目 錄

摘 要

近二十年來生物濾床廢氣處理技術已逐漸被開發，並運用於處理 工 業 廢 氣 所 含 的 惡 臭 物 質 及 揮 發 性 有 機 物 （ volatile organic compounds， VOCs）。影響生物濾床表現的因素有很多，而乾燥現象 卻是影響濾床操作的最重要因素之一，濾床內的水分會因進流氣體的 濕度、溫度或進流速度的不同，而有不同的乾燥速率，本研究的目的 是要彙整所有影響濾料水分變化的重要因素，建立一套生物濾床水分 乾燥的模式。換言之，希望藉由一個簡單且容易推導的理論，結合微 生物的生長、質量傳輸現象及溫度的變化，以電腦模擬的方式來輔助 驗證濾料中水分移動的機制。為了獲得水分乾燥模式的電腦模擬解，

在數學的求解過程中必須依照其困難度分為三階段來進行。首先針對 污染物於生物濾床的穩態代謝現象進行電腦模擬，希望能藉由電腦求 得已降解污染物的量而得知生物濾床系統因微生物分解污染物所獲 得的熱能。其次，必須進行動態代謝現象的電腦模擬，其原因是水分 乾燥的過程中，微生物的活性將會大幅受到影響，其對污染物的降解 能力也會隨時間而變化，在數學的求解過程中也較為困難。最後，有 了以上的基礎才可能針對水分的乾燥現象與微生物的代謝現象進行 電腦模擬數值上求解。模擬結果，在與文獻中實驗數據相比較，都能 準確的預測出去除率，對於使用不同濾料的所模擬出之去除率也與文 獻相符，且模式的感度，在低濃度範圍內也有很好的靈敏度。

謝 誌

承蒙恩師 黃思蓴 副教授及詹武忠 教授長久以來不辭辛勞在學 業與待人處事上的殷切指導與諄諄教導及生活上的照顧，使學生得以 克服重重困難完成研究，學生將終身銘記於心，在此致上最高之敬意 與謝枕。

在研究期間，蒙同學啟嵩及清華大學化工系俊益的鼎力協助，學 弟亦杰、宜含、昱璋、康洪及學妹宜君、美琪的熱情幫忙與關切，好 友靖婷、宜芳的長期支持與鼓勵，和最親愛的父母及家人的照顧、關 心與支持，使研究工作得以順利完成；在口試期間，又蒙顏有利 老 師、徐增興 老師及吳建一 老師的多方不吝指正，並提供學生寶貴意 見，在此一併感謝。

最後，僅以此文獻給最敬愛的父母親、家人及所有關心我的好友 們，由衷地感謝大家的協助與關懷，願將我的喜悅與榮耀與你們分享。

謹誌於 中華大學土木工程學系 中華民國九十二年七月

目 錄

摘 要 ...i

謝 誌 ... ii

目 錄 ... iii

圖目錄...v

表目錄... vii

第一章 緒論...1

1.1 前言...1

1.2 研究動機 ...1

1.3 研究方法 ...2

第二章 文獻回顧 ...3

2.1 乙酸乙酯（Ethyl acetate ，CH

₃

COOC

₂

H

₅

） ...3

2.1.1 乙酸乙酯的物性及化性...3

2.1.2 乙酸乙酯廢氣的來源 ...5

2.1.3 VOCs 廢氣的處理方法...5

2.2 生物濾床的研究 ... 11

2.2.1 微生物... 14

2.2.2 濾料 ... 14

2.2.3 操作因子... 15

2.3 生物濾床的動力模式... 18

2.3.1 微生物生長動力... 19

2.3.2 穩態生物濾床模式... 23

2.3.3 動態生物濾床模式... 31

2.4 生物濾床濾料水分乾燥的動力模式 ... 34

第三章 模式推導 ... 37

3.1 模式的基本條件 ... 37

3.2.1 生物濾床模式推導... 38

3.2.2 模式求解... 40

3.3 乾燥模式理論... 44

第四章 結果與討論... 47

4.1 生物濾床污染物降解穩態模式的驗證... 47

4.1.1 生物濾床模式的靈敏度分析... 47

4.1.2 與清華大學化工所唐修穆論文結果的比較... 51

第五章 結論與建議... 54

國內外參考文獻... 55

圖目錄

圖 2–1 各種處理有機廢氣方法費用的比較...9

圖 2–2 有機廢氣處理之適用方法 ... 10

圖 2–3 生物膜與動力示意圖... 25

圖 2–4 兩種生物膜型式... 28

圖 3–1 生物濾床及濾料示意圖... 38

圖 3–2 氣相與液相的溫度平衡關係圖... 45

圖 4–1 在相同條件下，模式預測不同比表面積大小對去除率影響程 度之結果... 48

圖 4–2 在相同條件下，模式預測不同生物膜厚度大小對去除率影響 程度之結果 ... 49

圖 4–3 在相同條件下，模式預測不同進流基質濃度去除率之預測結 果 ... 49

圖 4–4 在相同條件下，模式預測不同氣流速率快慢對去除率影響程 度之結果... 50

圖 4–5 在相同條件下，模式預測不同比生長速率改變對去除率影響 程度之結果 ... 50 圖 4–6 在相同條件下，模式預測不同微生物產率大小對去除率影響

程度之結果 ... 51 圖 4–7 使用稻穀/堆肥為濾料之生物濾床處理甲苯模式預測結果與 實驗數據之比較... 52 圖 4–8 不同濾料處理相同丙酮濃度模式預測結果... 52

表目錄

表 2–1 乙酸乙酯的毒性...4

表 2–2 環境流佈 ...5

表 2–3 VOC

^S

廢氣控制技術比較...7

表 2–4 三種處理有機廢氣的生物技術比較...8

表 2–5 濾床中生物可處理的 VOC

^S

種類及生物降解性比較... 12

表 2–6 使用生物濾床去除乙酸乙酯比較... 13

表 2–7 生物濾床中濾料的性質... 15

表 2–8 動力表示式比較... 21

表 3–1 文獻中乙酸乙酯動力參數值 ... 43

表 4–1 模式使用之動力參數變動幅度... 48

表 4–2

模式使用之動力參數值... 53

第一章 緒論

1.1 前言

近二十年來生物技術已逐漸被開發，並運用於處理工業廢氣所含 的惡臭物質如硫化氫，及揮發性有機物（volatile organic compounds，

VOCs）。廢氣生物處理技術發展的相當快速，是利用微生物來去除空 氣中的污染物，以達淨化空氣品質的目的，早期最主要應用於空氣中 的惡臭之抑制與防止。生物處理方法起源甚早，可追朔至 1920 年，

即有人將廢水處理廠產生的臭氣，以風管導入土壤堆積而成的小山丘 底部，讓氣體通過土壤排出，藉由土壤內微生物的作用去除臭味，亦 即所謂的土壤濾床（soil bed）（邱創汎等，1996）。到了 1980 年代，

