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大仁科技大學環境管理研究所 碩士學位論文 結晶軟化

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(1)

大仁科技大學環境管理研究所

碩士學位論文

結晶軟化/快濾床及後臭氧/生物活性碳濾床 對水中有機物移除效能之差異

The Differences of Organic Removals by Fluidized Pellet Softening Bed/Rapid Filtration and Ozonation/Biological

Activated Carbon in Full Scale Plants

指 導 教 授 :賴 文 亮 博士

(2)

研 究 生:黃 于 珊

中 華 民 國 106 年 7 月

(3)

摘要

(4)

Abstract

(5)

致謝

(6)

目錄

摘要...I Abstract...II 致謝...III 目錄...IV 圖目錄...VII 表目錄...IX

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 快濾床...3

2-1-1 快濾床的種類、操作方式及反洗...3

2-1-2 快濾床對濁度及有機物之去除...8

2-1-3 影響快濾床操作性能之因子...12

2-2 後臭氧/生物活性碳濾床...13

2-2-1 後臭氧對有機物性質之影響...13

2-2-2 後臭氧之氧化機制...15

2-2-3 活性碳對有機物吸附...16

2-2-4 影響後臭氧/生物活性碳去除有機物之因子...17

2-3 水中有機物分類及性質...21

2-3-1 自然水體中有機物分類與性質...21

2-3-2 水中有機物之替代參數...23

2-3-3 生物可分解有機質量測...23

2-4 光譜在有機物量測之應用...26

2-4-1 光譜在有機物之分析...26

2-4-2 螢光激發發射全譜 (Excitation-Emission Fluoresence Matrix ,EEFM)...27

2-4-3 紫外光吸收光譜...30

第三章 研究架構、系統操作與參數分析...32

3-1 研究流程規劃...32

3-2 澄清湖及鳳山淨水處理廠之處理流程及規格...32

3-2-1 澄清湖淨水廠...34

3-2-2 鳳山淨水廠...34

3-3 實驗參數分析...37

(7)

3-3-1 基本水質...37

3-3-2 螢光激發發射光譜 EEFM (Excitation Emission Fluorescence Matrix, EEFM)...37

3-3-3 非揮發性溶解性有機碳(non-purgable dissolved organic carbon,NPDOC)...38

3-3-4 分子量分析(Molecular Weight)...39

3-3-5 紫外光-可見光吸收光譜(UV Absorption Spectrometer)40 3-3-6 粒徑分析及表面電位測定...41

第四章 結果與討論...43

4-1 結晶軟化床/快濾床...43

4-1-1 實場結晶軟化/快濾床之基本水質...43

4-1-2 實場結晶軟化/快濾床中進出水 SUVA 值、有機碳含 量及分子量大小之變化...45

4-1-3 實場結晶軟化/快濾床進出水中光譜特性之變化...51

4-1-4 實場結晶軟化/快濾床進出水中有機物性質之變化...61

4-2 後臭氧/生物活性碳濾床...63

4-2-1 實場後臭氧/生物活性碳濾床之基本水質...63

4-2-2 後臭氧/生物活性碳濾床中進出水 SUVA 值、有機碳 含量及分子量大小之變化...66

4-2-3 實場後臭氧/生物活性碳濾床進出水中光譜特性之變 化...71

4-2-4 實場後臭氧/生物活性碳濾床進出水中有機物性質之 變化...81

4-4 循環式濾床穩定化的操作分析...83

4-4-1 基本水質...83

4-4-2 有機碳含量及分子量變化...85

4-4-3 循環式濾床水中光譜特性及五類有機性質之變化...85

4-4-4 紫外光吸收光圖譜...85

第五章 結論與建議...86

5-1 結論...86

5-2 建議...86

參考文獻...87

(8)
(9)

圖目錄

圖2-1 MAWTP 淨水廠之總 TOC 及臭氧程序之 TOC 去除率...20 圖3-2 分子量與停滯時間關係圖...40 圖4-1 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月

份之濁度變化...43 圖4-2 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月

份之平均粒徑變化...44 圖4-5 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月

份之膠體表面電位變化...45 圖4-6 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月

份之SUVA 值...46 圖4-7 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月

份之有機碳含量變化...47 圖4-8 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月

份之分子量變化...49 圖4-9 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同

月份之分子量變化(UV=254 nm)...50 圖4-10 2016 年 CCL 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月份之

EEFM 圖(經 0.22µm 過濾)...54 圖4-11 2016 年 FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出水不同月份之

EEFM 圖(經 0.22µm 過濾)...56 圖4-12 2016 年(A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出

水不同月份之總螢光強度及五類有機物(經 0.22µm 過濾)...59 圖4-13 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出

水不同月份之UV210 (經 0.22µm 過濾)...60 圖4-14 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出

水不同月份之UV254 (經 0.22µm 過濾)...61 圖4-15 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出

水不同月份之腐質化指數...62 圖4-16 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出

水不同月份之生物指數...63 圖4-17 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進

出水不同月份之濁度變化...64 圖4-18 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進

出水不同月份之平均粒徑變化...65 圖4-19 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進

(10)

出水不同月份之膠體表面電位變化...66

圖4-20 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進 出水不同月份之SUVA 值...67

圖4-21 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進 出水不同月份之有機碳含量變化...68

圖4-22 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進 出水不同月份之分子量變化(UV=210 nm)...70

圖4-23 2016 年(A)CCL(B)FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進 出水不同月份之分子量變化(UV=254 nm)...71

圖4-24 2016 年 CCL 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進出水不同 月份之EEFM 圖(經 0.22µm 過濾)...74

圖4-25 2016 年 FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾床進出水不同月 份之EEFM 圖(經 0.22µm 過濾)...76

圖4-26 2016 年(A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出 水不同月份之總螢光強度及五類有機物(經 0.22µm 過濾)...79

圖4-27 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾 床進出水不同月份之UV210 (經 0.22µm 過濾)...80

圖4-28 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾 床進出水不同月份之UV254 (經 0.22µm 過濾)...81

圖4-29 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠後臭氧/生物活性碳濾 床進出水不同月份之腐質化指數...82

圖4-30 2016 年 (A) CCL 及 (B) FS 淨水廠結晶軟化/快濾床進出 水不同月份之生物指數...83

表目錄

表2-1 快慢濾池之特性比較...3

表2-2 快濾床之濾料特性...5

表2-3 國內常用之各類過濾型式及特性...7

表2-4 各種氧化劑之還原電位...14

表2-5 經 BAC 過濾之 FA 去除率...14

表2-6 不同 EBCT 下之 pH 值變化...19

表2-7 GAC 與雙層濾料濾床對有機物去除率之比較...19

表2-8 有機物之替代參數...24

表2-9 NOM 分離及濃縮方法...25

表2-10 螢光激發發射光譜分析在不同領域之應用...27

表2-11 水樣主要螢光範圍...29

(11)

表2-12 不同波長所對應之有機物參數及特性...30

表2-13 SUVA 值與有機物性質分佈及去除效果之關係...31

表3-1 各水廠處理之流程...32

表3-2 澄清湖淨水廠各單元之設計規格...35

表3-3 鳳山淨水廠民生淨水各單元設計規格...36

表3-4 螢光光譜儀 (EEFM)之操作參數設定值...38

表3-5 紫外光及可見光譜儀參數設定值...40

表4-1 2016 年 CCL 結晶軟化/快濾床激發位置及螢光強度...53

表4-2 2016 年 FS 結晶軟化/快濾床激發位置及螢光強度...55

表4-3 2016 年 CCL 後臭氧/生物活性碳濾床激發位置及螢光強度 ...73

表4-4 2016 年 FS 後臭氧/生物活性碳濾床激發位置及螢光強度...75

(12)

第一章 前言

1-1

研究背景

淨水廠中主要的過濾程序為結晶軟化/快濾床及生物活性碳濾床,

於濾池中舖設濾料使水流快速通過,而濾層表面之機械阻攔及濾料 表面或孔隙間之吸附、沈澱、化學反應等作用,去除水中 SS、細菌、

微生物或改變水中之化學成份之方法。而重力式快濾池(砂濾)為最常 見於淨水流程,此程序常置於混凝沉澱之後;生物活性碳濾床為常 為加氯前的最後一道防線。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)但濾床部分,會受到濾出水量(處理水量)、濾出 水質、過濾速度、積垢程度、反洗頻率及濾料反洗效率有關。

台灣淨水場水源大多從河川及地下水為主,因河川中的溶解性 有機物所含成分複雜,並且會隨著環境因素(如季節、汙染、溫度及 地域等)變動而改變,為了解在環境中變化程度,許多學者以三維螢 光光譜儀分析水中有機物,以了解其特性及來源。而螢光激發發射 光譜 (Excitation Emission Fluorescence Matrix, EEFM) 具有水樣量少、

不需前處理、分析快速等優勢,因此進行水廠濾床程序對有機物性 質變化之監測,應有其發展之空間。

實廠快濾床操作上,以反洗的條件設定為最主要影響過濾水質 及操作成本之因素,因進流原水易受天氣及降雨量影響,造成沉澱 池出水水質變化較大,季節性溫度的變化,皆會影響反洗速濾,因 此調控濾床反洗才能確保過濾出水能符合標準。

