大腸菌落

三、 生物膜之形成及對配水管網之影響

自來水處理廠中處理後之飲用水，藉由配水管網傳送過程，水中 微生物、有(無)機物與其他微生物的營養物質，可藉由傳輸而進行移 動，並造成微生物的迅速繁殖及再生長(Regrowth)，而導致管線形成 生物膜，在針對當前配水管網再生長論點，為有機質＋氮＋磷＋微量 元素為再生長表示(Morton et al., 2005)。

表示管網系統中，只要存在足夠有機物質營養源及微量元素，即 會發生再生長問題，反之若限制管網中微生物可利用之營養物質，即 可控制再生長的問題；而提供異營性微生物所利用的營養鹽比例為碳 (100)：氮(10)：磷(1)三種元素為主，其中以水中碳的比例最為高，因 此管網系統中之碳源對細菌的生存影響最為重要(Chandy and Angles, 2001；Tsai, 2005)。

而生物膜是微生物聚集在管線內壁表面之現象，為提供微生物生 長及保護良好的棲地，其生物膜之構造可從散佈之單獨細菌形成單屬 (monolayer)至多屬，最後成為立體性結構之環境。有研究指出生物膜 具有異質性(hetergeneons)及非連續性(discontionus)之結構，其在管線 內表面展現出非均勻之分佈，在許多水渠道中生物膜之體積含 50%

(Massol et al., 1995)。

Characklis and Cooksey (1983)指出多醣體在生物膜中所提供優勢 的條件(1)生物膜內部的凝結力；(2)吸收結合有機與無機的營養物；

(3)聚合微生物及其副產物；(4)背景環境迅速的改變時可停止細胞流 動；(5)聚合環境中的重金屬物質；(6)聚合微粒無機材料；(7)提供細 胞間交互作用功能；(8)增加細胞體內基因傳輸。

而生物膜之形成機制，如圖2 所示(Percival et al., 2000)。由圖中 得知生物膜的形成之五大時期：(1)具備健康完整的表面薄膜；(2)薄 膜表層之有機體的傳輸；(3)微生物利用可逆及不可逆的方式附著於 表面薄層；(4)表層微生物對有機體的利用，使微生物大量繁殖，進 而造成生物膜的形成；(5)脫落分離，形成其他水相中浮游細菌。

圖2 生物膜形成階段(Percival et al., 2000)

Chamberlain (1992)指出易使微生物附著，形成薄膜的方法包括(1) 修正附著表面結構的物化性質；(2)濃縮營養物質；(3)抑制金屬物質 所釋出的毒性；(4)吸附水體中之氧化劑；(5)供給為生物必須利用之 元素。但水體中之剪應力、氧化腐蝕亦會影響生物膜的剝落，其結果 則見圖3。

圖3 飲用水中管網生物膜生成與剝落示意圖(Chamberlain,1992)

當配水管網中有生物膜存在時，會因此消耗存在水中的溶氧及有 機與無機碳源，因而產生硫化物質，並進而形成為硫化氫氣體，影響 水質之嗅度及色度，此類的影響成因皆有可能由管網生物膜活動所造 成。

傳統表示生物膜可能衍生之問題如下：(1)微生物利用水源之營 養物並擴大增殖其他有機體；(2)細菌生殖引起飲用水中的混濁、味 覺 以 及 色 度 ；(3) 由 鐵 跟 錳 氧 化 管 壁 及 生 物 膜 產 生 紅 水 ( 兩 株 菌 Gallonaella and Leptothrix)及黑水；(4)高量的 HPC 菌易干擾大腸菌的 計數；(5)處於厭氣條件環境之下易產生硫化氫 H2S，而積聚依附過量 生物膜導致管璧的腐蝕；(6)壓力水頭損失，減少水流量；(7)影響加 氯滅菌之效果；(8)為防蝕控制，而添加磷所導致微生物的滋生；(9) 當生物膜剝落進入配水系統，導致民眾飲用水風險提高(如腸胃炎) (Fransolet et al., 1986)。

四、 兩種淨水程序對生物可分解性有機物之去除 (一) 混凝程序

LeChevallier (1999) 認為生物可分解有機質在混凝程序被去除之

研究中，原水在低 DOC 及低 pH 下進行混凝時，分子量較大之腐植 質較易被去除，而低分子量之有機物質由於難於在混凝中被去除，而 此類有機物質恰為 P17 及 NOX 菌屬所利用，故 AOC 在混凝去除效 果不佳；然而原水之 DOC 高達 10-15 mg/L，混凝對 AOC 去除可達 89%，此認為係 AOC 物質可鍵結在腐植質上，隨著腐植質於混凝中 被去除所致。

Volk et al., (2000)以傳統程序及加強混凝對 10 種不同鹼度及 TOC 值之原水做處理比較，發現傳統混凝程序(baseline)僅去除部分之 RDOC(non biodegradable DOC)及 BDOC，而無法去除 AOC，而在進 行加強混凝(enhanced 1)時，可增加對 RDOC 及 BDOC 之去除，但在 低鐵鹽劑量進行加強混凝(enhanced 2)時，其對 RDOC 及 BDOC 有最 佳之去除效果，但所有混凝程序皆無法去除 AOC，作者認為其可能 與 AOC 屬於小分子量有機物性質相關。其依此建構混凝對水中生物 不可分解有機碳(non-biodegradable)、生物可分解有機碳及 AOC 去除 之關係圖 (圖 4)。且國內賴文亮(2002)研究指出，採用前加氯之傳統 淨水程序及取消前加氯之加強混凝均無法有效降低AOC 值。