延伸其使用範圍，處理一些容易被生物降解的揮發性有機物（van Groenestijn and Hesselink，1993）。在歐洲，第一座生物濾床於 1964 年設置在瑞士的 Geneva–Villette，用來處理堆肥工廠的惡臭，目前在 德國及荷蘭已有超過 500 座面積介於 10 至 1000 ㎡的生物濾床應用於 廢氣處理（吳俊耀，1993）。

1.2 研究動機

目前常用的廢氣生物處理技術有生物洗滌器（bioscrubber）、生 物滴濾床（biotricking filter）、生物濾床（biofilter）及活性污泥曝氣 法（actived sludge aeration），其中以生物濾床最廣泛被使用。影響生 物濾床表現的因素很多有例如：填充濾料的種類、營養源的添加、pH 值、進流氣體的風量及有機物濃度、有機物的種類、反應器種類、選 植的菌種、氧氣利用速率、生物降解動力、操作溫度和溼度等（Baltzis

et al.，1997）

，Gostomski et al.（1997）提到，水含量會影響濾床的物

理及微生物性質，若水分不足時，微生物的降解能力會減低，而過高 則會造成壓降問題，因為通常濾料的水含量為不飽和狀態，所以不會 形成自由水流，因此判定濾床中的水含量是否足夠是一件不容易的 事。van Lith et al.（1997）也曾提及影響微生物生長的變數中，水份 是最重要的因素之一。在本實驗室先前的研究中，發現濾料乾燥的現 象是生物濾床操作技術上不可忽視的問題之一，乾燥現象及營養源的 限制被公認是生物濾床的最大致命傷，因為微生物攝取營養源、碳源 及氧氣都透過液相的擴散作用，在沒有足夠的水份環境微生物將會快 速的脫水乾燥而死亡（Mysliwiec et al.，2001）。

1.3 研究方法

研究目的是要彙整所有影響濾料水分變化的重要因素及有關濾 床模式的研究，結合微生物的生長、質量傳輸現象及水份和溫度的變 化建立一套預測模式，以電腦模擬的方式來輔助驗證濾料中水分移動 的機制，提供濾床設計時可以用一個經濟且快速有效的方法，對濾料 含水率的變化有更進一步的了解並能評估濾床的效能。

濾床內的水分會因進流氣體的濕度、溫度或進流速度的不同，而 有不同的乾燥速率，研究濾料的乾燥現象，以傳統物理性乾燥機制為 主，即進流氣體與濾料溫差間的傳熱導致水分揮發，因微生物降解有 機物時會產熱，所以也考慮微生物代謝時，所產生的熱而使濾料發生 乾燥現象，亦將細胞合成時所需的水份加入。模式使用水溶性高的 乙酸乙酯作為污染物。

第二章 文獻回顧

2.1 乙酸乙酯 （ Ethyl acetate ， CH

₃

COOC

₂

H

₅

）

2.1.1 乙 酸 乙 酯 的 物 性 及 化 性

乙酸乙酯為澄清的液體，具有特殊的醚味（水果味），會令人想 起鳳梨的味道，其沸點為 77 ℃（171 ℉）、熔點為-83 ℃（-117 ℉）、

閃火點為 7.2 ℃（45 ℉），分子量為 88.10，pH 值為中性。於 20 ℃ 時比重為 0.902（水=1），蒸氣壓在 20℃及 27℃時分別為 73 mm-Hg、

100 mm-Hg。乙酸乙酯的享利常數為 0.0063，蒸氣密度（當空氣=1）

為 3.04，揮發速率為（乙酸丁酯=1）6.2。水中溶解度為 10（％V）

@25 ℃，即 1 毫升乙酸乙酯可溶於 10 毫升水中。乙酸乙酯的辛醇與 水的分配係數為 0.73，此值表示它在中等體型魚體中的生物濃度不明 顯。非常容易溶解於有機溶劑，如苯，易與酒精、丙酮、氯仿、醚類 混合。溫度愈低溶解度愈高，反之高溫則溶解度下降。

乙酸乙酯在活體內及體外轉變成乙醇的半衰期分別為 5-10 分鐘 及 65 分鐘。乙酸乙酯代謝後產生乙醇，部份的乙醇隨空氣呼出，部 分則代謝掉。以大白鼠作實驗，發現當乙酸乙酯的濃度高時，其水解 的速度超過乙醇的氧化作用，致使乙醇累積在血管系統。

乙酸乙酯與甲苯結合所產生的混合物，其毒性較兩者單獨時為 低。與 1，2-環氧丙烷，丙二醇，或者福馬林（甲醛液）混合，會降 低半數致死劑量。但若與乙醇（酒精），乙二醇（甘醇）或者 1，4- 氧氮陸圜結合則會增加其毒性，乙酸乙酯的刺激性較乙酸丙酯或乙酸 丁酯為弱。

乙酸乙酯相當容易被生物分解，利用污水培養，其 5 天的 BOD

值約為 36∼68 ％的理論值，此值在鹹水中時甚至更低。在大氣中經 由吸收 OCH

₂

的氫原子起光化反應，產生氫氧基，此氫氧基的半衰期 為 8.3 天（光照 12 小時，大氣層乾淨）及 2.1 天（光照 12 小時，大 氣層中度污染）。

其他特性：（1）與水的共沸混合物（6.1 ％ 重量/重量），沸點為 70.4 ℃，與水（7.8 ％ 重量/重量）及酒精（9.0 ％ 重量/重量）的共 沸混合物沸點為 70.3 ℃。被濕氣分解時，產生酸反應，吸收水分達 3.3 ％（重量/重量）。（2）液體及水的界面張力為每公分 6.79 達因

（30 ℃時）;氣體比重為 3.0，氣的比熱比率為 1.080。

有關乙酸乙酯的毒性及其環境流佈，整理如表 2–1 表 2–2 所示。

表 2–1 乙酸乙酯的毒性

人類毒性

1.研究 30 個慢性暴露於 15-50 mg/l 的乙酸乙酯加上 20-80 mg/l 的乙酸戊酯 空氣中的工人，顯示角膜並無不正常，只有眼球結合膜充血。長期的吸 入可能對肺臟、肝臟、腎臟及心臟造成傷害，但對眼睛沒影響。

