以人工濕地處理廢水中內分泌干擾物質之研究
楊磊，中山大學海洋環境及工程研究所教授 謝季吟，屏東科技大學環境工程及科學研究所助理教授 任怡芃，中山大學海洋環境及工程研究所碩士班研究生 劉鎮彰，屏東科技大學環境工程及科學研究所碩士班研究生
摘要
非離子型界面活性劑常被使用於乳化劑或清潔劑中，其分解產物如壬基苯 酚、辛基苯酚在水環境中具毒性及持久性，經傳統污水處理廠也無法完全去除，
若進入動物體將會干擾內分泌系統之正常作用而影響健康。故本研究旨在探討人 工濕地系統對水體中內分泌干擾物質如壬基苯酚雙乙氧 基醇 (Nonylphenol diethoxylates, NP2EO) 、 壬 基 苯 酚 單 乙 氧 基 醇 (Nonylphenol monoethoxylates, NP1EO)、壬基苯酚 (Nonylphenol, NP)及辛基苯酚(Octylphenol, OP)之去除效率。
本研究於台北縣大漢溪沿岸已完工的打鳥埤人工濕地、新海一期人工濕地及新海 二期人工濕地共18個樣站進行現況調查，樣品先以固相萃取法進行前處理，並利 用高效能液相層析儀配合螢光偵測器進行定量與定性分析。結果顯示打鳥埤及新 海一期人工濕地以物理性吸附、沉降作用為主要影響因子，而新海二期人工濕地 於低溶氧環境之密植區有良好的處理效果，四種化合物NP2EO、NP1EO、NP、
OP之最佳去除率分別可達69.3%、93.6%、41.2%、89.4%。三座人工濕地型態皆 以自由表面流系統為主，可同時營造生物多樣性棲息環境，對於生態風險評估格 外重要，在未來將持續進行水質監測，以了解化合物之衰減及去除效率。
關鍵字：人工濕地、內分泌干擾物質、烷基苯酚化合物、環境荷爾蒙、風險評估
以人工濕地處理廢水中內分泌干擾物質之研究
一、前言
烷基苯酚聚乙氧基醇類化合物(Alkylphenol polyethoxylates, APEOs)為使用 最廣的非離子型界面活性劑，親水端由 1-40 個聚乙氧基醇(Ethoxylate, EO)組成，
疏水端則是由烷基苯酚(Alkylphenol, AP)所構成，特殊的結構可使 APEOs 溶於水 中，並輕易將髒污表面的油漬和污漬移除，因此在許多應用及產品上扮演重要的 角色，舉凡清潔劑、乳化劑、衣物柔軟精、塗料、黏著劑、殺蟲劑中皆添加這類 化合物當作原料，亦常見於塑膠製品塑化劑及防止脆裂之抗氧化劑中，用於工業 製程佔 55%，其次為工業或團體清潔用品(30%)及家用清潔產品(15%)，其他用途 (<1%) (Ying et al., 2002)。
烷基苯酚化合物經由微生物分解的過程中，聚乙氧基醇會逐漸被降解，而形 成其他的代謝產物，包括烷基酚(Alkylphenols, AP)、短鏈式烷基酚聚乙氧基醇類 代謝物(shortened ethoxy chain APEO residues)、短鏈式烷基酚聚乙氧基羧酸類代 謝物(Alkylphenol polyethoxy carboxylates, APECs)及烷基酚聚乙氧基雙羧酸類代 謝物(Carboxyalkyl phenoxy ethoxycarboxylates, CAPECs)，由於大量地被使用，使 得各類水體環境中廣佈烷基苯酚化合物的存在(Vethaak et al., 2005；Ce´spedes et al., 2005；Wang et al., 2006；Li et al., 2008)。其相關化學物質中又以壬基苯酚聚 乙氧基醇類化合物在台灣使用量最廣泛，佔非離子型界面活性劑使用量 80%左 右，其次為辛基苯酚聚乙氧基醇類化合物(20%) (王正雄，2001)。