臭氧及生物活性碳濾床程序,臭氧可有效地將水中的有機物部 分氧化成可生物降解的化合物,經生物過濾後去除。而臭氧可消除 飲用水源中存在之消毒副產物前體(Galapate et al., 2001; Hu et al., 1999) , 且 在 研 究 中 可 證 實 臭 氧 可 有 效 降 低 消 毒 副 產 物 (Sadrnourmohamadi and Gorczyca, 2015; Zhang et al., 2017b)。生物活 性碳濾床可去除DOC 及 DBP(De Vera et al., 2016)。

以往文獻中較少將有機物參數配合實場操作參數進行探討,實 場之操作參數會影響有機物之變化。故將各濾床之使用壽命延長,

(13)

並找出最佳反洗時間,以減少反洗用水量。因此,本研究對澄清湖 及鳳山淨水廠之結晶軟化/快濾床及生物活性碳濾床進行探討。

1-2

研究目的

傳統水處理以總有機碳作為各單元處理有機物量之控制參數,

此方式無法提供水廠操作者瞭解各單元對有機物去除之差異性,為 瞭解有機物性質於快濾床及生物活性碳濾床程序,兩種不同濾床型 式,本研究選取高雄兩座高級淨水處理廠,包括澄清湖 (CCL) 及鳯 山 (FS) 淨水廠,並於 2016 年 3 月至 2016 年 12 月期間進行採樣,

受限現場採樣,本研究僅能針對結晶軟化/快濾床及後臭氧/生物活性 碳濾床程序的進出水樣,利用螢光激發發射光譜儀及紫外吸收光譜 儀進行有機物光譜性質分析,並利用總有機碳測定儀進行碳含量測 定及高效能液相層析儀配合DAD 偵檢器進行分子量量測,並藉由界 達粒徑分析儀進行濾床進出水微粒表面電位及粒徑觀測,並期得到 如下目的:

1.長期監測快濾床及生物活性碳濾床有機物性質之變動

2.結晶軟化/快濾床及後臭氧/生物活性碳濾床對有機物移除之效能 3.兩水廠對結晶軟化/快濾床及後臭氧/生物活性碳濾床操作效能之評 估

(14)

第二章 文獻回顧

2-1 快濾床

2-1-1 快濾床的種類、操作方式及反洗

快濾主要是去除混凝沉澱後,水中的細懸浮物及微生物可藉由 濾料隔除、沉澱、吸附及化學反應等作用去除,並可藉由反洗機制 維持濾料的清潔。

依 美 國 「 加 強 表 面 水 處 理 規 則 」 之 規 定 , 濾 床 可 分 為 快 砂 (rapid sand) 及慢砂 (slow sand)濾床。慢濾池之淨水功能是利用生物 作用為主,砂層表面因原水中的有機雜質及微生物(如細菌)等,過濾 後附著於砂層表面,微生物利用雜質作為營養鹽而大量繁殖形成具 有黏性之膠質即為濾膜,但濾程約1 個月,且每隔 4-6 星期就需以人 工刮除濾床頂層被阻塞之濾砂,並以沖洗設備清洗。慢濾池濾速較 快濾池慢但可不需前處理;而快濾池於濾池中鋪設濾料,濾層由石 英砂覆蓋礫石層而形成濾床。此濾層可使水流快速通過,因濾層表 面或孔隙間之吸附、沉澱及化學反應等作用,去除水中 SS、細菌或 微生物等,濾程約為 1 天,但過濾前須經混凝沉澱。因慢濾池占地 較大及濾速較慢之原因,現在淨水廠大多採用快濾為主要過濾方式。

表2-1 為快慢濾池之特性比較 (黃政賢,1990)。

表2-1 快慢濾池之特性比較 (黃政賢,1990)

特性 範圍 典值

慢砂濾床 深度(in) 24-30 27

有效粒徑(mm) 0.35-0.7 0.6

均勻係數 <1.7 <1.7

濾率(gpm/ft2) 2-5 4

(15)

快砂濾床

深度(in) 24-30 27

有效粒徑(mm) 0.7-0.75 0.75

均勻係數 <1.75 <1.75

濾率(gpm/ft2) 2-5 4

而濾池之濾層主要以濾料構成,為過濾去除之主要部分。淨水 廠常用之濾料為無煙煤 (anthracite) 、濾砂 (sand) 、拓榴石 (garnet)

、錳砂 (manganese sand)及活性碳 (active carbon),表 2-2 為濾料特 性之介紹。而濾砂為最廣泛運用之濾材,常見濾砂為石英砂,石英 砂是一種非金屬礦物質,堅硬、耐磨、化學性能穩定的矽酸鹽礦物,

其主要礦物成分是SiO2,石英砂的顏色為乳白色、或無色半透明狀,

硬度7。石英砂是目前水處理使用最廣泛、用量最大的一種濾料,

適用於單層、雙層與多層快速濾池和工業高純度濾水的承托層及濾 層,因其優點:無雜質、機械強度高、化學性質穩定、截汙能力大、

使用週期長,經濟效益佳等優點所以廣泛應用於生活用水及工業用 水處理 。

無煙煤比重約為石英砂之一半且反洗速率僅為石英砂之三分之 一,濾程較石英砂長,反洗次數因此減少,而這些特性可大幅降低 濾池之操作費用及反洗水量。無煙煤濾料採用無煙煤原礦為原料,

經過精選、破碎、篩選的過程製成,含碳量高、顆粒粗糙表面平滑 且質地堅硬, 機械強度高,耐磨損,孔隙率大,化學性質穩定能耐 酸鹼,亦適合用於酸鹼之過濾。

拓榴石屬矽酸鹽類礦物,屬於天然金剛砂,經過水力分選、機 械加工及篩選分級等方法製成的水處理用濾材。具有硬度大、熔點 高、重大及耐磨度高,化學性質穩定等特點,適宜作為多層濾床之 基層濾料。因拓榴石耐酸度98%,故拓榴石混入不影響其耐酸性。

錳砂以天然錳礦石為原料加工而成。外觀粗糙呈紅褐色近球狀,

(16)

機械強度高且化學性能穩定,使用年限更長達4 年,常用於地下水、

自來水、生活飲用水的除鐵及錳過濾裝置,以及電力、煉油、食品 及等工業水處理,濾水效果非常良好。

活性碳種類分為椰殼、棕梠殼及奈米銀,而椰殼活性碳是從特 定椰子殼煤所製造,擁有很好的吸收小分子物質能力,碘吸附量 >

1000 mg/g,介於中性酸鹼值與極低的水可溶解物含量,適用於淨水 裝置。椰殼活性碳通常為馬來西亞進口,而碘吸附量較椰殼小為 <

800 mg/g,此類活性碳適合作為濾芯。奈米銀活性碳具有強殺菌力,

且粒徑分布均勻、使用方便、使用期限長、不亦脫落且不造成汙染,

其碘吸附值為其中最高 <1400 mg/g,但價格相對較高。

表 2-2 快濾床之濾料特性

種類 原料 粒徑範圍(mm) 均勻係數

濾砂 石英砂

0.5 ± 0.05 0.7 ± 0.1 0.9 ± 0.1

< 1.5

無煙煤 無煙煤原礦

2.5 ± 0.1 2 ± 1 1.5 ± 0.05 0.8 ± 0.05 0.5 ± 0.05

< 1.7

拓榴石 天然金剛砂 1.6 - 1.7 < 1.5 錳砂 天然錳礦石 0.6 – 0.7

0.3 - 0.35 < 1.7 活性碳

椰殼 0.3 - 0.7

< 1.7 棕梠殼 0.3 - 0.7 nm

奈米銀 50 - 200 nm

依歐陽嶠暉(2005) 之研究,不同濾料之組合分為單層、雙層及 多層濾床快濾池分為:

1. 重力式向下流過濾(固定床):

以兩層濾料為主(無煙煤、細砂)及底部礫石支撐層,濾層厚 度約為無煙煤厚度60%以下,兩種濾料之均勻係數需在 1.4 以下,配合反洗速度及空氣決定支撐層之厚度,而台灣大多 數濾池皆為此型式。

(17)

2. 重力式向上流式(固定床):

此種濾床為固定床,標準單一層濾料(砂),濾池前後皆設置 過篩或細篩,濾層由下部之礫石、礫砂及上部之砂層所組成,

砂 的 厚 度 通 常 於 1.0~1.8m 之 間 。 而 濾 材 的 有 效 直 徑 為 1~2mm,均勻係數為 1.4 以下。

3. 向上流流動床過濾(流動床):

於濾池前後設置過篩設備,需設置氣升設備及所需空氣源。

以沙構成單層過濾,濾層厚度為1m。濾材為砂粒,有效直 徑為1.0mm,均勻係數為 1.4 以下。

4. 壓力式向下流過濾(流動床):

濾層由兩層濾料組成(無煙煤及細砂),並配合反洗速度及空 氣量決定支撐層厚度,以粗者在下、細者在上為標準。兩種 濾料之均勻係數為1.4 以下。

而國內常見之快濾大致為韋勒式快濾池 (Wheeler filters) 、綠葉 式快濾池 (green leaf filters) 及哈丁式快濾池 (Hardinge filters) 三種。