2.對未曾暴露過乙酸乙酯者，在 200 ppm 即可聞到很重的氣味，在 400 ppm 會有輕微的眼、鼻及喉嚨的刺激。

3.乙酸乙酯在 10 ％ 的凡士林中，給予 25 個人做皮膚測驗，48 小時後並 沒有產生刺激反應，也無過敏反應。

非人類毒性

1.在動物的實驗中，顯示在非常高的濃度時酯類為中央神經系統的抑制 劑，可導致死亡。

2.動物可忍受暴露在 2000 ppm 的乙酸乙酯濃度下 4 小時，65 次，沒有明 顯的不良反應，體重及紅、白血球皆未產生變化。

3.小白鼠每天吸入 4200∼4400 ppm 的乙酸乙酯 6 小時，重覆 7 天後，及 天竺鼠每天吸入 2000 ppm 的乙酸乙酯 6 小時，重覆 7 天後並沒有抑制 中樞神經系統的症狀，不過紅血細胞明顯增加，但血紅素並沒增加，多 核白血球增加一些，胃口不佳。

4.將白兔置於人類幾乎無法忍受的乙酸乙酯濃度中，每天置 8 小時，一星 期暴露 5 天，維持 7 週，都沒發現角膜有損傷。

5.在孵雞蛋之前，乙酸乙酯以 9、22.5、45 及 90 毫克/每個蛋的濃度注入 受精的雞蛋中，結果其孵化率分別為 85 ％、50 ％、35 ％及 15 ％。

行政院環保署毒性化學物質毒理資料庫

http://www.epa.gov.tw/j/toxic/chemical.data/7248.html

表 2–2 環境流佈

土壤流佈 水中流佈 空氣流佈

當乙酸乙酯排放到土壤中，會 蒸發掉或溶入地下水。因極容 易溶於水中（64 公克/公升），

故不會明顯的被土壤所吸收。

若乙酸乙酯排到水 中則主要為揮發作 用（在河流中的半衰 期為 10 年）。

在空氣中的乙酸乙酯會 起光化反應而產生氫氧 根（其半衰期為 8.3 天）。

行政院環保署毒性化學物質毒理資料庫 http://www.epa.gov.tw/j/toxic/chemical.data/7248.html

2.1.2 乙 酸 乙 酯 廢 氣 的 來 源

乙酸乙酯無法直接由原油或石油類產品為原料製成，是經由間接 製成（如：兩分子乙醛經由催化會氧化和縮合，重排形成一分子的乙 酸乙酯或乙酸與乙醇經酯化反應而得），為重要的溶劑及石油化學產 品，主要用途有：1. 人造水果的要素，硝酸纖維素、假漆、瓷漆、

飛機翼布塗料等的溶劑，合成無煙火藥、人造皮革、照相用底片電極 板、人造絲及香水等，可用於清潔紡織品，製藥時用來添加香味。2.

用於食品上之合成香料，也可用於咖啡因的萃取。3. 作為氮-亞硝基 雙乙醇胺的粹取溶劑。4. 用於隱形眼鏡的除霉。5. 噴、塗料及塑膠 的溶劑或其他溶劑。如指甲油的去光水基本上含有 40 ％的乙酸乙酯。

乙酸乙酯很廣泛的使用在化學工業，逸散的來源有樹脂工廠製造 環氧（epoxy）樹脂或聚胺酯（polyurethane，PU）纖維（盧重興等，

1999），石化業、塑（橡）膠業、表面噴塗業也經常排放甲苯、乙酸 乙酯等有機溶劑（林晉成等，2000），其中乙酸乙酯是使用最頻繁和 最大量的有機溶劑，例如在噴塗作業時，須加入大量的有機溶劑，來 將塗料溶解以利噴塗（李惠娟等，2000）。

2.1.3 VOCs 廢 氣 的 處 理 方 法

控制廢氣排放有兩種方式：一是污染源控制，包括原料的取代、

減少、回收再利用。然而這些機制可能會造成產品品質降低或成本增

加。第二種是處理已產生的廢氣（Devinny et al.，1999）。揮發性有 機廢氣（VOCs）的處理方法有濃縮、吸收、吸附、化學氧化、臭氧 氧化、焚化、冷凝、薄膜系統、生物處理等方法，其中生物處理又可 分成生物濾床、生物滴濾床及生物洗滌塔（Corsi and Seed，1995；

Devinny et al.，1999；周明顯，2001；Yoon and Park，2002），各種方 法比較整理如表 2–3、2–4 所示。

一般而言，低濃度（＜10∼20 ㎎/m

³

）適合用活性碳或沸石吸附，

中高濃度（500∼5000 ㎎/m

³

）適合用觸媒或蓄熱式焚化，高濃度（＞

5000∼10000 ㎎/m

³

）則是可以用火焰焚化、冷凝或活性碳吸附回收法 處理。而生物處理法則適合處理中、低濃度的 VOCs（＜1000 ㎎/m

³

）， 圖 2–1 為處理有機廢氣時，各種處理方法之費用比較，在圖 2–2 可由 有機廢氣濃度與廢氣流速，找出所適用的處理方法（van Groenestijn and Hesselink，1993；周明顯，2001）。

