國
立
交
通
大
學
環境工程研究所
碩
士
論
文
模型廠薄膜生物反應系統
處理低碳氮比廢水之研究
Performance of a pilot-scale membrane bioreactor
treating low C/N wastewater
研 究 生：黃紹謙
指導教授：林志高 博士
中 華 民 國 九 十 八 年 十 二 月
模型廠薄膜生物反應系統處理低碳氮比廢水之研究
Performance of a pilot-scale membrane bioreactor
treating low C/N wastewater
研 究 生：黃紹謙 Student：Shao‐Chien Huang 指導教授：林志高 Advisor：Jih‐Gaw Lin 國 立 交 通 大 學 環 境 工 程 研 究 所 碩 士 論 文 A Thesis
Submitted to Institute of Environmental Engineering College of Engineering
National Chiao Tung University in partial Fulfillment of the Requirements
for the Degree of Master
in
Environmental Engineering December 2009
Hsinchu, Taiwan, Republic of China
模型廠薄膜生物反應系統處理低碳氮比廢水之影響
研究生: 黃紹謙 指導教授: 林志高 博士
國立交通大學環境工程研究所
摘要
薄膜生物反應系統 (Membrane bioreactor, MBR) 為結合傳統活性 污泥法與薄膜分離技術處理廢污水之新技術。MBR 相較於傳統生物處理 方式具有佔地面積小及污泥產量少等優點，且其高品質的出流水質可以符 合未來更嚴格之放流水標準且達到水回收之目標。然而MBR 目前最大的 缺點即薄膜積垢現象，薄膜積垢會造成滲透液量下降，因此必須更頻繁清 洗且替換薄膜因而增加操作成本。薄膜積垢乃由多種因素造成，其中又以 操作條件及污泥特性最為重要。因此， MBR 操作成功與否，薄膜通量與 其廢水特性之影響為一重要關鍵。本研究即針對MBR 應用於低碳氮比廢 水進行模型廠試驗，並探討薄膜通量對於模型廠MBR 處理低碳氮比廢水 之影響。 由實驗室試驗結果顯示低碳氮比廢水具氨氮降解性，且污泥停留時間 控制為 8 天時，其仍可行硝化作用，將氨氮完全硝化。MBR 模型廠試驗 於水力停留時間為1.92 小時下控制薄膜通量為 5.95、7.14 及 8.93 L/m2-h (LMH)，污泥停留時間為 12 天及 10 天。平均進流水質 TSS、COD、BOD5 及NH3-N 為 60、75、46 及 40 mg/L，經 MBR 處理後其處理效率分別為 89、82、90 及 95%，且薄膜通量對其處理效率影響不明顯。透膜壓力隨 著薄膜通量的增加而上升。在污泥停留時間控制為 10 天且薄膜通量為 7.14 LMH 時有最小之薄膜積垢速率 5.33x1011m-1d-1且每單位薄膜面積有 最大滲透液量12.86 m3/m2，故為本模型廠研究之最佳操作條件。 關鍵字: 薄膜生物反應系統、薄膜通量、低碳氮比廢水、薄膜積垢II
Performance of a pilot-scale membrane bioreactor treating low C/N wastewater
Student: Shao-Chien Huang Advisor: Dr. Jih-Gaw Lin Institute of Environmental Engineering
National Chao Tung University
Abstract
The membrane bioreactor (MBR) is a new technology for wastewater treatment, in which membrane filtration is combined with the conventional activated sludge process. The advantages of MBR over conventional treatment include small footprint and less sludge production. Moreover, MBR produces superior effluent quality, capable of meeting more stringent future discharge limits and wastewater reclamation goals. One of the major disadvantages of MBR is membrane fouling, which is related to the critical flux. Membrane fouling leads to the permeate flux decline, making more frequent membrane cleaning and replacement necessary which increases operating costs. Several factors can contribute to membrane fouling, out of which operation parameters and sludge characteristics are reported as the foremost. Therefore, for a successful MBR operation it is essential to quantify the effect of membrane-flux and the wastewater characteristics on the performance of MBR. In the present study is to confer the effects of membrane flux on the performance of a pilot-scale membrane bioreactor treating industrial low C/N wastewater.
From the result of bench study, the low C/N wastewater can be degraded NH3-N even when SRT was operated under 8 days. The conditions of MBR pilot were under HRT at 1.92 hrs, membrane flux at 5.95, 7.14 and 8.93 L/m2-h (LMH), SRT at 12 and 10 days. The average TSS, COD, BOD5 and NH3-N concentrations in the influent of MBR pilot
were 60, 75, 46 and 40 mg/L, respectively. As a result of MBR operation, TSS, COD, BOD5 and NH3-N were removed maximally of 89, 82, 90 and 95%, respectively. It was found that the effect of pretreatment using coagulation and flocculation on MBR performance was insignificant. The trans-membrane pressure (TMP) is found to increase with increase in membrane-flux. The lowest fouling rate of 5.33x1011m-1d-1 associated with a highest permeate/membrane-area ratio of 12.86 m3/m2 was obtained under SRT of 10 days and flux of 7.14 LMH. Based on the experimental results, a SRT of 10 days with a flux of 7.14 LMH is selected for the pilot-scale MBR operation.
Keywords: membrane bioreactor, membrane flux, low C/N wastewater, membrane fouling
IV
誌謝
碩士生涯轉眼間即將結束，但這並非真正的結束，而是人生另一段旅 程的起點。在碩士生涯的這段期間誠摯感謝我的指導教授林志高老師，不 論在研究方面或待人處事上不厭其煩的諄諄教誨，並使得學生銘記態度對 於人生的重要性。此外亦感謝口試委員曾迪華老師、游勝傑老師及張家源 老師給予學生寶貴的意見與指導，使得論文整體架構與內容更加嚴謹與完 善。 身為本實驗室第一位踏進 MBR 領域的成員，總有許多地方需要協 助。在此感謝松橋環保科技的周厚志先生、吳崇賢先生及許鴻升先生等相 關人員協助模型廠架設及技術上的解惑;感謝中欣工程行的張紹欽先生等 人於污水廠內的協助;感謝藍家齊博士、陳重元老師及黃郁慈老師對於計 畫上的悉心協助。 在研究的路途上，感謝至誠及理安學長於研究上提供寶貴的意見及細 心指導，亦師亦友的革命情感總是格外的印象深刻；感謝研究室的同窗信 杰、瑞興及學弟妹維芬、依璇、紘瑩、彥均等於實驗上及生活上的幫忙與 陪伴，有了你們讓我的碩士生涯更加的多采多姿;感謝其他研究室的同窗 好友于婷、介華、政毓等，陪我一起度過難忘的碩士生涯;感謝摯友堂君、 崇佑、俊成、仁鴻等，在研究遇到瓶頸時總能適時替我分憂解勞。 最後，感謝家人的支持、栽培與關心，讓我能全心的完成學業，你們 是我完成學業的最大動力，僅以此表達萬分的謝意。 黃紹謙 謹誌 己丑季冬 于 竹塹目錄