可依反洗方式分為全池暫時中斷過濾(如韋勒式及綠葉式快濾池),與 反洗時僅部分濾池中斷過濾,如哈丁式快濾池。而國內常用之各類 過濾形式及特性列於表2-3(黃志彬,2011)。

因濾床使用一段時間後,會達到一定的水頭損失或濾層發生阻 塞現象時,須以水或空氣進行濾層反洗以提升過濾能力。反洗會使 濾層膨脹約 20-30% 時,可提升洗滌效果。反洗過程以濾槽排水、

表 面 沖 洗 、 反 洗 及 過 濾 水 儲 留 等 。 若 以 單 層 濾 料 , 流 速 以 0.8- 2.0m/min 沖洗 10 分鐘,雙層以上濾料須以 0.8-1.2m/min 流速沖洗 15 分鐘,而空氣沖洗以 0.5-1.0m/min 之流速進行數分鐘。

淨水處理在不同過濾裝置及選擇考量亦有所不同,與水場之規 模、水質狀況或操作難易度等因素有關,以下分別就實務上之應用 進行說明(黃志彬, 2009):

表2-3 國內常用之各類過濾型式及特性 (黃志彬, 2009) 特性 水頭提供 濾速 反沖洗方式

(18)

型式

重力深層過濾

(濾葉式) 重力水頭 低

機械式表洗 壓力式水洗 壓力式氣水洗

重力淺層過濾 重力水頭 低 壓力式氣水洗

ABF

(哈丁式或 ABW) 重力水頭 低 壓力式水洗

壓力式氣水洗

壓力快濾桶 壓力水頭 高 壓力式水洗

壓力式氣水洗

無閥式快濾桶 重力水頭 重力式水洗

上流式壓力快濾桶 壓力水頭 高 壓力式水洗

DYNASAND 重力水頭 低 重力式水洗

楔網快濾機 壓力水頭 高 機械式表洗

壓力式水洗 1. 重力深層過濾-早期用過綠葉式過濾,屬自然平衡控制但反

沖洗效果較差,目前已不採用。目前多採用 V 型濾池設計,

反洗則由早期表洗+水洗改為氣洗+水洗,濾床則採濾水頭 式,處理效果穩定但水頭損失大,控制較複雜,適合大規 模廠使用。

2. ABF(亦稱哈丁式或 ABW)-國內部分淨水場曾採用,因為濾 層較薄,水質變化過大時處理效果會受影響,適用原水穩 定的淨水場,反沖洗採水洗或氣水洗都有,濾床則採多採 用 多 孔 板 , 但 多 孔 板 要 注 意 沉 澱 池 添 加 高 分 子 聚 合 物 (polymer) 穿透的問題,如果 polymer 膠羽大量穿透易阻塞 多孔板,因此部分改用濾水頭方式。

3. 無閥式快濾桶(差壓自動反沖洗)-萬噸級小場使用,濾層薄,

所以水質變化大不適用,且不適合添加 polymer,因反沖洗 水頭小,濾砂易黏結。

4. 壓力式快濾桶-萬噸級小場使用,反沖洗則水洗或氣洗+水洗,

濾床則採濾水頭式,處理效果穩定,惟動力需求高。

反洗操作時,應注意下列事項:(1)砂或濾石層中其孔隙率或滲 透係數不均勻時,可能造成噴流和濾砂翻騰(2)當濾石層受擾動,濾 砂漏入集水系統(3)反洗死角應使用高壓水柱輔助(4)初期過濾水濁度 低於 0.5 NTU 時停止排放。

(19)

2-1-2 快濾床對濁度及有機物之去除 2-1-2-1 過濾機制

  過濾去除主要有兩大機制:一、傳送機制:主要發生在膠羽和 濾料表面的碰撞;二、附著機制:發生在膠羽和濾料接觸之後,才 可決定濾料可附著之膠羽數量。快濾池之去除機制分為兩大機構 (高氏,1990)。

(1)傳送機制(Transport Mechanism):

  主要為截留作用(Interception)、重力沉降(Sedimentation)及布朗運 動(Brownian Diffusion Motion),利用自然的物理力量讓顆粒自水中去 除,受顆粒本身的形狀、直徑和重量等影響很大;其次則受抑留作用 (Straining)、慣性衝擊(Inertia Impaction)和水動力作用(Hydrodynamic Action)等之影響。

  為評估傳送機制的效果通常以單一濾料接觸效率 η 來計算,其公式 (2-1)如下:

η=rate at which particlea strike the collector v0C0(π d2

4 ) (2-1) v0:水流速度;C0:膠羽濃度;d:濾料粒徑

4

¿ π d2

¿

是單一膠羽的垂直投影面積,v0C0

4

¿ π d2

¿

是通過單一濾料之膠 羽量(Tobiason and O'melia, 1988; Yao et al., 1971)

傳送機制為以下五種作用力(Ives, 1982):

A.截留作用(Interception):

 當顆粒沿著流線運動時,假設距離與濾料接近,兩者產生接觸 而造成攔截之現象。相關研究顯示,認為攔截作用主要是顆粒去除 機制;而近年的研究顯示,攔截作用只是擴散與沉澱的附加作用。

B.重力沉降作用(Sedimentation):

(20)

  顆粒的重力與沉降速度使得顆粒穿過流線而與濾料接觸,而產 生沈澱。影響沉澱作用主要的有顆粒密度與溫度。當顆粒粒徑大於 1 μm 時(約在 5-25 μm),此時沉澱作用將是最重要的顆粒傳送機 制。

C.擴散作用或布朗運動(Brownian Diffusion Motion):

  Yao et al. (1971)在文章中提到擴散作用發生之原因是水中的顆粒 產生不規則布朗運動,當顆粒小於1μm 時,作用最為明顯。

D.水力作用(Hydrodynamic Action):

  由顆粒的旋轉與其運動時穿越流線所造成,影響水力作用的因素 為顆粒形狀和流場內的內部作用情形。

(2)附著機制(Attachment mechanism):

  水中膠羽顆粒會附著在濾料表面,因膠體通常帶負電,膠體容易 在表面聚集正離子,則水中膠羽會附著在表面受到幾種作用力影響 (Boller, 1993):

A.凡得瓦爾力(London-van der Walls,LVDW)

  此種作用力通常發生在液相,介於分子電偶極(分子表面與溶 液)之間的作用力。膠體顆粒、濾料、與溶液特性都會影響凡得瓦爾 力的大小。當顆粒靠近濾料之間的距離接近於零時,顆粒上的拖曳力 趨於無限大,此時若沒有凡德瓦爾力,則兩者不會相互吸附,且拖曳 力會減緩顆粒附著於濾料的速度(Amirtharajah, 1988)。

B.電雙層壓縮(Electrical Double Layer Interaction):

  由於膠體通常帶負電,因此在表面容易聚集正離子,而形成電雙 層。當水中的正離子濃度增高,比如混凝劑及助濾劑的添加可壓縮擴 散層並降低靜電斥力,膠質粒子即可利用凡得瓦爾力接近,同時因能 量障礙的降低,使膠體粒子與濾料相互碰撞而凝聚產生吸附之現象。

  則過濾對濁度之去除和混凝原理相似,皆包含物理及化學作用之 影響。在濾池濾層中交與顆粒粒徑大於1 μm 主要以截留作用及重力 沉降方式為主;小於 1 μm 以擴散作用和布朗運動去除為主要方式。

(21)

2-1-2-2 濁度之移除

混凝沉澱後的原水,經快濾去除水中懸浮未沉降的濁度,因快 濾時,濾砂表面會因膠羽沉降壓密而形成濾膜(稱為人工濾膜),

藉由人工濾膜的阻留作用,以及全層濾料的機械阻留作用,而達去 除濁度之目的。當進流水濁度較低時,濁度去除率的變化較大,濾 床可能因發生 air binding、截留膠羽造成貫穿、反沖洗頻率不當等 而發生不穩定之情形,或因膠沉池的出流水濁度太低時,無法形成 人工濾膜反而不利濾除,而使得快濾池的進流水濁度與其去除率,

會有關係不顯著的情形發生(高肇藩,1987)。

依許蕙琳等(2007)之研究,南化淨水廠之程序為原水、調節池、

分水井、膠凝沉澱、快濾池及清水。此淨水廠之快濾池濁度去除率 皆大於 0 為正常情況,但是在原水濁度 20-100NTU 時,濁度去除率 的變化較大且趨於 0 ,顯然原水濁度變化的不確定性亦會使得快濾 池無法穩定濁度去除率以及出流水濁度,但就整體而言,快濾池的 濁度去除率年平均高達 92%,出流水濁度在 1NTU 以下,仍是淨水 場淨水處理最重要的單元。

Zouboulis et al. (2007)以位於希臘塞薩洛尼基的大型淨水廠,其 淨水程序為預臭氧、pH 調節池、混凝沉澱、快濾、活性碳過濾及加 氯,結果顯示快濾床對濁度有效去除,濁度皆可降至 0.1NTU 以下,

