大仁科技大學環境管理研究所

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大仁科技大學環境管理研究所

碩士學位論文

以螢光光譜訊號評估實廠混凝單元的操作效能及鋁鹽瓶杯試驗的吸附模式

Operational Efficiency of Coagulation Units in Varied Full-Scale Plants by Fluorescent Signal and Adsorption

Model Simulation by Alum Jar-Test

指導教授：賴文亮教授

(2)

研究生：邱建榮

中華民國 106 年 7 月

II

(3)

摘要

本研究選取南部澄清湖(CCL)、拷潭(KT)及牡丹(MT)淨水廠，

比較氧化劑/混凝劑單元對水中顆粒性及有機物參數移除效能之差異性，並將以CCL 及 MT 實際原水於不同溫度下添加不同混凝劑量進行瓶杯試驗，觀察有機物去除效能及吸附模式之差異。其中顆粒性參數包括傳統水廠之濁度量測外，並透過界達電位/顆粒粒徑分析儀進行水中顆粒性平均粒徑及界達電位測定；在有機物部分，除藉由螢光光譜儀進行螢光激發發射光譜圖(Excitation emission fluorescent matrix, EEFM)量測，進行各種有機物性質指標轉化，表現有機物性質經氧化劑/混凝劑單元之變化，同時透過高效能層析儀+DAD 偵檢器利用 HPSEC(High performance size exclusion chromatography)分析管柱進行有機物分子量大小量測，再透過總有機碳測定儀進行水中非揮發性溶解性有機碳 (non-purgable dissolved organic carbon, NPDOC)之定量。

結果顯示，CCL 淨水廠前臭氧/混凝沉澱對濁度移除優於 KT 及 MT 淨水廠之前加氯/混凝沉澱，且在膠體粒徑，CCL 可有效降低平均粒徑，但 KT 及 MT 膠體平均粒徑升高，且 CCL 對 NPDOC 移除效能最佳。三水廠對腐植質部分，包括似黃酸(fulvic-like)及似腐植酸(humic-like)，均有明顯之減量，氧化劑加量及三價鋁濃度之添加量均是重要的因子。三水廠原水經前氧化劑/混凝沉澱作用，腐植質部分激發或發射波鋒位置均有發生消失或強度消減或位置之移動，

亦受氧化劑及鋁離子加量影響。有機物分子量大小 (molecular weight cut-off)，CCL 主要波峰落在 43-76 kDa，KT 及 MT 落在 69- 110 kDa，其波峰強度及積分面積均呈現大幅減少之現象。

以CCL 及 MT 原水於不同溫度分別經鋁鹽混凝後之上澄液，於濁度、顆粒粒徑皆隨明礬劑量添加而減少，又以 35℃疑除效能最佳，

在膠體表面電位絕對值亦隨劑量增加而減少，於 NPDOC 值經添加明礬皆有下降情形，而最佳劑量CCL 為 1~1.5 mg-Al3+/L 之間，MT 為 2 mg-Al3+/L ，鋁混凝去除 NPDOC 之吸附模式模擬 CCL 是以 Freundlich 之預測較 Langmuir 吸附模型為優，MT 於 NPDOC 及第五類有機物皆是以Langmuir 吸附模型為優，利用平行因子法解析 CCL 及MT 原水有機物之螢光光譜三維資料之變化趨勢，於三種主成分激發/發射波長皆有紅移及藍移現象。

關鍵字:

(4)

Abstract

cies.

Key words: Constructed wetland ； Excitation Emission Fluorescence Matrix (EEFM) ； Humic substances ； Fulvic acid ； Molecular weight distribution；Parallel factor analysis (PARAFAC)

(5)

誌謝

衷感激。

(6)

摘要...I ABSTRACT...III 誌謝...IV

第一章前言...1

1-1^研究背景...1

1-2^研究目的...2

第二章文獻回顧...3

2-1 ^{有機物之性質}...3

2-1-1 有機物之分類...3

2-1-2 有機物對淨水程序影響...4

2-1-3 光譜分析在有機物之應用...5

2-1-3-1 紫外光吸收...5

2-1-3-2 螢光激發發射光譜 (EXCITATION-EMISSION FLUORESCENT MATRIX, EEFM)...6

2-2 ^{混凝機制及影響因子}...9

2-2-1 混凝作用與機制...9

2-2-2 影響混凝效果之因素...11

2-2-3 混凝對有機物及濁度去除之效能...13

2-3^吸附模式...15

2-3-1 吸附型態...15

2-3-2 等溫吸附模式...16

第三章研究架構、材料及分析方法...19

3-1 ^{研究流程之規劃}...19

3-2^{淨水廠處理流程及規格}...19

3-2-1 澄清湖(CCL)淨水廠...21

3-2-2 拷潭(KT)淨水廠...22

3-2-4 牡丹(MT)淨水廠...23

3-3^{瓶杯試驗及實驗材料}...23

3-3-1 瓶杯試驗...23

3-3-2 鋁離子之配置...24

3-4^{實驗參數分析}...24

3-4-1 濁度...24

3-4-2 粒徑分析及表面電位測定...24

3-4-3 非揮發性溶解性有機碳 (NON-PURGABLE DISSOLVED ORGANIC CARBON, NPDOC)...25

3-4-4 紫外光-可見光吸收光譜...26

3-4-5 螢光激發發射光譜 EEFM...26

(7)

3-4-6 分子量分析...27

第四章結果與討論...29

4-1 實廠原水前氧化後接混凝對顆粒特性及有機物之去除...29

4-1-1 濁度、顆粒粒徑及表面電位...29

4-1-2 有機物參數...35

4-1-2-1 NPDOC 與 SUVA 值...35

4-1-2-2 螢光激發發射全譜圖...40

4-1-3 分子量變化...54

4-2 ^{等溫混凝瓶杯試驗}...57

4-2-1 濁度、顆粒粒徑及表面電位...57

4-2-2 有機物參數...61

4-1-2-1 NPDOC 與 SUVA 值...61

4-1-2-2 螢光激發發射全譜圖...64

4-2-3 等溫吸附模式...79

4-3 混凝劑量對有機物主成份特徵波峰位置之影響...83

第五章結論...88

第六章建議...90

參考文獻...91

作者簡介...92

圖2-1 腐質酸分子結構假想圖(Duan and Gregory, 2003)...4

圖2-2 螢光激發發射光譜圖中不同激發發射波長對應之有機物性質 (Chen et al., 2003)...8

圖2-3 混凝去除 NOM 之可能機制(Jarvis et al., 2004)...13

圖2- 4 Langmuir 方程式圖示...17

圖2-5 Freundlich 吸附曲線...18

Y 圖 3-1 研究架構圖...20

Y 圖 4-1 2016 與 2017 年不同月份(A) CCL (B) KT (C) MT 混凝沉澱單元進出水之濁度變化...30

圖 4-2 2016 年與 2017 年不同月份(A)CCL(B)KT(C)MT 混凝沉澱單元進出水之膠體平均粒徑變化...33

圖 4-3 2016 年與 2017 年不同月份(A)CCL(B)KT(C)MT 混凝沉澱單元進出水中膠體之表面電位變化...34

圖4-4 2016 年與 2017 年不同月份(A)CCL(B)MT 混凝沉澱單元進出水之NPDOC 變化...37

圖 4-5 2016 年與 2017 年不同月份(A)CCL(B)KT(C)MT 混凝沉澱單元進出水之SUVA 值變化...39

(8)

圖 4- 6 CCL 混沉池(A)進水(B)出水之螢光激發發射光譜圖((1) 2016 年 3 月 (2)2016 年 6 月 (3)2016 年 11 月 (4)2016 年 12 月(5)2017 年 3 月 (6)2017 年 5 月)...41 圖4-7 KT 混沉池(A)進水(B)出水之螢光激發發射光譜圖((1) 2016

年 3 月 (2)2016 年 6 月 (3)2016 年 11 月 (4)2016 年 12 月 (5)2017 年 3 月 (6)2017 年 5 月)...43 圖4-8 MT 混沉池(A)進水(B)出水之螢光激發發射光譜圖((1) 2016

年 3 月 (2)2016 年 6 月 (3)2016 年 11 月 (4)2016 年 12 月 (5)2017 年 3 月 (6)2017 年 5 月)...45 圖4-9 CCL 混凝沉澱池總螢光強度值及五類有機物平均螢光強度

值(A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；

C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5 有關之物質；D：

第 III 類屬黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...49 圖4-10 KT 混凝沉澱池總螢光強度值及五類有機物平均螢光強度

第 III 類屬黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...50 圖4-11 MT 混凝沉澱池總螢光強度值及五類有機物平均螢光強度

第 III 類屬黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...52 圖4-12 2016 年與 2017 年不同月份(A)CCL(B)KT(C)MT 混凝沉澱

單元進出水腐質化指標(Humification index, HIX)之變化...54 圖4-13 (A) CCL、(B) KT、(C) MT 混沉池進出水分子量大小變化

(1)2016 年 3 月；(2):2016 年 6 月 (3):2016 年 11 月 (4):2016 年12 月 (5)2017 年 3 月 (6)2017 年 5 月)...56 圖4-14 CCL 原水於不同溫度經添加不同明礬劑量經混凝靜置後