表 2–3 VOCs 廢氣控制技術比較（Devinny et al.，1999）

控制技術 優點 缺點

濕式洗滌塔 Wet scrubbing

² 低成本

² 能有效的去除臭味

² 不需要濾料（填充物）

² 能處理變化的進料

² 能處理濕的氣流

² 高操作成本

² 需要複雜的化學加藥設備

² 無法去除全部的 VOCs

² 需要將水軟化

活性碳吸附 Carbon adsorption

² 停留時間短 / 體積小

² 去除效率高

² 適合中、低濃度廢氣

² 處理臭味的效果很好

² 操作費用高、初設費用中等

² 活性碳的壽命會因空氣太濕 而減短

² 再生時，若使用蒸氣，則將產 生大量廢水，增加廢水處理量 之負擔及本

² 若使用燃燒方式再生，則活性 碳在每次燃燒時將損 5~10 ％ 之量

冷凝法 Condensation

² 可回收 VOC

² 回收之 VOC 品質較高

² 處理鹵化 VOC 效率高

² VOCs 之 濃 度 要 大 於 5000 ppm，對於低分子量、低沸點 之 VOC 不適合

² 能源消耗量高

² 只適合高濃度廢氣

直接燃燒法 Incineration

² 去除效率高

² 初設費用低

² 燃燒熱可回收利用

² 適合廣泛的污染物

² 操作費用高，操作良不時，有 二次污染之憂慮

² 危 險 性 較 高 因 燃 燒 溫 度 須 1000 ℃

² 無法回收 VOCs

² 處理鹵化 VOCs 之效率較低 觸媒燃燒法

Catalytic oxydation system（簡稱

COS）

² 所需溫度較低，可節省 燃料費用

² 較直接燃燒法不會產 生 NOx 之污染

² 污染物之去除效率高

² 初設費用高

² 觸媒易阻塞，毒化

² 操作技術較高

² 適用範圍較小（濃度低於 1500 ppm）

生物處理法 Biological

treatment

² 無二次污染物

² 比較不耗能源

² 不需添加化學藥劑

² 應用領域廣，且適用於 臭味控制

² 反應器體積沒有特定 造型，可利用工廠崎陵 地或屋頂興建

² 需較大之接觸面積

² 有濾料老化問題

² 對於高濃度廢氣的去除效率 有限

表 2–4 三種處理有機廢氣的生物技術比較（邱創汎等，1996）

濾床種類 生物濾床 生物洗滌塔 生物滴濾塔

微生物狀態 以菌落或生物膜型態散 佈於濾料中

懸浮於水中 以生物膜型態附著於 濾料表面

濾料比表面 積或氣液接 觸表面積

>1000（M

²

/M

³

） 50∼200（M

²

/M

³

） 50∼300（M

²

/M

³

） 有效生物量

（㎏/M

³

） 5∼15 2∼8 1∼5

操作重點

濾料含水率是維持濾料 活性的關鍵，一般濾床 靠調整氣相的相對溼度 或定期在濾料上灑水以 調整含水率

洗滌液中微生物的濃 度、營養份含量、pH 值必須控制在適當的 範圍。洗滌液必須維 持在好氧狀態否則會 有酸敗或腐臭的問題

循環水的噴灑量、營 養份含量、pH 值必須 控制在適當的範圍。

濾料上生長過度的生 物膜必須清除

營養補充 調配濾料時已提供 需將添加營養液 需將添加營養液於循 環水中

多餘微生物 之排除

無法排泥，微生物過度 繁殖會造成堵塞

排除微生物懸浮液並 補充清水或營養液

以逆洗排除多餘的微 生物

二次污染物 廢棄之濾料及調節含水

率產生的廢水 污泥及廢水 污泥及廢水

適用範圍 (g/m

³

)

1.污染物濃度< 1 2.亨利常數< 10

1.污染物濃度< 5 2.亨利常數< 0.01

1.污染物濃度< 0.5 2.亨利常數< 1

優點

1.高氣液接觸面積 2.容易操作和啟動 3.低操作成本

4.負荷的緩衝能力佳

1.較佳反應控制條件 2.可避免微生物累積 3.反應器簡單

4.低壓力損失

1.較佳反應控制條件 2.反應器簡單

3.低壓力損失 4.為單一反應器

缺點

1.濾料含水率控制不易 2.翻堆困難

3.空塔流速較低 ，需較 大的反應器面積

1.低質傳面積

2.額外廢水處理設備 3.過剩污泥的處理 4.在高分解速度時需 補充額外的溶氧

1.反沖洗程序複雜 2.排泥的處理 3.複雜的啟動步驟 4.較高操作成本

特性

1.固定化生物相 2.固定化水相 3.單一反應器

1.懸浮性生物相 2.移動性水相 3.二個反應器

1.固定化生物相 2.移動性水相 3.單一反應器

圖 2–1 各種處理有機廢氣方法費用的比較（van Groenestijn and Hesselink，1993）符號說明：

operation costs of biofiltration (BF), bioscrubbing of well biodegradable and soluble compounds in continuous operation (BS

1

), bioscrubbing of well biodegradable and soluble

compounds in discontinuous operation (BS

₂

), bioscrubbing of poorly soluble and/or biodegradable compounds (BS

₃

),

continuous thermic incineration (T

₁

), discontinuous thermal incineration(T

₂

) at gas flow rate of 5000 and 20000 m

³

h

^-1

.

圖 2–2 有機廢氣處理之適用方法（斜線部分為近來生物技術已擴展 應用的區域，van Groenestijn and Hesselink，1993）

常用之濾料對於一般性的 VOCs 之分解能力為 10∼100g/m

³

（吳 俊耀，1993）。不論是洗滌塔、活性碳吸附及濃縮焚化處理效果不佳，

雖說可使用濃縮焚化可達最佳之處理效率（ > 90％），但對於濃度 低、風量大之廢氣，操作費用及初設費都很昂貴，焚化需要添加大量 燃料以提高氣體熱值，費用頗高，也具有危險性；每公斤活性碳吸附 100∼300 公克有機物即達飽和，須再生或更換，成本也高；生物處 理方法具有於設備簡單、成本低廉，適合處理中低風量、濃度之臭氣 及揮發性有機性氣體等優點，且不會造成二次污染（邱創汎等，1996；

黃俊傑等，1998）。在張國財（2003）研究低濃度，中、低排放速率 特性之光電產業，發現雖然生物濾床初設成本高達 1253 萬元，遠比 活性碳吸附塔 600 萬元高出二倍，但生物濾床在年操作費、年平均成 本都遠比活性碳吸附塔低，且生物濾床去除率可高達 90 ％以上，且 無二次污染之虞。所以生物濾床有相對的競爭優勢條件。

2.2 生物濾床的研究

生物濾床處理含 VOCs 廢氣的原理是將廢氣導入濾床中，在通過 填充之濾料時，污染物在氣相藉由擴散作用進入微生物在濾料表面形 成的生物膜，隨即被微生物代謝氧化降解成安定或較無害的物質，例 如：二氧化碳、水、硝酸根離子及硫酸根離子等，再排放至大氣中（van Groenestijn and Hesselink，1993）。

目前已知可以採用生物處理的是低分子量、高溶解度的污染物，

即簡單的鍵結的有機物質最容易用生物處理法來處理，包括有：碳氫 氧組成的各類有機物如醇類（alcohols）、醛類（aldehydes）、酮類

（ketones）、簡單的芳香族（simple aromatics）、簡單的有機硫化物、

有機氮化物、硫化氫及氨氣等無機類（邱創汎等，1996；Devinny et

al.，1999），整理如表 2–5。

Alonso et al.（1998）利用生物濾床處理丁二烯、甲苯、丙酮，發 現去除率與物質的亨利常數（Henry's constant）有關，因為亨利常數 大，表示水中的溶解度低（如丁二烯），反之水中溶解度則高（如丙 酮）。乙酸乙酯是大量使用的有機溶劑，國內外已有許多研究使用生 物濾床處理乙酸乙酯廢氣，結果顯示濾床中的乙酸乙酯廢氣去除率大 都幾乎可以達到 80 ％，有些甚至達 100 ％去除，相關資料整理如表 2–6 所示。

表 2–5 濾床中生物可處理的 VOCs 種類及生物降解性比較（Devinny

et al.，1999）

污染物種類 生物降

解性 污染物種類 生物降

解性

脂肪族 碳氧化物

Methane 1 Alcohols 3

Pentane 1 Methanol 3

Isopentane 1 Ethanol 3

Hexane 2 Butanol 3

Cyclohexane 1 2-Butanol 3 Acetylene 1 1-Propanol 3

芳香族 2-Propanol 3

Benzene 2 Aldehydes 3

Phenol 3 Formaldehyde 3 Toluene 3 Acetaldehyde 3

Xylene 2 羧酸 3

Styrene 2 Butyric acid 3

Ehtylbenzene 3 酯類 3

含氯的碳氫化合物 Vinyl acetate 2 Carbon tetrachloride 1 Ethyl acetate 3 Chloroform 1 Butyl acetate 3 Dichloromethane 3 Isobutyl acetate 3 Tetrachloroethene 1