圖 4 傳統混凝及加強混凝對 BDOC、RDOC 及 AOC 之去除差異性 (Volk et al., 2000)

(二) 生物濾床

生物濾床主要是利用原生細菌(indigenous microorganisms)附著

於濾料，並利用水中有機物作為成長基質，其可降低配水管網在生長 (Regrowth)潛勢及致癌性消毒副產物之行成，由於它的低操作費用及 有效 NOM 去除，生物濾床變成具吸引力的處理單元(Langlais et al., 1991)。並且不論是粒狀活性碳 (granular activated carbon, GAC)或粉 狀活性碳(powdered activated carbon, PAC)，主要是用來控制水中之臭 味及味覺，而臭味與味覺通常是由水中藻類thermal destratification of bottom waters 所產生；另外，在飲水源中的腐植質及工業污染物都可 能在飲用水加氯消毒過程中，產生三鹵甲烷(trihalomethanes, THMs)，

而 THMs 已被證實對人體具有致癌性(Geldreich, 1996)，而淨水廠中 之 GAC 濾床可吸附前段處理程序所無法去除之有機機物，而降低消 毒副產物之生成(Symons et al., 1981)。

由於粒狀活性碳可提供細菌營養源及細菌附著之場所，並促使微 生物之增殖，而使活性碳具有生物性(biological)，當活性碳具有生物 性時，表面之有機物與微生物的反應去除率遠大於吸附之去除率，即 所謂的生物性活性碳濾床(Servais et al., 1991）。Chen et al.,(1996)試 驗中探討活性碳粒徑大小、活性碳量、進流水pH 值及溫度控制對 TOC 去除率之影響，結果以小粒徑之活性碳與增加活性碳量、低pH 值及 低溫之進流水可加強對TOC 之去除。而 Semmens et al.,(1986)研究中 則發現調降水樣 pH 值，有助於活性碳對有機碳及 THMFP 等物質之 去除。

吳志超,(2002)雖然活性碳具有許多微小之孔隙，但大分子有機物 無法進入到孔隙中與活性碳表面接觸，因此活性碳對於腐植質等具有 大分子之有機物質之的吸附效果並不理想；若能將大分子量的有機物 去除或降低其分子量，即可增加活性碳之去除效率。

Vahala et al.,(1998)研究進行臭氧結合 GAC 吸附程序，取 Paijanne 湖水，以混凝沉澱、快砂濾床、臭氧及生物活性碳濾床進行試驗，結 果顯示當 O3/TOC 比值為 0.5 時，AOC-NOX 之生成量達到最高，而 當比值超過 0.5 時，AOC-NOX 及 AOC-P17 之值則隨之下降，而 AOC-NOX 之減少，其認為高臭氧劑量會產生抑制 AOC-NOX 生長之 有機物，或將部份生物可利用有機質氧化成CO2所致。

另將活性碳過濾/吸附床中通入有無臭氧化之原水時，其細菌數

可相差約 10 到 100 倍，此結果可能為原水經由臭氧化後，水中之有 機物被氧化成更易於微生物利用之有機物，但此結果可能代表 GAC 床中可能出現不同屬性之優勢菌；在季節性水溫之變化或是原水中營 養鹽缺乏時，也會造成微生物族群之體積及數量之改變；Geldreich, (1996)研究在 GAC 濾床中，由於微生物活動會產生黏液(slime)而可能 干擾濾床之操作，以及會不定時地釋放出大量細菌進入到處理程序之 出流中，而剝落的生物膜也會影響與氧化劑之接觸，造成細菌進入到 配水管網中。

五、 影響生物濾床穩定性之操作因素

飲用水的水源中有機物含量通常較低，故常應用於飲用水淨化之 生物處理單元，以固定生物膜 (fixed biofilm)形式為主，包括慢砂濾 床、快砂濾床、活性碳床等 (Bouwer and Crowe, 1988)。

採用生物濾床進行水樣之處理的優點如下：(1)可去除微量之有 機物；(2)降低處理水之臭味及味道；(3)降低清水之耗氯量；(4)減少 消毒副產物之生成；(5)去除微生物後生長所需之營養源；其缺點則 有(1)在操作過程中，微生物會從濾床中之流出，而進入到清水中；(2) 附著微生物之碳粒流出，而降低消毒之效果 (AWWARF, 1998)。

影響生物濾床對BOM 之去除模式之因素，以取 GAC 及 BAC 床 中之活性碳顆粒於掃描式電子顯微鏡下觀察，以濾床頂端之微生物量 最大。Servais et al., (1991)之研究中則指出有機質在 BAC 床之去除主 要發生在表層之40 cm 內。至於生物可利用有機質在 BAC 床被利用 之情形則如圖 5 所示，並且圖中生物可利用之基質大部分被附著於 GAC 床中之微生物所利用掉(Langlais et al., 1991)。

圖 5 生物可利用有機質在 BAC 床被利用之情形(Langlais et al., 1991)(H：基質必需藉由微生物之胞外酵素水解作用；H1^：水解速率大者之基質 則；H2：水解速率慢者之基質；S：可被微生物可直接利用之基質；B1：固定之 微生物；B2：可吸附及脫附之微生物；B3：水相中之微生物；H1：可被微生物快 速分解之BDOC；H2：微生物緩慢分解之BDOC)