上澄液之(A)濁度 (B)顆粒粒徑 (C)表面電位變化...58 圖4-15 MT 原水於不同溫度經添加不同明礬劑量經混凝靜置後上

澄液之(A)濁度 (B)顆粒粒徑 (C)表面電位變化...60 圖4-16 CCL 原水於不同溫度經添加不同明礬劑量經混凝靜置後

上澄液之(A)NPDOC (B)SUVA 之變化...62 圖4-17 MT 原水於不同溫度經添加不同明礬劑量經混凝靜置後上

澄液之(A)NPDOC (B)SUVA 之變化...64

(9)

圖4-18 CCL 原水在 15℃下經添加不同明礬劑量經混凝靜置後，

上澄液之EEFM 圖 (A) 0 (B) 0.5 (C) 1 (D) 1.5 (E) 2 (F) 2.5 mg- Al³⁺/L(A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；D：第 III 類屬似黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...66 圖4-19 CCL 原水在 25℃下經添加不同明礬劑量經混凝靜置後，

上澄液之EEFM 圖 (A) 0 (B) 0.5 (C) 1 (D) 1.5 (E) 2 (F) 2.5 mg- Al³⁺/L (A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；D：第 III 類屬似黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...67 圖4-20 CCL 原水在 35℃下經添加不同明礬劑量經混凝靜置後，

上澄液EEFM 圖 (A) 0 (B) 0.5 (C) 1 (D) 1.5 (E) 2 (F) 2.5 mg- Al³⁺/L (A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；

D：第 III 類屬似黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...68 圖4-21 MT 原水在 15℃下經添加不同明礬劑量經混凝靜置後上澄

液之 EEFM 圖 (A) 0 (B) 0.5 (C) 1 (D) 1.5 (E) 2 (F) 2.5 mg- Al³⁺/L (A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；

液之 EEFM 圖 (A) 0 (B) 0.5 (C) 1 (D) 1.5 (E) 2 (F) 2.5 mg- Al³⁺/L(A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；

液之螢光激發發射光譜圖(A) 0 (B) 0.5 (C) 1 (D) 1.5 (E) 2 (F) 2.5 mg- Al³⁺/L(A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；D：第 III 類屬似黃酸 (fulvic acid)物質；E：

(10)

第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似

腐植酸物質)...72

圖 4-24 CCL 於不同溫度(15、25、35 ℃ 經添加不同明礬劑量) (0.5、1、1.5、2、2.5 mg-Al³⁺/L)混凝靜置後上澄液之總螢光強度與五類有機物螢光強度圖(A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5有關之物質；D：第 III 類屬似黃酸 (fulvic acid)物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...75

圖 4-25 MT 於不同溫度 (15、25、35 ℃ 經添加不同明礬劑量) (0.5、1、1.5、2、2.5 mg-Al³⁺/L)混凝靜置後上澄液之總螢光強度與五類有機物螢光強度圖(A：總螢光強度值；B：I 類為芳香型之蛋白質酪胺酸；C：第 II 類屬芳香型之蛋白質與 BOD5 有關之物質；D：第 III 類屬黃酸 (fulvic acid) 物質；E：第 IV 類屬於溶解性微生物代謝物質；F：第 V 類，屬似腐植酸物質)...78

圖 4-26 CCL 於 25℃經添加不同明礬劑量(0.5、1、1.5、2、2.5 mg-Al³⁺/L) 混凝靜置後上澄液 NPDOC 之 (A)Langmuir (B)Freundlich 吸附模式預測...80

圖4-27 MT 於 25℃經添加不同明礬劑量(0.5、1、1.5、2、2.5 mg- Al³⁺/L) 混凝靜置後上澄液 NPDOC 之 (A)Langmuir (B)Freundlich 吸附模式預測...81

圖 4-28 MT 於 (A) 15 、 (B) 25℃ 經添加不同明礬劑量 (0.5、1、1.5、2、2.5 mg-Al³⁺/L)混凝靜置後上澄液第五類有機物之(1) Langmuir (2) Freundlich 吸附模式預測...82

圖4-29 PARAFAC 解析 CCL 於不同溫度經添加不同明礬劑量經混凝靜置後上澄液中螢光激發發射光譜三維資料(A)原水 (B)15℃ (C)25℃ (D)35℃...85

圖4-30 PARAFAC 解析 CCL 於不同溫度經添加明礬劑量經混凝靜置後上澄液中螢光激發發射光譜三維資料(A) 原水 (B)15℃ (C)25℃ (D)35℃...87

表2-1 有機物在不同吸收波長之研究...6

表2-2 螢光光譜分析法之應用領域 (崔立超, 2005)...7

表2-3 物理吸附及化學吸附之差異性(王乃毅 2016)...16

Y 表 3-1 各水廠處理流程...19

表3-2 澄清湖淨水廠各單元之設計規格...21

表3-3 拷潭淨水廠民生淨水各單元設計規格...22

(11)

表3-4 牡丹淨水廠各單元設計規格...23 表3-5 紫外光及可見光譜儀參數設定值...26 表3-6 螢光光譜儀(F-4500, Hitachi Japan)之全譜掃描操作條件...27 Y 表 4-1 不同採樣時間水廠鋁混凝劑量、前氧化劑量及平均溫度

...29 表4-2 CCL 及 MT 原水基本水質...57 表4-3 CCL 及 MT 原水總螢光強度及五類螢光強度值...73

(12)

第一章前言

1.1 研究背景

水生環境中的天然有機物質（Natural organic matter, NOM）由主要源自植物和動物殘渣分解的多種有機化合物組成(Chen et al., 2002 ; Joseph et al., 2012)，且飲用水之水源通常包含 NOM，而混凝 及膠凝之後接著沉澱/浮除和砂濾是去除天然有機物及顆粒性質常見且經濟之方法(Jacangelo et al., 1995 )。

傳統淨水廠主要處理單元可分為混凝（Coagulation）、膠凝

（Flocculation）、沉澱（Sedimentation）、過濾（Filtration）及消毒（Disinfection）等五個主程序。傳統淨水程序對原水中顆粒與溶解態有機物（Dissolved Organic Matter, DOM）均有移除作用，但移除效率則會受到原水性質、溫度、酸鹼值、混凝劑種類、劑量及快混條件等影響 (Adin et al., 1998)。在混凝去除有機物部分，文獻多以有機碳表之，難以呈現有機物性質變化，由於螢光光譜儀具快速、

省人力及簡單之前處理優勢，已廣泛應用於水中有機物之定性 (Stevenson, 1994) ，為一有效的分析工具，且亦有研究表明其適用於長期監測，因此利用該方法對淨水廠原水及混凝程序出水有機物性質之量測，並配合非揮發性之溶解性有機碳含量( Non- purgable dissolved organic carbon, NPDOC )、顆粒粒徑、濁度、界達電位，藉以了解並評估實廠混凝程序操作效能，另混凝劑與有機物進行錯合反應及吸附機制，多以總有機碳進行討論較多，少見文獻以有機物之特徵螢光波峰進行討論，故突顯本研究之價值。

(13)

1.2 研究目的

基於上述思考，本研究目的區分為四：

(1)實廠原水及混凝程序出水有機物特徵及變化

(2)螢光光譜配合傳統參數評估實廠混凝程序對有機物移除之效能及差異

(3)實際原水經鋁混凝劑混凝去除有機碳與螢光特徵強度在不同吸附模式之差異

(4)利用平行因子法(PARAFAC)解析原水經明礬混凝後螢光激發發射光譜資料

(14)

第二章文獻回顧

2-1 有機物之性質 2-1-1 有機物之分類

天然有機物(Natural organic matter, NOM）在土壤、水和沈積物中是普遍存在的，水生NOM 主要來自於陸生植物、細菌、藻類以及水生植物分解所產生的副產物(Sillanpää, 2015)。存在於水中之 NOM 主要由疏水性和親水性組成，在疏水性部分主要含有芳香碳，

具有酚結構和共軛雙鍵，而親水性 NOM 富含較高比例的脂肪碳和含氮化合物，如碳水化合物和蛋白質，醣和胺基酸(Thurman, 1985)。

疏水性酸是水中 NOM 的主要部分，佔水中溶解的有機碳

（Dissolved Organic Carbon, DOC）的一半以上，這些疏水性酸通常被描述為腐植質(Świetlik et al., 2004)。另 Thurman & Malcolm (1981) 利用有機物吸附 XAD-8 樹脂之差異性，可將有機物分為腐植質 (humic fraction )及非腐植類 (non-humic fraction)，有關腐植質及非腐植質之性質，其說明如下：

1. 腐植質 (humic substances)

腐植質具較大的分子量，範圍於數百至數十萬之間，其結構以芳香族苯環為主體( Edwards & Amirtharajah, 1985)，根據腐植質對酸、

鹼液溶解度可區分為三類物質，腐植素(humin)不溶於稀酸、稀鹼；

腐植酸(humic acid)不溶於稀酸、溶於稀鹼；黃酸(fulvic acid)溶於稀酸稀鹼(Schnitzer 1976)。對於腐植酸及黃酸之完整結構尚無定論，