中文摘要 ... I 英文摘要 ... II 誌謝... IV 目錄... V 表目錄 ... VIII 圖目錄 ... X 第一章 前言 ... 1 1.1 研究緣起 ... 1 1.2 研究目的 ... 3 第二章 文獻回顧 ... 4 2.1 高科技產業廢污水來源與特性 ... 4 2.2 薄膜分離技術 ... 6 2.2.1 薄膜過濾機制及方式 ... 6 2.2.2 薄膜分類 ... 7 2.2.3 薄膜模組型式 ... 8 2.3 薄膜生物反應系統技術 ... 11 2.3.1 MBR分類 ... 12 2.3.2 MBR操作型式 ... 13 2.3.3 MBR之優點 ... 14 2.4 MBR操作條件對於薄膜積垢之影響 ... 16 2.4.1 曝氣速率 ... 16 2.4.2 水力停留時間 ... 16 2.4.3 污泥停留時間 ... 17 2.4.4 薄膜通量 ... 18VI 2.5 薄膜積垢速率 ... 19 2.6 薄膜積垢減緩方法 ... 20 第三章 實驗材料與方法 ... 22 3.1 實驗材料與設備 ... 22 3.1.1 實驗材料 ... 22 3.1.1.1 進流水樣與植種污泥 ... 22 3.1.1.2 薄膜模組與特性 ... 22 3.1.2 實驗設備 ... 24 3.1.2.1 模型廠薄膜生物反應系統 ... 24 3.1.2.2 分析儀器 ... 31 3.2 實驗流程 ... 31 3.3 實驗方法 ... 32 3.3.1 實驗室研究 ... 32 3.3.1.1 氨氮生物降解試驗 ... 32 3.3.1.2 半連續式試驗 ... 34 3.3.2 模型廠薄膜生物反應系統研究 ... 34 3.3.2.1 污泥馴養 ... 35 3.3.2.2 薄膜通量實驗 ... 36 3.3.2.3 化學藥洗 ... 36 3.3.3 採樣及分析項目與方法 ... 37 3.4 薄膜積垢速率與單位過濾面積滲透液量分析 ... 41 第四章 結果與討論 ... 43 4.1 實驗室研究 ... 43 4.1.1 氨氮生物降解試驗 ... 43 4.1.2 半連續式試驗 ... 46
4.2 模型廠薄膜生物反應系統研究 ... 50 4.2.1 模型廠薄膜生物反應系統操作問題狀況 ... 50 4.2.2 污泥馴養 ... 52 4.2.3 污泥膠羽粒徑分布 ... 53 4.2.4 溫度與pH變化 ... 54 4.2.5 污泥濃度變化 ... 56 4.2.6 薄膜通量實驗 ... 57 4.2.6.1 Solids處理效率分析 ... 60 4.2.6.2 Organic處理效率分析 ... 62 4.2.6.3 Nitrogen去除效率分析 ... 64 4.2.7 薄膜積垢速率與單位過濾面積滲透液量分析 ... 66 第五章 結論與建議 ... 70 5.1 結論 ... 70 5.2 建議 ... 71 第六章 參考文獻 ... 72 附錄... 79
VIII
表目錄
表2.1 高科技產業內容與使用化學藥劑及廢水性質 ... 5 表2.2 各式模組之比較... 9 表2.3 文獻上利用中空纖維式MBR之研究 ... 11 表2.4 全球利用MBR技術處理之廢水種類 ... 11 表2.5 MBR與傳統活性污泥法處理效率之比較 ... 15 表2.6 文獻上不同操作條件比較 ... 19 表3.1 中空纖維式薄膜特性 ... 23 表3.2 MBR各單元數量及尺寸 ... 30 表3.3 實驗設備及型號... 31 表3.4 薄膜通量試驗之操作期程及操作變數表 ... 36 表3.5 水質分析項目及採樣分析頻率 ... 37 表3.6 水質檢測各種檢測項目的採樣需求及保存方法 ... 38 表3.7 分析項目與檢驗方法 ... 38 表3.8 園區水質分析項目品質管制措施規定 ... 40 表3.9 實驗分析查核回收率及添加回收率 ... 41 表4.1 Jar Test 濁度結果 ... 43 表4.2 氨氮生物降解試驗原水特性 ... 44 表4.3 第二次氨氮生物降解試驗原水特性 ... 46 表4.4 半連續式批次試驗原水及反應前後水質分析結果 ... 50 表4.5 文獻上與本研究平均污泥膠羽粒徑大小比較 ... 54 表4.6 不同通量下平均進出流水質 ... 58 表4.7 MBR 模廠處理效率總表 ... 59 表4.8 文獻上與本研究處理效率比較 ... 59表4.9 不同通量下薄膜積垢、化學藥洗週期及出水通量比較 ... 67 表4.10 文獻上與本研究薄膜積垢速率比較 ... 69
X
圖目錄
圖2.1 薄膜操作機制示意圖 ... 6 圖2.2 薄膜過濾方式 ... 7 圖2.3 薄膜孔徑對不同物質之分離範圍 ... 8 圖2.4 三種不同MBR程序示意圖 ... 13 圖2.5 MBR系統模組型式 ... 13 圖3.1 中空纖維式薄膜 ... 23 圖3.2 反應槽定位設置 ... 24 圖3.3 泵浦組裝 ... 25 圖3.4 管線配置 ... 25 圖3.5 PLC及電線設置 ... 26 圖3.6 生物薄膜反應系統模型廠 ... 27 圖3.7 MBR 模型廠前處理設備 ... 27 圖3.8 MBR 模型廠兼氧槽及好氧槽 ... 28 圖3.9 MBR 模型廠進水儲存槽、緩衝槽及碳酸氫鈉藥槽 ... 28 圖3.10 MBR 模型廠出流水儲存槽、化學藥洗槽及現地清洗儲存槽 ... 29 圖3.11 模型廠平面配置圖 ... 29 圖3.12 可程式邏輯控制器 ... 30 圖3.13 研究流程圖 ... 32 圖3.14 Jar Test ... 33 圖3.15 MBR模型廠示意圖 ... 35 圖3.16 品保/品管執行流程圖 ... 39 圖4.1 兩階段氨氮生物降解試驗氨氮降解趨勢圖 ... 44 圖4.2 兩階段氨氮生物降解試驗pH趨勢圖 ... 45 圖4.3 半連續式試驗 pH 趨勢圖 ... 47圖4.4 半連續式試驗溫度趨勢圖 ... 48 圖4.5 半連續式試驗溶氧趨勢圖 ... 49 圖4.6 污泥膠羽粒徑分佈圖 ... 54 圖4.7 SRT 12 天溫度與pH趨勢圖 ... 55 圖4.8 SRT 10 天溫度與pH趨勢圖 ... 55 圖4.9 SRT 12 天MLSS與MLVSS趨勢圖 ... 56 圖4.10 SRT 10 天MLSS與MLVSS趨勢圖 ... 57 圖4.11 Solids處理效率趨勢圖 ... 61 圖4.12 Organics處理效率趨勢圖 ... 63 圖4.13 Nitrogen處理效率趨勢圖 ... 65 圖4.14 不同通量下透膜壓力趨勢圖 ... 67 圖4.15 薄膜通量與積垢速率趨勢圖 ... 68 圖4.16 MLSS與薄膜積垢速率趨勢圖 ... 68
1
第一章 前言
1.1 研究緣起
國內高科技產業園區成長快速，產品行銷全球，歷經多年的發展，成 功地將台灣推向首屈一指的資訊及半導體產業大國。然而高科技產業廢水 常含多種不同化學物質，包括有機溶劑、氟系廢水、酸鹼廢水及重金屬等， 且其氮、磷含量較一般都市污水高而生化需氧量 (Biochemical oxygen demand, BOD5) 較低，屬低碳氮比廢水。一般廢水處理方式大都以傳統生 物程序為主，主要為去除溶解性有機物，但對於廢水中氮、磷之去除能力 並不顯著，故其放流水對於承受水體仍有優養化之問題，且氨氮對於水體 溶氧將造成嚴重消耗，對於水體環境將造成影響。目前法規針對高科技產 業園區其放流水標準分別為SS、BOD5及COD 低於 30、30 及 100 mg/L， 未來將提高其標準為10、10 及 100 mg/L，氨氮亦將有所管制，以使高科 技產業對於水體環境之衝擊降至最低。 薄膜生物反應槽 (Membrane bioreactor, MBR) 係將傳統活性污泥程 序與薄膜單元結合，省卻終沉池之建置，不僅節省用地空間且操作彈性大， 亦作為去除細菌、難降解有機物及氮、磷等營養物質之高級處理單元，使 其具有生物分解及薄膜分離之雙重功用，進而有效提升生物處理效能及出 流水水質。全球先進國家亦已證明此一技術為經濟可行且同時兼具高污染 去除效率及水回收再利用之新技術，已廣泛應用於處理各種污廢水。 然而薄膜積垢 (Membrane fouling) 為 MBR 操作上最大的限制，其將 使薄膜滲透液量下降或透膜壓力 (Trans-membrane pressure, TMP) 上 升，故薄膜必須更頻繁清洗與替換，造成操作與維護費用增加。 薄膜積垢乃由薄膜與污泥性質之複雜交互作用造成，其因素可分為薄 膜性質、污泥性質及操作條件三部分。薄膜性質包括材質、孔徑大小及模組型式等，污泥性質包括膠羽粒徑大小及混合液懸浮固體物 (Mixed liquid suspended solids, MLSS) 濃度等，操作條件包括曝氣速率、污泥停留時間 及薄膜通量等 (Chang et al., 2002)。 通量大小是最直接影響薄膜積垢速率的因素之一，不同的通量會造成 不同的積垢物沉降在薄膜表面上。當通量大時，顆粒及膠體物質等沉積物 會快速堆積在薄膜表面且其吸引力會壓縮薄膜表面的積垢物，使其更為壓 密，並造成不可逆積垢快速發生。故MBR 成功與否，薄膜通量與其廢水特 性之影響為一重要關鍵。 本研究即針對薄膜生物反應系統應用於低碳氮比廢水進行模型廠試 驗，並探討薄膜通量對於模型廠薄膜生物反應系統處理低碳氮比廢水之影 響。