^a

Ethers 1 Trichloroethene 1

^a

Diethyl ether 1 Vinyl chloride 1 Dioxane 1 Chlorotoluene 1 Methyl tert-butyl ether 1

酮 3 Tetrahydrofuran 3

Acetone 3 含氮的碳化物

Methyl ethyl ketone 3 Amines 3 Methyl isobutyl ketone 3 Aniline 3

含硫的碳化物

^b

Nitriles 1

Carbon disulfide 2 Pyridine 1 Dimehtyl disulfide 2 無機物

^b

Dimehtyl sulfide 2 Ammonia 3 Thiocyanates 1 Hydrogen sulfide 3 Methyl mercaptan 1 Nitrogen oxide 1 1=部份可生物降解，2=適合生物降解，3=很易被生物降解 a 已經在生物濾床中用共代謝或厭氧處理確認。

b 在濾床中處理這些污染物會改變 pH 值，可以忽略這些影響。

最大去除負荷 0.2g/L 200 g/m

3

h 490/810 g/m

3

h 450 g/m

3

h

去除 率% 40 90 100 ＞80 85 100 95/90 100 >90 100

濃度 0.84 cm/s 1.377 g/m3; 14.8 cm/s 0.064 g/m3 180∼200 g/m

3

h 378.33 g/m

3

h 175、375 ppm 27∼70 ppmv 11.28、9.75、3.24 g/m

3

h 696.45 g/m

3

h 10、30、90、270 ppmv 9.8∼983 g/m

3

h 150、360、610 ppm 261∼3500 mg/m

3

＠ EBRT=30 s 10、100（T/E=1/10）ppm

濾料（界質） 泥炭土堆肥 木屑/堆肥/聚苯乙 烯球（polystyrene spheres） 木炭塊 泥炭土、稻殼和蔗 渣 甘蔗渣 木炭塊 煤炭顆粒 甘蔗渣 煤炭顆粒 泥炭土 堆肥和泥土 泥炭土

反應器 生物濾床 生物濾床 生物濾床 生物濾床 生物濾床 生物濾床 生物滴濾 床 生物濾床 生物滴濾 床 生物濾床 生物濾床 生物濾床

VOCs種類 甲苯、乙酸乙酯、乙酸丁 酯、丁醇 甲苯、乙酸乙酯 乙酸乙酯 乙酸乙酯 甲苯、乙酸乙酯 甲苯、二甲苯、乙酸乙酯 PU樹脂工廠（二甲苯、 乙酸乙酯） 甲苯、乙酸乙酯 乙酸乙酯 乙酸乙酯 甲苯、乙酸乙酯 甲苯、乙酸乙酯

人名 Ottengraf and Van Den Oever Deshusses

et al.

林敬忠 周文翔 李惠娟 魏銀河 張國財 林晉成 Lu

et al.

吳尚儒 Liu

et al.

史孟燕

表2–6 使用生物濾床去除乙酸乙酯比較 年代 1983 1997 1997 1999 2000 2000 2000 2000 2001 2001 2002 2002

2.2.1 微 生 物

生物濾床中可能包含細菌、放射菌及真菌等，在生物濾床中污染 物經由擴散進入生物膜中，微生物將污染物代謝變成無害的產物二氧 化碳和水或生成新的細胞。微生物的生長及代謝能力受生物膜中溶氧 量、廢氣中毒性物質存在與否、可利用之營養源、含水率、溫度及 pH 值等因素影響。微生物生長及代謝需要足夠的基質做為碳源及能 源，可由濾料、外界添加來提供或直接以污染物為碳源。一般而言生 物濾床中的細菌以中溫性（Mesophile，25∼40℃）細菌為主（吳俊 耀，1993；Devinny et al.，1999）。廢氣中至少需有 5∼15％的氧氣含 量，避免濾床內部形成厭氧區（吳俊耀，1993）。

在國內許多研究（潘慧芳等，2000；林晉成等，2000；李惠娟等，

2000；吳尚儒，2001；史孟燕，2002；廖庭寬等，2002）發現利用 Ac6（Rhodococcus fascians）或 B5（Rhodococcus sp.）菌株處理乙酸 乙酯有很好的效果，其中 Rhodococcus fascians 可分解乙酸乙酯，而

Rhodococcus sp.則兼具甲苯及乙酸乙酯分解能力，也可以使用活性污

泥來植種，但可能需要先馴養（Chang et al.，2001）。

2.2.2 濾 料

濾料為濾床中提供微生物生長及附著的固體支撐介質，典型的生 物濾床使用的濾料有堆肥（或堆肥混合其他種類）、泥炭土、活性碳、

矽藻土（diatomaceous earth，DE）、木屑（樹皮）、多孔性玻璃環（siran ringes）、珍珠岩或合成（人造）濾料等（Corsi and Seed，1995；Hodge and Devinny，1995；Devinny et al.，1999），生物濾床中濾料的性質 比較如表 2–7 所示。

選擇理想的濾料時須考慮的因素有（Devinny et al.，1999）：材 質本身不易受擠壓（compaction）或自行黏結而成塊及老化速度慢、

含豐富的營養物質、水含量（保水性佳）、pH 值（高緩衝能力）、孔 隙度（低壓力損失）、氧氣含量、合適的粒徑分佈、本身的吸附能力 及易讓微生物附著生長等。周明顯等（1994）以生物滴濾塔處理丁酮 研究中證實濾料上生物膜的分佈與密集情形為影響去除效果的重要 因素。加入多孔性陶土可以增加濾料的表面積和耐久性，並降低壓力 損失和延長使用濾料壽命，加入活性碳可增加濾床之緩衝能力，減少 濾床負荷突增所造成的衝擊（吳俊耀，1993）。Corsi and Seed（1995）

更指出，要使濾床具有最大的去除效率，濾料本身需具備較高的保水 能力以防止濾床快速乾燥。目前濾床處理乙酸乙酯廢氣時，所能使用 濾料的種類，整理如表 2–6 的第五列所示。