由於APEOs之代謝產物具親脂性，且於環境中難被分解，因此具生物累積 性，以及易被生物體吸收。其中又以壬基苯酚(Nonylphenol, NP)對水中生物的急 毒性極強，以淡水魚(Pimephales promelas)而言，LC50為0.007~0.128 mg/L(Brooke, 1993 ； Ward and Boeri, 1991) ， 海 水 魚 (Cyprinodon variegatus) 的 LC50為 0.31 mg/L(Ward and Boeri, 1990)，無脊椎動物(Hyalella azteca、Ceriodaphnia dubia)為 0.02~3 mg/L(Brooke, 1993 ； England, 1995) 。 此 外 ， 壬 基 苯 酚 與 辛 基 苯 酚 (Octylphenol, OP)能誘導雄魚體內卵黃前質(Vitellogenin, VTG)之合成，使雄體雌 性化，造成此類作用之水體濃度級別數約在ppb的範圍，而OP雌激素效應為NP 之10至20倍(Servos, 1999)，若人體經皮膚吸收、食入或吸入而暴露於此化合物，
也將影響內分泌之作用，尤以新生兒或胎兒易感族群最為嚴重。
目前各級廢水處理的方式大多先經污水管線收集再排入污水處理廠，經不同 處理單元程序後，再放流至一般水體中，然而這些處理程序對於內分泌干擾物質 (Endocrine Disrupting Chemicals, EDCs)的處理效能相當有限，據研究調查結果顯 示，廢水中NPEOs約有40%可由降解作用去除，20%由污泥吸附來移除，而有 40~45%無法藉由污水處理廠的設施去除這些持久性有機污染物質(Ahel et al., 1994)，因此世界各地經污水處理廠處理過後的放流水中仍普遍可見這類化合物 的蹤跡(Gonza´lez et al., 2007；Clara et al., 2007；Stasinakis et al., 2008)，若放流至
河川或回收再利用皆可能經由食物鏈方式累積於生物體內。
在國內，人工濕地之發展已有數十年的歷史，為一種省能源及低成本之廢水 處理生態技術，近年來人工濕地系統仍著重在探討水中污染物質的去除成效，濕 地處理水體通常包括各種生活污水、工業或農、林、畜牧業等廢水(Tsihrintzis et al., 2007；Juang and Chen, 2007；Galbrand et al., 2008；Lin et al., 2008)，對於處理廢 污水中懸浮固體物、氨氮及生化需氧量等一般水質項目皆可達符合放流水標準之 效能。但我國法規尚未明定排放限値的某些污染物質，像外因性內分泌干擾物質 (係稱環境荷爾蒙)，卻甚少在人工濕地的領域中被探究。
本研究為瞭解人工濕地系統中內分泌干擾物質之流佈及削減能力，選定位於 台北縣大漢溪沿岸人工濕地群(淡水型)三座，分別為打鳥埤人工濕地、新海一期 人工濕地、新海二期人工濕地，進行廢水中壬基苯酚雙乙氧基醇(Nonylphenol diethoxylate, NP2EO) 、 壬 基 苯 酚 單 乙 氧 基 醇 (Nonylphenol monoethoxylate, NP1EO)、壬基苯酚(Nonylphenol, NP)及辛基苯酚(Octylphenol, OP)四種烷基苯酚 化合物之調查，探討這些內分泌干擾物質於不同空間及時間之排放特徵，並進行 生態風險評估，利用風險商數來計算濕地系統測站水體內分泌干擾物質可能造成 環境危害影響之風險，以針對未來濕地系統設置及在處理水體的內分泌干擾物質 時提供一個新的符合生態技術的替代方法。
二、材料與方法
2.1 採樣點選擇
研究選定大漢溪沿岸打鳥埤人工濕地、新海一期人工濕地和新海二期人工濕 地共設置 18 個樣站進行現況調查。打鳥埤人工濕地位於北緯 24 度 58 分 51.2 秒、
東經 121 度 26 分 03.3 秒，每日淨水量約為 11,000 CMD，全區配置包括沉澱池 (DN1)、開放水域(DN2)、同時分流至密植區 I 四個水池中(DN3-1、DN3-2、DN3-3、