3
1.2 研究目的
為了確認模型廠薄膜生物反應系統處理低碳氮比廢水之可行性，並探 討薄膜通量對於其影響，本研究主要目的有以下兩點： 1. 建立模型廠薄膜生物反應系統，以進行低碳氮比廢水處理之分析與 研究，驗證放流水水質， 2. 探討薄膜通量對於模型廠薄膜生物反應系統之影響。第二章 文獻回顧
2.1 高科技產業廢污水來源與特性
目前高科技產業之廠商約略可分為積體電路產業、電腦及週邊產業、 通訊產業、光電產業、精密機械產業及生物科技產業等六大產業。此六大 產業之產業廢水特性因產品與製程的差異各有不同，以下分別說明，並整 理如表2.1所示: （1）積體電路產業 主要從事、光罩製作、晶片製造、測試服務、封裝製造及晶圓製品等。 積體電路產業製造過程中會因清洗晶片去除光阻及蝕刻而產生大量廢水； 半導體製程中的清洗，則是利用清洗液所含的化學藥劑，直接溶解晶片表 面的污染物，或對晶片表面進行輕微的侵蝕。無論是晶圓清洗、光阻液清 洗及蝕刻液清除，都會使用大量的有機溶劑，包括丙酮、二氯甲烷、三氯 甲烷、丙醇及甲醇等。 （2）電腦及週邊產業 主要從事電腦系統產品、輸入設備、輸出設備、儲存設備、網路設備 之開發、製造及銷售等工作。由於電腦及週邊產業主要為代工組裝電腦及 週邊設備，大多數工廠之生產線並無明顯污染，但也有少數使用酸、鹼、 有機溶劑之作業區會有廢溶劑及無機酸鹼等產生。 （3）通訊產業 主要從事通訊終端機、數據機、光纖通訊系統、行動電話通訊設備及 其元件之設計、製造及銷售。該製造業製程中需添加使用的原料以硫酸為 最大宗，其次為丙酮、氨水及砷化氫等。 （4）光電產業 主要從事光電半導體之晶片與其零件二極體、電晶體、多媒體系統產5 品、液晶螢幕、太陽電池產品、雷射印表機等產品之研究、開發、生產、 製造及銷售。製程中需添加使用的原料以光阻液、顯影劑為最大宗，其次 為氫氟酸、硫酸、及異丙醇。其廢水將含有 Cu、Pb、Ni、Cr、HF、Sn、 Pd、氰化物、氟化物、磷、金及相關之螯合劑等。 （5）精密機械產業 主要從事生產程序自動控制設備、精密儀器設備、精密原組件、機器 手機系統、光儲存媒體、各類精密塑膠鋼模等產品之研究、開發、生產、 製造及銷售。 （6）生物技術產業 主要從事有關疫苗製劑、檢驗試劑、醫療器材、農業應用、生醫檢驗 服務、生化製品及人工關節、人工骨板等生物技術產品之研究、開發、生 產、製造及銷售。產生的廢水特性，包括製程廢水（含未反應之化學物質） 及酸性廢水等。 表 2.1 高科技產業內容與使用化學藥劑及廢水性質 產業別 製程內容 使用之化學藥劑 產生之廢水性質 積體電路產業 光罩製作、晶片製造、測試服務、封裝製 造及晶圓製品等。 有機溶劑 酸鹼、氟系、研 磨及含銅廢水 電腦及週邊產業 電腦系統產品、輸入設備、輸出設備、儲 存設備、網路設備之開發、製造及銷售等 工作。 酸、鹼及有機溶 劑 酸鹼、研磨及鎳 系廢水 通訊產業 通訊終端機、數據機、光纖通訊系統、行 動電話通訊設備及其元件之設計、製造及 銷售。 硫酸、丙酮、 氨水及砷化氫 酸鹼、氟系及砷 系廢水 光電產業 光電半導體之晶片與其零件二極體、電晶 體、多媒體系統產品、液晶螢幕、太陽電 池產品等產品之研究、開發、生產、製造 及銷售。 光 阻 液 、 顯 影 劑、氫氟酸、硫 酸及異丙醇 酸鹼、氟系、研 磨、有機、砷系、 含銅及鉻系廢水 精密機械產業 生產程序自動控制、精密儀器設備、精密 原組件、光儲存媒體、各類精密塑膠鋼模 等產品之研究、開發、生產、製造及銷售。 - 生活污水 生物技術產業 疫苗製劑、檢驗試劑、醫療器材、農業應 用、生化製品及人工關節、骨板等生物技 術產品之研究、開發、生產、製造及銷售。 有機溶劑 酸鹼及有機廢水
2.2 薄膜分離技術
近年來薄膜發展日新月異，已被廣泛應用於自來水、工業廢水及水污 染改善等各項淨水技術。目前薄膜在淨水處理技術上，已可同時去除懸浮 微粒、有機物、無機鹽及微生物等物質。薄膜單元乃利用不同種類的薄膜 材料，透過篩濾、滲透或電泳等方式達到溶質分離的效果，可取代傳統之 改良式混凝、替代性消毒藥劑、臭氧、生物處理及粒狀活性碳等淨水技術。 相較於其他方式，薄膜淨水技術較傳統淨水方法具有以下優點: (1) 能產生 高品質之出流水。(2) 易操作及維護。(3) 減低能源需求。(4) 節省空間且 可置於室內。(5) 減少化學藥劑用量及污泥產生 (Pirbazari et al., 1992)。 在現今全球水資源短缺且污染益形惡化及水體標準不斷提升下，薄膜技術 具有相當的實用潛力。2.2.1 薄膜過濾機制及方式
薄膜單元為一種藉由壓力驅動，讓混合物通過薄膜表面，憑藉混合物 分子大小或其他性質之不同，透過篩除或是其他不同機制而將混合物純化 的程序。薄膜單元分離的機制可簡單由圖2.1來表示 (Mulder, 1990)。 圖 2.1 薄膜操作機制示意圖 (Mulder, 1990)以薄膜過濾方式區分可分為死端過濾 (Dead-end filtration) 與掃流過 濾 (Crossflow filtration)。死端過濾顧名思義，為壓力方向和水流方向相同，
如圖2.2所示；而掃流過濾則為壓力方向和水流方向垂直之過濾方式。基本
上掃流過濾相較於死端過濾具有效減緩污染物在薄膜膜面的積垢現象，因
此實場皆以掃流為主 (Munir, 1998)。
圖2.2 薄膜過濾方式 (a)死端 (Dead-end) 過濾 (b)掃流 (Cross-flow) 過
濾 (Munir, 1998)
2.2.2 薄膜分類
一般常用於水及廢水處理之薄膜，依孔隙大小可分成緻密薄膜及多孔 薄膜兩種，此兩種薄膜的作用機制不同。緻密薄膜的作用機制是利用薄膜 的材質與待過濾物間的物化作用來達到分離的目的，有較高的選擇性，此 種薄膜型式包括奈過濾 (Nanofiltration, NF) 及逆滲透 (Reverse osmosis, RO)。多孔薄膜的作用機制只靠表面的過濾，與緻密薄膜相比，較接近傳統 的過濾程序，此類薄膜型式包括微過濾 (Microfiltration, MF) 及超過濾 (Ultrafiltration, UF)，也是一般 MBR 程序最常使用之薄膜，MF 薄膜主要是 去除較大顆粒的物質，但可去除物質的粒徑只能到微米左右大小，UF 薄膜 則可去除更小之粒徑，但所需之透膜壓力較高 (Stephenson et al., 2000)。 7
薄膜孔徑大小範圍和可過濾之物質如圖2.3所示。由於 MF 及 UF 孔徑 較大，能截留分子量較大之物質，主要去除顆粒污染物、懸浮固體、細菌 及病毒等，可取代傳統砂濾程序，故多使用於工業廢水處理及二級處理水 之回收再利用。而NF 及 RO 由於孔徑小，能去除大部分的溶解性鹽類及金 屬離子，然而所需耗費成本較高，主要用於海水淡化及家庭用淨水器較多。 圖 2.3 薄膜孔徑對不同物質之分離範圍 (Munir, 1998)
2.2.3 薄膜模組型式
不同薄膜模組型式對於系統過濾效率有很大的影響，好的薄膜模組常 具備以下幾點: 1. 較大之比表面積 2. 進流端具有高度紊流 3. 低耗能 4. 價錢便宜5. 易清洗及擴充。薄膜模組一般可分為平板式、管狀式、螺旋捲 式及中空纖維式四種，主要藉由單元本身型式及填充方式不同區分。此四 種薄膜模組於應用操作、阻塞及能量消耗皆有不同的性能表現，各型式模 組之比較如表2.2所示並分述如下: (Stephenson et al., 2000; 經濟部工業 局，2000 年)9 表 2.2 各式模組之比較 (Stephenson et al., 2000) 種類 比表面積, (m2/m3) 費用 紊流產生 可否反洗 應用 平板式 400-600 高 一般 否 電透析 螺旋捲式 800-1000 低 低 否 RO/NF 管狀式 20-30 非常高 非常高 否 high TSS water 中空纖維式 5000-40000 非常低 非常低 可 MF/UF 1. 平板式 (Flat plate, FP) 平板式模組乃由圓板狀或長方形之平面膜重疊而成，其組合方式類似 板框壓濾機或板式熱交換器，多數模板以 1 mm 前後之間隔重疊使用，滲 透液由每一板組間流出。其優點在於低能量消耗及易於拆除清洗，但因每 片薄膜均需個別的支撐體，故其填充密度較低，且其於操作之前需生長一 層 生 物 膜 ， 使 其 孔 徑 變 小 ， 使 用 上 較 不 方 便 ， 一 般 常 用 於 電 透 析 (Electrodialysis, ED)、MF、RO 及 MBR。Torres et al. (2008) 曾利用平板
式MBR 研究其應用於精煉廠廢水之處理效率，其濁度、BOD5及氨氮處理 效率可達98、97 及 96%。 2. 螺旋捲式 (Spiral wound, SW) 螺旋捲式模組為將兩平面膜固定於多孔性支撐體，兩層間以網狀布襯 墊，薄膜的三邊均密合，僅開口端接於模組中間的收集管，再纏繞於收集 管而成。其具有高填充密度，在低水流速度下便可發生紊流且透膜壓損較 小，但不易清洗，若無良好的前處理，不適合處理高濁度之進流水，一般 多用於 NF 及 RO。 3. 管狀式 (Tubular) 管狀式模組為薄膜被覆在一多孔細管表面，進流廢水由其中一端流 入，濃縮液自管之另一端流出，而滲透液則經薄膜後再自管壁流出，形成 類似熱交換器的管狀結構，進流可通透薄膜者之滲透液，經由外殼金屬管 排除，而不能通透薄膜者之濃縮液，則流至模組末端出口處。由於採掃流