一般腐植質結構之官能基包括羧基 (carboxyl)、酚基 (phenolic)、氫氧錕基 (hydroquinone)、醇基 (alcoholic)和醚類 (ether)，其中羧基在黃酸中佔有較大的比例，故溶解性較腐植酸佳。圖 2-1 為腐質酸分子結構假想圖。

2. 非腐植質類 (nonhumic substance)

水體中除了腐植質外，其餘大部份是屬於親水性酸(hydrophilic acids)及中性親水性物質(hydrophilic neutrals)(Thurman, 1985)，前者

(15)

約佔 30% ，主要是帶有較強氫氧基和羧基之聚電解質

（ polyelectrolytic ），例如大分子脂肪酸 (fatty acid) 、羧酸 (carboxylic acids)、糖羰酸 (uronic acid)、聚醣羰酸 (polyuronic acid) 及醛醣酸 (aldonic) 等。後者約占 20%，主要成分為碳水化合物 (carbonhydrate, 佔 10%)，羧酸 (carboxylic acids, 佔 7%)，碳氫化合物 (hydrocarbon, 佔 1%)，胺基酸 (amino acids, 佔 3%)。

圖2-1 腐質酸分子結構假想圖(Duan and Gregory, 2003) 2-1-2 有機物對淨水程序影響

有機物在自然水體中會造成飲用水水質惡化與增加淨水廠處理難度，包括(1)導致色度及臭味(Thurman, 1985)，(2)增加氧化劑、混凝劑與消毒劑之用量(Babcock and Singer, 1979; White et al., 1997)，

形成有害之消毒副產物(disinfection by-products,DBPs)，且在 NOM 中較疏水及高分子量之化合物是主要形成 DBP 之前體( Hua and Reckhow, 2007; Chen et al., 2008 )，(3)促進飲用水配水系統中的微生物生長(Drikas et al., 2003)，(4)干擾高級淨水程序之效能，造成薄膜處理之生物性與有機物積垢之問題，增加操作成本(Jarusutthirak et al., 2002; Kimura et al., 2006; Howe and Clark, 2002; Katsoufidou et al., 2005)。

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2-1-3 光譜分析在有機物之應用

化學需氧量(Chemical Oxygen Demand, COD) 、生物需氧量 (Biochemical oxygen demand, BOD)和總有機碳(Total Organic Carbon, TOC)為傳統表徵水質有機污染物的指標，其測量方式是耗時的，難以即時反應水質變化，只能反應有機物總量，不能展現有機物成份，

如無法區分易分解、可分解和不易分解的有機物或者分解速率快和慢的有機物。由於NOM 組合物的複雜性，已經應用或開發了各種表徵方法以及分析方法，藉以了解水中 NOM 之含量及特性

（Matilainen et al., 2011），如色譜法、質譜法及光譜法。光譜用於水中有機物之定性分析，為非破壞性分析工具，其適於固體及液體水樣，且不須破壞水樣原性質；僅需少量水樣；樣品不具複雜之前處理步驟；可以提供有機物之分子結構、化學及官能基等特性 (Stevenson, 1994) 。這些光譜分析有核磁共振 (Nuclear magnetic resonance,NMR) 、傅里葉轉換紅外光譜 (Fourier-transform infrared,FTIR) 、 UV/Vis (Ultraviolet-Visibile) 及螢光光譜儀 (Fluorescene)。

2-1-3-1 紫外光吸收

水中的天然有機物會吸收紫外線光（200 ± 400 nm）和可見光

（VIS：400 ± 700 nm）(Wang & Hsieh, 2001)，而波長 220 -280 nm 之間為NOM 分析之適當範圍。一般水體中芳香族化合物，UV 吸光波長大概為250、254、272 及 280 nm 表之，多數研究者選擇波長 254 nm 來進行樣本之測定，主要在於此波長測定有機物較敏感可靠，

並且受到無機物干擾能夠減至最低(Korshin et al., 1997）。近年來 UV254 常在水處理水質指標中被採用，但它所能指示的僅是部分種類的有機物(Tang et al, 1994)， UV254已被證明有機物中含有芳香族含碳量(He et al., 2011)，是因芳香族碳分子相關結構能吸收此波長而其他結構無法吸收(Weishaar et al., 2003)。吸光波長在 250 nm 和 360 nm 之比值(E2:E3)被發現可描述有機物之分子量大小，通常此比值減小代表分子量增加(De Haan and De Boer 1987)；465 及 665 nm 吸收波長之比值(E4:E6)與芳香性呈負相關，而與分子大小，羧基含量有相關性，因此此值可作為有機物腐植化之參數(Chen et al., 1977;

Senesi et al., 1989)。根據文獻指出吸收波長 275nm 到 295nm 之斜率

(S275-295)，以及兩個波長斜率比(SR= S275-295/ S305-400)與有機物分子量大

小有關(Helms et al., 2008)。

(17)

SUVA 值為水樣之 UV(cm^-1)值除以 DOC(mg/L)，再乘以 100，

其單位為L/mg-m，此值可以解釋水樣中有機物之性質，Edzwalds &

Tobiason. (1999)研究指出，當水中之 SUVA 大於 4(L/mg-m)時，有機物之性質屬疏水性，SUVA 為 2-4(L/mg-m)則屬於疏水性及親水性分子混合，SUVA 小於 2(L/mg-m)屬於親水性物質。UV 不同吸收波長之相關研究整理於表2-1。

表2-1有機物在不同吸收波長之研究

有機物參數及特性波長(nm) 參考文獻

有機物中含有芳香族含碳量 254 He et al. (2011)

與有機物分子量大小相關

250 與 360 之比值

S275-295

SR(S275-295/ S350-400)

De Haan and De Boer (1987)

Helms et al. (2008)

吸光度比值可以反映出芳香環的

取代程度及取代基的種類 A253/A203

Korshin et al.

（1997）

2-1-3-2 螢光激發發射光譜 (Excitation-emission fluorescent matrix, EEFM)

螢光光譜分析法之技術發展至今，各個領域中已被廣泛的應用，

如表2-2 (崔立超, 2005)所示，它能提供全譜分析、發光強度、發光壽命、量子產率等資料，因此已成為一種重要的分析方法，並能鑒定和測定的無機物、有機物、生物物質、藥物等的數量與日俱增 (Patra Digambara, 2002)，因此使用螢光光譜分析將逐漸成為分析化學的一種重要方法。由於其作為監測技術的潛力，引起了水處理產業的關注，最近亦有研究顯示螢光光譜適用於長期監測( Sanchez et al., 2013 )。

表2-2螢光光譜分析法之應用領域 (崔立超, 2005)

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領域應用

醫學和臨床檢驗生物體試料的臨床分析

藥學和藥理學天然藥物分析、藥品品質控制和藥物代謝的研

究

生物化學對於生物體內微量物質的測定

食品工業食品中痕量組分的測定

污染物的分析大氣污染、環境衛生檢測，食品污染研究等

有機和無機化學用吸光光度法不能測定的痕量組分分析

螢光發生時，發光團被激發然後通過輻射光子衰退到基態，由於非輻射衰減和其他過程，一些吸收的能量會損失導致發射的光子不等於激發能量。螢光強度取決於吸收性、量子產率、螢光分子結構、pH 及螢光碎滅等幾個因素(Hudson et al., 2007; Aiken, 2014)。而較剛性之芳香族化合物和高度共軛雙鍵結構的化合物比脂族及脂環族更能產生螢光，因其分子結構於激發態和基態之間具有較小的能量間隙，所以會於較長之波長下產生螢光(Aiken, 2014)。

Chen et al.(2003)將三維螢光全譜中激發與發射波長位置區分為 5 個區塊圖 2-2，激發波長小於 250 nm，發射波長小於 350 nm 屬芳香型之蛋白質( 酪胺酸 ) (aromatic protein) ，激發波長小於 250 nm，發射波長在 320-380 nm，屬芳香型之蛋白質 (Aromatic protein) 與 BOD5 有關之物質；激發波長小於 250 nm，發射波長大於 350 nm，屬黃酸 (fulvic acid)物質；激發波長在 250-280 nm，發射波長小於 380 nm，屬於溶解性微生物代謝物質 (Soluble Microbial by- product-like)；激發波長大於 280 nm，發射波長大於 380 nm 屬似腐植酸 (Humic Acid-Like)物質。

(19)

圖2-2螢光激發發射光譜圖中不同激發發射波長對應之有機物性質 (Chen et al., 2003)

Maie et al.(2007)研究了亞熱帶河流和河口環境之有機物質，發 現幾個波峰，位置於EX/EM(nm)280/325 屬色胺酸；<265/460 nm (A 峰)、350/470(C 峰)此兩波峰與腐植質相關，300/412(M 峰)與海洋腐植質相關，作者進一步對色胺酸波峰進行分析，表明此波峰是一種由化合物混合組成的，而這些化合物具有不同的化學結構與不同的生態作用，這種化合物的混合物，是存在類似腐植質中的類蛋白物質與可能部分含酚的物質，後者的天然來源是來自衰老植物濾出的多元酚，同時也是腐植質合成重要的前驅物質。另 Quang et al., (2016)於韓國漢江流域周圍收集了落葉並將其萃取純化進行光譜分析，

亦發現有兩個波峰，激發波長在220 nm，發射波長在 340 nm 及激發波長在280 nm，發射波長在 340 nm，這表明在陸地腐植質中存在色胺酸或酚類物質。