DN3-4)、密植區 I 四個水池匯流至密植區 II(DN4)及生態池(DN5)共 8 個樣站；新 海一期人工濕地位於北緯 25 度 01 分 57.4 秒、東經 121 度 27 分 23.3 秒，每日淨 水量約 2,200 CMD，全區配置包括沉澱池(HS1-1)、密植區 I (HS1-2)、開放水域 (HS1-3)、密植區 II(HS1-4)及生態池(HS1-5)共 5 個樣站；新海二期人工濕地位於 北緯 25 度 01 分 42.9 秒、東經 121 度 27 分 12.3 秒，初估每日可處理的污水量約 3,000~4,000 CMD，全區配置包括沉澱池(HS2-1)、密植區 I (HS2-2)、開放水域 (HS2-3)、密植區 II (HS2-4)及生態池(HS2-5)共 5 個樣站。採樣時程由 2008 年 11 月至 2009 年 12 月，規劃一季一次，共計 6 次，採集的樣品為靠近濕地系統內各 處理單元出水口附近，廢水來源主要以生活污水為主。採集之水樣以聚乙烯瓶盛 裝，現場即刻監測溫度、導電度、pH、鹽度、溶氧、飽和溶氧百分比等基本水 體資料，之後加入適量硫酸保存於 4℃環境中，並儘快進行前處理。
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2.2 樣品萃取與分析
研究選以固相萃取法進行水樣前處理，先將均勻混合之水樣(3L)以孔徑 1μm 的玻璃纖維濾紙進行粗濾，再以孔徑 0.45m 的醋酸纖維濾紙進行細濾，以避免 顆粒及微生物留於水中，之後以固相萃取法進行水樣濃縮淨化。固相萃取管柱選 用美國 J.T. Baker 公司生產的 C18 吸附劑(6mL)萃取管柱，先依序利用 10 mL 二 氯甲烷/甲醇(1/1，V/V)、5 mL 甲醇和 10 mL 去離子水進行吸附劑的活化步驟，
之後將水樣以流速 4mL/min 通過萃取管柱，待完全通過之後，再加入 10mL 去離 子水和 400L 甲醇沖洗，之後以 7 mL 二氯甲烷和甲醇(1/1，V/V)沖提並收集沖 提液，並且於 40 ℃恆溫環境下進行氮氣吹拂濃縮，最後以 2 mL 去離子水/乙腈 (1/1，V/V)回溶定量，再以液相層析儀(Waters, USA)配合螢光偵測器(Agilent, USA) 化學分析。水樣分析流程如圖 1 所示。
針對實驗品保品管作業，NP2EO、NP1EO、NP 及 OP 之偵測極限分別為 3.3、
3.3、1.3 及 1.0 ng/L；帄均回收率分別為 89%、85%、96%及 88%。
圖 1 水樣萃取濃縮流程圖
水樣以孔徑 1m 濾紙粗濾後再經 0.45 m 濾紙細濾
以 10 mL 二氯甲烷/甲醇(1/1，V/V) 通過 SPE 管
5 mL 甲醇通過 SPE 管 10 mL 去離子水通過 SPE 管
3L 水樣(pH=3)以流速 4ml/min 通過 SPE 管
以 7 mL 二氯甲烷/甲醇(1/1，V/V) 冲提 SPE 管
以 2 mL 去離子水/乙腈 (1/1，V/V)回溶 400 L 甲醇通過 SPE 管
以 HPLC-螢光偵測器分析 40 ℃環境下氮氣吹拂至近乾
三、結果與討論
3.1 烷基苯酚化合物於打鳥埤人工濕地之濃度分佈
沉澱池以 NP1EO 的帄均檢品濃度最高，其餘各池水皆以 NP2EO 的帄均濃度 為最高，顯示該人工濕地系統中，長鏈烷基苯酚化合物的降解作用大多停留在 NP2EO 的階段，因此係以 NP2EO 為主要的排放特徵。觀察密植區 I，該區的廢 水是由開放水域(DN2)同時分流至密植區 I 四個水池中(DN3-1、DN3-2、DN3-3、
DN3-4)，發現 DN3-1 和 DN3-3 測站中烷基酚類的濃度明顯高於 DN3-2 和 ND3-4 測站，比較各池水的植物覆蓋度，DN3-1 和 DN3-3 的植物覆蓋度介於 16%~29%，
而 DN3-2 和 ND3-4 則介於 35%~49%。觀察新海二期烷基苯酚濃度變化，當植物 覆蓋度介於 30%~40%的時候，污染物濃度則有下降的趨勢發生。由文獻中指出，