式操作，故較不易為懸浮固體物所阻塞，因此可在高壓下操作，適用於 MBR，但由於其單位薄膜面積所佔空間甚大，且透膜壓損高，使其能量消 耗較其他三種高，故操作成本相對提高。Diels et al. (1995) 及 Sun et al. (2003) 曾利用管狀式 MBR 研究其應用於重金屬與高強度廢水之降解效 率，其重金屬與COD 處理效率可高達 98%以上。 4. 中空纖維式 (Hollow fiber, HF) 中空纖維式模組將薄膜製成如髮絲般的中空纖維狀，再集束於壓力元 件內，由於其不需薄膜支撐體，因此填充密度高，且又因具有大的比表面 積且造水率高，故設備費用低。其操作方式採用由內向外或由外向內產生 濾液，過濾壓力小 且可利用曝氣所產生的水流剪力將膜表面的積垢沖刷下 來以節省並有效利用能源。此外並具有易反沖洗且不佔空間之優勢，故常 用於MBR，並為目前 MBR 薄膜模組公司發展之主流。
Ahn and Song (1999) 曾研究利用中空纖維式 MBR 回收處理都市廢水之可
行性，其SS、BOD5、COD 及 TOC 分別可降至 2、10、30 及 10 mg/L 以 下。Yigit et al. (2009) 亦曾利用中空纖維式 MBR 研究其處理紡織廢水之效 率，其SS、BOD5、COD 及 NH3-N 出流水質分別為 0.6、15、37 及 1 mg/L。 表2.3 為文獻上利用中空纖維式 MBR 所做之研究，不論是都市污水、合成 廢水及工業廢水，由於前述優點，中空纖維式之MBR 為許多研究學者常用 之模組型式。其水質處理效率亦相當高，SS、BOD5 及氨氮處理效率可達 100、99 及 97%。
11
表2.3 文獻上利用中空纖維式 MBR 之研究
Wastewater 薄膜材質 SS BOD5 COD NH3-N Reference Removal (%)
Municipal PE 100 99 93 83 Ueda et al. (1996) Municipal PE 100 93 93 - Ahn and Song (1999) Municipal PS 100 97 92 82 Lim et al. (2007) Synthetic PE 100 - 99 97 Cicek et al. (1999) Synthetic PS - 99 - - Lübbecke et al. (1995) Textile PVDF 100 97 97 91 Yigit et al. (2009) Textile PVDF 100 - 97 70 Badani et al. (2005) Refinery PVDF 98 97 - 96 Torres et al. (2008)
2.3 薄膜生物反應系統技術
薄膜生物反應系統係結合傳統活性污泥法與薄膜分離之一種嶄新技 術，利用透膜壓力為驅動力將活性污泥混合液過濾，並將固體顆粒攔截於 薄膜表面，因此可提高過濾及分離的效率。與傳統活性污泥程序比較，MBR 可得更高品質之出流水，且其操作彈性大、污泥產量少、佔地面積小並具 備消毒、除臭及承受高污染物負荷等優勢。亦由於MBR 可將污泥完全截留 在系統內，故其SRT 長，能使微生物適應期增長進而提高難降解污染物及 營養鹽去除之能力，故具有替代傳統活性污泥程序與水回收之潛力，目前 已廣泛應用於全球各種污廢水處理。表2.4 為全球運用MBR 技術處理之廢水種類 (Stephenson et al., 2000; Marrot et al., 2004)。
表2.4 全球利用 MBR 技術處理之廢水種類 (Stephenson et al., 2000) 廢水種類 Approximate % of total MBRs 工業廢水 27 建築廢水 24 家庭污水 27 都市污水 12 垃圾滲出水 9
然而薄膜積垢為 MBR 操作上最大的限制，其將使薄膜滲透液量下降或 透膜壓力上升，故薄膜必須更頻繁清洗與替換，造成操作與維護費用增加。 薄膜積垢乃由於懸浮微粒、膠體及大分子等物質沉降於薄膜表面或孔洞 內，造成薄膜阻塞之一種積垢現象。而薄膜積垢現象的產生，會使固定通 量操作之MBR 透膜壓力逐漸上升;相反地，會使固定透膜壓力操作之 MBR 滲透液量逐漸下降 (Chang et al., 2002)。然而薄膜積垢造成之透膜壓力上 升或滲透液量下降，其皆使薄膜清洗及替換頻率上升，造成操作成本增加。
2.3.1 MBR分類
MBR 程 序 依 其 功 能 可 分 為 三 類 ， 分 別 為 固 液 分 離 薄 膜 程 序 (Solid-liquid separation MBR)、氧傳式薄膜程序 (Oxygen mass transfer
MBR) 及萃取式薄膜程序 (Extractive MBR)，如圖 2.5 所示。固液分離薄 膜程序為利用薄膜進行固液分離，將固體顆粒截留在系統內，使乾淨的滲 透液流出系統外，其可取代傳統活性污泥程序之終沉池，為目前廣泛應用 之薄膜程序。第二類氧傳式薄膜程序為利用薄膜將空氣導入反應槽中，藉 由薄膜極微小孔徑特性使得進入反應槽的空氣氣泡更為細小，因而提高氣 泡與液體之接觸面積，使得氧傳輸效率較一般活性污泥高。最後萃取式薄 膜程序其薄膜為利用與特定污染物有親和力之材料製成，此程序可以應用 於萃取工業廢水中特定之有機污染物質及一般生物處理程序無法去除之污 染物質 (Stephenson et al., 2000)。
圖 2.4 三種不同 MBR 程序示意圖 (Stephenson et al., 2000) 13
2.3.2 MBR操作型式
MBR 程 序 依 薄 膜 模 組 裝 設 位 置 不 同 ， 可 分 為 外 掛 式 / 側 流 式 (Side-stream) 及沉浸式 (Submerged/Immersed) 兩種，如圖 2.6 所示。 在側流式之操作下，薄膜模組與生物反應槽分離，為一獨立之單元，利用 泵浦將生物反應槽中之混合液抽送至薄膜單元，經薄膜固液分離之作用 後，滲透液直接出流，而污泥迴流至生物反應槽以維持污泥濃度，達淨水 處理之目的；而沉浸式之模組，薄膜浸沒於生物反應槽中，利用負壓將滲 透 液 抽 出 ， 並 直 接 將 污 泥 截 留 於 生 物 反 應 槽 中 以 維 持 污 泥 濃 度 (Stephenson et al., 2000)。本研究採取此沉浸式 MBR 程序方式進行模型廠試驗評估。而沉浸式 MBR 相較於側流式 MBR 有以下優點 (Ueda et al.,1996): 1. 節省能源：沉浸式 MBR 之真空吸引泵浦所需之壓力較側流式 MBR 之 壓力泵浦為小，加上不需循環系統，故所需能源亦較小。 2. 節省設備成本：因沉浸式 MBR 不需循環泵浦，加上不需額外地方放置 薄膜模組，故較側流式MBR 所需之設備成本低。 3. 可擴充性：沉浸式 MBR 不需考慮薄膜之最小通量，可適時對薄膜單元 套件進行擴充，故可適用各種規模之污水廠。 4. 連續處理性：沉浸式 MBR 可進行多組同時過濾，阻塞時只需針對其問 題套件進行清洗或更換，不需整廠區停機。
2.3.3 MBR 之優點
1. 優良之出流水水質 MBR 由於薄膜單元能將污泥有效截留在槽體內，使其污泥停留時間 (Sludge retention time, SRT) 及 MLSS 較一般傳統活性污泥法高，且其出流水水質不受污泥沉降性之影響，操作較具彈性。由於SRT 之延長，可使 一般較不易生長之微生物如硝化菌等生長更完全，進而使其處理效率增加 (Stephenson et al., 2000)。表2.5 為MBR 與傳統活性污泥法處理效率之比 較，顯示 MBR 程序對 SS、有機物及氮、磷之去除效率皆優於傳統活性污 泥法。 2. 生物程序處理效能增加
MBR 由於薄膜分離單元能有效將懸浮物質及大分子有機物等截留於 反應槽內，故可增加生物處理程序中污泥濃度，延長SRT。由於 SRT 之延 長使得MBR 內污泥濃度高，且小顆粒之有機膠體需較長的 SRT 才能去除， 因此有機物的去除效率較佳，故 MBR 對有機物去除率可高達 95%以上的
15 良好去除效果 (Bouhabila et al., 2001)。此外 MBR 污泥膠羽大小大多小於 100 μm，且集中在一小範圍內，而活性污泥法之污泥膠羽大小分布較廣， 從0.5-1000 μm。由於較小的污泥膠羽其溶氧及基質傳輸效率較快，故 MBR 其微生物活性較傳統活性污泥法高 (Visvanathan et al., 2000)。 表 2.5 MBR 與傳統活性污泥法處理效率之比較 (Cicek et al., 1999) Parameter AS MBR Sludge age (d) 20 30 COD removal (%) 95 99 DOC removal (%) 93 97 TSS removal (%) 61 100 TKN removal (%) 90 97 Total P removal (%) 89 97 3. 提升氮、磷營養鹽物質及難分解有機物之去除效率 由於含氮物質會附著在顆粒上，而 MBR 良好的固液分離可將固體物截 留在槽體內，使得含氮物質截留在槽體內
(
Delgado et al., 2002)。此外， 良好的固液分離可以延長其 SRT，使得硝化菌等生長速度較慢之微生物可 以生長，以利硝化作用將氨氮等營養鹽物質轉化或去除 (Huang et al., 2001; Han et al., 2005)。 4. 節省用地面積 一般傳統生物處理程序其固液分離設施如二沉池或砂濾池等需要佔用 許多土地面積，而MBR 其薄膜分離技術可取代固液分離設施，且可將污泥 完全截留於槽體內而提高污泥濃度，進而縮小反應槽體積，此可有效節省 用地面積。此外MBR 更可利用現有之污水處理設備加以提昇，不需另外增2.4 MBR操作條件對於薄膜積垢之影響