但濾床濁度在 EBCT 為 10 分鐘時,發現過濾水濁度些微增加為 0.15-0.25NTU,依文獻得知,因混凝池出水之殘餘鋁濃度會隨著濁 度值增加(Driscoll and Letterman, 1995)。

依文獻指出,砂介質過濾器可改善濁度和溶解氧的過濾流出物 。 當有效砂徑為0.32、0.47 和 0.64mm,出水濁度降低約 60%,當有效 砂粒直徑為 0.63mm 時,流出濁度降低約 85%。砂濾池中溶解氧對 於有效直徑為0.32 毫米的砂有最大值為 15.7%。而 DO 取決於進行 的反洗數量,因為降低了過濾器中的有機負載、微生物活性和耗氧 量。(Elbana et al., 2012)。

2-1-2-3 有機物之移除

快濾床主要去除水中懸浮性有機物,將沉澱後的原水中細小懸 浮物質及微生物等藉由濾料之隔除、沉澱、吸附及化學反應等作用 加以去除,並藉由反洗機制維持濾料之清潔(林建三,2012)。

(22)

依研究發現,在藻類生長的過程中會釋出有機物,雖快濾池可 將大部分的藻顆粒去除,但是小型的藻類與藻類釋出物進入水中之 後,並不易以過濾程序加以削減,很有可能出現有機物 (TOC) 貫穿 濾床之情形,若出流水含有過多的有機物,會使後續加氯消毒效果 受影響,導致清水中的餘氯不足,有微生物再生的問題。過多有機 物在消毒的過程中易生成消毒副產物,如三鹵甲烷 (THMs) 等,進 而影響水質的化學與生物穩定性。以鯉魚潭水庫作為研究對象,在 此試驗的第三試程中同時監測原水、沉砂池及砂濾槽之出流水中的 溶解性有機碳 (TOC) ,因這些 TOC 可被視為消毒副產物的生成潛 勢 (THMFP),若出流水中的 TOC 濃度過高則有 THMs 生成之疑慮 (經濟部水利署,2011[電子書])。而此研究中,發現砂濾池出流水之 TOC 則約相等於砂濾池進水之濃度,TOC 約為 1.34mg/L,在整個濾 程 中 , 均 未 觀 察 到 TOC 貫 穿濾 床之 情形 ,因 此能 有效 的 控 制 TOC。

依高煒等人(2012)之研究,比較陳行水庫之長江水源經碳砂濾池 及砂濾池為研究對象,兩程序皆為混凝沉澱後。碳砂濾池之濾料為 活性碳及石英砂,而砂濾池濾料僅為石英砂,比較兩種程序對水中 有機物去除。結果顯示,原水之CODMn為1.51-2.07 mg/L,而經砂 濾後其值為0.84-1.57 mg/L,碳砂濾池為 0.6-1.07 mg/L,相較之下發 現砂濾池主要去除濁度及細菌,對有機物去除較一般,但還是有能 力去除。UV254 做為水中芳環結構或共軛雙鍵之有機物,代表水中 天然有機物(如腐植質)含量,而砂濾對 UV254 去除率為 37%,碳砂 濾池去除率為64.4%,可發現兩種程序對 UV254 皆有效去除,但砂 濾效果較差。

Shutova et al. (2014)以澳大利亞昆士蘭州(QLD),新南威爾斯州 (NSW)和維多利亞州(VIC)進行研究,分別為 Capalaba WTP (QLD)、

南 麥 克 萊 恩 WTP(QLD) 、 Grahamstown WTP(NSW) 、 Gresford WTP(NSW) 和 Yarra Glen WTP(VIC) 其 淨 水 程 序 為 粉 狀 活 性 炭 (PAC)、曝氣、凝結、沉澱、膜、砂濾及消毒過程,可發現在各廠過 濾出水對有機物I、II、III 及 V 類皆有去除,尤其 III 類可去除 80 ± 8%。

2-1-3 影響快濾床操作性能之因子

Boller and Kavanaugh (1995)指出濾床的有效性取決於許多的物 理參數(顆粒介質的尺寸和形狀、介質的深度、表面液體速度及濾

(23)

床孔隙率)和顆粒懸浮液的物理特性(顆粒尺寸、尺寸分佈、數量 濃度、形狀和密度)。過濾效果受到下列幾個參數影響(Stokinger, 1972):

1. 濾床粒徑大小:能提供孔隙率和吸附膠羽的表面積有關。

2. 濾料材質:材質影響表面積吸附效果(如無煙煤吸附效果較石英 砂好)。

3. 濾床孔隙率:當孔隙率小時,可降低出流水濁度但相對會造成 較高的水頭損失,當孔隙率大時,則反之。

4. 積垢厚度:當顆粒表面積垢之厚度已超過顆粒吸附膠羽之能力 時,則濾料失去過濾功能,有造成濁度貫穿之風險。

5. 過濾速度:濾速愈大濾層中所抑留之膠羽量也愈多,可供過濾 的水量及過濾的孔隙面積也越小,所以通過濾層孔隙之流速亦 相 對增 大, 故其 過濾 水頭 損失 隨著 濾速 增加 而增 大(張棟江 等,2003)。

2-2 後臭氧/生物活性碳濾床

2-2-1 後臭氧對有機物性質之影響

  自來水處理程序中,活性碳主要目的是為了去除臭味的物質,

但是現在卻逐漸將其應用於水中毒性及致癌物質的去除 (Abromaitis et al., 2016)。因活性碳表面具微小的孔隙,讓大分子無機物無法進 入孔隙中被吸附,由於水中腐植質分子量較大,活性碳吸附對水中 腐植質之處理效率一般遠低於對水中特定有機物(如農藥及其他毒性 物質)之處理效能 (王根樹,2001)。為了增加對水中腐植質的吸附效 果,常使用前處理方法(如添加臭氧)降低腐植質分子量大小而改善吸 附能力。臭氧活性碳技術主要有以下優點:

1. 可增加水中溶解性有機物的去除率,提升出水水質。

2. 臭氧氧化使大孔內與碳表面的有機物得到氧化分解,減輕活性碳 的負擔,而延遲活性碳的再生周期,可節約成本。

3. 污水中的氨氮可被生物轉化成硝酸鹽,而減少了後續氯化的加氯 量,降低三鹵甲烷的生成量。目前,臭氧活性碳處理技術廣泛應 用於淨水廠和汙水處理廠中。

在淨水工程中,臭氧因具有很強的氧化能力,標準氧化還原之 電位為 2.07V (表 2-2) (Prengle and Mauk, 1978),僅次於氯可殺死細 菌及病毒等微生物,亦可氧化多種有機物及無機物,在淨水工程與

(24)

廢水處理、水回收再利用等方面具有廣泛運用。

臭氧化是將頑固性有機物轉化成生物可降解有機碳(BCOD),將 DOC 從疏水性轉換成親水性有機碳,但沒有顯著去除 DOC,在 NOM 中,疏水性較清水性具有更高的三鹵甲烷(THM)(Galapate et al., 2001)。在 Kim et al.(1997)研究中指出經臭氧後的 NOM 和沒有 臭氧化的NOM 比較,顯示結果吸附性較低。依研究文獻顯示,飲 用水中主要以腐植酸及以Fulvic Acid (FA)為主,但腐植質可使用懸 浮固體方法之去除,所以在研究中腐植質將不進行GAC 方法。淨水 程序中,後臭氧/生物活性碳濾床皆以 FA 為主。

表2-4 各種氧化劑之還原電位 (Prengle,1978)

氧化劑 還原電位(volt)

F2 + 2e-= 2F- 3.06

OH·(hydroxyl radical ) 2.80

O·(atomic oxygen) 2.42

O3 + 2H- + 2e-= O2+ H2O 2.07

H2O2 + 2H++ 2e-= 2H2O 1.77

MnO4-+ 8H+ + 5e-= Mn2++ 4H2O 1.49

Cl 2 + 2e-= 2Cl- 1.36

O2+ 2H2O + 4e-= 4OH- 0.4

(25)

Klymenko et al. (2010)研究結果中發現,經過長時間的實驗研究,

發現長時間的過濾不會降低水中 BDOC 之能力(37.7%降低至 12.3%) (表 2-3 )。經過臭氧化後的樣本其 BDOC 增加,而通過臭氧/生物活 性碳過濾後的樣本,其BDOC 值降低至 0.3 mg/CL-1。因此,臭氧之 劑 量 具 有 將 BDOC 含 量 之 FA 水 樣 和 非 臭 氧 化 之 水 樣 相 比 之 下 BDOC 值降低。

表2-5 經 BAC 過濾之 FA 去除率 (Klymenko et al., 2010) FA溶液

TOC(mg/CL-1) BDOC

初始 初始與過濾

後之差異 (mg/CL-1) TOC含量 (%)