當廢水流經種植馬蹄蓮(Zantedeschia aethiopica)的人工濕地植栽區，NP 去除率為 54.1±7.0%，NP1-3EO 去除率為 98.7±0.9% (Belmont and Metcalfe, 2003)。亦有研究 指出，濕地系統中的挺水植物區對於 NP11EO 有明顯的去除效用(劉操，2007)，
顯示經過濕地植物的處理之後，可降低水中烷基苯酚化合物的濃度。因此，推論 打鳥埤人工濕地的密植區 I 中的植物在適度生長條件下，確實可有效發揮其吸附 及降解的作用。
觀察 NP2EO、NP1EO 及 OP 在六次採樣的帄均濃度，均呈現出相似的變化 趨勢，經過開放水域和生態池之後則其濃度皆略有下降。觀察二池池水，發現植 種大多以沉水性和維管束植物為主，因此當污水進入處理單元當中，由於表面水 層不受植物的阻擋，污染物質可有效藉由懸浮固體物的吸附作用而沉降於底泥 中。
整體而言，就六次採樣數據得知，打鳥埤人工濕地進流水之 NP2EO、NP1EO 及 OP 帄均濃度分別介於 198.5~3,443.4、177.6~3,794.4 及<1.0 ~5,581.9 ng/L，而 放流水之 NP2EO、NP1EO 及 OP 濃度則分別介於 75.5~2,695.8、250.8~1,633.6 及
<1.0~2,453.8 ng/L。經過該人工濕地系統處理過後的水體中，NP2EO、NP1EO 及 OP 的去除率分別為 55.5%、66.8%及 68.0%，而在 NP 的部分，無論是進流水或 放流水中皆未檢出。人工濕地系統各測站所測得之烷基苯酚化合物濃度如表 1 所 示。
3.2 烷基苯酚化合物於新海一期人工濕地之濃度分佈
沉澱池和密植區 I 係以 NP2EO 的帄均檢測濃度最高，而在開放水域和密植 區 II 則是以 OP 的帄均濃度最高，顯示濕地系統的前段，係以 NP2EO 為主要的 排放特徵，在進流水經過生物降解作用，於該人工濕地後段則轉以 OP 為主要的 排放特徵。觀察由沉澱池至密植區 I，發現 NP2EO、NP1EO 和 OP 經過濕地前段
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處理單元之後，濃度皆有明顯下降的趨勢。Belment 等人(2006) 利用模槽探討人 工濕地的處理潛能，結果發現經沉澱池與穩定塘的處理即呈現出良好的去除效 果，其去除率可達 75% (Belment et al., 2006)。由於新海一期人工濕地是採取任其 自然發展，以放任式讓生態系自我管理，水體與底泥間的擾動受人為干擾亦較 少，也因此在該人工濕地的前段即可有效的發揮其吸附作用，而使烷基苯酚化合 物容易藉著懸浮固體物的沉降，而達到淨化水質的目的。另一方面，由密植區 II 至生態池，發現有該類化合物濃度攀升的現象，與文獻相比較，劉操等人(2007) 研究北京官廳水庫上游人工濕地發現，當冬季來臨時，植物進物枯萎期，於挺水 植物塘檢測出 NPEOs 的濃度高出夏季(植物茂盛)二倍之多(劉操，2007)；因此推 估新海橋一期人工濕地也有可能與人為除草頻率過低，因而導致植物在過度繁衍 下，又大量死亡，落葉效應進而造成有機物濃度又再度釋出而污染水體。而 NP 的檢出率極低，僅在 2008 年 11 月及 2009 年 6 月測得濕地水體中有 NP 的存在，
因此濃度變化趨勢不明顯。
整體而言，就六次採樣數據得知，新海一期人工濕地進流水中之 NP2EO、
NP1EO 及 OP 的濃度分別介於 21.2~581.4、56.2~775.0 及<1.0 ~577.8 ng/L，而放 流水中之 NP2EO、NP1EO 及 OP 的濃度則分別介於 1.7~455.9、<3.3 ~324.9 及
<1.0~2,247.6 ng/L。經該人工濕地系統處理過後，水體中 NP2EO、NP1EO 及 OP 之去除率分別為 69.3%、63.9%及-44.8%，而在 NP 的部分，無論是進流水或放流 水中皆未檢出。人工濕地系統各測站所測得之烷基苯酚化合物濃度如表 1 所示。