(一) 臭氧與有機物之相關性

Hu et al.(1999)將受石化污染之地下水，先經臭氧化再進入 GAC 床(EBCT=14 min)，O3/TOC 控制為 0.02，其對 AOC-P17、AOC-NOX 及AOC-Total 之去除率分別為 81.2%、100%及 81.8%，其中 AOC-NOX 較 AOC-P17 之去除效果高，作者認為乃是 NOX 菌屬可利用基質之 吸附能力較P17 菌屬可利用之基質為高所致，而 Zhang (1996a)以臭 氧化之原水(O3/TOC=2)經生物反應器處理後，也發現 AOC-NOX 及 AOC-P17 在濾床之去除率，前者為 91-98%，而後者則是 78-96%，此 結果顯示 AOC-NOX 較 AOC-P17 更容易為附著在濾床之微生物所利 用。

Kim et al.(1997)以 Minaga 湖水進行之模型廠研究，湖水先以微 篩 (microfiltration)處理後，控制 O3/DOC 為 2.5，再同時進入並聯之 BAC 床(EBCT=15 min)時，其中 BAC 床操作 6 個月者對 BDOC 之去

除率73%，而 BAC 床操作 20 個月者，其對 BDOC 之去除率為 94%，

至於Servais et al.(1991)在巴黎 Choisy-le-Roi 水廠，O3/DOC 比值控制 在1~3(EBCT=7-12 min)，GAC 床對 BDOC 平均去除率為 40%，然而 生物難分解有機物僅有 8%之去除，故其認為臭氧後 GAC 床對有機 物之去除主要為生物作用而非吸附作用。Cipparone et al. (1997)取德 洲 Lake Austin 之原水於實驗室通入臭氧，再通入覆上生物膜石英砂 之層析管，隨O3/TOC 比值增加時，原水之 BDOC 有增加之趨勢，

而O3/TOC 為 5 時，BDOC 去除率 36%，較不通入臭氧 BDOC 去除 率6%為高。

(二) 生物濾床種類

活性碳是良好的吸附劑，對於有機汙染物更是具有良好的去除功 效，近年來則發現臭氧後接活性碳床的組合程序，對降低清水之生物 潛勢及增加水質之生物穩定性具有相當助益。此程序主要機制是利用 活性碳濾床內之吸附與生物的作用，將臭氧氧化生成之生物可利用有 機物去除，因此一般常稱之為生物活性碳濾床(Biological Activated Carbon, BAC)。BAC 對於臭氧化之處理水中所含的 BOM，一方面可 藉由活性碳的吸附作用，另一方面則藉由附於活性碳表面異營菌之生 物來去除水中之DOC (Leson and Barbara, 1997)。至於 GAC 與雙層濾 料 的 生 物 濾 床 對 有 機 物 去 除 率 之 比 較 ， 則 見 表 4 (Dussert and Tramposch, 1996)。

Liu et al., (2001)以無煙煤/砂濾床及 GAC/砂濾床，在 20℃時通入 3 種未加氯之生物易分解有機物質(acetate、formate 及 formaldehyde) 進行試驗，兩種生物性濾床有類似之結果，其去除率達90%，但當以 glyoxal 通入兩種濾床時，其最佳之去除率為 80 %；而臭氧後接 GAC 床之生物活性產生較臭氧後接無煙煤/矽砂濾床更快速(Krasner et al., 1993)。Tobison et al., (1993)研究指出無前臭氧之無煙煤及矽砂濾床對 AOC 去除並不明顯，而有前臭氧者，雖 AOC 值增加 2 倍，但經 GAC/

矽砂濾床後之出水 AOC 值為經無煙煤及矽砂濾床出水之一半。根據 荷 蘭 之 研 究 ， 水 經 臭 氧 氧 化 後 ，AOC 值 約 在 100 至 300 g acetate-C/L，生物濾床仍可將降低至低於 50 g acetate-C/L，其中 GAC

床比無煙煤及矽砂濾床去除 AOC 之效果更佳(van der Kooij, 1995;

Huck, 1991)。

表4 GAC 與雙層濾料濾床對有機物去除率之比較(Dussert and Tramposch, 1996)

濾床種類 EBCT (min) 有機物去除率(%) 參考文獻

GAC, DM 10 GAC 17%；DM 9% Price et al (1993)

GAC, DM, Sand

9.2 GAC 29 %；DM 16%；Sand 20 % Wang et al (1995)

GAC(BAC) 5 &10 min 12 %(5 min)；14 % (10 min) Klevens et al (1996)

AN < 11 min approx 10 % Carlson et al (1996) GAC：Granular Activated carbon

DM：Dual media (Sand + anthracite) AN：Anthracite

Bertin et al., (2006)發展填充二氧化矽珠之生物濾床及定性濾床 特性，可有效降橄欖製造廠廢水之有機污染物，因此整合性之厭氧及 好氧處理程序之應用，可增加系統之操作穩定及降低橄欖製造廠廢水 有機污梁物。

Wang et al., (1995)以 GAC 濾床、砂/無煙煤濾床及砂濾床三種濾 床做比較EBCT 為 9.2 min，結果顯示在對 TOC 去除率之結果以 GAC 濾床最高可達到29 %，而砂/無煙煤濾床及砂濾床的去除率分別為 16