初始 11.4 4.3 37.7

BAC過濾 7.3 4.1 0.9 12.3

經臭氧化 7.2 0.1 1.4 19.4

長時間

過濾 5.4 1.8 0.3 5.5

2-2-2 後臭氧之氧化機制

因其為一強氧化劑,溶於水中會維持臭氧分子型態,經過反應 機制會形成氧化能力更高的氫氧自由基,無論是臭氧或是氫氧自由 基,都可以強大的氧化對水中有機物破壞。臭氧和水中汙染物的反 應較為複雜,主要以兩種方式,為臭氧的直接反應和氫氧自由基 HO‧ 的 間 接 反 應 , 其 反 應 機 制 如 下 (Staehelin and Hoigne, 1982 ; Yurteri and Gurol, 1987):

M + O3 → products

M + O3 → OH + products‧ O 3 + OH - → O ‧ 2 + HO2

HO

2 ↔ H + + O‧ 2-

O3 + O‧ 2- + H2O → OH+OH ‧ - +2O2

O3 + OH → HO‧ ‧ 2 + products

M + OH → products‧ 兩 種 反 應 機 制 詳 細 敘 述 如 下(Am Water

(26)

Works Res et al., 1991):

一、 直接反應:

臭氧以分子的型態直水中之有機物與無機物反應,可能形成終 極產物,這些終極產物不會繼續消耗臭氧;同時也可能與起始物

(initiators)反應,形成自由基。直接反應的速率被認為較有自由基 參與的間接反應慢,隨著水中溶質分子結構之不同,反應速率範圍 小於1 至 103M -1S -1皆有可能(Yurteri and Gurol, 1987)。

1. Cyclo addition:又稱為 Cregee mechanism,臭氧分子與有機物之 位飽合鍵發生電偶極的還加成反應形成臭氧化物,在水溶液中分 解形成羰基化合物及兩性離子,反應生成氫基-過氧基化合物後,

分解成羰基及過氧化氫。

2. Electrophilic reation:此反應中臭氧會先針對分子中高電子密度 之位置,如electron donor groups (包含 OH、NH2 、SH 或相似之 官能基)。

3. Nucleophilic reaction : 有 機 物 中 含 有 electron-withdrawing groups,則臭氧會局部對分子中缺乏電子之位置,主要為-COOH 與-NO2

二、 自由基鏈鎖反應(Free radical chain reaction):

臭氧在水中容易受氫氧根離子的催化而形成氫氧自由基,氫氧 自由基還原電位比臭氧分子高,所以氧化能力會比臭氧更強。當臭 氧因水中的氫氧梨子和其他物質的起始作用產生自解反應時,便形 成自由基,並以自由基刺激臭氧分子而 加速自解反應 (吳青芳,

2005)。

2-2-3 活性碳對有機物吸附

  吸附現象發生於不同界面上,其中以固液、氣固界面為主,可 分為物理吸附及化學吸附等兩大類,可以吸附容量、吸附質親和性 及吸附劑表面特性為影響條件。

(1) 物理吸附(Physical Adsorption):

  主要以吸附質之分子與吸附劑表面原子或分子間的吸附作用,以 凡得瓦爾力(Van der Waal force)所引起,當吸附劑與吸附質間因電子 擾動產生的偶極-偶極矩 (Dipole-dipole moment) 時,吸附質會與吸附

(27)

劑接觸而附著在表面,而達到吸附效果。

吸附力會隨著吸附劑和吸附質的不同而改變,通常於低溫時效 果較好,主要為吸附熱小於10 kcal/mole ,吸附質可於吸附劑表面自 由活動,形成多層吸附 (Multilayer Adsorption),提高吸附容量。但 也因吸附能小易形成脫附作用,故此型態多為可逆反應,一旦吸附 劑周圍的濃度降低或提升溫度,吸附劑表面之吸附質便會產生脫附 (Desorption)現象。

(2) 化學吸附(Chemical Adsorption):

  吸附質與固體表面因吸引力之作用,產生分子軌域的重疊而形 成化學鍵結(Chemical Bonds),形成共價鍵時,稱為弱化學性吸附;

離子鍵時為強化學性吸附,於吸附過程中物質會發生改變,此類吸 附 型 態 為 不 可 逆 反 應 。 此 類 吸 附 又 分 為 活 化 吸 附(activated adsorption)及非活化吸附(non-activated adsorption),前者吸附速度較 後者慢。

化學吸附熱大於10kcal/mole,則有較大的活化能,反應速率較 慢。此類吸附會因溫度和壓力的不同而變化,溫度越高壓力越大則 吸附效果越好。

2-2-4 影響後臭氧/生物活性碳去除有機物之因子

  由於 NOM 的控制已成為飲用水安全問題的主要之一。淨水廠 的處理過程通常是膠凝、過濾和消毒,但 NOM 的去除效率僅約 30%(Randtke, 1988)。目前,下降流式的 BAC 過濾器 (DBACF) 因 其顆粒過濾功能和簡單性已被廣泛運用 (Qi et al., 2007)。採用生物 濾床進行水樣之處理有以下之優點:(1)可去除微量之有機物;(2)可 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;但 DBACF 因在操 作中發現會受到以下幾個參數影響 (Han et al., 2013):

1. 水頭損失:每過濾 3 至 7 天就需反洗一次,以減少水頭損失。

2. 微生物:因微生物通常生長在過濾器上層,因此有機物通常在過 濾器上層被去除,而下層沒有被完全利用(Velten et al., 2011)。

3. 過濾器中附著細菌之顆粒易流出至下個淨水程序。

(28)

2-2-4-1 後臭氧劑量

在中低臭氧劑量下,可有效處理部分難分解之有機物,而有機 物的去除效果,大部分可隨臭氧劑量增加而增加。在臭氧程序中,

可發現BOD5可降低,但部分DOC 及 COD 仍會殘留,即便添加在 多臭氧劑量也無法改善的同時,意味著上述有機物之穩定性。

Yavich et al. (2004)以三種不同之原水進行生物過濾系統實驗,

分別是(1)Monroe 過濾廠之伊利湖水(Lake Erie)、(2)Ann Arbor 水處 理廠(Ann Arbor,MI)收集的休倫河水(Huron River)及(3)蘭辛湖水

(East Lansing,MI)。伊利湖水具有較低的 TOC 約 2 mg/L,休倫 河水的TOC 為 6-8 mg/L,而蘭辛湖的 TOC 較高為 9-11 mg / L。初 步實驗發現,HRT 小於 15 分鐘時,添加臭氧劑量在 3 mg / mg C 對 於伊利湖及蘭辛湖並沒有顯示出有機碳的去除,但在添加 1 mg / mg 時休倫河有去除。

伊利湖水中臭氧劑量為1.5mg / mg C 時,並沒有導致 BDOC 的 產生。而劑量增加至3 mg / mg C 形成約 0.13 mg / L 的 BDOC。因臭 氧化後,不可生物降解有機物的形成而未確定伊利湖水的生物降解 參數。臭氧劑量為 0.5 mg/mg C 時,休倫河的生物可降解有機物為 明顯增加,而BDOC 濃度從原水的 1.15 增加至 2.31mg/L;劑量增加 至1mg / mg C 時 BDOC 濃度僅略微增加,由此發現劑量高於 1mg / mg C 時 TOC 濃度會降低。而蘭辛湖水添加臭氧劑量為 0.75 mg / mg C 時 BDOC 濃度從 5.04mg / L 增加到 6.06 mg / L;劑量為 1.5 和 3 mg / mg C 時分別形成 0.8 和 1.33mg / L 的 BDOC。水中含有高濃度之 TOC 經臭氧化後會導致可生物降解的濃度增加。

Siembida-Lösch et al. (2015)以 Lakeview 淨水廠中的後臭氧添加 劑量為低劑量,可以此看出低劑量之臭氧對 NOM 之影響,以平均 劑量1.0±0.2mg O3/L 進行操作,進行臭氧化不改變生物聚合物的成 分,但測得之濃度降低。

2-2-4-2 空床接觸時間(Empty bed contact time , EBCT)

空床接觸時間(Empty bed contact time , EBCT) 指床體積(bed volume)和水流量之比值。若 GAC 床的 EBCT 太短,出流水的品質 會較差或是很快達到貫穿點(breakthrough point),會縮短操作壽命,

但若EBCT 太長,處理的容量會不夠,因此在 EBCT 的選擇上,必 須由模廠實驗測試出流水品質、操作壽命及處理容量的影響(涂瑞澤

(29)

等,2001)。

Zhang et al. (2017a)以無煙煤/砂雙重及活性碳兩種材質在 SUEZ North America 的某間水處理廠進行不同 EBCT 之測試。原水 pH 值 為 7.4±0.23,依表 2-6 可看出 EBCT 進行 10 及 18 分鐘時,皆以 BAC 的 pH 的降低程度較無煙煤及砂為低。且在 DOC 去除部分,兩 種材質皆以預臭氧(3 mg / L)進行,不同 EBCT 進行下發現 BAC 對DOC 去除較無煙煤/砂好。

表2-6 不同 EBCT 下之 pH 值變化

pH 無煙煤/砂 BAC

EBCT=10min 0.10±2% 0.16±2%

EBCT=18min 0.20±2 0.34±2%

以GAC 濾床及沙/無煙煤(Sand/anthracite)之雙層材質濾床(dual media, DM)或是砂(sand)濾床進行有機物去除之比較(表 2-7),發現 GAC 濾床對有機物去除最高;而 GAC 濾床進行有機物去除試驗時,