表 2–7 生物濾床中濾料的性質（Devinny et al.，1999）

堆肥 泥炭土 土壤（泥土） 活性碳（其他惰性 物質）

合成（人造）

材料 原有的微生

物密度 高 中-低 高 無 無

表面積 中 高 低-中 高 高

氣體的滲透

性 中 高 低 中-高 很高

營養源含量 高 中-高 高 無 無

污染物吸附

能力 中 中 中 中-高

^a

無，高

^b

，非

常高

^a

花費 低 低 很低 中-高

^a

很高

使用期（年） 2-4 2-4 ＞30 ＞5 ＞15 a：活性碳

b：活性碳塗在合成材料

2.2.3 操 作 因 子

黃俊傑等（1998）在探討電子半導體廠利用生物濾床處理其含多 成份低濃度之 200 CMM 有機廢氣之案例中，發現一套建造成本高達 4000 萬的生物濾床啟用後，經過 2、3 個月後去除效率明顯下降，探 究其主要問題是濾料不能保持含水率 40∼60％、pH 值 6.5∼7.5、空 床停留時間在 30 秒以上之濾床最佳操作條件。

pH 值 ：

一般微生物生存最好的 pH 值為中性，通常操作都保持 pH 值在 6∼8 之間，若超過這個範圍可能造成抑制現象或殺死微生物，但也 有特殊菌種適合在高或低 pH 值中生存。堆肥濾料中以細菌及放射菌 為主，其最佳 pH 值範圍是 7∼8 之間（吳俊耀，1993）。某些堆肥或 泥炭土因為在自然分解本身所含有機物質的過程中，會產生有機酸而 造成 pH 值會在 4∼5 之間。而污染物在生物轉化的過程也會造成濾 床的 pH 值改變（Devinny et al.，1999；Beatriz et al.，1999）。在生物 處理乙酸乙酯和乙酸丁酯會有酸性的中間產物產生如醋酸，可以添加 石灰石或非水溶性的鹼來避免濾床酸化現象（Ottengraf and van den Oever，1983；Deshusses et al.，1977；吳俊耀，1993），Yoon and Park

（2002）利用生物濾床處理 VOCs 也發現 pH 值下降是因為微生物代 謝而產生有機酸性物質，在 Liu et al.（2002）使用生物濾床處理乙酸 乙酯及甲苯的研究中也發現，處理乙酸乙酯時 pH 值會有稍微的下 降，而處理甲苯的率床 pH 值則有稍微增加。Lu et al.（2002）發現利 用煤炭顆粒為濾料的生物滴濾床，以營養源控制 pH 值處理 BTEX

（benzene、toluene、ethylbenzene、xylene）時，最好的 pH 值為 7.5

∼8。濾床中累積因生物降解有機廢氣所產生的二氧化碳，也會造成 pH 值的改變（Hodge and Devinny，1995）。史孟燕（2002）的研究中 發現，菌株 B5＋菌株 Ac6 的組合最適生長之 pH 值在 7.0 左右。

含 水 率 ：

對生物濾床而言，含水率可能是一個重要的操作因子，最常見的 到操作失敗的原因是因為忽略含水率或難以控制水含量。通常濾床中 的含水量控制在 40∼60％（溼基重量百分比），視濾料的性質而定，

如堆肥為 20∼40％、泥炭土為 40∼60％，而土壤則是 10∼25％，總

括來說生物濾床的最佳含水濾大約是 60％，（van Lith et al.，1997 ）。

用生物濾床處理空氣污染物最不同於處理廢水的是孔隙中充滿著空 氣，但是水仍然是微生物生存所必需的因子。水會影響污染物在氣相 中的傳輸和濾料的物理性質。濾床若是沒有灑水系統，則溼度是由進 流氣體的所含的含水率所控制（Devinny et al.，1999）。即使進料氣 體相對溼度高達 100％，仍然可能因為濾床內進行氧化分解的放熱反 應，而造成水分蒸發（邱創汎等，1996）。林晉成等（2000）以蔗渣 為瀘料研究生物瀘床處理甲苯及乙酸乙酯混合廢氣時發現當進流氣 體以乙酸乙酯為主時，濾料含水率增加可以有效縮短開始去除時間，

並提昇去除率爬昇速率及最終去除率。Yoon and Park（2002）利用生 物濾床處理 VOCs 發現，因濾床底部的溼度較高，所以微生物的活性 較好，而維持濾床中的溼度，可經由為了控制 pH 值所添加的緩衝溶 液，Lu et al.（2002）也是使用相同的方法控制 pH 值及含水率。van Lith

et al.（1997）濾料的含水率在生物濾床操作中關係著濾床內微生物的

活性，由於生物膜是微生物生長和代謝有機物的位置，若濾料含水率 不足，將會影響生物膜的形成，進而造成無法有效代謝有機物；反之，

若含水率過高時，將減低質量傳輸效率、阻塞濾料的有效孔隙、降低 污染物進入生物膜表面的機率、增加壓降，以及因過量水沖刷濾料使 較小顆粒的組織流失，造成濾料不可逆的結構破壞，因而亦無法有效 代謝有機物。

高濃度的 VOC 進料和高去除率會造成溼度大量的減少，因此必 須另外加水（van Lith et al.，1997），然而對低水溶性的污染物而言，

含水率太高則會造成擴散限制（Gostomski et al.，1997）。

溫 度 ：

生物濾床操作成功與否和微生物的生長增殖都被溫度所影響。當

溫度增加 10℃，多數的反應速率都會加倍，而微生物的活性也是一 樣。高溫會可能會使反應加速但微生物的代謝也可能因而中斷。酵素

（enzyme）是由蛋白質組成的，每個酵素都有特定的溫度限制，超過 這溫度範圍可能使得酵素的本質改變或不再具有活性。微生物大略可 以分成三大類，分別是：嗜寒性（Psychorphile，15∼20℃）、嗜溫性

（Mesophile，25∼40 ℃）和嗜熱性（Thermophile，40∼85 ℃，最 佳生長溫度為 50∼60 ℃）（Devinny et al.，1999），一般濾床都是使 用嗜溫性微生物，Yoon and Park（2002）利用生物濾床處理 VOCs 發 現，最高去除率出現在 32 ℃，而當溫度升到 45 ℃時，去除率會下 降，顯示 VOCs 降解出現抑制現象在溫度超過 40 ℃。Shareedfdeen et

al. （1993）建議生物濾床操作時的溫度應盡量保持在 20∼25 ℃的

室溫，如果溫度變動過大，容易使微生物的生長受到影響。

在控制含水率時，溫度也是一個重要的因子，若是進流氣體是乾 且熱的，將會造成濾床乾燥使微生物失去活性；若是溼且熱的進流氣 體，而濾床外在環境溫度較低時，則可能會有水汽凝結，使濾床部份 形成厭氧區域，而會造成臭味產生。吳尚儒（2001）以泥碳土為濾料 探討處理乙酸乙酯的生物濾床中水分對微生物的影響時，發現當乙酸 乙酯被降解，會產生熱而使得溫度升高（吳尚儒，2001；Hwang et al.，

2002）。

2.3 生物濾床的動力模式

在生物濾床模式的研究，大多數為零階或一階反應動力，敘述到 濾床的性能表現時，通時會用去除效率（removal efficiency，RE）或 去除能力（elimination capacity，EC）表示，污染物去除率定義為 RE

（％）：

% 100 1   ×





 