%及 20 %；Price et al., (1993)以 GAC 濾床及砂/無煙煤濾床 EBCT 為 10 min 做比較，針對 DOC 去除率方面，GAC 濾床及砂/無煙煤濾床 之去除率分別為17 %及 9 % ；而在 THMFP 去除率方面，GAC 濾床 及砂/無煙煤濾床之去除率為 21 %及 11 %。對於不同濾床材質對有機 物去除差異性則如圖6 所示(Volk and LeChevallier, 2002)，圖中顯示通 過無煤/砂濾床可去除部分之 DOC 值，但其減少之部分大多為 RDOC 值，所以在水樣中AOC 所佔之比例就會大幅地增加，但水樣通入 GAC

濾床，RDOC、BDOC 及 AOC 值皆會降低。

圖6 濾料材質對 DOC、BDOC 及 AOC 去除之差異性(Volk and LeChevallier, 2002)

六、

後生長之問題及控制

(一) 後生長

後生長(Aftergrowth)及再生長(Regrowth)兩同義字為淨水廠業者 用於描述配水管網系統中微生物數量隨著與水廠距離增加而增加之 現象，而兩者在歐洲及美洲國家區域因其成因不同，故使用也有所不 同(LeChevallier, 1991)。在美國，後生長乃針對大腸菌屬(Coliform)於 配水管網中生長，主要為細菌殘存於處理水中或因外部之污染，例如 切管、接管過程所帶入、因管線破損而遭受污染，使細菌得以在管網 中生長和繁殖，並使水質惡化；而在歐洲地區，再生長指在消毒過程 中，被消毒劑所破壞之細菌在淨水處理過程中或是在配水管網內形成 復原之現象，並造成清水水質之惡化。

配水管網系統中微生物之滋生現象發生時，微生物會在管壁上滋 生形生物膜(biofilm)，而生物膜是由微生物於聚合物內聚集在一起而 附著於物體表面上的薄膜，其厚度約在 10-40 nm 之間，其中的聚合 物是指生物膜中微生物分泌所產生的有機物質，而此類物質即所謂之 胞外物(extracellular polymeric substances, EPS)(李連堯和盧重興，

1998) 。

生物膜因氧氧傳輸之限制而在不同深層之生物膜有厭氧及好氧 環境，提供不同類型微生物生存之所需環境，即使生物膜為複雜環 境 ， 包 含 不 同 菌 落 組 織 生 存 於 附 著 於 潤 濕 表 面 胞 外 有 機 聚 合 物 (extracellular organic polymer)中，並有水通路(water channel)讓水份通 過，且佔生物膜總體之40-60%，其理論模型則如圖 7 所示 (Gelddreich, 1996)。

圖 7 生物膜之理論模型圖(Gelddreich, 1996)

至於水中微生物，如細菌(bacteria)、黴菌(fungi)、酵母菌(yeasts) 和原生動物門(protozoa)，可透過新陳代謝反應來進行生長與繁殖，

進而附著於配水管網之管壁上，而生物膜之生成為非常複雜之程序所 組成，而生成可分為5 種時期，順序如圖 8(Percival, et al., 2000)所示：

(1)有機物質由流動水中傳輸至管壁表面產生吸附現象而發展出表面 條件膜；(2)懸浮菌由流動水中進入到表面條件膜處，並被其所包覆；

(3)微生物以可逆或不可逆方式附著在表面條件膜之上；(4)穩定性吸

附之細菌藉由流動水體中之有機及無機物之攝取而生長與繁殖，附著 之細菌會形成胞外物，而使彼此之間相互連接，藉由不斷之攝取代謝 流動水中之基質而逐漸地累積增厚；(5)生物膜剝落現象，而重新進 入流動之水體。

圖8 生物膜之生成 (二) 影響因子

水溫是限制再生長的重要因子，在配水系統中當溫度增加時，微 生物之活性及生長速率就會增加，當水溫為 15℃時微生物活性就會 開始增加，直到大約 35℃時就到達極限；由於降雨後之原水濁度增 加，並且會沖刷營養基質進入水體中，進而使細菌的密度增加。

而再生長現象的影響因子如下列所示：(1)溫度及雨量；(2)可利 用的有機物；(3)消毒劑殘留量；(4)腐蝕及沉澱物累積；(5)水壓等影 響。(LeChevallier, 1990；LeChevallier et al, 1996)。

當 進 流 水 溫 較 低 時 ， 則 會 刺 激 生 物 膜 釋 放 胞 外 聚 合 物 (extracellular polymers) ， 此 物 質 大 量 存 在 時 ， 會 導 致 濾 床 阻 塞 (Characklis, 1973)；而當水溫變暖和時，在生物膜生處亦會形成好氧 的代謝反應，並導致揮發性的氣體使生物膜酸化及剝落(Applegate and Bryers, 1991)^。

第二影響因子為細菌生長時最主要的營養來源，如水中之碳、

氮、磷或是由管線材質所釋放出之有機物。經過淨水處理過之水樣有

較低之磷含量，且磷為限制細菌生長的主要營養鹽之一(Miettinen et al., 1999； Sathasivan et al., 1997)。而微生物很容易地可在有機氮、

氨、硝酸鹽及亞硝酸鹽這些化合物中獲得氮，而飲用水中這些化合物 皆會對水質造成影響。而有機碳被異營菌利用來產生新的細胞及當做 能量之來源，水中之有機碳最主要的是由腐植酸中取得，而腐植酸主 要由黃酸(fulvic acid)、聚合醣類、蛋白質及羧酸(carboxylic acid)所組 成。在大多數的配水系統中，BOM 為限制細菌再生長之最主要營養 物質(LeChevallier et al., 1991)。