一般造成薄膜積垢因素可分為薄膜性質、污泥性質及操作條件三部 分。薄膜性質包括材質、孔徑大小及模組型式等，污泥性質包括膠羽粒徑 大小及混合液懸浮固體物 (Mixed liquid suspended solids, MLSS) 濃度 等，操作條件包括曝氣速率、污泥停留時間及薄膜通量等 (Chang et al., 2002)
。
其中污泥性質又因污泥來源及操作條件之不同而有所差異，MBR 操作條件包括曝氣速率、水力停留時間、污泥停留時間及薄膜通量，其與 薄膜積垢速率息息相關。2.4.1 曝氣速率
曝氣速率會影響水流剪力大小，進而影響薄膜積垢速率，當曝氣速率 增加，水流剪力將變大，進而降低薄膜積垢情形。但曝氣速率存在一臨界 值，薄膜積垢速率不會因為曝氣速率的增加而持續減緩 (Stepheson et al., 2000; Visvanathan et al., 2000; Howell et al., 2004)。Bouhabila et al. (2001) 曾改變曝氣速率為 0.6、1.3、1.8 及 2.4 CMH 並觀察其過濾阻抗，發現隨著曝氣速率的增加其過濾阻抗減小，然而當曝
氣速率從1.8 提高至 2.4 CMH 時，其過濾阻抗減小幅度有限。
2.4.2 水力停留時間
水力停留時間 (Hydraulic retention time, HRT) 的長短亦會影響薄膜
積垢速率。由於較短的HRT 可提供微生物較多的基質及營養鹽，使得系統
中污泥濃度提高，且薄膜阻抗亦會增加，而較長的HRT 其薄膜積垢速率則
較HRT 短時減緩 (Visvanathan et al., 1997)。
Meng et al. (2007) 曾改變不同 HRT 為 10-12、6-8 及 4-5 小時，研究 HRT 對於 MBR 之污泥特性及薄膜積垢之影響，結果研究顯示，當 HRT 降
17
低時，其胞外聚合物濃度、MLSS 都將增加，使得薄膜積垢潛勢增加，但
對於COD 處理效率影響不大。
2.4.3 污泥停留時間
不同的污泥停留時間 (Sludge retention time, SRT) 其污泥產量及組 成亦會有所不同，進而影響系統的生物處理效率及系統中污泥濃度的大小
(
Bouhabila et al., 2001)。SRT 的長短將影響污泥濃度大小，污泥濃度隨SRT 增加而上升，而 SRT 的增加會些微降低污泥中胞外聚合物含量及平均
顆粒粒徑大小，使得薄膜積垢速率較為減緩
(
Chang and Lee, 1998; Huang,2000; Pollice et al., 2005 )。Lee et al. (2003) 及 Han et al. (2005) 亦改變 SRT 為 20、40、60 天與 30、50、70、100 天，皆發現過高的污泥濃度將
使得污泥黏滯度增加，使得薄膜積垢速率隨著 SRT 增加而上升。故 SRT
對於薄膜積垢之影響目前並無統一之結論。而SRT 的長短，亦將影響污泥
濃度，而污泥濃度對於薄膜積垢是否造成影響亦為許多學者所關切的重 點。當污泥濃度大時，其污泥黏滯度會增加，使得薄膜積垢速率上升，其 呈一線性關係 (Lübbecke et al.,1995)。Yigit et al. (2008) 亦指出污泥濃度
於 4600-12600 的 範 圍 中 ， 其薄膜出水通量從 120 LM-2H-1 降 至 57 LM-2H-1，隨MLSS 濃度增加，造成薄膜積垢上升。但亦有學者指出污泥濃 度大小與薄膜積垢速率無關 (Fan et al., 2006)，故目前無一致性的結論。 主要原因乃由於活性污泥為一複雜且多變的物質，其內含有進流基質、微 生物及其代謝產物等交互作用，不同植種來源的污泥其特性亦會有所不 同。但是污泥濃度提高時，其污泥黏度將增加，氧氣傳送率變低且薄膜積 垢速率亦將增加，因而提高操作成本 (Meng et al., 2009)。 綜合整理後可 知當污泥濃度小於6 g/L 時，污泥濃度增加將使積垢速率減緩，而當污泥濃
Brindle and Stephenson, 1996; Madaeni et al., 1999; Defrance et al., 2000; Hong et al., 2002)。
2.4.4 薄膜通量
通量的大小是最直接影響薄膜積垢速率的因素之一，不同的通量會造 成不同的積垢物沉降在薄膜表面上。當通量大時，顆粒及膠體物質等沉積 物會快速堆積在薄膜表面，且其吸引力會壓縮薄膜表面的積垢物，使其更 為壓密，且造成可逆積垢快速發生，故當通量增加時，積垢速率亦會快速 增加 (Chang et al., 2002; Guglielmi et al., 2007; Kimura et al., 2005)。 Germain et al. (2005) 於 5.5-33 LMH 間改變六種不同通量，發現隨著通量 的增加，其薄膜積垢速率呈現指數上升。表 2.6 為文獻上不同操作條件比 較。 薄膜通量為最直接影響薄膜積垢並關係MBR 操作成敗之因素。臨界通 量 (Critical flux) 為 MF 於過濾時存在一通量，當通量大於此臨界通量時， 則有流通量降低的問題，而臨界通量的大小和許多因素相關。故一般MBR 操作時，建議操作於臨界通量之下，即所謂次臨界通量 (Sub-critical flux)， 以避免流通量降低 (Field et al., 1995)。 但根據研究指出，操作於次臨界通量下一段時間後，其透膜壓力仍會 快速上升，並無法避免流通量降低的發生，此乃由於一些大分子有機物其 仍會沉積或吸附於薄膜表面或孔洞，使得薄膜孔洞逐漸縮小或阻塞，造成 薄膜局部通量大於臨界通量，使得透膜壓力快速上升 (Field et al., 1995; Ognier et al., 2004; Pollice et al., 2005)。表 2.6 文獻上不同操作條件比較 Wastewater C/N HRT (h) MLSS (g/L) SRT (d) Working volume (L) Flux (LMH) Reference Synthetic 1.97 7.8 - 20-60 7 9 Lee et al. (2003) Synthetic 17.4 3-6 10 12 7900 12.5 Guglielmi et al. (2007) Municipal 4.8 4.4-8.8 5-10 - 175 8.3-16.7 Kimura et al. (2005) Municipal 12.7 1.1-3.6 8 2-10 1514 30.6 Trussell et al. (2006) Domestic 6.8-4.8 5 - 5-40 95 5 Huang et al. (2001) Domestic 3.3-11.3 3-15 17 50 120 8-15 Parameshwaran et al. (1999) Textile 40.6 14 14 25 230 20 Yigit et al. (2009) Petrochemical 12-13 13 8.6-9.6 25 48 12.5 Qin et al. (2007) Refinery 5 3-16 10-15 50-70 2000 10-28 Torres et al. (2008)
2.5 薄膜積垢速率
為了探討薄膜積垢程度，許多學者以實驗或理論為基礎模式來探討
之，其中最簡單的方法即是Resistance-in-series model，利用 Darcy’s law
(2.1 式) 求其過濾阻抗 (Chang et al., 2002):
(2.1) 其中J 為薄膜通量 (m3/m2-s)；TMP 為 Trans-membrane pressure (Pa)；μ
為過濾液黏度 (viscosity, Pa s)；R 為過濾阻抗 (m-1)。
Ahn and Song (1999) 及Huang et al. (2000) 皆指出溫度會對通量造 成影響。故Huang et al. (2000) 提出在利用Resistance-in-series model求
其過濾阻抗時，先利用2.2 式將所有通量皆修正至 25oC 條件下。
(2.2)
其中J25為修正至25oC 下之通量，JT為實際溫度下之通量
Fan and Zhou (2007) 於探討曝氣速率及 MLSS 對於薄膜積垢之影響 研究中提出了2.3 式，求其阻抗隨時間之變化，以得薄膜積垢速率，藉以評 估薄膜積垢程度。 (2.3) 其中F 為薄膜積垢速率 (1/m/d); R 為過濾阻抗 (m-1)
2.6 薄膜積垢減緩方法
一般薄膜積垢方法可分為物理性方法及化學性方法。物理性方法包過 曝氣清洗、間歇操作及反沖洗;化學方法則為利用化學藥劑進行藥洗。1. 曝氣清洗
沉浸式 MBR 乃將薄膜沉浸於生物反應槽中，其操作時會有顆粒及膠體 物質沉降於薄膜表面，此時將MBR 加以曝氣使得掃流速度增加可以避免此 類顆粒及膠體物質沉降於薄膜表面，進而有效減緩薄膜積垢速率，且亦可 提供MBR 中微生物所需之氧氣。然而，在耗能與減緩薄膜積垢速率的雙重 考量下，曝氣速率及強度的大小存在一最佳值，因為薄膜積垢速率不會因 為曝氣速率及強度的增加而持續減緩 (Stepheson et al., 2000; Fan and Zhou, 2007; Lim et al., 2007; Yigit et al., 2008)。2. 間歇操作