Matthews et al.(1996)研究發現，在 280/(320-350)位置代表蛋白 質產生螢光之位置。McKnight et al.(2001)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，發現於激發波長為 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，水中黃酸之有機物可能來自微生物，比值為1.4 時，則該物質可能來自陸域。

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Gone et al.,(2009)以溶解性有機碳（DOC）去除率及水質螢光特 徵和強度為指標，利用螢光光譜儀進行調查硫酸鋁對飲用水源地是否有顯著螢光信號，發現 peak A (EX 240-250nm/ EM 440- 450nm)、peak C (EX 330-340nm/ EM 440-450nm)與 peak T (EX 230- 240nm/ EM 350-400nm).之螢光波峰，此 peak A 與 peak C 波峰被認定為類腐植酸，peak T 被認定為色氨酸，發現 DOC 與波峰之螢光強度具有顯著相關性，線性相關係數分別為 0.91、0.89 和 0.92，其中色氨酸物質的誤差最小，即說明螢光波峰強度可作為混凝、沉降中 DOC 殘留量之指標。

腐植質固有的螢光提供了強力的方法來研究其與金屬的相互作用，金屬絡合可以改變腐植質的螢光，並導致其猝滅或增強，文獻指出添加Al 時在總發光光譜中觀察到螢光的增強和猝滅，而猝滅主要是由Al 沉澱導致腐植酸濃度降低所造成(Sharpless and McGown , 1999)，Elkins & Nelson (2002) 在淡水和海洋水域中都有腐植質存在，

當其與金屬相互作用後，會維持其在環境水體被生物利用的狀態。

黃酸濃度控制在15 mg/L， pH 值控制在 4.0，波峰對應位置激發 (Ex) /發射(Em)310-360/410-460 nm，當在激發波長從 324 nm 移動至 344 nm，此現象稱為紅移，推測此位置為酚類物質，在發射波長從 440 nm 移動至 424 nm，此現象稱為藍移，由此可知黃酸與 Al⁺³ 發生錯合反應。

2-2 混凝機制及影響因子

混凝程序(Coagulation process)為傳統淨水流程中重要的處理單元，且其處理效果之好壞會影響後續沉澱、過濾單元之操作。

2-2-1 混凝作用與機制

混凝作用主要目的為打破膠體顆粒之穩定性，亦即降低粒子與粒子相斥的電位，使膠體凝聚成更大顆粒以利沉降去除，一般包含去穩定與膠凝兩個過程，去穩定是指打破膠體之穩定狀態，使粒子能互相碰撞而凝聚；膠凝則是去穩定後之膠體凝集變大之過程。於混凝程序中，常用無機的鹽類作為混凝劑，如鋁鹽與鐵鹽。混凝程序中，顆粒去穩定之機制，主要有四種(Amirtharagjah and O'Melia, 1999)：(1) 電雙層壓縮(electric double layer compression)，(2) 吸附及電價中和 (adsorption and charge neutralization) ， (3) 沉澱掃曳 (precipitation and enmeshment, or sweep floc) 及(4) 吸附及架橋作用 (adsorption and bridging)。

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(1) 電雙層壓縮：

壓縮電雙層理論是基於顆粒相互作用的 DLVO 理論由 Derjaguin、Landau、Verwey、Overbee 等四位學者所提出，強調顆粒的凝聚現象主要來自凡得瓦爾力與靜電排斥力的綜合作用結果。

在水中膠體粒子皆帶有電荷，而膠體必須維持其電中性，因此膠體顆粒表面會吸附許多與之相反電荷之離子，此層面稱之為固定層，

而帶著相反電荷之離子濃度隨著與顆粒表面距離增加而減少，直至相反與相同電荷之離子濃度相等，此層面稱之為擴散層，而固定層與擴散層合稱為電雙層。當水中加入混凝劑，水中反離子的濃度增加，將會壓縮膠體的擴散層，排斥勢能便隨之減少，彼此經由凡德瓦爾力互相吸引而凝聚。

(2) 吸附-電性中和理論

某些化學物可被膠體顆粒表面吸附，因此若於膠體懸浮液中加入吸附性的相反電荷離子，可使離子直接吸附於膠體表面，與其表面電性中和，而降低膠體顆粒之穩定性，且膠體濃度增加時，所需加入之混凝劑量亦隨之增加。若加入過量吸附性化學物，會使膠體顆粒電性逆轉而再回復穩定。

(3) 沉澱掃曳

以金屬鹽類為例，如明礬或鐵鹽作為混凝劑時，當加入高劑量時會產生沉澱性金屬氫氧化物，然後藉由顆粒性金屬氫氧化物之沉降過程，將膠體自水體中去除稱為沉澱掃曳。當膠體濃度高時，由於膠體可作為沉澱核，因此所需混凝劑量較少，而在低膠體濃度時，因其能生成核心之粒子太少，故需靠較多的混凝劑量產生大量沉澱，

以使膠體顆粒沉降。因此適當之混凝劑量與膠體濃度成反比 (Packham, 1965)。

(4) 吸附及架橋作用

吸附及架橋作用乃藉由加入高分子聚合物(polymer) 作為混凝劑，

由於高分子聚合物在水中呈長鏈狀，一端吸附著膠體顆粒，另一段延伸並吸附其他膠體顆粒，因而聯結顆粒與顆粒使凝聚成更大體積膠羽，而易於在沉澱和過濾中去除之。

2-2-2 影響混凝效果之因素

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(1) 濁度

原水中濁度可區分為無機性和有機性顆粒，黏土或其他礦物顆粒為無機性顆粒，浮游性之生物則為有機性顆粒，粒徑顆粒約數 nm 至數 µm 之間。水中顆粒之表面電位和膠體之穩定性會隨水質不同而有所差異，因此混凝劑種類及所需之劑量亦須隨原水性質而有所調整。

(2) pH 值

pH 值對有機物混凝去除有很大的影響，且各種混凝劑皆有最佳 pH 之操作範圍，因水溶液中的酸鹼值會改變有機物的解離程度，及改變混凝劑水解產物分佈。當以金屬鹽類作為混凝劑，如氯化鐵、

硫酸鐵及明礬，會消耗水中鹼度，因此低鹼度之原水可能需要鹼的添加，而高鹼度可能需通過加入酸來降低，以達到有效的pH 範圍

（Jacangelo et al., 1995）。

(3) 粒子之存在

水中之粒子或顆粒，是混凝作用或形成膠羽之基本物質，因此水中有適當粒子存在，有助於膠羽之形成，而粒子比重增加時，其形成之膠羽更易於沉澱。因此濁度太低的原水因其粒子少，有時反較不易達到理想之混凝效果。

(4) 溫度

水溫降低會導致水的黏滯性上升，阻礙混凝劑之擴散，亦可影響水解動力學平衡，影響金屬氫氧化物的形成；且膠羽沉降速度減低，亦可能造成膠體密度較低，亦有研究顯示低溫降低混凝過程，

主要是反映於聚集率和速率常數之降低 (Xiaoa et al., 2009)。

(5) 混凝劑之種類及劑量

混凝劑之種類很多，如硫酸鋁、多元氯化鋁、硫酸鐵，各有其適合之pH 值及用途，如鋁鹽相比鐵鹽對於濁度有更好的去除效果，

而在NOM 去除則是鐵鹽優於鋁鹽( Matilainen et al., 2010 )。因此在 選用混凝劑時，會先根據水質及淨水廠之操作條件來評估，再以瓶杯試驗比較混凝效果並決定混凝劑種類及其最適宜加藥量。

(6) 有機物性質與濃度

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有機物的性質對混凝劑添加量有顯著的影響，對於高分子量 NOM 的水最佳混凝劑劑量是較低的，因為其去除有機物之機制主要為電荷中和，而若NOM 由低分子量或非腐植質所組成，則希望透過吸附到金屬氫氧化物表面上去除有機物，因此所需混凝劑量則較高(Matilainen et al., 2010)。

(7) 氧化劑

一般水廠會使用前消毒/氧化劑將原水中藻類細胞破壞並抑制其代謝繁殖，而預氧化會將有機物質從高分子量降解成低分子量，並會損壞藻類細胞，導致藻類細胞內有機物質釋放出來，導致水質惡化(Xie et al., 2016)，另黃文鑑(1997)將原水中的有機物分離加氯反應後發現，部分疏水性有機物會轉變成親水性有機物，而親水性有機物亦是混凝不易去除之物質。

2-2-3 混凝對有機物及濁度去除之效能

由Jarvis et al.,( 2004)之研究顯示混凝去除 NOM 之機制為電荷中 和(Charge neutralization)、吸附(Adsorption)、沉澱絆除(Entrapment) 及錯和(Complexation)，如圖 2-3。由於 NOM 之組成極為多變，因此隨著NOM 的型態不同，混凝去除機制亦會有所差異 (Sharp et al., 2006a; Jarvis et al., 2004)。混凝劑類型與劑量、pH、溫度、顆粒、

NOM 特性(大小、電荷、親疏水性)皆會影響混凝去除 NOM 和顆粒之能力(Sharp et al., 2006a; Duan and Gregory, 2003; Kim et al., 2006;