第三影響細菌再生長的因子為清水中餘氯之濃度，在水中自由餘 氯之濃度必須有 3-5 mg/L 的殘餘量才可以減少 3 個對數之生物量，

但是只要有1 mg/L 氯胺殘留的話，就能夠減少生存在鍍鋅、銅或是 PVC 管線表面上的生物膜超過 2 個對數(LeChevallier, 1990)，然而增 加殘留餘氯的劑量也會造成 AOC 濃度的增加，這是因為氯是為氧化 劑的作用，會將水中較大分子的有機物分解成小分子的有機碳化合物 (Hambsch and Werner, 1993；LeChevallier et al., 1992；Van der Kooij, 1987)，因此在有 DOC 的水樣中時，餘氯有時也會促成 DBPs 的產生。

第四個影響因子為腐蝕作用及沈澱物的累積會保護附著性細菌 的生長。LeChevallier et al(1996)研究發現，在鍍鋅、銅或是 PVC 管 線使用1 mg/L 的自由餘氯或是一氯胺時，即可殺死生物膜的細菌，

但即使是暴露在5 mg/L 的自由餘氯中數個星期也是無法殺死所有生 物體。在這些現象中，腐蝕作用並不單只是提供細菌生長的棲所而 已，它並且保護微生物不被消毒作用的Cl2-based 所作用掉。

而在配水系統中最後一個影響因子就是水壓，在配水系統中較慢 的流速或是管線末端會導致飲用水的停滯，這會減少消毒劑的殘餘劑 量以及造成細菌的再生長(LeChevallier, 1990)。

(三) 控制

關於控制後生長所造成的問題，LeChevallier (1991)及 van der Kooij (1990) 提出下列之建議：(1)有效之淨水程序及偵測方法：為控 制飲用水中微生物的生長，需依賴淨水廠產出高品質之水，且須選擇

適當之偵測方法，以測出細菌之實際生長數量。(2)沖刷與清洗：傳 統式沖洗，或機械式清洗，可有效消除微生物之生長，但需定期為之，

此方法除了費工之外，對於分枝多的配水管網最難以實施，且所需費 用也相當高。(3)消毒：一氯氨比自由餘氯更能有效地控制生物膜，

因其較具穿透生物膜之能力，前者只須2 mg/L 的濃度，而自由餘氯 則須3~6 mg/L 才可控制生物膜之生長，其對懸浮性微生物之作用力 比對生物膜內之微生物佳，但由於氯易與水中之有機物反應成具致癌 性之鹵化有機物，故目前先進國家皆儘量降低配水管網中之餘氯量。

(4)腐蝕之控制：可改善消毒劑之使用，或調整 pH 及鹼度，而控制配 水管網之腐蝕。(5)營養鹽之控制：提昇淨水程序，如將粉狀活性碳 應用於污泥氈中，可降低有機碳與THMFP 之含量。而臭氧可將水中 難分解之有機物轉變成微生物易利用之基質 (van der Kooij, 1990)，

而增加後生長之潛能，但可藉由後加生物活性碳濾床處理程序，以降 低水中總有機碳之含量，且能延長濾床之再生間隔。

七、

螢光光譜儀 (EEFM)之應用

螢光激發發射光譜儀具有敏感度與非破壞的特性，適合進行水中 自然有機物(natural organic carbon, NOM)化學與物理性質的探討 (Pullin and Cabaniss, 1995; McKnight et al, 2001)，且有機物濃度低時 (20 mg/L)，僅需少量體積之樣本，即可進行光譜分析，此與傳統方法 需 大 量 體 積 樣 本 進 行 濃 縮 與 分 離 明 顯 不 同 。 許 多 研 究 者 在 進 行 UDOM (ultrafiltrated dissolved organic matter) 螢光激發發射光譜之探 討，發現似蛋白質(prokten-like) 之螢光主要來自於芳香族之胺基酸 (Coble, 1996；Yamashita and Tanoue, 2003)，而 humic-like 物質之螢 光特性亦可在 UDOM 物質出現(Del Castillo et al, 1999；Wu et al, 2001)。

Chen et al.(2002) 利 用 螢 光 光 譜 儀 中 以 Excitation Emission Fluorescence Matrix(EEFM) 進 行 南 加 洲 濕 地 水 中 有 機 物 屬 polyphenolic-rich 、carbohydrate-rich 與土壤中腐質酸 圖譜之結構及 官能基差異性之比較，而Patel-Sorrentino et al.(2002)則將 Amazon 流 域中有機物中進行薄膜分離成不同分子量之水樣，並以 EEFM 之方

式進行有機物之定性，發現在可見光及紫外光之激發強度，分別以IC

與 IA 表示之，且 IA 值較易受 pH 變化之影響其強度值高低，而研 究結果發現IA/IC 與 pH 值呈線性關係。

從McKnight et al.(2001)研究中以螢光光譜儀進行河水及微生物 產生黃酸有機物性質差異之比較，發現在激發波長為 370 nm，放射 波長在450 nm 與 500 nm 之螢光強度值可作此不同來源有機物性質 判斷之指標，當比值為 1.9 時，此黃酸之有機物可能來自微生物，比 值為1.4 時，該物質可能來自陸域。