3.3 烷基苯酚化合物於新海二期人工濕地之濃度分佈
發現各池池水皆以 NP2EO 的帄均濃度為最高，顯示該人工濕地系統中，長 鏈烷基苯酚化合物的降解作用大多停留在 NP2EO 的階段，因此係以 NP2EO 為主 要排放特徵。短鏈烷基苯酚聚乙氧基醇類若要進一步經由生物降解成烷基苯酚，
必頇在厭氧環境下發生反應(Giger et al., 1984)。由於新海二期為表面流式人工濕 地系統，水體多呈現好氧狀態，因此較不利於降解反應的發生。
觀察沉澱池至密植區 I，發現該類化合物濃度有漸增的趨勢，又觀察密植區 I 的水生植物覆蓋度約佔單元面積的 70.2~75.3% (薛美莉，2010)，如此高的密植 度同時也會造成植物死亡的數量增多，使得原本已被吸附於植物體內的污染物 質，又會再度被釋出回到水體當中。再者，新海二期人工濕地的管理模式主要係 以季節性水位進行調控，因此人為介入除草的頻度較高，當水體與底泥受到外力 的擾動，造成沉降於底泥中的烷基苯酚化合物又重新回到濕地水體。當廢水再由 開放水域流至生態池時，植物覆蓋度約為 30~40%左右，此時可改善植物過多所 導致污染物釋出的問題，因此該類化合物的濃度有明顯下降。在 NP 的部分，2007 年 11 月的檢測值係介於 115.5~198.3 ng/L 之間，之後 5 個月份總計採集到的 23 樣品中，檢出率甚低，僅 2 個樣品檢測出濃度值，推估與 2008 年 1 月行政院環
保署頒布法令，限制清潔劑中壬基苯酚化合物添加量有關，使得該人工濕地的水 體受烷基苯酚化合物污染的情況因清潔劑含量受管制而有部分改善。
就整體而言，就六次採樣數據得知，新海二期人工濕地進流水中之 NP2EO、
NP1EO、NP 及 OP 的濃度分別介於 25.6~1,309.1、93.8~915.0、<1.3~198.3 及 18.5~952.3 ng/L 之間，而放流水之 NP2EO、NP1EO、NP 及 OP 的濃度則分別介 於 18.9~471.5、<3.3~44.6、<1.3~115.5 及<1.0~133.0 ng/L 之間，經該人工濕地系 統處理過後，水體中的 NP2EO、NP1EO、NP 及 OP 之去除率分別為 58.9%、93.6%、
41.2%及 89.4%。人工濕地系統各測站所測得之烷基苯酚化合物濃度如表 1 所示。
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表 1 大漢溪沿岸人工濕地群烷基苯酚化合物之濃度分佈
NP2EO NP1EO NP OP
人工濕地名 採樣位置 Min Max average Min Max average Min Max average Min Max average 打鳥埤 D1 198.5 3443.4 1525.4 177.6 3794.4 2039 <1.3 <1.3 - <1.0 5581.9 1436.7
D2 32.5 11191.5 3087.3 169.1 3925.7 1125.8 <1.3 233.3 52.4 <1.0 1406.8 585.6 D3-1 51.8 3667.6 2358.6 242.9 6069 1835.1 <1.3 <1.3 - <1.0 5581.5 1622.1 D3-2 26 3286.2 1256 115.8 849.5 394.8 <1.3 131.4 26.8 <1.0 629.4 252.6 D3-3 153.5 5207.4 2065.2 35 3982.6 1366.9 <1.3 185.7 31.5 <1.0 5447.5 1117.4 D3-4 <3.3 509.5 147.5 <3.3 262.7 114.5 <1.3 <1.3 - <1.0 145.5 32.8