Qin et al., 2006 )。

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圖2-3 混凝去除 NOM 之可能機制(Jarvis et al., 2004)

硫酸鋁(明礬)為飲用水淨水程序中最廣泛使用之混凝劑，但使用明礬會導致飲用水中殘餘鋁之問題，可能會增加阿茲罕默症的風險 (Flaten., 2001 )，因此最近使用鐵鹽作為混凝劑變得更加普遍(Duan and Gregory, 2003)。由於鋁鹽及鐵鹽之混凝去除機制不同，因此對於濁度與有機物去除效能亦有所差異。

鄭如涵(2012)以明礬及氯化鐵為混凝劑對鳳山及路竹兩淨水廠之進流原水進行瓶杯試驗，結果顯示鳳山原水中所含NOM，是以生物源之大分子生物聚合物及小分子酸為主，而路竹原水則是以來自陸源之腐植質為主，而明礬對鳳山原水之NPDOC 有較高之去除率，

氯化鐵則對路竹原水之NPDOC 有較高之去除率，其歸因於明礬對

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生物聚合物有較佳之去除效能，而氯化鐵則對腐植質有良好之去除效能。

Zhao et al., (2011)配置含 10 mg/L 腐質酸之人工原水，將濁度控 制在15±0.2，DOC 控制於 4.3±0.5 mg/L，比較不同混凝劑之混凝效能，在濁度、DOC 和 UV254吸光度的去除皆有最適合之混凝劑及劑量，各混凝劑最佳劑量，硫酸鋁(2 mg/L as Al)；PACL(3 mg/L as Al)；氯化鐵(8 mg/L as Fe)；PFS(10 mg/L as Fe)，於濁度去除為硫酸鋁有最佳去除效能，但在DOC 去除效能則是為氯化鐵及 PFS 有較佳之去除效能，即鐵鹽與鋁鹽相比，鐵鹽對於DOC 有良好之去除效能。

一般混凝之條件主要是去除引起濁度之膠體物(colloid)為主，而為了去除有機物，則須通過控制pH 及較高混凝劑量，才有良好效果。

Chow et al., (2009)以四種不同原水，將 pH 控制於 5~7，明礬劑量為 20-120 mg/L，結果顯示當 pH 為 5 及 6，對於 DOC 有良好的去除，

並且DOC 含量隨明礬劑量增加而減少，另 Uyak and Toroz (2007)以 Terkos、Buyucekmece 與 Omerli 之湖水，進行瓶杯試驗，將 pH 控制於5~6，氯化鐵及明礬劑量控制於 80 mg/L，結果顯示以氯化鐵為混凝劑，當pH 為 5.25 時，對三種湖水之 DOC 有最佳去除效能，而以明礬為混凝劑，pH 為 5.5 時，對 Terkos 及 Buyucekmece 湖水之 DOC 有較好去除效能，而pH 在 5.25 時則是對 Omerli 之湖水 DOC 有較好去除效能。

2-3 吸附模式 2-3-1 吸附型態

吸附(Adsorption)是指在固相-氣相、固相-液相、固相-固相、液相-氣相等體系中，某個相的物質密度或溶於該相的溶質濃度在界面上發生改變的現象。被吸附之物質稱為吸附質，而具有吸附作用的物質稱為吸附劑。根據吸附質和吸附劑之間吸附力的不同，可分為物理吸附(Physical adsorption)及化學吸附(Chemical adsorption)。

1. 物理吸附

物理吸附主要是以吸附劑分子與吸附質分子間的凡德瓦爾力為作用力，當吸附質與吸附劑接近時，因其分子帶有之電子擾動產生

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偶極矩(Dipole moment)，吸附質會與吸附劑接觸而附著在固體表面，

而此吸附過程中物質不會有所改變。物理吸附吸附熱小於 10 kcal/mol 且其吸附無專一性(nonspecific)，被吸附的分子並不固定在一特定位置，而是會在界面範圍內自由移動，形成多層吸附，提高吸附容量。物理吸附中分子間結合力較弱，因此只要外部施加能量，

吸附質很容易脫離吸附劑，此現象稱為脫附現象。

2. 化學吸附

化學吸附為被吸附分子與吸附劑之化學反應所導致，因其之間的親和力而產生分子軌域的重疊作用而形成化學鍵結(Chemical Bonds)，吸附的強弱取決於兩種分子之間化學鍵力的大小，當形成共價鍵時為弱化學性吸附；形成離子鍵則為強化學性吸附。化學吸附過程是屬放熱反應，因此其吸附熱很大(大於 10 kcal/mol)，且屬於不可逆反應。物理吸附與化學吸附的差異如表2-3。

表2-3物理吸附及化學吸附之差異性(王乃毅 2016)

物理吸附化學吸附

吸附層常為單分子吸附多分子吸附層

吸附熱低於10 kcal/mol 10~100 kcal/mol

達平衡速度達到平衡快達到平衡慢

溫度低溫產生改變低溫到高溫產生改變

吸附量低溫時較高高溫時較高

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(隨溫度越高而降低) (隨溫度越高而增加)

2-3-2 等溫吸附模式

恆溫吸附模式係指於固定溫度下吸附量與壓力或濃度之關係式，

因吸附劑不同，吸附行為亦會有所影響，而這些影響能從等溫吸附曲線的型態加以辨別，能描述及解釋以下訊息：(1)吸附質之特性；

(2)以平衡吸附量來推估吸附劑之用量；(3)改變吸附質之濃度以獲得相對應之吸附量，可探討吸附質濃度對吸附效能之影響。Langmuir Isotherm、Freundlich Isotherm、BET Isotherm 等皆為描述等溫平衡常見之方程式。

1. Langmuir Isotherm

Langmuir 提出等溫吸附理論，係假設價電點位於吸附劑表面，

且每一位置可吸附一個分子，亦即單層吸附，此外並假設所有吸附位置，對被吸附分子具有相等之親和力，且一個位置上被吸附分子之存在，並不會影響其餘位置之吸附效應，即吸附物質分子間彼此沒有交互作用。Langmuir 方程式表示如下：

x

m= abC 1+aC

x = 被吸附物質之量(mg 或 g) m = 吸附劑重量(mg 或 g)

C = 吸附後溶液中剩餘物質之平衡濃度(mg/L) a 及 b = 常數

將原方程式上下顛倒後，將1/(x/m) 為 y 軸，1/C 為 x 軸，求出迴歸方程式，並以斜率1/ab 與截距 1/b 推出 a、b 兩常數(如圖 2-4)。

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圖2- 4 Langmuir 方程式圖示

2. Freundlich Isotherm

為一經驗公式，常用以描述非均質系統吸附程式，其基本假設為吸附劑表面具有各種不同吸附位置，在每一位置上吸附，均依循 Langmuir Isotherm。Freundlich 方程式如下：

x m=K C

1 n

x = 被吸附溶質之量(mg 或 g) m = 吸附劑重量(mg 或 g)

C = 吸附後溶液中剩餘溶質濃度(mg/L) K 及 n = 常數

將原方程式同取對數後，將log x/m 為 y 軸，log C 為 x 軸，求出迴歸方程式，並以斜率1/n 與截距 log K 推出 n、K 兩常數。由實驗結果求出之n 值大小，可判斷是否有利於吸附，其中 n 小於 1，不利吸附；n 等於 1，直線吸附：n 大於 1，有利吸附。

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圖2-5 Freundlich 吸附曲線

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第三章研究架構、材料及分析方法

3-1 研究流程之規劃

本研究之架構，如圖3-1 所示，主要分三個階段進行，第一階段決定研究議題、採樣地點及分析參數；第二階段針對選定水廠進行有機物參數之比較，同時調查現廠操作參數如混凝劑量及單元規格，量測參數包括螢光激發發射光譜、紫外光吸收、分子量大小、 NPDOC、濁度，界達電位與顆粒粒徑之分析，藉以瞭解各水廠混凝程序對有機物移除之差異，第三階段則是進行實廠原水之混凝等溫吸附試驗，並探討NPDOC 及光譜強度吸附模式之差異。

3.2 淨水廠處理流程及規格

對於水廠之選擇，本研究選取南部三個淨水廠，包括澄清湖、

拷潭及牡丹淨水廠，在澄清湖及拷潭淨水場之水原主要直接取自高屏溪攔河堰之地表水源，但澄清湖淨水廠則是取自高屏溪攔河堰之地表水源，仍需在澄清湖停留，再以取水幫浦抽至淨水廠，牡丹淨水廠水源為四重溪上游。各水廠處理單元整理如表3-1。