八、 環境微生物分生技術之應用

利用分子生物的技術檢測環境中的微生物，其中的優點為不需經 過長時間的培養與分離過程，即可快速檢測環境中的微生物，並且對 於環境中數量較少的微生物族群亦可偵測(Stahl et al., 1985)。

近年來分子生物技術利用微生物特定的DNA 分子序列分析，而 不需要經過傳統方法培養，有效減少在微生物培養上所花費的時間與 人力；且相對培養出的細菌種類可提供更多完整的微生物菌相，有利 於直接進行環境微生物菌相與菌種鑑定分析及研究；而運用在微生物 多 樣 性 的 分 子 生 物 技 術 如 下 列 ： 逢 機 複 製 多 型 DNA (Random Amplified Polymorphic DNA, RAPD) (Williams et al., 1990) 、 DNA-DNA hybridization (Gellego et al., 2005)、限制片段長度多型性 (Restriction Fragment Length Polymorphism, RFLP) (Botstein et al., 1980)、變性梯度膠體電泳(Denaturing Gradient Gel Electrophoresis, DGGE) (Muyzer et al., 1993)、Nested PCR-Denaturing Gradient Gel Electrophoresis (Shabir et al., 2005) 、 增 殖 片 段 長 度 型 (Amplified Fragment Length Polymorphism, AFLP) (Blears et al., 1998)、Horizontal fluorophore-enhanced repetitive extragenic palindromic-PCR (HFERP)及 DNA fingerprint analysis (Satoshi et al., 2005)等。

並且利用這些分子生物技術直接萃取環境中微生物DNA 來分析 水中微生物的多樣性(Bano et al., 2000; Gich et al., 2001; Hollibaugh et al., 2002)以及對於環境微生物生態的探討(van Elsas et al., 1997)等；而 Emtiazi et al., (2004)從淨水系統不同位置取出生物膜(biofilm)之菌相

族群，在以聚合酶鏈鎖反應(PCR, Polymerase Chain Reaction) 及變性 梯度膠體電泳(DGGE, denaturing gradient gel electrophoresis)進行分 析，結果顯示不同水廠形成之生物膜DNA 片段之型態由所不同。

分子生物技術已被廣泛地應用在環境微生物族群結構的研究，而 目前得以探知最為完整菌相結構的分子生物技術為 PCR-DGGE 法；

從自然環境中取得樣品，並進行菌相檢測，例如:環境樣品經由微生 物 genomic DNA 的萃取後，透過聚合酶連鎖反應(Polymerase Chain Reaction, PCR)將微生物物種的 16S rDNA 基因中的變異區段的序列 進行大量的複製，因此能獲得許多不同16S rDNA 基因序列片段；再 利 用 變 性 梯 度 膠 體 電 泳(Denaturing Gradient Gel Electrophoresis, DGGE)來分離各 16S rDNA 基因片段中分子量大小相同，但序列組 成或排列不同的核苷酸序列。變性梯度膠體電泳原是一種用來檢測 DNA 內鹼基對多樣性的方法，最早的技術主要運用於醫學研究為主 (Fischer et al., 1979)，因經過修正與改良並將實驗原理運用在微生物 族群的分析研究上(Muyzer et al., 1993)。

(一) 16S rDNA 的特性與應用

依照傳統方式培養的菌種分類方法，通常只是利用其外觀、生理 以及其生化代謝路徑來做區分。由於目前分子生物學的進步，演化分 類學轉變為由基因的觀點來作基礎，不管是微生物或是動植物的分 類，在根據基因作演化分類時，都必須選擇一段基因來當做親源演化 的標記(phlogenetic marker)，親源演化的標記是必須同時存在於各物 種中，且具同源性和安定性，而作為標記的分子大小必須適當，分子 太小則無法顯示出差異，分子太大則不利於定序與分析比較(Woese et al., 1987)。

目前在微生物演化分類上最常用的片段就是16S rDNA 基因，此 段基因在序列上是由高度保留區域與高度變異區域所組成，且 16S rDNA 是原生生物內特有的基因，其轉錄、轉譯後的產品為核糖體的 小次單元體(small subunit)的組成成分之一，是核糖體合成蛋白質時辨 認及容納tRNA 的場所；因具演化上獨特的優點，己被科學界廣泛的 研究(Muyzer and Ramsing, 1995)。而 16S rDNA 具有以下幾點特點：

(1)普遍性(universe)：主要產物為構成核糖體的成分，因此存在於各 原核生物體之中；(2)高度保守性(highly conservation)：16S rDNA 非 常地保守，在演化的過程中，變異度不大且變異速度穩定，非常適合 作為演化上的【分子時鐘】；(3)16S rDNA 基因長度約具有 1542 bp 核 酸 序 列 ， 其 複 雜 程 度 足 以作 為鑑定與 分類的 依據(Brosius et al., 1978)；(4)16S rDNA 基因不會像質體中的基因能互相轉換，所以各 物種中都具有自己的獨特序列(Muyzer et al., 1995)；(5)經由學者的廣 泛研究，已經建立起16S rDNA 相當完備的基因資料庫(Maidal et al., 1994)，因此可以透過網路提供序列分析比對，只要將某部分的 16S rDNA 序列送上網路，經基因資料庫做比對，便可將此物種加以鑑定 與分類。

(二) 聚合酶連鎖反應(PCR)