沉浸式 MBR 操作時乃利用泵浦產生負壓，使出流水透過薄膜產出。然 而此負壓會使得顆粒及膠體物質吸附在薄膜表面上。此時採用間歇操作則 可使得負壓消失，有利於水流剪力對吸附顆粒及膠體物質之掃除，避免顆 粒及膠體物質沉降吸附於薄膜表面，進而減緩薄膜積垢速率 (Howell et al., 2004; Lim et al., 2007)。21
3. 反沖洗
操作中空纖維式模組，即使利用間歇操作及曝氣清洗，亦僅能去除薄 膜表面的沉積物，無法去除較深層的積垢，故利用出流水進行反沖洗，可 以去除中空纖維內及較深層之積垢，使得薄膜積垢速率得以有效減緩 (Bouhabila et al., 2001)。4. 化學藥洗
MBR 於長時間操作後，即使利用曝氣清洗、間歇操作及反沖洗等操作， 仍無法完全回復其透膜壓力時，此時便需利用化學藥劑如次氯酸鈉及檸檬 酸等以去除不可逆積垢。然而化學藥劑對於環境會造成一定影響，故如搭 配物理性清洗 (曝氣清洗及反沖洗等)，則可減少化學藥洗次數，減低化學 藥劑對於環境之影響 (Stepheson et al., 2000)。第三章 實驗材料與方法
本研究乃針對薄膜生物反應系統應用於低碳氮比廢水進行模型廠試 驗，其目的為探討薄膜通量對於模型廠薄膜生物反應系統處理低碳氮比廢 水之影響。3.1 實驗材料與設備
3.1.1 實驗材料
3.1.1.1 進流水樣與植種污泥
本研究所用之進流水乃採用某高科技產業園區污水處理廠之進流水， 其平均進流水SS、BOD5、COD 及 NH3-N 分別為 92 、47、62 及 43 mg/L， 與一般都市生活污水比較，其廢水性質屬於低碳氮比廢水。而所用之植種 污泥乃採用某垃圾滲出水處理場之廢棄污泥，其具有硝化菌種。3.1.1.2 薄膜模組與特性
本研究 MBR 採用之薄膜模組為中空纖維膜式，其將膜絲固定於框板 上，如圖 3.1 所示，每一反應槽內可放置 24 片。薄膜材質為聚丙烯 (Polypropylene, PP) ，薄膜平均孔徑 0.2 μm，每一片薄膜過濾面積 (Filtration area) 為 7 m2，其詳細薄膜特性如表3.1 所示。薄膜於操作時， 其壓力會隨膜面及膜孔中之積垢物質累積而上升，故需清洗以維持薄膜之 壓力，避免薄膜之損壞並延長其使用壽命。 薄膜之清洗機制為氣泡清洗、反沖洗及化學藥洗。氣泡清洗係藉曝氣 以增加水流剪力，藉以去除薄膜表面之積垢物質；反沖洗係以出流水經MF 過濾後反向注入薄膜孔洞內進行反洗，每15 分鐘反洗一次，每次 1 分鐘， 藉以去除薄膜孔洞內之積垢物質；化學藥洗時，先將MBR 槽內之混合液抽 至現地清洗 (Clean on site) 暫存槽，再以藥液 (次氯酸鈉或檸檬酸) 浸泡一天，以去除薄膜上之積垢物，再排出藥液，並使用自來水清洗殘留藥液， 再將混合液抽回至MBR 槽。 圖 3.1 中空纖維式薄膜 表 3.1 中空纖維式薄膜特性 Parameter Characteristics Membrane material PP Membrane area 7 m2
Number of membrane fibers 7000 fibers Average pore size 0.2 μm External diameter 410 μm Internal diameter 320 μm
3.1.2 實驗設備
3.1.2.1 模型廠薄膜生物反應系統
本研究之薄膜生物反應系統模型廠於 2008 年 11 月開始動工， MBR 模型廠首先以大型機具將主要的硬體設施定位設置，如圖 3.2所示。待所有 硬體設施皆定位完成後，接續進行管線配置及泵浦安裝，如圖3.3 及圖 3.4 所示。主要硬體設施、管線及泵浦設置安裝完後，即進行可程式邏輯控制器 (Programmable logic controller, PLC) 及其電線設置，如圖 3.5所示。
整個MBR 模型廠至 2009 年 2 月完工，其中包括 MBR 槽體於建造期間經
漏水試驗後發現問題並予以更換。
圖3.3 泵浦組裝
圖3.4 管線配置
圖3.5 PLC 及電線設置 本研究之薄膜生物系統為中空纖維膜式模組並採沉浸式操作，MBR 槽 內裝置24 片框板式之中空纖維膜模組。模型廠主要設備分為前處理及兩套 MBR 系統兩部分 (圖 3.6 所示) 。前處理部分包括快混槽、慢混槽及沉澱 槽 (圖3.7 所示) ，MBR 系統部分包括兼氧槽及 MBR 槽 (圖3.8 所示) 。 除了主要設備之外，其他設備尚包括進流水儲存槽、緩衝槽及 NaHCO3藥 槽 (圖 3.9 所示) 出流水儲存槽及現地清洗儲存槽、化學藥洗槽 (圖 3.10 所示)。所需工作面積約為 8 m (L) x 4 m (W)。各操作單元數量及尺寸詳列 於表3.2中，模型廠平面配置圖如圖3.11 所示。
圖 3.6 生物薄膜反應系統模型廠
圖3.7 MBR 模型廠前處理設備
圖3.8 MBR 模型廠兼氧槽及好氧槽
圖 3.10 MBR 模型廠出流水儲存槽、化學藥洗槽及現地清洗儲存槽
圖3.11 模型廠平面配置圖
表3.2 MBR 各單元數量及尺寸 單元程序 (數量) 尺寸 快混槽 (1) 0.42 m (L) x 0.42 m (W) x 0.5 m (D) 慢混槽 (1) 0.94 m (L) x 0.94 m (W) x 1.0 m (D) 沉澱槽 (1) ∮1.2 m x 1.5 m (D) 兼氧槽 (2) 1.0 m (L) x 0.3 m (W) x 1.95 m (D) 好氧槽含 MBR (2) 1.0 m (L) x 0.7 m (W) x 1.95 m (D) 薄膜生物反應系統由一 PLC 控制 (圖 3.12 所示)，可以電腦固定操作 通量並每 15 分鐘進行反洗 1 分鐘，且由 PLC 控制碳酸氫鈉加藥量，以控 制薄膜生物反應系統之pH 值，以利硝化作用進行。pH、溫度及 TMP 等數 值可經由偵測器記錄於PLC 中。 圖3.12 可程式邏輯控制器
31
3.1.2.2 分析儀器
本研究所使用之實驗儀器及型號如表3.3所示。 表 3.3 實驗設備及型號 實驗儀器 儀器型號 電子天秤 Sartorius BP-221S DO meter TWT inoLab Oxi730 COD 加熱器 DENG YNG105oC 烘箱 CHANNEL DV602 550oC 烘箱 Nabertherm pH meter SUNTEX SP-2200 分光光度計 HITACHI U-3010 spectrophotometer 粒徑分析儀 Mastersizer/E, MALVERN
3.2 實驗流程
本研究分為實驗室研究與模型廠研究兩部份，實驗室研究包括氨氮生 物降解試驗及半連續式試驗，以確認低碳氮比廢水是否具氨氮生物降解性 並求得硝化作用最短之SRT 以供後續模型廠研究參考。待模型廠建造完成 後，即進行MBR 模型廠之污泥馴養及模型廠操作測試。待 MBR 模型廠馴 養完成達到穩定狀態後，將MBR 系統改變不同通量 (薄膜片數) 並採樣分 析進出流水質，以探討不同通量對於MBR 系統處理低碳氮比廢水處理效率 影響。本研究流程如圖3.13所示。文獻蒐集
模廠設置
實驗室研究
MBR 模廠馴養
改變通量
探討薄膜通量之影響
採樣與分析
圖 3.13 研究流程圖3.3 實驗方法
3.3.1 實驗室研究
3.3.1.1 氨氮生物降解試驗
為了評估低碳氮比廢水是否具氨氮生物降解性故進行實驗室批次式試 驗，實驗方法如下:實驗分為兩組同時進行，其操作條件皆相同，唯一差別 為原水是否經前處理 (混凝、膠凝及沉澱)，前處理之混凝劑 (PAC) 與膠凝 劑 (Polymer) 最適加藥量乃依實驗室進行之瓶杯試驗 (Jar Test) 結果作為加藥量，如圖3.14。其試驗方式如下:
1. 取污水 500 mL 裝於 1 L 燒杯內，於相同條件下控制不同混凝劑量： 0.5、1、2、4、8、16 mg/L 及 2、4、8、16、32 及 64 mg/L。
3. 慢混 (25 rpm) 30 分鐘後，靜置 30 分鐘。 4. 取上澄液檢測濁度並比較結果。 圖 3.14 Jar Test 確認前處理之最適加藥量後，一組直接使用2 L 自園區採集之進流水作
為原水裝於5 L 反應槽內，另一組則依據先前 Jar Test 的結果，使用 PAC
及Polymer 之最低加藥量，依先前 Jar Test 步驟，快混 (100 rpm) 2 分鐘，
再慢混 (25 rpm) 30 分鐘後靜置 30 分鐘，直接取 2 L 上澄液 (不必過濾或 離心) 作為原水裝於 5 L 反應槽內。 最後再將兩組原水個別與某垃圾滲出水處理廠 2 L 廢棄污泥 (控制稀 釋到3000 mg/L) 混合。實驗開始後使用曝氣馬達持續曝氣 (DO 維持在 2 mg/L 以上) 並同時進行攪拌，實驗過程中不排泥，每天記錄其 pH 值及水 溫，並採集水樣保存分析氨氮，直至氨氮降解完，以驗證低碳氮比廢水具 氨氮生物降解性。 33
3.3.1.2 半連續式試驗
半連續式試驗依原水是否經前處理 (混凝、膠凝及沉澱) 分為兩批次模 組，每一批次模組再分為8、12 及 16 天三種不同之 SRT 共六組同時進行， 確認硝化反應所需最低SRT，以作為後續 MBR 模型廠試驗操作參考。 兩批次模組其操作條件皆相同，唯一差別為原水是否經前處理 (混凝、 膠凝及沉澱)。其中一組直接取 1 L 自園區採集之進流水作為原水個別裝於 3 個 2 L 燒杯，另一組則將園區進流水先經前處理，依據先前 Jar Test 的結果，使用PAC 及 Polymer 之最低加藥量，並依先前 Jar Test 步驟，快混 (100