表3-1各水廠處理流程

淨水廠處理流程

澄清湖(CCL) 高屏溪攔河堰→澄清湖原水→原水抽水站→前臭氧接觸槽→快混池→膠凝與沉澱池→快濾池→後臭氧接觸槽→生物活性碳濾床→清水

拷潭(KT) 高屏溪攔河堰→水躍池→膠沉池→混合池→快濾池

→UF 設備→LPRO 設備→UF/LPOR 產水池→清水牡丹(MT) 牡丹水庫取排水→取水站→分水井→前加氯→膠羽

池→沉澱池→快濾池→清水

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圖3-1研究架構圖

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3-2-1 澄清湖(CCL)淨水廠

澄清湖隷屬高雄縣鳥松鄉，位於高雄市東北方 6 公里，北緯 22° 39’40”，東經 120° 20’35”，原名大俾，其標高 20 m，湖東西向 1500 m，南北長 1700 m，平均水深 3-4 m，湖面 103 公頃，集水面積2.88 平方公里。夢裡、九曲堂及大樹攔河堰從高屏溪上游擷取原水到澄清湖，並且是供應大高雄地區的用水來源。澄清湖的蓄水量 (3 百萬噸)，約為澄清湖淨水廠七天的處理量。本廠目前之設計淨水量 450,000 CMD，最大淨水量可達 540,000 CMD。本研究採取水樣為該廠之原水以及膠凝與沉澱池出水，各單元設計之規格見表 3- 2。

表3-2澄清湖淨水廠各單元之設計規格

淨水處理單元單元設計說明

前臭氧接觸池

‧平均日設計出水量：452,000 CMD

‧6 池，17.2 (m) × 3.9 (m) × 8.9 (m)

‧平均日接觸時間：6 min

快混池

‧2 池，5.0 (m) × 5.0 (m) × 5.09 (m)

‧水躍式攪拌

‧設計接觸時間：40 sec

‧設計 G 值：250 sec^-1

膠沉池

‧脈動式沉澱池

‧3 池，36(m) × 21.1(m) × 5.7(m)

‧平均日停留時間：79 min

‧GT 值：21,500

‧沉降速度：6 (m/hr)

3-2-2 拷潭(KT)淨水廠

鳳山淨水場之原水來源主要有二處，一為民生用水水源：由高屏溪攔河堰抽水站抽取高屏溪水經昭明加壓站加壓送至本廠一期淨水場，二為工業用水水源：由港西抽水站抽取東港溪水，以二條

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φ1,750 輸水幹管，送至本廠鳳山水庫，再由水庫抽水站抽水送至二期淨水場。該廠水處理流程見表3-1，各單元設計之規格見表 3-3。

表3-3拷潭淨水廠民生淨水各單元設計規格

分水井&氣曝塔

‧分水井：尺寸：6.9m×5.1m×9.15m(SWD)。

停留時間：4.5min。

‧氣曝塔：尺寸：二層滴水盤式 X4，上層：

3.9m×17.1m ，下層： 7.5m×20.4m 。氣曝率：580CMD/M²。

水躍池&膠凝沉澱池

‧水躍池：尺寸：2@2.5mx9.0m；

69,040CMD。

‧膠凝沉澱池：尺寸：

3@27.5m×27.5m×5.5m(SWD)；容量：

3@3780M3。

‧水躍池：處理量：180000CMD；38 sec。

‧膠凝沉澱池：處理量：3@60000CMD；停留時間：1.51 hr，表面積負荷：

79.34CMD/M²。

嗣奉省府指示，民國63 年合併為台灣自來水公司改制為拷潭給水廠，直至82 年初進行施工並配合水公司工業與民生用水分離政策，

已於84 年 5 月擴建完成，增加六池快濾池及清水池一座、膠凝沉澱池三套、脫水設備一座等，增加出水量為 100,000 CMD，連同原有出水量 152,000 CMD，合計 252,000 立方公尺；於民國 96 年完成高級淨水處理設備工程，其設計出水量為 225,000 CMD，最大出水量為 270,000 CMD，此設備大幅改善飲用水品質，及進一步提升自來水之口感、味覺及硬度等適飲性品質，以供應大高雄大寮、林園、

鳳山、小港等地區民生用水 (拷潭及翁公園高級淨水廠, 2007)。

3-2-4 牡丹(MT)淨水廠

牡丹淨水廠隸屬於台灣自來水公司第七區管理處，座落於屏東縣牡丹鄉石門村，水源取自牡丹水庫，平均日出水量為 73,000 CMD，分別供應恆春系統 30,000 CMD 滿州系統 2,000 CMD 東港系統 43,000 CMD，供水範圍含牡丹、恆春、州、車城、楓港、枋満

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山、獅子、春日、枋寮、新埤、崁頂、南州、佳冬、林邊、東港、

新園、及小琉球等十七鄉鎮、管線長度達 149 公里。水源主要為四重溪上游，且四重溪上游污染濃度尚低，將來水庫優養化會較慢；

氨氮、鐵錳含量較少，無須做特殊處理，故淨水場以一般傳統淨水處理。該廠處理流程分述如表3-1 詳細規格如表 3-4。

表3-4牡丹淨水廠各單元設計規格

快混池兩池，2.0m × 2.0m × 5.8m 停留時間：55 sec 膠羽池 6 池，8.4m × 8.4m × 5.5m

停留時間47 min 3.3瓶杯試驗及實驗材料

3-3-1 瓶杯試驗

以瓶杯試驗機(JT-6S,STUART, Britain) 配合壓克力水箱，利用精密低溫循環水槽組(LC-10, HIPOINT, Taiwan)控制不同溫度，進行混凝試驗，以燒杯裝1 L 之天然原水，依不同劑量加入混凝劑後，

快混100 rpm、3 分鐘，慢混 35 rpm、15 分鐘，靜置沉澱 30 分鐘，

最後在液面下3 - 5 公分，使用移液吸管取出樣本，進行各項參數設定。

3-3-2 鋁離子之配置

利用J.T. Baker 公司出產硫酸鋁(Al2(SO4)3．18H2O)，配製 100 mg/L Al³⁺ 高濃度之儲備溶液，再行稀釋實驗所需之工作溶液。

3.4實驗參數分析 3-4-1 濁度

利用濁度計(TN-100, Eutech Instruments, Turbidimeter )，並依照 NIEA W219.52C 公告測定。

(36)

3-4-2 粒徑分析及表面電位測定

本研究利用界達電位分析儀(Zetasizer NanoZ, Malvern, U.K.)是以PCS (Photon correlation spectroscopy)法進行偵測溶液或懸浮液中顆粒之擴散速率，利用兩束雷射光束交叉於量測管內之靜止層 (Stationary layer)，使其產生干涉條紋(Interference fringe)。樣品粒子在干涉條紋中移動時所產生之散射光，經由 PM (Photo-multiplier)管收集後，以其強弱及變化速率，準確偵測出粒子之電泳速度，再計算出其界達電位值，本設備可量測之電位大小屬於沒有限制，即可測定之。界達電位其偵測原理為在充滿待測水樣之量測管兩側施以適當之電壓，利用電場之作用，樣品中粒子向其相反極性之方向移動，產生電泳速度(Electrophoretic Mobility)。所偵測出之電泳速度，

再以 Henry function 換算成界達電位。其算式如下：

μ_E=2 εzf (ka) 3 η

Z：界達電位

μE：電泳速度 (Electrophoretic Mobility) η：黏滯係數 (Viscosity)

f(ka)：Henry function 亨利函數 ε：電解常數 (Dielectric Constant)

顆粒粒徑亦使用界達電位分析儀(Zetasizer NanoZ, Malvern, U.K.)是以 PCS (Photon correlation spectroscopy)進行顆粒粒徑之量測在偵測懸浮液中顆粒之擴散速率，利用兩束雷射光束交叉於量測管內之靜止層(Stationary layer)，接收到偏離原行進方向的雷射光，當粒子較小時，雷射光偏離的角度就會較小，反之，粒子較大時，就會產生較大的偏離角度，再透過算式計算成粒徑大小，即可測定之粒徑大小範圍0.3 nm ~ 10 µm。其算式如下：

d_h= K_BT 3 π η₀D

dh (nm)：水力直徑

(37)

Kb(J/K)：a constant of Boltzmann 波茲曼常數 T(K)：溫度

η0 (CP)：樣品黏度 D(m²/s)：擴散係數

3-4-3 非揮發性溶解性有機碳(non-purgable dissolved organic carbon, NPDOC)

將所得樣本經 0.22 μm 之濾膜(cellulose acetate, MFS, USA )過濾後利用總有機碳分析儀(Lotix, Teledyne Tekmar, U.S.A)進行 NPDOC 分析。樣本藉由注入口注入，經儀器自動以 21%之磷酸 (H3PO4, Merck, Germany) 取 0.2 mL 酸化至 pH < 2 後，氮提後之樣本進入高溫680℃燃燒法，並將樣品氧化成 CO2，經由非色散紅外線偵測器 (NDIR)可精準測量其訊號值，配合使用 KHP 標準液製備之檢量線，

換算NPDOC，其單位為 mg-C/L；載氣流速在 200 mL/min，氣體為超高純度之氧氣。

3-4-4 紫外光-可見光吸收光譜

測定 UV-vis 時，將紫外光及可見光譜儀（ U-2900, Hitachi, Japan）之波長範圍設定於 200-600 nm，測定前使用實驗室之超純水置於一公分之石英比色管中，並置入樣品槽，進行儀器歸零校正之步驟，隨後取約八分滿之水樣於一公分之石英比色管中，將其置入樣品槽內，進行樣本分析，紫外光及可見光譜儀之操作條件如表 3- 5。

表3-5紫外光及可見光譜儀參數設定值 Parameter Value

Measurement type Wavelength scan

Data mode Abs

Start Wavelength 600 nm End Wavelength 200 nm Slit Width 1.5 nm

(38)