PCR 之原理為利用耐高溫菌的 DNA 聚合酵素(Taq polymerase) 耐高溫的特性，配合特殊設計的引子(primer)，經由溫度循環來控制 酵素反覆發揮活性的過程，來大量複製某一目標 DNA 序列。PCR 過 程反應之過程如圖 9 所示，而每一循環包括三個不同溫度的步驟如 下：(1)Denaturation：把模板 DNA 加熱，使雙股變單股，變性而分開 形成兩條單股的DNA；(2)Annealing：使用人工合成一對引子將溫度 下降到 Annealing 的溫度，使引子能與模板 DNA 互補結合上，而引 子的設計就是讓我們挾出我們要分析的特定DNA 片段，正確地複製 出來；(3)Extension：在 Taq DNA 聚合酶的最適溫度下，以 4 種 dNTP (dATP、dGTP、dCTP、dTTP)為原料，利用 DAN 模板及 2 個引子進 行DNA 的複製延伸，引子會沿著單股 DNA 以 5＇到 3＇的方向聚合 延伸，形成新的雙股 DNA，如此便完成一個循環。經由三個主要步 驟，稱為一個循環，並進行倍增放大，而完成n 個循環後，則目標序 列被放大(1+m)ⁿ倍。此方法可將在自然環境中極少量的目標 DNA 序 列經過此系列反應後，使得原本難以分析的微量DNA 序列能夠放大 而以上之三步驟過程會重複25-40 回(張建裕、張建國, 2004)。

圖9 增殖反應示意圖(http://wheat.pw.usda.gov/~lazo/docs/cotton/) (三) 變性梯度膠體電泳(DGGE)

一般的 DNA 片段，大多利用基本的 Agarose 電泳的方式來分離 各種不同分子量大小的片段，卻無法分離分子量相同但序列組成不同 的DNA 片段，然而 DGGE 卻可以辦到，以 500 bp DNA 序列而言，

即使只有單一鹼基對(base pair)的組成不同也能夠鑑別，其準確度可 達到 98%以上，其中鑑別突變株的能力遠比直接定序來的高且敏銳 (Barbara et al., 1999)。

DGGE 主要分離原理，是利用 urea 及 formamide 兩種變性物質製 造一由低至高濃度的變化來建立梯度，用來分離各不一樣序列的基因 片段；由於變性物質的作用，膠體上進行電泳的雙股DNA 序列便會 產生部分變性，DNA 序列變性的程度與 melting point (Tm)有關；一 般而言，含有較高 G+C 鹼基對比例的序列有較高的 Tm 值，不同的 DNA 序列會有不同的 Tm 值，低 Tm 值的 DNA 序列會在低濃度的 變性物質作用下即產生變性(形成 partial single strand)，而高 Tm 值的 DNA 序列則必須在高濃度的變性物質作用下才會產生變性。隨著加 入各種不同的DNA 序列，各部分變性解離的程度也不相同，因此在 變性梯度膠體電泳中的移動速度也有所不同，使得部分變性的 DNA 會在相同時間內在膠體上跑出不同的距離(Muyzer et al., 1993)，如此

便可將分子量大小相同但序列組成或排列卻不同的DNA 基因片段給 分開；分離後的16S rDNA 片段可進行定序，便可進一步與資料庫中 的菌種進行比對並鑑定出菌種。此種技術分析環境中的微生物種類，

不僅克服傳統菌種培養技術裡無法培養環境中大部分微生物的瓶 頸，更加縮短了研究的時間，大大提高了時效性，因此被廣泛的使用 在分析環境微生物相及生態的研究上(Smalla et al., 2001)。

參、 實驗材料與方法

一、 研究流程與規劃

綜觀國內外之水場之水處理流程發現，生物濾床是為水處理場加 氯前的最後一道防線，而由國內外文獻中發現大部分研究者仍以濾床 之近流與出流水進行討論；而國內研究者發現在 BAC 生物濾床對 AOC 及 BDOC 有明顯去除能力，但 DOC 則出水有時會高於進流水 或相近，可能為有機物轉換或系統不穩定所導致(黃氏等., 2004；陳與 盧氏, 2000)；在 Van Der Kooij et al.(1999)的研究指出生物膜形成速率 與水中生物可分解有機質相關，故生物濾床穩定化過程與不同深度的 菌相活性與SMP 形成，以及所形成之 SMP 為生物濾床無法分解或生 物分解較慢的有機物進入配水管網系統後，則會導致在管線內形成生 物膜，因此而影響到飲用水之品質；並且在Liang et al.(2007)研究指 出大部分 SMP 屬碳水化合物及蛋白質成份，依此推論以生物濾床進 行水中有機物之控制，當濾床內生物活性增加時，其釋出之 SMP 量 為更大，因此會干擾到對原進流水中DOC 之去除。

國內自來水廠的傳統處理程序中，對於有機性污染物的去除率不 高，而這些有機性的污染物中含有許多生物可利用有機物。由上述之 問題中皆可發現當這些有機物質進入到配水管網內則會導致大量之 異營性細菌滋生，而導致許多影用水品質之問題產生。因此，本研究 將利用以建立穩定之生物濾床分解醋酸鈉及草酸鈉之人工基質，進行 循環反應並(1)比較三種經臭氧化穩定後之生物濾床對醋酸鈉及草酸 鈉分解能力之差異，(2)及利用螢光激發發射光譜圖進行濾床出水與 濾床在不同深度之水相及附著濾料表面有機物之定性及定量比較，藉 以瞭解不同有機物經生物濾床分解後，濾床出水中及濾床不同深度水 相及濾料表面上有機物性質變化。其詳細之研究規劃如圖10。