D4 178.4 4096.8 1578.4 203.5 1883.8 812.6 <1.3 <1.3 - <1.0 4635.5 1197.8 D5 75.5 2695.8 678.1 250.8 1633.6 677.5 <1.3 <1.3 - <1.0 2453.8 459.5 新海一期 S1-1 21.2 581.4 347.9 56.2 775 240.4 <1.3 <1.3 - <1.0 577.8 297.9 S1-2 <3.3 441.9 131.7 <3.3 352.3 104.2 <1.3 38 8.2 <1.0 128.1 63.1 S1-3 <3.3 64.3 23.2 <3.3 72.1 35.5 <1.3 147.8 40.9 <1.0 498.7 118.5 S1-4 <3.3 230.5 77.3 <3.3 641.8 121 <1.3 114.1 27.2 <1.0 2187.1 376.2 S1-5 <3.3 455.9 106.9 <3.3 324.9 86.7 <1.3 <1.3 - <1.0 2247.6 431.3 新海二期 S2-1 25.6 1309.1 424.3 93.8 915 312.6 <1.3 198.3 40.2 18.5 952.3 329.4 S2-2 9.8 1802.3 504.2 <3.3 1072.5 365.7 <1.3 671 142.4 <1.0 1858.5 398.4 S2-3 10 4057.5 1116.9 28 822.8 231 <1.3 107.1 20.1 <1.0 182.4 77.1 S2-4 <3.3 640.6 256.5 <3.3 76.4 40.9 <1.3 159.3 27.1 <1.0 366.7 144.8 S2-5 18.9 471.5 174.3 <3.3 44.6 20 <1.3 115.5 23.6 <1.0 133 35
3.4 風險評估
本研究中在風險評估上所使用的方法是根據美國環保署的生態風險評估架 構，利用環境實測濃度(Measured Environmental Concentration, MEC)與污染物對生 物造成預期無效應濃度(Predicted No Effect Concentration, PNEC)之比值，建立風險 商數(Risk Quotient, RQ)。當 RQ＜1 視為可接受風險，RQ＞1.0 代表不可接受風 險，藉以確認化合物是否具有潛在風險。
由於場址屬於淡水型濕地，因此選定在淡水環境中的兩種對於 APEOs 具敏感 性的水生生物進行風險評估，以 Cladoceran(Daphnia magna)之物種進行對 NP2EO、
NP1EO 和 OP 的風險評估，其 LC50分別為 148、148 和 270g/L (Maki et al., 1998)，
而以 Amphipod (Hyalella azteca)之物種進行對 NP 之風險評估，其 LC50為 20.7 g/L (Brooke, 1993)，並且設定外推因數為 1000 (Fenner et al., 2002)。由物種的 LC50 除 以外推因數(Extrapolation Factor, EF)，即表示生物的預期無效應濃度。另外，將針 對實測濃度小於方法偵測極限之數據，皆以二分之一 MDL 值估算其風險商數。經 計算所得各濕地中烷基苯酚化合物對水生生物風險商數於表 2 所示。
商數值可探討水中各污染物相對的潛在危害，其值愈大，風險相對就愈大。大 漢溪沿岸的三座人工濕地中，以打鳥埤的商數值最高，此一結果顯示此將含對水 中生物造成潛在的風險性。打鳥埤人工濕地的進流水係取自大安圳的上游，多為 土城市所排放出的生活污水，表示該市的居民使用清潔用品中普遍含有烷基苯酚 類界面活性劑。另一方面，該人工濕地場址又鄰近土城工業區，因此推測亦有可 能有不明的工業廢水流入，因而導致該人工濕地中的濃度較高，有關此點在未來 仍需進一步調查分析及驗證。大漢溪沿岸三座人工濕地，皆以 NP2EO 為主要的潛 在風險，此結果顯示表面流式人工濕地生物的降解作用上較不明顯，而水力停留 時間是影響生物降解作用的重要因子，由於在第一階段的生物降解需花 4~24 天的 時間，才可完全將長鏈的烷基苯酚化合物降解成短鏈型態 (Yoshimura, 1986；Mann and Boddy, 2000)，而大漢溪沿岸人工濕地其 HRT 約為 5~6 天，因此此類污染物多 以短鏈的烷基苯酚化合物存在。