Scan speed 400 nm/min 3-4-5 螢光激發發射光譜 EEFM

本研究以螢光光譜儀 (F-4500, Hitachi, Japan)對水廠之原水及混凝單元出水之水樣進行螢光分析，在進行水樣之螢光分析時，設定激發發射波長之全譜3-D 掃描，使用前將超純水置於一公分之石英比色管中（四面透明），並置入樣品槽掃描，作為空白 3-D 掃描，

隨後約取八分滿之水樣於一公分之石英比色管（四面透明）中，進行樣本3-D 掃描，掃描後利用螢光圖譜分析軟體本身的功能，將水樣圖譜與空白圖譜相減後，即可得到樣本真實之螢光圖譜。該設備光源採用氙燈作為光源，功率為 150 W，偵測器採用光電倍增管，

其功能除了傳統單一波長掃描外，並具有三度位向測量 EEFM (excitation emission fluorescence matrix) 之功能，藉此功能可將激發及發射波長分別繪製於 X 及 Y 軸上，並將螢光強度顯示於 Z 軸，

依光柵寬度設定，產生數百至數千筆之數據資料，儀器附屬分析 FL Solutions 軟體進行 3-D 圖譜之繪製，爾後將其數據輸出轉成 EXCEL.CSV 檔，原本 Excel.csv 矩陣型之數據，經轉檔後變為直列型式數據並匯入 SURFER 後可繪製出與 FL Solutions 軟體相同之圖譜，最後利用 SURFER 軟體將螢光圖譜呈現出來，但使用 FL Solutions 軟體作為 EX/EM (Excitation/ Emission) 判讀效率較佳，故繪圖與圖譜之判讀為分開作業之方式。本實驗利用螢光激發發射光譜儀測定螢光光譜之操作條件，整理如表3-6。

表3-6螢光光譜儀(F-4500, Hitachi Japan)之全譜掃描操作條件 Parameter Value

Measurement type 3-D scan Data mode Fluorescence EX Start – End WL 200 - 400 nm EM Start – End WL 250 - 550 nm EX & EM Slit 10 nm

Scan speed 2400 nm/min PMT Voltage 700 V

(39)

3-4-6 分子量分析

本研究修正(Her et al., 2004)之文獻，利用高效能液相層析儀 HPLC (L-7455, Hitachi, Japan)配合 DAD 偵檢器(Diode array detector) 進行分子量之測定。移動相(Mobile phase)為 2.4 mM NaH2PO4、1.6 mM Na2HPO4 及 25 mM Na2SO4混合成 pH 6.8 離子強度 100 mM 之磷酸緩衝液，流速為 0.5 mL/min 。水樣以 0.45 μm 之濾膜(Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., USA)過濾非水溶性物質後隨即分析。分析管柱安裝於外部尺寸(W×D×H)：185 ×108 × 490 mm，烘箱尺寸：45 × 26 × 330 mm 恆溫箱(CH-900, ChromTech, Taiwan)內，固定溫度30℃，溫度穩定性±0.3℃，避免移動相因溫差所產生之氣泡干擾。DAD 偵檢器偵測波長設定為 210 及 254 nm，分析管柱為 TSK HW-55S(Tosoh, USA)，內徑、長度分別為 7.8 mm 及 300 mm，內部填物為hydroxylated methacrylic polymer，粒徑及平均孔徑大小為 20

－40 μm 與 125 Å，pH 穩定範圍為 2-13。為了得知樣本分子量分佈，

以一系列已知分子量且分佈狹窄之高分子聚合物作為標準品 (polyethylene glycol, PEG, Sigma, USA)作為標準品，分子量大小為 410,000、150,000、50,000、25,000、5,000、1000Da，將標準品以移動相稀釋成適當濃度後，以500 μL 平頭微量注射針(Gasstight, USA) 抽取並注入體積為500 μL 之 Sample loop，由各標準品之 SEC 圖譜可得其停留時間與分子量之線性關係式。

(40)

第四章結果與討論

4-1 實廠原水前氧化後接混凝對顆粒特性及有機物之去除

採樣時間於2016 年 3 月 2 及 3 日；6 月 23 及 24 日；11 月 13 日與12 月 9 日，以及 2017 年 3 月 1 日；5 月 5 日，採取三廠之原水及混沉池之出水進行研究分析，水廠採樣當日混凝劑添加量、前氧化劑及平均溫度，其中CCL 採臭氧，KT 及 MT 採加氯處理，相關數據整理如表4-1。

表4-1不同採樣時間水廠鋁混凝劑量、前氧化劑量及平均溫度

日期日平均溫度(℃) Al³⁺劑量(mg/L) 前氧化劑量(mg/L)

CCL KT MT CCL KT MT CCL KT MT

2016 年 3 月 21.0 21.0 20.6 0.58 0.84 0.38 0.61 3.2 2.4

2016 年 6 月 30.6 30.6 30.6 0.71 0.93 1.47 0.6 3.6 3.9

2016 年 11 月 25.6 25.6 25.3 0.71 0.80 2.91 0.49 5.3 2.4

2016 年 12 月 18.7 18.7 20.5 0.53 0.47 0.41 0.2 2.5 1.7

2017 年 3 月 21.3 21.3 22.0 0.53 1.09 0 0.25 3.1 2.4

2017 年 5 月 29.0 29.0 28.9 0.60 0.55 0.13 0.5 2.5 2.2

4-1-1 濁度、顆粒粒徑及表面電位

圖 4-1 為 2016 年 3 月至 12 月份與 2017 年 3 月及 5 月份， CCL、KT 及 MT 淨水廠混凝沉澱單元進出水之濁度變化。圖 4-1(A) 顯示 CCL 原水濁度六次採樣值分別為 3.05、6.02、8.13、8.39、12.95、10.0 NTU，經過混凝沉澱後，降至 0.28、2.28、1.8、1.98、2.28、1.45 NTU，去除率以 2016 年 3 月的 91%最高，其次為 2017 年 5 月 86%；2017 年 3 月 82%，2016 年 11 月78%與 12 月 76%，最低為 2016 年 6 月的 62%。圖 4-1(B)顯示 KT 原水濁度六次採樣值為 134.0、20.71、187.7、75.37、64.0、111.0 NTU，經混凝沉澱後，分別為 8.34、6.46、6.8、12.58、12.03、6.05 NTU，去除率以 2016 年 3 月及 11 月 96%為最高：其次為 2017 年 5 月的95%；2016 年 12 月的 83%與 2017 年 3 月的 81%，最低為 2016 年6 月，去除率為 69%。

(41)

圖4-1 2016 與 2017 年不同月份(A) CCL (B) KT (C) MT 混凝沉澱單元進出水之濁度變化

(42)

圖 4-1(C) 顯示 MT 原水濁度六次採樣值為 4.0、16.11、16.7、1.93、2.51、4.46 NTU，經混凝沉澱後，其值分別為5.11、6.87、7.56、10.34、2.69、4.35 NTU，於 2016 年 3 月及 12 月份與 2017 年 3 月份，出水之濁度值不減反增，分別增加 28%、436%及 7.2%，2016 年 6 月及 11 月以及 2017 年 5 月之去除率分別為55%、57%及 2.7%，於 2016 年 3 月及 12 月 MT 混凝劑添加量為0.38 及 0.41 mg Al³⁺/L，明顯低於 2016 年 6 月及 11 月之混凝劑量的1.47 及 2.91 mg Al³⁺/L，另 3 月及 12 月當日平均溫度低於 6 月及 11 月，故水的黏滯性及混凝劑量之添加不足，均可能影響混凝去除濁度的效果；2017 年 3 月無添加混凝劑量，故對於濁度去除效果不佳。另比較三水廠之混凝單元對濁度之去除，CCL 與 KT 之操作效能明顯優於MT 淨水廠，顯然 CCL 與 KT 在前氧化劑控制及沉澱池之設計與操作優於MT。至於 MT 淨水廠在 2016 年 3 月及 12 與 2017 年3 月之出水濁度不減反增，除混凝劑量不足、低溫與單元操作之設計不良外，另前加氯改變有機物性質至親水性，均是可能之原因。

三水廠混凝沉降單元進出水中顆粒粒徑變化結果，繪製於圖4- 2。圖 4-2(A)顯示 CCL 混凝沉降池進水於 2016 年 3、6、11 與 12 月，

2017 年 3 月及 5 月原水之顆粒之平均粒徑分別為 2,314 、 1,778 、 6,690 、 1,795 、 6,690 、 1,456 nm ；出水為 1,852、550.6、1,640、3,775、5,896、1,292 nm，明顯看出 2016 年 12 月，出水之顆粒平均徑明顯高於進流水，此月份之水溫最低，18.7

oC，前臭氧劑量亦最低，0.2 mg-O3/L，Xiaoa et al.(2009)之研究顯示低溫會降低混凝過程的顆粒聚集率和速率常數之降低，另低臭氧劑量，改變水中有機物性或改變膠體表面之電位，亦可能導致 12 月之顆粒沉降性不佳，[再找文獻..驗証自己的說法]。