  圖10 研究架構圖

二、 生物濾床訓養之操作系統

濾 床 設 計 為 硼 矽 材 質 (borosilicate) 之 層 析 管 (ID=60mm ， h=550mm，內部體積約為 1140 mL)，其底部之支撐屬 PE (polyethylene) 材質。管柱內部之濾料，為減少濾料對有機物之吸附影響，故本研究 擬以2 mm 直徑之硼矽玻璃珠(Beads clear 4508/01, 城國貿易,Taiwan) 填 充( 如 圖 11) 。 水 樣 則 需 先 經 1.6 → 1.2 → 0.7μm(Nuclepore polycarbonate, Whatman, USA) 及 0.45 → 0.2 μm 之 濾 膜 (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., USA)過濾，再經臭氧氧化水樣之 5 公 升 收 集 瓶 內 添 加 適 量 之 原 生 菌 液 進 行 混 合 ， 並 以 蠕 動 幫 浦 (MASTERFLEX L/S, Cole-Parmer Ins. Co., USA) 以 2 min/mL 定速將 其打入層析管中，並採向下重力流方式迴流進入收集瓶中，進行濾床 生物活化。

圖11 臭氧生物濾床系統圖 三、 臭氧反應系統及操作

本實驗之臭氧反應設備包括下列單元：

1. 供應氣體：普通之空氣鋼瓶(氧氣含量 21%)。

2. 空氣淨化設備：過濾進氣氣體中之水氣。

3. 臭氧產生機(C-L010, Air Tree ozone technology, Taiwan)：此機

型附有乾式流量計，且內含可高壓放電之板型電極，可利用氧氣及空 氣而產生臭氧，其最大氣體流量為10 L/min，並以氣冷式之方式進行 機體之冷卻。本試驗是以高壓空氣鋼瓶所排放之空氣，在經過乾燥器 去除水氣後，再經由臭氧產生機之極型電板放電而產生臭氧氣體，臭 氧製造機其產量之控制參數如下所示：

(1) 氣體壓力：供應氣體(空氣鋼瓶)壓力 2 kg/cm3。

(2) 臭氧氣體流量：每分鐘 2 公升(2 L/min)。

(3) 操作電壓：90 瓦特(Watt)。

(4) 雙向閥：控制臭氧氣體之流動方向。

(5) 臭氧反應器：玻璃材質，高 30 cm，裝有小型細孔陶質擴散器，

使臭氧氣體變成微小氣泡而更易溶於水體中。

(6) 管線：管線材質為 Tygon 耐酸鹼管(內徑為 1/4 in)，可耐臭氧。

(7) 2 %之碘化鉀(KI)吸收液：定量臭氧產生機之臭氧產量及經臭氧反 應器後之殘餘臭氧濃度。

臭氧系統之操作，如圖 12 所示。首先打開空氣鋼瓶，先經由空 氣淨化設備(gas purifier)過濾空氣中之水氣，再連接到臭氧產生機 (ozone generator)中，利用高壓放電來產生臭氧氣體，接著再經由雙向 閥(two-way value)來控制臭氧流通之方向，首先將雙向閥調至碘化鉀 吸收液之方向(K1 trap 1 及 2)，由於 KI 具有吸收臭氧氣體之特性，之 後以硫代硫酸鈉滴定碘化鉀溶液而得知在固定作用時間及電壓功率 下之臭氧產生率；而當圖(4)之雙向閥門打開至臭氧反應器(ozone contactor)方向之後，於同樣之作用時間及電壓功率下，在臭氧反應器 中之水樣會與臭氧進行反應，而未反應之臭氧經反應器後段之 KI 吸 收液所吸收，其濃度亦可測定，兩種臭氧濃度之差值為通入水樣之臭 氧量，若再扣除水樣中殘留之臭氧量，即為臭氧與水樣作用之臭氧量。

O2

To hood To hood

To hood

Block valve

Ozone generator

Gas purifier

Two-way valve

Kl trap 2 Kl trap 1

Kl trap Ozone contactor

Gas cylinders

Ozonation

Calibration

圖12 臭氧裝置反應系統 四、 基質更換之步驟

濾床操作穩定需約3 個月之時間，總菌數已達到穩定期，而穩定 期之總菌數約為1×10⁶(cells/mL)則屬於已穩定之濾床，因此可以進行 基質更換之試驗，此需配置 5 mg-C/L 濃度之醋酸鈉及草酸鈉並以 BOD 之稀釋水進行定量之動作，配製完畢後之水樣則需先經 1.6→1.2

→0.7μm (Nuclepore polycarbonate, Whatman, USA)及 0.45→0.2 μm 之濾膜(Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., USA)過濾，並以該基 質進行隔夜之流洗，且該基質不進行迴流至隔日早上，換上配製好之 基質溶液，經過濾後，重新啟動新試程。

五、 生物性參數分析 (一) 總菌及活菌之測定

在 總 菌 及 活 菌 數 方 面 本 研 究 參 閱 Cappelier et al.(1997) 與 Schwartz et al.(1998)等研究者之作法並修正如下：取適當之水樣與 CTC (5-cyano-2,3-ditolyl tetrazolium chloride, Polysencieses, Germany) 先進行混合，於室溫下暗室培養 2 小時，並控制混合後之 CTC 濃度