整體而言，將各月份污染物濃度加以帄均，並計算其風險性，再觀察進流水 與放流水的商數值變化，發現普遍有降低的趨勢存在，表示在經過人工濕地處理 過後，將可以降低烷基苯酚化合物對水生生物的風險性。經公式計算所得之帄均 商數值如表 3 所示。
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表 2 大漢溪沿岸人工濕地群 NP2EO、NP1EO、NP 和 OP 風險商數值之比較
人工濕地名稱
NP2EO NP1EO NP OP 風險商數(RQ)=MEC/PNEC
PEC/0.148 PEC/0.148 PEC/0.0207 PEC/0.27 Min Max n Min Max n Min Max n Min Max n 打鳥埤 0.01 75.6 34/44 0.01 41.0 39/44 0.03 11.3 4/44 0.002 20.7 19/44 新海一期 0.01 3.9 9/27 0.01 5.2 5/27 0.03 7.1 5/27 0.002 8.3 6/27 新海二期 0.01 27.4 12/28 0.01 7.3 5/28 0.03 32.4 6/28 0.002 6.9 5/28 註：Min:最小有害商數值；Max:最大有害商數值；n:RQ>1 的樣品數/總樣品數
表 3 大漢溪沿岸人工濕地群進流與放流水 NP2EO、NP1EO、NP 和 OP 風險商數值
採樣位置
NP2EO NP1EO NP OP 風險商數(RQ)=MEC/PNEC
PEC/0.148 PEC/0.148 PEC/0.0207 PEC/0.27 打鳥埤人工濕地
進流水(DN1) 10.31 13.78 0.005 5.32
放流水(DN5) 4.58 4.58 0.005 1.7
新海一期人工濕地
進流水(HS1-1) 2.35 1.62 0.03 1.1 放流水(HS1-5) 0.72 0.59 0.03 1.6
新海二期人工濕地
進流水(HS2-1) 2.87 2.11 1.94 1.22 放流水(HS2-5) 1.18 0.14 1.14 0.13
四、結論
本研究為瞭解人工濕地處理系統對於內分泌干擾物質流佈之特性及削減能 力，選定位於台北縣大漢溪沿岸的人工濕地群，進行廢水中壬基苯酚雙乙氧基醇、
壬基苯酚單乙氧基醇、壬基苯酚及辛基苯酚之調查及樣品採樣與分析，就該類污 染物質於不同處理單元之排放特徵，來探討運用人工濕地系統對其之去除效能。
另外，本研究還利用風險商數來計算濕地系統測站水體內分泌干擾物質可能造成 環境危害影響之風險。
大漢溪沿岸人工濕地群係屬於淡水型人工濕地處理生活污水，有關場址選擇 分別為打鳥埤人工濕地、新海一期人工濕地和新海二期人工濕地，共設置18個樣 站進行現況調查。分析結果顯示，壬基苯酚雙乙氧基醇、壬基苯酚單乙氧基醇、
壬基苯酚及辛基苯酚之濃度分別介於<3.3~11,191.5、<3.3~6,069.0、<1.3~671.0及
<1.0~5,581.9 ng/L，對這四種化合物NP2EO、NP1EO、NP、OP之最佳去除率分別 可達69.3%、93.6%、41.2%、89.4%，對於不同型式人工濕地削減內分泌干擾物質 之潛能，排列順序依次為新海二期人工濕地＞打鳥埤人工濕地＞新海一期人工濕
地。經計算各人工濕地中烷基苯酚化合物之風險商數，顯示各個人工濕地中均普
遍存在有烷基苯酚化合物的潛在風險。
五、參考文獻
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