EBCT 控制為 5 及 10 min,結果顯示 EBCT 為 10 min 之去除率高於 5 min 之去除率,但差異並不明顯;而另以 AN 濾床進行試驗,其有機 物之去除率大約10 % (Dussert and Tramposch, 1996)。

表 2-7 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)

2-2-4-3 溫度

水溫之變動性對生物濾床操作有重大影響,因在高緯度國家,

原水季節性之溫度變化較大,夏天水溫在20-23℃,冬天則在 2-

(30)

4℃ 。 Niazi et al. (2017) 以 伊 朗 西 部 哈 瑪 丹 之 飲 用 水 處 理 廠

(MSWTP)為實驗對象,主要研究季節水特性及操作參數對有 機物含量之去除。MAWTP 淨水過程為篩選、臭氧消毒、快混、

膠凝、澄清、過濾及加氯消毒。可在其實驗結果中顯示,在臭氧 處理過程中TOC 去除率與淨水廠 TOC 總去除率得知,在溫暖季 節時(2015 年 6 - 8 月),因水溫較高而微生物活性強,因此臭氧程 序之TOC 去除率低於在寒冷季節(2015 年 12 - 3 月)。在溫暖季節 較高的水溫改善了過濾及澄清等程序中的生物代謝,因此淨水場 的總TOC 去除率較無明顯去除(圖 2-1)。

圖2-1 MAWTP 淨水廠之總 TOC 及臭氧程序之 TOC 去除率

依Zhang et al. (2017a)之研究,隨季節變化 DO 流入之濃度在 5-10 月為 4.5-6 mg / L,9 月至 4 月為 5.5-7.5 mg / L,BAC 比雙重 介 質 消 耗 更 多 氧 。 在 EBCT=18 min , 雙重 培養 基消 0.43±0.08 mg / L,BAC 消耗 0.84±0.17 mg / L 氣。在 10 分鐘的 EBCT=10 min,對於 BAC 耗氧量下降約 40%至 0.50±0.06 mg / L,雙重介質 為0.26±0.03mg / L。

2-2-4-4 反洗時間

濾池中吸附的顆粒及膠體對濾池去除效率產生影響,積泥容 易使濾池堵塞,所以生物活性碳濾池需要定期進行反洗。反沖洗 對於濾池中的生物膜有影響。反沖洗對生物濾池的影響主要微生 物膜,若控制好反洗強度及頻率,可沖刷掉積泥亦可讓生物膜保 持良好之活性,也可有一定數量之硝化菌以維持濾池對氨氮去除

(31)

之作用。

白宇等(2004)以哈爾濱市的汙水處理廠進行試驗,發現濾柱 中的好氧生物膜在低強度反洗時,生物活性增強且濾柱生物穩定 時間減少30%,以利於生物濾床的過濾效能。且反洗後生物量和 生物活性大小之變化,可在濾層中發現相關性,以此可說明生物 活性碳生物亮在濾層高度差異是有規律的。

依研究指出,以向下式 BAC 進行不同的反洗頻率比較,每 週反洗兩次;兩週或一周一次反洗一次。反沖洗皆以 80L / min 的 空氣流速進行7 分鐘,再以 14.4L / min(向上流動)的流速進行 12 分鐘的氯化自來水(殘留在 0.63 至 0.77mg / L 之間)。細胞密 度在反洗時間間隔較長(運行 2)時顯著高於反洗時間間隔短(運行 1),且在臭氧殘留(0.69-0.88 mg / L)較高時,運行 2 中附著的 細胞密度下降更明顯,ATP 穩定回升臭氧時,在第 1 次仍然很低,

以 此 可 看 出 反 洗 頻 率 對 BAC 濾 床 之 穩 定 (Lohwacharin et al., 2015)。

2-3 水中有機物分類及性質

2-3-1 自然水體中有機物分類與性質

  自然水體中存在著許多有機物,其特性和種類會隨著地區、季 節及人類活動的範圍而改變。未受污染之水體,有機物大多以腐植 質 為 主 (Thurman and Malcolm, 1981) 。 水 中 之 天 然 有 機 物 質 (Natural organic matter, NOM),可分為疏水性和親水性部分。疏水性 部分通常是腐植質,包括腐植酸(HA)、黃酸(FA)和胡敏素,

其構成水中總有機碳(TOC)約 50%(Thurman, 1985)。與高含量芳 香族碳、酚醛結構和共軛雙鍵之疏水性NOM 相較,親水性 NOM 含 有更多的脂肪族碳和含氮化合物,如碳水化合物、糖和氨基酸 (Matilainen et al., 2011)。然而,受到污染之水體,通常含有高量之 蛋白質、碳水化合物 (carbonhydrate)、胺基酸 (amino acids)、殺蟲 劑與農藥等人工合成有機物 (synthetic organic compounds)。NOM 依 溶解狀態可分為溶解、膠體及粒狀有機物等三部分(Awwarf, 1993) (Owen et al., 1993):

NOM=DOM+COM+POM

DOM:粒徑小於 0.22 μm 之有機物 COM:粒徑界於 0.22-1 μm 之有機物

(32)

POM:粒徑大於 1 μm 之有機物

因 NOM 之重要元素為碳,故有機物含量以碳表示:

TOC=DOC+COC+POC DOC:溶解性有機碳 COC:膠體之有機碳 POC:粒狀有機碳

  依部分研究指出可利用有機物吸附於 XAD-8 樹脂之差異,將 有機物分為腐植質 (humic fraction)及非腐植質 (non-humic fraction) 兩部分(Kim et al., 2006; Thurman and Malcolm, 1981)。兩者之性質,

詳細說明如下:

(一)腐植質(humic fraction)

  研究文獻指出腐植質具有較大之分子量,且範圍於數百至數十 萬之間,而結構以芳香族苯環為主體,為偏酸性之化合物且性質穩 定,難以被生物分解利用。依 Schnitzer (1978) 指出,根據腐植質對 酸、鹼液溶解度,可區分為三類,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。經分析發現,腐植質主要組成元素有碳、氫、氧、氮、

硫,碳元素所佔比例為最高(Kiss et al., 2002)。

目前對於似腐植酸及黃酸之完整結構仍無法確定,腐植質結構 之官能基包括羧基(carboxyl)、酚基(phenolic )、錕基( quinone )、烯 醇 基( enolic ) 、 丙 酯 ( lactone ) 、 氫 氧 錕 基 (hydroquinone) 、 醇 基 (alcoholic)和醚類(ether),而羧基在黃酸中佔有較大的比例,其溶解 性較腐植酸佳。

 (二)非腐植質 (Nonhumic Fraction)

  水體中除腐植質外,其餘大多數是屬於親水性酸 (hydrophilic acids) 及中性親水性物質 (hydrophilic neutrals,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) 、醣羰酸 (uronic acid) 、聚醣羰酸 (polyuronic acid) 及醛醣酸 (aldonic)等 (Thurman, 1985)。此類化合物,

親水性很強,性質十分相近,很難分離純化。中性親水性物質在自 然水體中約佔 20%,主要成份有碳水化合物 (carbonhydrate,佔 10%)、羧酸 (carboxylic acids,佔 7%)、碳氫化合物 (hydrocarbon,

佔1%)及胺基酸 (amino acids,佔 3%) (林昇衡,2004)。

(33)

2-3-2 水中有機物之替代參數

  淨水廠之水質監測可使用替代參數,因在水中存在的有機物成 分及種類複雜,在分析上有一定的困難,研究上常以適當的替代參 數來表示有機物的特性,整理如表2-8。而表 2-8 之各種方式不足以 將水中有機物成分完整表示,在不同種類的有機物在淨水程序中被 去除的效率也不同,故有時需要將水中有機物進一步分析,詳細如 表2-9。

2-3-3 生物可分解有機質量測

為了評估處理水及配水管網內水質生物的穩定性,選擇適合且 具指標性的偵測方式及參數相當重要(賴文亮,2002)。評估水質生物 穩定性主要偵測水中生物可分解有機質,其分為兩類,一為測定生 物質量(biomass-based methods),測量水中生物可分解有機碳被轉換 成生物細胞質含量,通常量測培養後之菌落數,先以生物易分解有 機質(如醋酸鈉)進行有機質濃度與最大菌落數之率定,再將測定水樣 之最大菌落數轉換成有機碳濃度,此參數稱為生物可利用有機碳 (van der Kooij et al., 1982)。另一種方式則是測量水中可被微生物分 解之溶解性有機碳 ( DOC ) 含量,分析水樣藉由植入來自原水或附 著於慢濾床之原生菌種 ( indigenous microflora ),利用原生菌代謝氧 化水中溶解性有機物,而培養前及培養後之DOC 差值,稱為生物可 分解之有機碳 (Servais et al., 1987)。

2-8 有機物之替代參數 (Pan et al., 2016)