 −

=

gi go

C

RE C

（2-1）

而污染物去除能力（EC）則為：

( )

f go

gi V

C Q C

EC = −

（2-2）

其中

C _gi

、

C _go

分別代表氣相入口、出口濃度（

gm ^{− 3}

），

Q

為氣體流 率（

m ³ h ^{− 1}

），

V _f

為濾床體積（

m ³

）。而且

V RE C EC Q

f gi ×

= ×

（2-3）

2.3.1 微 生 物 生 長 動 力

在研究酵素催化發酵反應機構時，用 Michaelis and Menten 兩步 驟的基本反應機構，來解釋經由實驗所得反應速率式，此基本反應機 構為（Levenspiel，1972；Vanlsaraj，1995）：

1 2

1

0

K K

K

E E X

A E X R E

C C C

+

 + ←

−

→ → +

 

= +



A

表示反應物，

R

是產物，

K

為反應速率常數，

C

表示濃度，其 下標為代表種類，如

C _{E 0}

是酵素的初始濃度，

C _X

是複合產物的濃度，

則反應速率式（

r

）：

X A

R K C

dt dC dt

r = dC = − = 2 ×

（2-4）

中間產物

X

的反應速率式為：

( E A ) ( ) X

X K C C K K C

dt dC

2 1

1 − +

= _{+ −}

（2-5）

在假穩定狀態（Pseudo steady-state）下，

dt =

0

dC

_X ，因此可以得到：

( )

2 1 1

1 0

K K C K

C C C K

A E A

X = + +

− +

+

（2-6）

（2-6）式代入（2-5）式得到：

m A

A

K K K A

A E

K C

C V C

C C r K

= +

= ² + ⁰

₋

₊ ^max

1 2

1 （2-7）

方 程 式（ 2-7） 就是所謂的 Michaelis-Menten equation（ M-M equation ）。 其 中

V _max = K ₂ C _{E 0}

，

K _m = ( K − 1 + K 2 ) K + 1

而

K _m

就 稱 為 Michaelis-Menten 常數。當

C _A

>>

K _m

時

r → V _max

為零階反應，

C _A

<<

K _m

時

( ) ^{V K C A}

r

m

→

max 為一階反應，而在 ^max

2

r = V

時，

K _m = C _A

，因此可見參數

V _max

（大 反應速率）及

K _m

可以完全的描述出酵素催化發酵反應時的動力特徵。

Michaelis-Menten equation 可應用於微生物的生長動力，

C _B

（單 位體積內的細胞數量）為量測微生物長時的細胞數量密度。可以用下 式表示單位時間內細胞的生長速率：

B

B C

dt

r = dC = µ

（2-8）

µ

（h

^-1

）稱為比生長速率（specific growth rate），將基質濃度

C _A

用

µ

表示得到（2-9）式就是著名的 Monod 半經驗式：

A m

A

C K

C

= µ ^max +

µ

（2-9）

當

C _A

>>

K _m

時 比 生 長 速 率 為 最 大 比 生 長 速 率 即

µ = µ _max

， 在

C A

<<

K _m

時 比 生 長 速 率 正 比 於 基 質 濃 度 即

µ ∝ C _A

， 而

K _m

可 視 為

max

2

µ

µ =

時 的 基 質 濃 度 ， 其 動 力 行 為 表 現 與 Michaelis-Menten equation 相 同 。 用

C _B

表 示 初 使 單 位 體 積 內 微 生 物 的 數 量 ， 將 Michaelis-Menten equation（2-7 式）乘上

C _B

可以得到：

max A B A

m A

V C C R dC

dt K C

= − =

+

（2-10）

定義微生物產率（

Y

）為：

dt dC Y dt

dC _A 1 _B

=

−

，即

基質分解量 細胞增長量

Y =

，可以得到最大比生長速率（

µ _max

） 與最大反應速率（

V _max

）的關係為關係：

µ _max = V _max × Y

，因此可以將

Monod equation 改寫成：

A m

X A A

C K

C C V dt dC

= +

− ^max

（2-11）

若

C _X = C _B

，可以得到結論，Michaelis-Menten equationd 可用來敘 述微生物生長曲線中，穩定期（constant growth period）的微生物生 長動力行為，而 Monod equation 則是描述全部的微生物生長曲線動力 表現，可表示成：

( organic

，

A )  which act as catalyst ^{microbe C} → ( product chemical

，

R ) ( + more cell

，C

)

Michaelis-Menten equation 是酵素催化發酵反應的動力表現，可 表示成：

( ) ( )

enzyme E acting as catalyst

A  → R

， ，

organic product chemical

兩方程式外觀上只差 Monod equation 多了一項

^C _X

，實際

C _X

意思則是 質量的考量。

表 2–8 動力表示式比較（Levenspiel，1999）

Michaelis-Menten kinetic

（for enzyme）

X E

A + ← →

在高

C _A r _R = KC _{E 0} E

R

X → +

在低

C _A

M A E

R C

KC C

r = ₀

X E

E C C

C ₀ = +

在所有

C _A

M A

A E

R C C

C r KC

= + ⁰

Monod kinetic

（for microbes）

pregnant

resting C

C

A + ← →

在高

C _A

r _R = KC _c

R C

C _pregnant → 2 _resting +

在低

C _A

M A c

R C

KC C

r =

resting pregnant

t otal C C

C = +

在所有

C _A

M A

A C

R C C

C r KC

= +

考慮實際的情形，微生物有生長也會衰退（decay），則可將 Monod equation 修改成：

X dec A

m X A

X K C

C K

C C dt

dC −

= µ ^max +

（2-12）

K dec

（h

^-1

）是微生物的衰退速率。

若含有多成份基質，因為不同基質對微生物的生長有不同程度的 影響，則比生長速率方程式表示可用（Michael and Fikret，1992）：

1.乘 法 形 式 （ multiplicative form） ：

[ µ ( ) C ] [ µ ( ) C ] [ µ ( ) C n ]

µ = 1 2 Λ

（2-13）

C n

表示第

n

種基質的濃度，

n =

1

Λ n

。 2.加 法 形 式 （ additive form） ：

( ) C W ( ) C W n ( ) C n

W µ µ µ

µ = _{1 1} + _{2 2} + Λ +

（2-14）

以權重形式（

W _n

，

n =

1

Λ n

）表示不同基質對微生物生長的影響。

在基質濃度很大，則可能會對微生物的生長造成抑制作用，表示 基質抑制微生物生長的關係式有：

 