rpm) 2 分鐘，再慢混 (25 rpm) 30 分鐘後靜置 30 分鐘，直接取 1 L 上澄液 (不必過濾或離心) 作為原水個別裝於 3 個 2 L 燒杯，最後再將六組 2 L 燒 杯個別與1 L 氨氮生物降解試驗馴養後之活性污泥混合，使用曝氣馬達持續 曝氣 (DO 維持在 2 mg/L 以上) 同時進行攪拌。 兩批次模組 (原水是否經前處理) 每天固定排出 125 mL、83 mL 及 63 mL 混合液，以控制其 SRT 為 8、12 及 16 天，每天記錄其 pH 值、DO 及 水溫，並採集反應前後之水樣分析溶解性生化需氧量、化學需氧量、氨氮、 硝酸鹽氮及亞硝酸鹽氮，以探討其硝化作用最低之SRT。
3.3.2 模型廠薄膜生物反應系統研究
本研究中 MBR 模型廠進流水為某高科技產業園區污水處理廠前處理 (包括攔污柵及沉砂池) 後之原水，先將進流水儲存於進流水儲存槽，利用 泵浦將原水送入兩套MBR 系統，分別命名為 SRT 12 d 及 SRT 10 d，包括 兼氧槽以及好氧槽，滲透水經由薄膜泵浦產生負壓抽出至出流水儲存槽。 本研究採用兩套MBR 系統乃為了節省研究時間。Silva et al. (1998) 曾比 較完全好氧MBR 及兼氧/好氧 MBR 兩者系統效率，發現兩者硝化效果皆良 好，但兼氧/好氧 MBR 其於脫硝方面較完全好氧 MBR 佳。故 MBR 槽中之混合液迴流 (2Q) 至缺氧槽，以進一步評估脫硝之可行性，其處理流程示 意圖如圖3.15所示。 本研究中 MBR 系統控制 SRT 為 10 及 12 天，且維持好氧槽之溶氧在 2 mg/L 以上，並利用 1 M NaHCO3來控制好氧槽中之鹼度及pH，雖然硝 化作用最適之 pH 為 7.5-8.0，但為了利於 pH 值之控制且避免藥量大幅使 用，故維持 MBR 系統 pH 值在 7.0-7.2 之間，不僅可減低用藥量，且不影 響硝化反應進行。 圖 3.15 MBR 模型廠示意圖
3.3.2.1 污泥馴養
於SRT 12 d 及 SRT 10 d 兩組 MBR 中植入相同之污泥量，以不同之 SRT (12 及 10 天) 及相同之進流量 (1 CMH)、曝氣量 (0.48 m3/min)、薄 膜種類 (PP 中空纖維膜) 及膜片數量 (親水膜，24 片) ，控制其通量為 5.95 LMH 進行污泥馴養，並利用 1 M 之 NaHCO3 維持反應槽 pH 及提供足夠 之鹼度，以利硝化作用。藉由監測MLSS 及出流水水質 (BOD5及NH3-N) ， 瞭解系統之穩定程度，並於此階段測試及調整模型廠之硬體設施，以利後 續操作及研究。 353.3.2.2 薄膜通量實驗
將 SRT 12 d 及 SRT 10 d 兩套 MBR 固定流量為 1 CMH，控制曝氣速 率在0.48 m3/min (CMM)，以 30 秒為週期循環曝氣，藉由改變不同片數的 薄膜模組 (24、20 及 16 片)，使其薄膜通量分別為 5.95、7.14 及 8.93 LM-2H-1，每天紀錄兼氧槽及好氧槽之溶氧、溫度、滲透通量及 TMP，以探 討MBR 之最適通量及不同通量對於 MBR 系統處理低碳氮比廢水效率之影 響。表3.4為本研究之操作期程及操作變數表。 表 3.4 薄膜通量試驗之操作期程及操作變數表 System SRT 12 d SRT 10 d Q, CMH 1 HRT, h 1.92 SRT, d 12 10 Flux, LMH Stage 0 5.95 1 5.95 2 7.14 3 8.93 4 7.143.3.2.3 化學藥洗
當MBR 其 TMP 達 50 cm-Hg 時，且無法藉由曝氣清洗及反沖洗恢復 其TMP 時，即進行化學藥洗。化學清洗步驟如下: 1. 將 MBR 槽體污泥抽至 CIP 暫存槽 2. 將 MBR 槽體用清水沖洗乾淨並將自來水注入 MBR 槽體內 3. 加入檸檬酸使其 pH<3，並浸泡一天 4. 待檸檬酸浸泡完後，用清水將 MBR 槽體清洗乾淨，並注入清水，加入 次氯酸鈉使其濃度為10-12% 後浸泡一天 5. 待次氯酸鈉浸泡完後，再用清水將 MBR 槽體清洗乾淨後，將 CIP 槽體 內污泥抽回MBR 槽體37
3.3.3 採樣及分析項目與方法
本研究中水質分析項目及採樣頻率如表3.5所示，採樣方法與水樣保存 原則皆參照環保署所公告之水質檢測方法總則 (NIEA-PA102)，如表3.6 所 示。檢驗分析方法為參照行政院環境保護署環境檢驗所公告之標準檢驗方 法，如表 3.7 所示。水質分析之品保/品管措施與規定皆參照環保署所制訂 之「環境實驗室品管分析執行指引」，執行流程如圖3.16所示。 表3.8為本研究中各水質分析項目之品保/品管措施與規定，包含檢量 線製備與確認、空白樣品分析、重複樣品分析、查核樣品分析及添加樣品 分析，分述如下。 表 3.5 水質分析項目及採樣分析頻率 檢測項目 進流水 出流水 好氧槽 溫度 Daily Daily DailypH Daily Daily Daily
總懸浮固體物 3 次/Week 3 次/Week 3 次/Week 揮發性懸浮固體物 3 次/Week 3 次/Week 3 次/Week 生化需氧量 3 次/Week 3 次/Week - 溶解性生化需氧量 3 次/Week 3 次/Week - 化學需氧量 3 次/Week 3 次/Week - 亞硝酸鹽氮 3 次/Week 3 次/Week - 硝酸鹽氮 3 次/Week 3 次/Week - 氨氮 3 次/Week 3 次/Week - 正磷酸鹽 1 次/Week 1 次/Week -
表3.6 水質檢測各種檢測項目的採樣需求及保存方法 檢測項目 水樣量 (mL) 容 器 保存方法 保存期限 總懸浮固體 3000 抗酸性之玻璃 或塑膠瓶 暗處，4 oC 冷藏 7 天 揮發性 懸浮固體 3000 抗酸性之玻璃 或塑膠瓶 暗處，4 oC 冷藏 7 天 生化需氧量 1,000 玻璃或塑膠瓶 暗處，4oC 冷藏 48 小時 溶解性 生化需氧量 1,000 玻璃或塑膠瓶 暗處，4 oC 冷藏 48 小時 化學需氧量 100 玻璃或塑膠瓶 加硫酸使水樣之 pH < 2，暗處，4℃oC 冷藏 7 天 硝酸鹽 100 玻璃或塑膠瓶 暗處，4oC 冷藏 48 小時 亞硝酸鹽 100 玻璃或塑膠瓶 暗處，4oC 冷藏 48 小時 氨氮 100 玻璃或塑膠瓶 加硫酸使水樣之pH < 2，暗處，4oC 冷藏 7 天 磷酸鹽 100 以1+1 硝酸洗 淨之玻璃瓶 用濃硫酸將樣品酸化至pH 值為 1.5-2.0，並 於4oC 下貯存 48 小時 表 3.7 分析項目與檢驗方法 分析項目 檢驗方法 方法依據 總懸浮固體及揮發性懸 浮固體物 重量法 NIEA W210.57A 生化需氧量 電極法 NIEA W510.54B 化學需氧量 滴定法 NIEA W515.54A 硝酸鹽 分光光度計法 NIEA W419.51A 亞硝酸鹽 分光光度計法 NIEA W418.51C 氨氮 分光光度計法 NIEA W448.51B 正磷酸鹽 分光光度計法 NIEA W427.52B
圖3.16 品保/品管執行流程圖
表3.8 園區水質分析項目品質管制措施規定 品管分析要求 檢測項目 檢量線製備 檢量線確認 空白樣品分析 重複樣品分析 查核樣品分析 添加樣品分析 總固體及總 懸浮固體 X X X O O X 生化需氧量 X X O O O X 化學需氧量 X X O O O X 硝酸鹽 O O O O O O 亞硝酸鹽 O O O O O O 氨氮 O O O O O O 正磷酸鹽 O O O O O O 註： ○表示必需執行 X 表示可不必執行 (a) 檢量線之製備及確認 製備檢量線依檢測方法所規定之步驟，配製五種不同濃度 (不含空白零 點) 的標準溶液，使樣品濃度介於上述濃度範圍，再由儀器所得感應訊號值 對應標準溶液濃度，繪成一相關線性圖，最後利用直線的最小平方差方程 式求得一直線迴歸方程式，並計算其相關係數r，原則上此相關係數應大於 或等於0.995。 (b) 空白樣品分析 每批次樣品執行一試劑空白樣品分析，此空白值不大於方法偵測極限 之二倍。 (c) 重覆樣品分析 將一樣品等分為二，依相同前處理及分析步驟，針對同批次中之同一 樣品作兩次以上的分析，每批次樣品執行一次重複樣品分析，藉此確定操 作程序的精密度。
(d) 查核樣品分析 配製落於檢量線內適當濃度之標準品，依相同步驟分析，計算其回收 率，每批次樣品同時分析一個查核樣品，藉此確定分析結果的準確度。本 研究水質分析查核回收率如表3.9 所示。 (e) 添加樣品分析 將樣品等分為二，一部分依樣品前處理及分析步驟直接分析之，另一 部份添加適當濃度之待測物標準溶液後，再依樣品前處理及分析步驟分析 之，每批次樣品同時執行一個添加樣品分析。由添加標準品量、未添加樣 品及添加樣品之測定值計算添加標準品之回收率。藉此瞭解檢測方法之樣 品之基質干擾及檢測方法之適用性。本研究水質分析添加回收率如表 3.9 所示。 表 3.9 實驗分析查核回收率及添加回收率 BOD5 COD NO2-N NO3-N NH3-N PO43--P % 查核回收率 92-107 90-110 99-102 98-104 101-112 100-103 添加回收率 - 94-111 97-99 80-101 99-107 98-103
3.4 薄膜積垢速率與單位過濾面積滲透液量分析
本 研 究 為 探 討 薄 膜 積 垢 速 率 之 變 化 ， 採 用 Resistance-in-series model ，首先利用 Darcy’s law (3.1 式)，求出 MBR 系統之阻抗變化。(3.1) 其 中J 為 薄 膜 通 量 (m3/m2-s) ； TMP 為 Trans-membrane pressure
(Pa)；μ為過濾液黏度 (viscosity, Pa s)；R為過濾阻抗 (m-1)。