參數 特性 優點 缺點

DOC NOM 溶 解 有 機

分子之參數 容易分析

只定量而 不定性。

可 生 物 降 解的 DOC

可被細菌代謝幾 天 至 幾 個 月 的 DOC

水 中 有 機 物 的 生 物 降解性

DON 溶解性 NOM 的 有機含氮分子

含 氮 DBP , 膜 結 垢 , 富 營 養 化 和 微 生物活性

UV / Vis 吸收光譜在紫外 - 可見光譜範圍

定 量 測 量 樣 品 中 吸 收 紫 外 光 的 所 有 化 合物; 簡單快速

不 是 所 有 的 NOM 都 可 以 檢測; 波長特 異性吸附; 對

(34)

化學環境敏感 SUVA

在 254nm 的 UV 吸 光 度 除 以 DOC濃度

NOM芳香性和 DBP 形成潛力

低 DOC 水 中 的高硝酸鹽含 量可能會干擾 分析

螢光

通過在特定波長 的照射激發樣品 的分子,並且在 不同波長測量發 射的輻射

測 量 樣 品 中 吸 收 光 或 其 他 電 磁 輻 射 並 發 射 螢 光 的 所 有 化 合物; 敏感、快速

對化學環境敏 感

極性

導致分子或其具 有電偶極或多極 矩的化學基團的 電荷分離

與 其 反 應 性 密 切 相 關 , 並 且 作 為 飲 用 水 處 理 過 程 中 的 化 學變化的量度

只有定性,不 定量

電位 科學術語 膠體穩定性指標

表2-9 NOM 分離及濃縮方法 (Yang Pana et al.,2016)

方法 特性 優點 缺點

RO

使用半透膜從飲用水 中去除離子、分子 和 較大顆粒的水淨化技 術

對NOM 的物理和 化 學 性 質 產 生 較 小的改變作用

大量廢水;

成本高

減壓蒸發

通過在加熱或不加熱 的情況下在減壓下加 速溶劑蒸發的NOM 濃 縮方法

容易執行; 特別適 合 於 在 液 萃 取 後 從 樣 品 中 除 去 溶 劑

不 能 保 留 揮 發 性 餾 分; 增加鹽 度

冷凍乾燥 通常用於保存易腐物 質的脫水過程

可 以 在 室 溫 下 儲 存; 防止腐敗多年;

對NOM 的傷害較 小

成本高。

電滲析

NOM 淨化技術通過在 施加的電位差影響下 通過陽離子和陰離子 交換膜,存在於原始 樣品中的鹽離子傳輸 到另一種溶液

有 效 去 離 子 和 脫 鹽

結垢問題;

成本高

(35)

2-3-3-1 Assimilable organic carbon(AOC)

依 研 究 文 獻 指 出 ,AOC 之 測 定 方 式 , 利 用 Pseudomonas fluoressence strain P17 及 Spirillum species strain NOX 兩株菌種分解 水中有機質,菌種主要是自飲用水系統中分離出來,其外形容易觀 察、生長快速,在低營養狀況下即可生長,且容易培養。其中P17 菌屬可利用較廣泛的營養源,如碳水化合物 (部分 polysaccharides 除 外)、胺基酸、部分羧酸、醇類及芳香環酸等物質。但 P17 菌屬無法 分解臭氧氧化後之產物(如草酸),所以需另外植入 NOX 菌屬來利用 草酸(van der Kooij.,1990)。

2-3-3-2 Biodegradable dissolved organic carbon (BDOC)

BDOC 為量測水中溶解性有機碳可被微生物氧化成二氧化碳或 變成細胞質。最早發表之測定方式為飲用水中生物可分解有機碳方 法係利用植入含有生物活性的沙(慢濾)培養,由水樣培養前的 DOC 濃度與培養一週後DOC 濃度的差值,即為生物可分解的有機碳量。

之後則相繼被改良及發展出較簡單方便及快速的方法。

2-3-3-3 生物可分解有機質對配水管網水質之影響

自來水加氯消毒可以有效的不活化水中大部分的微生物,氯的 殘留效果在配水管網中也可以減少微生物再生長及生物膜的形成。

但是隨著配水管線的距離拉長、滯留的時間增加,水中的餘氯濃度 會漸漸的下降,而原本被抑制的微生物便可能利用水中微量的有機 物質再生長及生成生物膜。微生物再生長及生物膜的形成都可能導 致水質惡化,包括臭味及顏色的形成、管壁的破損、微生物的增生 等。一直以來消毒副產物的研究都專注於消毒劑與水中天然有機質 的反應,但加氯消毒過程是一連串消毒劑與水中微生物的反應,所 以來自於微生物的消毒副產物是必須受到關注的議題。

2-4 光譜在有機物量測之應用 2-4-1 光譜在有機物之分析

  依 Bruchet 等學者之研究,發現表面水之 NOM 物質受季節影響,

且此特性與隨季節性藻類優勢物種之變化相關;受到污水的影響,

(36)

類蛋白質物質所含之螢光也較高,主要為污水中微生物活動作用的 結果(Bruchet et al., 1990)。光譜應用於水中有機物之定性分析,為非 破壞性分析之工具,適用於固體及液體水樣;不需破壞水樣原性質;

僅需少量水樣;樣品不具複雜之前處理步驟;可提供有機物之分子 結構、化學及官能基等特性 (Stevenson, 1994)。和傳統表徵水質有 機污染指標相較(如 COD、BOD),傳統之測量方式耗時且難以即時 反應水質變化,也只能反應有機物之總量變化,無法呈現出有機物 成份,例如: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,故光譜分析成為近年來為許多研究者所採 用。

2-4-2 螢光激發發射全譜 (Excitation-Emission Fluoresence Matrix ,EEFM)

  螢光光譜分析發展至今,已被廣泛運用於各領域如表2- 所示(崔 立超,2005),可提供全譜分析、發光強度、發光壽命及量子產率等 資

表 2-10 螢光激發發射光譜分析在不同領域之應用 (崔立超, 2005)

應用領域 對象

醫學及臨床檢驗 生物體試料之臨床分析

醫學及藥理學 天然藥物分析、藥品質量控制及藥物代理

生物化學 生物體內微量物質

食品工業 食品中含量組成份

污染物分析 大氣污染、環境衛生檢測及食品污染研究等

有機及無機化學 以吸收光譜法不能測定之成份

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 及 藥 物 等 的 數 量 與 日 俱 增(Patra and Mishra, 2002)。

Coble et al. (1990)之研究指出 EEM(Excitation-Emission Matrix) 可區分土壤、河水與深海漁水有機物性質之差異性。以螢光光譜儀 解釋溶解性有機物質(DOM),從種類繁多的淡水、沿海和海洋環 境,觀察幾種類型之螢光信號,包括酪胺酸狀,和色胺酸狀及腐植 酸類螢光波峰。

(37)

根據文獻指出,可將三維螢光全譜中激發與發射波長位置區分為 5 個區塊,激發波長小於 250 nm,發射波長小於 350 nm 屬芳香型之 蛋白質 (aromatic protein),此部分為第 I 及 II 區;激發波長小於 250 nm,發射波長大於 350 nm 屬黃酸 (fulvic acid)所構成,為第 III 區;激發波長小於 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),為第 IV 區;

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,為第 V 區,如圖 2-2 (Chen et al., 2003)。

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)

螢光光譜在水工業中已經受到越來越多的關注,特別是作為監 測技術。與傳統方法(包括UV-vis)相比,螢光技術的主要優點是 更好的靈敏度和選擇性(Bieroza et al., 2009; Matilainen et al., 2011)。

關 於 水 樣 的 主 要 螢 光 範 圍 及 成 分 , 如 表 2-11 (Matilainen et al., 2011)。

根據Tye and Lapworth (2016)等人之研究,以英國謝爾福德村莊 為研究區域,位於諾丁漢城市東邊約4 公里的特倫特河谷。以 EEM 測定當地之地下水及土壤萃取物,測定條件為發射波長設置在

(38)

250nm 和 500nm 之間,具有 2nm 帶寬。掃描速率為 9600nm / min,

檢測器電壓為900V。使用具有 1cm 路徑長度的石英管進行分析。以 三 種 螢 光 有 機 物 成 分 來 比 較 強 度 , 其 螢 光 激 發 發 射 最 大 值 為 (EX/EM) 以 FA ( fulvic-like ) (330-340/410-460nm) ; 色 氨 酸 (270- 290/320-360nm) ; 酪 氨 酸 (280-270/294/302) 。 結 果 顯 示 地 下 水 之 DOM 通常具有陸地性質;而在土壤中 HI 和 fulvic-like 性質較高。

Baghoth et al. (2011)以阿姆斯特丹市及其附近地區供水的 Loenderveen / Weesperkarspel(前處理廠)和 Leiduin(後處理廠) 兩個淨 水廠測定 NOM 之 EEM。Loenderveen / Weesperkarspel 的淨水程序 表2-11 水樣主要螢光範圍 (Anu Matilainen et al.,2011)

激發範圍(nm) 發射範圍(nm) 成分

270-280 310-320 酪氨酸,蛋白質 270-285

(220-235) 340-360 色氨酸,蛋白質 320-350 400-450 Fulvic

310-320 380-420 腐植質(海洋腐植質)