  + −

=

i A

A m

A

K C C

K

C

exp

µ max

µ

，Aiba et al.（1968） （2-15）

i A

K C A m

A

C K

C

2

max

+

= µ +

µ

，Haldane（Andrews，1968） （2-16）

2 2 3

max

K c A m

A

C

A

K

C +

= µ +

µ

，Yano and Koga（Ⅰ，1969） （2-17）

2 2 3 1 2

max

K C K C A m

A

A

C

A

K

C + +

= + µ

µ

，Yano and Koga（Ⅱ，1969） （2-18）

( )

i A i A

K C A m

K C A

C K

C

2

max 1

+ +

= µ −

µ

，Webb（Edwards，1970） （2-19）

 

 

 

 

−

 −

 

 −

=

m A

i A

K C K

C exp

max exp µ

µ

，Teissier（Edwards，1970） （2-20）

( )

A m

n C C A

C K

C

A A

+

= µ _max 1 −

^*

µ

，Luong（1987） （2-21）

( ) C ( ) ^{m A}

C m

n C C A

C K

C

A A

A A

+

−

= −

*

*

1

max

1

µ µ

，Han and Levenspiel（1988） （2-22）

K i

為抑制常數，

i = 1 , 2 Λ i

。

*

C A

微生物生長完全受到抑制時的基質濃度。

2.3.2 穩 態 生 物 濾 床 模 式

Ottengraf and van den Oever（1983）提出一套反應動力模式，描 述濾床中只以甲苯為單一限制基質的生物膜內的降解行為，生物膜內 可利用的氧氣視為過量，而氣體以塞狀流（plug-flow）通過濾床，因 忽略在氣、液相（生物膜）間的界面阻力，所以可以假設氣相及生物 膜的濃度始終保持平衡。在穩定狀態下甲苯於生物膜內的質量平衡可 以用下列的數學式表示：

2

0

2 − µ =

Y X dx

C

D d ^{l v}

（2-23）

l m

l

C K

C

= µ ^max +

µ

（2-24）

0

max K

Y

r X ^v  =



 



 ×

=

− µ

（2-25）

邊界條件為：

=

0

x

，

m C _l = C ^g

δ

=

x

，

=

0

dx dC _l

可解得一解析解：

( ^{σ σ} )

φ

2

2

1 1

²

2 −

+

=

g i g g

C C m

C

C l

（2-26）

DC gi

m K ₀

=

φ

，

φ

代表 Thiele modulus，為生物降解速率與擴散速 率的比值，

_{σ x = δ}

，

x

為生物膜內之距離（

µ m

），

δ

為實際生物膜厚 度（

µ m

），

D

是有效擴散係數（m

²

/s），分散係數

( ) C equilibriu m

C

l

m =

g ，

K ₀

（g/m

³

s）為零階反應速率常數，

r

為反應速率，

X _v

為生物膜密度（㎏

/m

³

），

C _g

和

C _l

分別表示氣相和液相濃度。

生物膜內基質利用的反應動力為 Monod 動力，假設在 Monod 方 程式中（2-24），Michaelis-Menten 常數（

K m

）很小，所以生物膜內 的反應為零階反應（

C _l

>>

K _m

），得到兩點結論：

1. 假定生物膜全都具有活性，所以轉化率是被反應速率所控制，定 義為反應限制（圖 2-3（B））。在氣相中的質量平衡為：

 

 



= 

− dx

DA dC dh

U _g dC ^g _s ^l

（2-27）

由（2-27）和邊界條件

h =

0時

C _g = C _gi

，可解得濃度的隨濾床高度

h

變化表示成：

gi g s gi

g

C U

K hA C

C 0 δ

1 −

=

（2-28）

2. 若擴散限制發生（圖 2-3（C）），就表示生物膜並非全都具有活性，

所以轉化率被擴散控制。所以考慮有效生物膜厚度（

λ

）

m K

DC _g

0

=

2

λ

（2-29）

由（2-27）和（2-29）式及邊界條件

h =

0時

C _g = C _gi

，可解得濃度 的隨濾床高度

h

變化表示成：

2 0

1 2

 





 



 −

= C m

D K U hA C

C

gi g

s

gi

g

（2-30）

若假設降解行為是一階動力時（

C _l

<<

K _m

，圖 2-3（A）），生物膜 內的質量平衡為（Zarook and Shaikh，1997c）：

l

l K C

dx C D d _{2 1}

2 =

（2-31）

此時反應速率為：

l l

m

v C K C

K Y

r X ^max   = ₁

 

×

=

− µ

（2-32）

可解得濃度的隨濾床高度

h

變化表示成：

 





 



 −

=

g S

gi g

mU D hA C

C

δ

φ φ tan

exp

（2-33）

此時

D

K _m δ

φ =

，

h

為濾床高度（ m），

^K ₁

為一階反應速率常數

（1/s），

A s

為比表面積（m

²

/m

³

）。很明顯的，此時污染物的去除效率 與污染物初始時的濃度大小沒有關係。

圖 2–3 生物膜與動力示意圖（Devinny et al.，1999）

Abumaizar et al.（1997）延伸上述的零階及一階模式，考慮吸附 作用發生，利用堆肥與堆肥混合不同比例的活性碳濾料處理 BTEX，

發現模式預測的結果與實驗值有很高的一致性。在一階模式預測鄰–

二甲苯時，有較大的誤差，原因可能是在求參數時，實驗使用未污染 的活性碳濾床，當在有生物膜存在的狀況下，活性碳實際上的吸附能 力較預測值為低。而在零階模式模擬的結果，每一組都有很明顯的誤 差出現在濾床深度約 0.5 公尺處，可能是此處剛好是生物降解動力從 零階轉變成一階，即從高濃度變成低濃度，或者實際上某些污染物的 吸附速率為濃度相依性，也有可能是在高濃度的狀況下，基質的吸附 有競爭情形。

綜合污染物及氧氣都為限制基質的生物濾床模式（Zarook et al.，

1993；唐修穆，1995；陳家勳，1995；Baltzis et al.，1997；Nguyen et

al.，1997；呂東璇，1999；林志芳，2002）

，在穩定（或類似穩定，

quasi-steady state）狀態下的基本假設條件不外是：

生物膜為平板狀（planar，因為遠小於濾料粒俓）、生物膜只會附 著於濾料表面、生物膜密度為常數、濾床中沒有生物質量累積（因為 微生物的生長與衰敗維持平衡）、污染物降解只發生在生物膜內、氣 體以塞狀流（plug-flow）通過濾床，所以在濾床中沒有軸向（radial direct）的濃度差異、有機污染物及氧氣在氣相與液相（生物膜）之 間的濃度始終維持平衡，並遵循亨利定律（Henry's law，忽略氣、液 相間的界面質傳阻力）、忽略吸附現象。

Shareefdeen et al.（1993，文中 Shareefdeen 為 Zarook 於 1997 年 之前投稿所用之名字）提出與 Ottengraf and van den Oever（1983）相 似的穩態生物濾床模式，但甲醇及氧氣都為限制基質，假設有效生物 厚度隨濾床內的位置而變化，在穩定狀態下，生物膜內甲醇及氧氣的