在利用Resistance-in-series model求其過濾阻抗時，先利用Huang et
al. (2000) 所提之修正公式 (3.2 式)，將所有通量皆修正至 25oC 條件下。
(3.2)
其中J25為修正至25oC 下之通量，JT為實際溫度下之通量
最後再利用 Fan and Zhou (2007) 所提之阻抗隨時間之變化，以得薄 膜積垢速率 ( 3.3 式)，藉以評估不同通量對其薄膜積垢速率之影響。 (3.3) 其中F 為薄膜積垢速率 (1/m/d); R 為過濾阻抗 (m-1) 為了更進一步了解不同薄膜通量對於薄膜生物反應系統之影響，本研 究將各不同薄膜通量下其 TMP 趨勢利用迴歸分析預測其 TMP 由 0 到 50 cm-Hg 進行化學藥洗所能操作之天數，即化學藥洗週期 (Cycle time)，並 將其乘上該薄膜通量，即得不同薄膜通量下其單位過濾面積之滲透液量。
43
第四章 結果與討論
4.1 實驗室研究
在MBR 模型廠開始試俥前，必須進行實驗室研究，以針對模型廠之混 凝劑量、氨氮生物降解性及其行硝化作用所需最短之污泥停留時間作一初 步探討，以提供MBR 模型廠參考。4.1.1 氨氮生物降解試驗
在進行氨氮生物降解試驗之前，首先進行 Jar Test 以作為前處理混凝 劑加藥量之參考。其量測之濁度結果如表4.1 所示。兩組Jar Test 結果顯 示濁度隨著混凝劑量的增加而下降，當混凝劑量為16 mg/L 時，其濁度已 小於5 NTU 以下，當混凝劑量再增加，其濁度並無明顯降低，故考量經濟 效益及安全係數，決定採用20 mg/L 為前處理混凝劑加藥量。 表4.1 Jar Test 濁度結果 混凝劑量 0.51 1 2 4 8 16 助凝劑量 0.3 0.3 0.3 0.3 0.3 0.3 NTU 16.2 14.7 10.9 10.2 5.7 3.3 混凝劑量 21 4 8 16 32 64 助凝劑量 0.3 0.3 0.3 0.3 0.3 0.3 NTU 14.5 9.7 6.5 4.0 3.7 1.2 1mg/L 氨氮生物降解實驗分為兩組同時進行，一組經前處理 (混凝、膠凝及沉 澱)，另一組未經前處理，原水及污泥性質如表 4.2 所示，由於樣品為園區 調勻池之後之原水，其pH 值約在 7.0。氨氮濃度約 60 mg/L。污泥稀釋後 濃度約為2400 mg/L。亦由於稀釋關係，污泥原始氨氮濃度為 13 mg/L。氨氮生物降解試驗其結果如圖4.1及圖 4.2所示，在反應初期其 pH 值並無明 顯下降，代表硝化反應尚未開始，其氨氮並無明顯之下降。當硝化反應開 始，其pH 值亦開始下降，故其氨氮明顯下降。為了使得硝化反應可以持續 進行，當pH 下降低於 7.0 以下，即使用 1 M NaHCO3 調整其 pH 值至 7.0 以上，使用NaHCO3不僅可以調整pH 值，亦可提供硝化反應所需之碳源。 表4.2 氨氮生物降解試驗原水特性 原水 未經前處理 經前處理 污泥 pH 7.30 7.10 7.57 氨氮1 64 60 13 總懸浮固體物1 - - 2408 1mg/L 0 5 10 15 20 25 30 0 20 40 60 80 SBOD5 from 38 to 3 mg/L SBOD5 from 36 to 4 mg/L Wastewater (VSS/SS=1360/2815=0.48)
Wastewater after pretreatment (VSS/SS=1200/2420=0.50)
NH
4 +-N concentration (mg/L)
Time (d)
11/13-11/28 11/30-12/6 圖4.1 兩階段氨氮生物降解試驗氨氮降解趨勢圖0 5 10 15 20 25 30 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0 Wastewater
Wastewater after pretreatment
pH
Time (d)
A d d 1 M N a H C O 3 11/13-11/28 11/30-12/6 圖 4.2 兩階段氨氮生物降解試驗 pH 趨勢圖 第一階段氨氮生物降解試驗經過 15 天之硝化反應，其氨氮已降至 5 mg/L 以下。為了再次確認其氨氮生物降解性及污泥菌種馴養狀況，進行第 二階段氨氮生物降解試驗，故將原第一階段之反應槽污泥沉澱靜置後，取 其上層液2 L 後，再補入新的原水 2 L，其原水特性如表 4.3所示。氨氮生 物降解試驗結果數據如附錄所示，其硝化反應開始之時間較第一階段氨氮 生物降解試驗來得短，故其pH 值在反應開始之後即逐漸下降，主要由於其 污泥菌種已經過第一階段的活化馴養，故不需經歷第一階段所需之遲滯 期，其氨氮降至5 mg/L 較第一階段之氨氮生物降解實驗來得短，僅需 7 天 左右。 兩階段氨氮生物降解試驗其氨氮降解以及 pH 變化如圖4.1及圖4.2所 示。由其氨氮降解趨勢圖顯示第一階段其氨氮生物降解速率較第二階段來 得緩慢許多，所需時間為第二階段的兩倍左右，故其第一階段氨氮生物降 解試驗其pH 下降亦較第二階段來的緩慢許多，而由此結果也證明低碳氮比 廢水具氨氮生物降解性。 45表 4.3 第二次氨氮生物降解試驗原水特性 原水 未經前處理 經前處理 pH 7.27 7.22 氨氮1 72 69 1mg/L
4.1.2 半連續式試驗
半連續試驗分為兩批次模組、三組SRT 同時進行，兩批次模組一組為 經前處理 (混凝、膠凝及沉澱)，另一組則為未經前處理之原水。三組 SRT 分別為 8、12 及 16 天，其 pH、溫度及溶氧之結果如圖 4.3、圖 4.4 及圖 4.5所示，詳細數據如附錄所示。 由於三組 SRT 其所混合之污泥為先前氨氮生物降解實驗後之活性污 泥，已經過馴養，故其pH 值均有明顯之下降，顯示其均有硝化反應。而溫 度 之 變 化 差 異 並 不 明 顯 ， 大 部 分 溫 度 皆 在 20-25oC 之 間 ， 而 在 2008/12/30-2009/1/4 之間溫度低於 20oC 之原因，乃由於寒流來襲所導致。 溶氧的變化亦無明顯之差異，大部分溶氧大於7 mg/L 以上，表示其足以提 供硝化反應所需之需氧量。 表4.4 為原水及反應後水質分析，結果顯示，三組不同之SRT 其氨氮 幾乎可完全被去除，而所去除之氨氮亦轉為硝酸鹽氮，顯示其三組SRT 均 可完成硝化反應。而三組SRT 其 SBOD5均可降至6 mg/L 以下，而經前處 理與未經前處理系統其SBOD5差異並不大。 由於三組 SRT 其氨氮分解反應及 SBOD5去除之效率差亦並不明顯， 因此MBR 模型廠之污泥停留時間以 8 及 6 天作為操作參數。0 5 10 15 20 25 30 35 5 6 7 8 9 Wastewater SRT 8 d SRT 12 d SRT 16 d
pH
Time (d)
Add 1 M NaHCO3 (a) 0 5 10 15 20 25 30 35 5 6 7 8 9 Add 1 M NaHCO3Wastewater after pretreatment SRT 8 d SRT 12 d SRT 16 d
pH
Time (d)
(b) 圖4.3 半連續式試驗 pH 趨勢圖 (a) 原水 (b)原水經前處理 470 5 10 15 20 25 30 35 10 15 20 25 30 Wastewater SRT 8 d SRT 12 d SRT 16 d
Temperat
ure (
oC)
Time (d)
(a) 0 5 10 15 20 25 30 35 10 15 20 25 30Wastewater after pretreatment SRT 8 d SRT 12 d SRT 16 d
Temperature (
oC)
Time (d)
(b) 圖4.4 半連續式試驗溫度趨勢圖(a) 原水 (b)原水經前處理0 5 10 15 20 25 30 35 7 8 9 10 Wastewater SRT 8 d SRT 12 d SRT 16 d
DO
Concent
rat
ion (mg/
L)
TIme (d)
(a) 0 5 10 15 20 25 30 35 7 8 9 10Wastewater after pretreatment SRT 8 d SRT 12 d SRT 16 d
DO Concent
rat
ion (mg/
L)
Time (d)
(b) 圖4.5 半連續式試驗溶氧趨勢圖 (a) 原水 (b)原水經前處理 49表 4.4 半連續式批次試驗原水及反應前後水質分析結果 原水 MLSS MLVSS SBOD5 NH3-N NO3--N NO2--N mg/L 未經前處理 118 71 26 63 1 0.05 經前處理 11 3 30 52 6 0.04 SRT, d Wastewater (生物降解前) 8 - - 27 37 - - 12 - - 27 26 - - 16 - - 29 35 - -
Wastewater after pretreatment (生物降解前)
8 - - 30 20 - - 12 - - 27 24 - - 16 - - 28 25 - - Wastewater (生物降解後) 8 391 174 7 1 31 0.004 12 355 148 6 0 33 0.013 16 573 283 6 0 26 0.003
Wastewater after pretreatment (生物降解後)
8 330 154 3 1 31 0.007 12 383 175 3 0 33 0.002 16 445 220 3 0 26 0.005