圖4-2(B)顯示 KT 混凝沉降池進水於 2016 年 3、6、11 與 12 月，

2017 年 3 月及 5 月原水之顆粒平均粒徑分別為 9,578 、 6,788 、 1,300 、 7,547 、 9,483 、 1,917 nm ；出水為 12,950、819、6,218、821、1,408、1,869 nm，除 2016 年 3 月及 11 月，出水明顯較進流水高出甚多，前加氯量分別為 3.2 及 5.3 mg- Cl2/L，水溫分別為 21^oC 及 25.6^oC，混凝劑相近(0.84 mg-Al³⁺/L vs 0.80 mg-Al³⁺/L)，似乎高前加氯量亦會造成對混凝沉降上澄液之顆粒

粒徑之增加(前面那段若有文獻支持..本段就 OK)。

圖4-2(C)為 2016 年 3、6、9、11 與 2017 年 3、5 月，MT 混沉池進出水顆粒平均粒徑變化，其中原水之值分別為

(43)

1,032、1,043、410、965、1350、904 nm，除 2017 年 3 月出水平均粒徑降至1,153 nm，於 2016 年 3、6、9、11 及 2017 年 5 月出水則皆增加為1,579、7,122、10,750、1,923 及 982 nm，其中 2016 年 6 月及11 月添加之混凝劑量，分別為 1.47 及 2.91 mg-Al³⁺/L，高於其它月份，前加氯量為3.9 mg-Cl2/L 及 2.4 mg-Cl2/L，高於其它月份，雖對濁度去除效果優於其它月份(圖 4-1)，但出水濁度值仍高於 5 NTU，及出水顆粒平均粒徑高於 6,000-11,000 nm 粒徑，高於其它月份，顆粒粒徑之沉降性不佳，顯然混凝劑量之添加及其它水質參數，

包括水中有機物的性質或氧化劑改變水中與膠體表面有機物性質，均可能影響此結果。

另混凝沉降池進出水中膠體表面之界達電位結果繪製於圖4-3。

圖4-3 顯示三水廠混沉池進出水皆屬負電位，其中 CCL 及 KT 淨水廠(圖 4-3(A)與圖 4-3(B))，添加混凝劑量出水之膠體表面電位對值絶減少，意謂明礬混凝劑量產生的多元鋁之正電性物質與帶負電性的膠體粒子結合所致。至於MT 淨水廠(圖 4-3(C))混凝沉降池 2016 年 3、6、11、12 月與 2017 年 3、5 月，進流水膠體顆粒電位值分別為- 18.3、-20.2、-20.9、-12.4、-15.4、-15.3 mV，出水為-21.8、-14.7、- 18.5、-17.4、-22.2、-21.3 mV，除 2016 年 6 月與 11 月水中膠體表面電位對值減少外絶，，其餘月份出水之膠體表面之電位對值絶，不減反增，，可能與前加氯轉換有機物為親水性，並透過官能基與顆粒表面結合以及水中生物性的藻體，如藍綠藻，經氧化劑破壞，除釋放有機物外(見圖 4-4 C)，另產生更負的顆粒碎片，導致當月濁度值不減反增(圖 4-1 C)[有無文獻..說明此現象…你前面文獻要能引入此部份..才是好文獻]。

(44)

圖4-2 2016 年與

2017 年不同月

份

(A)CCL(B)KT(C)MT 混凝沉澱單元進出水之膠體平均粒徑變化

(45)

圖4-3 2016 年與

2017 年不同月份

(A)CCL(B)KT(C)MT 混凝沉澱單元進出水中膠體之表面電位變化

(46)

4-1-2 有機物參數

4-1-2-1 NPDOC 與 SUVA 值

圖4-4 為 2016 年 3 月至 12 月與 2017 年 3 月至 5 月，CCL、KT 與 MT 混凝沉澱單元進出水中 NPDOC 值之變化。圖 4-4(A)顯示 CCL 混凝沉降池進水於 2016 年 3、6、11、12 月至 2017 年 3 月、5 月的 NPDOC 值分別為 0.62、1.39、0.65、1.33、1.51 與 1.64 mg- C/L，出水分別為 0.28、1.05、0.55、1.15、1.09 與 1.06 mg-C/L，去除率分別為56%、24%、16%、14%、28%、36%，以 2016 年 3 月去除效果最佳，且此月份之濁度去除效率最佳。

整體而言，NPDOC 之去除與濁度之去除呈現一致之趨勢，但最佳的去除並未發生在明礬最大的添加量，甚至在最低的明礬添加量 (2017 年 3 月 ) 0.53 mg-Al³⁺/L ，濁度及 NPDOC 去除亦有 82% 及 28%，此時臭氧添加量在所有添加量之低處 0.25 mg-O3/L，王敏等人 (2009)研究顯示適當劑量之預氧化可以促進水體有機物降解，從而提高混凝的去除效果，且過高或過低的臭氧劑量都無法提高混凝效果，

此意謂在控制前臭量，可優化水中有機物及濁度之去除。比較2016 年 4 次混凝劑量， 3 月份所添加的劑量較低，卻有高效率去除 NPDOC 及濁度的能力，應與此月份原水中之 NPDOC 及濁度在 6 次採樣結果最低相關；另有機物量相近的6 月及 12 月(1.39 及 1.33 mg- C/L)，12 月濁度值 8.39 NTU 高於 6 月的 6.02 NTU，6 月混凝劑量 0.71 mg-Al³⁺高於12 月的 0.53 mg-Al³⁺，但12 月濁度去除率 76%高於 6 月的 62%，6 月的 NPDOC 去除率 24%高於 12 月的 14%，混凝對 NPDOC 及濁度去除差異性，前臭氧所扮演的角色是值得探究的課題。

圖4-4(B)顯示 KT 混凝沉降池進水於 2016 年 3、6、11、12 及 2017 年 3、5 月 NPDOC 值為 0.22、1.28、0.80、1.12、1.45、1.27 mg-C/L ，出水為 0.22、1.37、0.78、1.30、1.0、1.42 mg-C/L ，除 2016 年 11 月及 2017 年 3 月去除率分別為 2%及 31%，其餘月份皆呈現增加情形，其中以 2016 年 12 月升高 16%為最多，此次水溫、混凝劑量及前加氯量分別為18.7^oC、0.47 mg-Al³⁺/L 與 2.5 mg-Cl2/L，恰為所有月份之最低點，其次為2017 年 5 月 12%，水溫、混凝劑量及前加氯量分別為 29^oC、0.55 mg-Al³⁺/L 與 2.5 mg-Cl2/L；2016 年 3 月及6 月，分別增加 2%與 7%，此兩次混凝劑量分別 0.84 與 0.93 mg- Al³⁺/L，前加氯量分別 3.2 與 3.6mg-Cl2/L，有機物去除率減少可能為加氯使水中細菌與藻類失去活性、破裂時，會將胞內有機質釋放出

(47)

使得NPDOC 值上升(王根樹,2001)，並需要更充足的混凝劑量才可有效去除NPDOC，因為濁度與有機物是同時要競爭混凝劑量，而 2016 年 3 月及 6 月，濁度之去除較 2017 年 5 月及 2016 年 12 月為佳，

更說明前面的論述的正確性。

圖4-4(C)為 MT 混凝沉降池進出水 NPDOC 值變化，其中進水之值分別為0.50、1.37、0.83、1.33、1.71、1.69 mg-C/L，出水除 2016 年11 月與 2017 年 3 月降低為 0.72 與 1.51 mg-C/L，去除率為 14%及 12%，在水溫、混凝劑量及前加氯量，前者分別為 25.6^oC、2.91 mg- Al³⁺/L 與 2.4 mg-Cl2/L ，後者則是 22^oC 、 0 mg-Al³⁺/L 與 2.4 mg- Cl2/L，在低混凝劑量下，2017 年 3 月對 NPDOC 仍有去除，但同時間對濁度無去除效能，而 2016 年 11 月份，混凝劑量雖遠高於 2016 年3 月，但大部分的混凝劑被消耗去除濁度(57%)，故其對 NPDOC 去除有效量大幅減少，故造成此有趣的現象，但混凝劑與濁度及有機物反應的先後順序，在此結果顯然不同，此部分仍需再進行相關實驗進行確認。其餘月份則增加為0.62、1.41、1.38 與 1.76 mg-C/L

，以2016 年 3 月份升高 23%為最多，在水溫、混凝劑量及前加氯量，

前者分別為20^oC、0.38 mg-Al³⁺/L 與 2.4 mg-Cl2/L，此表示高氧化劑量導致顆粒性有機體之溶解性有機物釋出，Peterson et al.(1995)亦証實氯將水中藻體破壞釋出有機物或其它生物性膠體釋出有機物，低混凝劑量在濁度去除消耗混凝劑量下，無法有效去除NPDOC 所致。

2016 年 6 月及 12 月與 2017 年 5 月皆升高 3 至 4%，亦是與前相說明相同。整體而言，三水廠對 NPDOC 移除效能， CCL 明顯優於 KT、MT。

(48)

圖4-4 2016 年與2017 年不同月份

(A)CCL(B)MT 混凝沉澱單元進出水之 NPDOC 變化

將各樣本所測得之UV254(cm^-1)值除以 DOC (mg/L)，再乘以 100 即得SUVA(L/mg-m)值，大於 4，屬大分子之疏水性腐植質；2-4 疏

大仁科技大學環境管理研究所