330-390 420-500 腐植性

為混凝沉澱,在湖中靜置100 天後快濾(砂濾);Leiduin 則為臭氧化、

顆粒軟化、生物活性碳(BAC)過濾和慢砂(SS)過濾。EEM 分析 之測定條件為EX240-450;EM290-500 具有 2nm 帶寬,此研究中樣 品含有類腐植質以及蛋白質。C4 和 C7 中已歸於蛋白質;C4 為色氨 酸;C7 至酪氨酸樣。C1,C2,C3,C5 和 C6 是可能具有陸生或人 為來源的腐植質。

當螢光產生時,第一個必要條件為:該物質分子須具有和所照 射光線相同之頻率,分子具有什麼樣的頻率與它們的結構相關密切,

因此螢光產生必須有吸收結構;第二個必要條件為:吸收與其本身 特徵頻率相同能量後的分子,必須具有較高的螢光效率,會吸光的 物質並不一定會發生螢光,原因是它們的吸光分子的螢光效率不高 (崔立超,2005),螢光光譜掃描區分為下列兩種,而水樣主要螢光範 圍(表 2-)(Matilainen et al., 2011):

(1)全譜掃描:通過對螢光光譜儀(F-4500, Hitach , Japan)參數設 置的比較選擇,三維螢光光譜測定的基本參數:激發通帶選擇為 5 nm,發射通帶選擇為 10 nm;掃描速度為 1200 nm/min;激發波長掃

(39)

描範圍為 200 nm-600 nm,發射波長掃描範圍為 200 nm-600nm;通 過實驗,確定樣品保存條件為4℃冷藏,且需避光。

(2)同步掃描:指在掃描過程中使激發波長和發射波長彼此間保 持固定的波長間( λ= λem-λex)△ 。在掃瞄中固定波長 △λ 的選擇十分 重要,這會影響到同步螢光光譜的形狀、頻寬和信號強度。同步掃 描較常用於多組分多環芳烴的測定提出(Inman Jr and Winefordner, 1982)。

2-4-3 紫外光吸收光譜

紫外光及可見光 (UV-Vis)吸收光譜是光束在通過樣品之後或從 樣品表面反射後的光束衰減測量。溶液中分析物的濃度可應用於 Beer-Lambert 定律測量在某一波長處的吸光度。不同研究者利用紫 外光及可見光之吸收光譜進行水域之有機物定性 (Hautala et al., 2000),如表 2-12。

近年來 UV254常在水處理水質指標中被採用,但它所能指示的 僅是部分種類有機物,如在紫外區有吸收峰的含芳香環腐植質,而 採用三維螢光方法能有效的考察水體中 UV 腐植質、可見光腐植質 和蛋白質等不同有機物含量,能更明確的分析水體中有機物組成,

較 UV254更具有代表性,且任何水樣均具一特徵之螢光激發發射光 譜指紋,可利用此特性進行污染物之辯認,因此三維螢光方法和螢 光強度不失為一種好的檢測方法和水質指標(Tang et al., 2007)。

表 2-12 不同波長所對應之有機物參數及特性 (Hautala et al., 2000)

波長(nm) 相關性質 參考文獻

250, 330, 350 DOC,TOC

De haan et al. (1982) ; Moore.

(1985) ; Edwards & Cresser.

(1987)

285 DOC,TOC Buffle et al. (1982)

254 DOC,TOC,

COD,BOD

Dobbs et al. (1972) ; Mrkva.

(1983) ; Reynolds & Ahmad.

(1997) 272,280 Aromaticity , 分

子量大小

Tranina et al. (1990) ; Chin et al. (1994)

SUVA 值可以解釋水樣中有機物之性質,此參數可利用水樣之 UV(cm-1)值除以 DOC(mg/L),再乘以 100,其單位為 L/mg-m。根據

(40)

研究指出,當水中之SUVA 大於 4-5(L/mg-m)時,有機物之性質屬疏 水性,相反地,SUVA 值小於 3(L/mg-m)時,有機物性質屬親水性

(Edzwald et al.,1994)。然而 SUVA 值並不能提供任何有關於有機 化合物之資料,例如飽和脂肪酸或某些醇類,因此其無法提供任何 樣本有機物之特殊資料。SUVA 值與有機物性質分佈及在混凝去除 效果之關係,整理如表2-13 所示(Edzwald and Tobiason, 1999)。

表 2-13 SUVA 值與有機物性質分佈及去除效果之關係 (Edzwald and Tobiason, 1999)

SUVA 成分 混凝效率

>4 大多為大分子之疏水性腐植質 良好去除效果

2-4 疏水性與親水性分子混合 中等去除效果

<2 非腐植質之小分子親水性物質 去除效果不佳

(41)

第三章 研究架構、系統操作與參數分析

3-1 研究流程規劃

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;第二階段則是在建立實驗 參數之分析方法,包括 NPDOC、分子量大小、螢光激發發射光譜、

同步掃描螢光光譜及紫外光吸收,同時調查實廠各項操作參數,如 加氯加量、混凝劑量、快濾床之濾料材質與深度、後臭氧劑量與 BAC 濾床之操作條件,藉以瞭解各單元對水體中有機物含量去除之 效率外,另藉有機物分子量大小和螢光激發發射光譜波峰特性測定 不同波長之吸收值變化,進而比較快濾床和活性碳濾床去除有機物 性質之差異性。

3-2 澄清湖及鳳山淨水處理廠之處理流程及規格

對於水廠之選擇,本研究選取南部兩個淨水廠,包括澄清湖及 山淨水廠,各水廠水源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。各水廠之處理單元整理如表3-1。

表3-1 各水廠處理之流程

淨水廠 處理流程

澄清湖(CCL) 澄清湖水→前臭氧→膠羽沉澱池→結晶軟化→

快濾池→後臭氧→生物活性碳濾床→加氯→清水 鳳山(FS) 鳳山水庫原水→加氯→膠凝沉澱池→結晶軟化→

快濾池→臭氧→生物活性碳濾床→加氯→清水

(42)

圖3-1 研究架構圖

3-2-1 澄清湖淨水廠

澄清湖給水廠位於高雄縣鳥松鄉,民國29 年,由高屏溪抽水經曹公

(43)

圳將溪水引入澄清湖水庫,供應高雄獅甲一帶之工業用水。民國 41 年,

政府斥資整建、擴充供水設備,並完成水庫之檔水壩,將水庫改名為

「大貝湖」,並成立「台灣省高雄工業給水廠」,民國 54 年元月為配合 澄清樓之命名而將水庫更名為「澄清湖」及「台灣省澄清湖工業給水 廠」 (中華民國自來水協會,1980)。澄清湖淨水廠水源主要以高屏 溪攔河堰之地表水,擷取夢裡、九曲堂及大樹攔河堰從高屏溪上游 原水至澄清湖,不足部分由九曲堂抽取伏流水補充,經導水管將原水導 送至水庫蓄儲,仍需在澄清湖停留,再以取水幫浦抽至淨水廠,供應 大高雄地區的民生用水來源,澄清湖蓄水量為三百萬噸,約為澄清湖 淨水廠七天的處理量。本廠目前之設計淨水輛 450,000 CMD,最大 淨水量可達 540,000 CMD 各單元設計規格見表 3-2。

3-2-2 鳳山淨水廠

  鳳山淨水廠水源主要分為民生用水及工業用水,民生用水水源 主要以高屏溪攔河堰抽水站抽取高屏溪水經昭明加壓站送至鳳山水 庫一期淨水場。民生用水設計出水量為 300,000 CMD,目前出水量 為 200,000 CMD,供水區域包括高雄市小港區、前鎮區及旗津區等 民生用水用戶。工業用水水源由港西抽水站抽取東港溪水,以二條 φ1,750 輸水幹管,送至鳳山水庫,再由水庫抽水站抽水送至二期淨 水場。工業用水設計出水量為 400,000 CMD 目前出水量為 300,000 CMD,供水區域包括高雄市臨海工業區含中鋼、台船及高雄縣林園、

大發等工業區工業用戶。各廠水處理流程見表 3-1,各單元設計之 規格見表 3-3。

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

(44)

快混池

平均日設計出水量:273,000 CMD

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

快混池D

平均日設計出水量:140,000 CMD

2 池,3.2(m) × 3.0(m)× 3.6(m)

機械/水力攪拌

設計接觸時間:50 sec

快混池A

平均日設計出水量:60,000 CMD

2 池,2.6(m) × 2.6(m)× 4.1(m)

機械/水力攪拌

設計接觸時間:40 sec

膠沉池

平均日設計出水量:273,000 CMD

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)

沉澱池D

平均日設計出水量:140,000 CMD

傾斜板沉澱池

8 池,35.0 (m) × 5.0(m)×3.6(m)

平均日停留時間:95 min

沉澱池A

平均日設計出水量:60,000 CMD

傳統式沉澱池

2 池,Φ36 (m)×3.4(m)

平均日停留時間:2.7 hr

結晶軟化槽

平均日設計出水量:405,000 CMD

8 池,4.8(m) ×4.8(m)× 6.0 (m)

平均停留時間:4~5min

操作流速:70~110 (m/hr)

參考文獻

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