國立臺灣大學環境工程學研究所 碩士論文
Graduate Institute of Environmental Engineering National Taiwan University
Master Thesis
經過臭氧氧化及生物濾床處理程序後天然有機物組成轉變 與消毒副產物生成之探討
CONVERSION OF NATRURAL ORGANIC MATTER CONSTITUTION AND FORMATION OF DISINFECTION
BY-PRODUCT DURING OZONATION-BIOFILTRATION
魏宏時 Hung-Shih Wei
指導教授：童心欣 博士 Advisor: Hsin-Hsin Tung, Ph.D.
中華民國 100 年 7 月
July, 2011
口詴委員審定書
致謝
轉眼間，兩年的研究所生涯即將告一段落。兩年來的研究及學習歷程就像帶 兵練將，為自己練就實力及蓄積戰力一般；學位口詴時，則如同捍衛自己研究成 果的攻防戰，竭盡所能且債巢而出；而碩士論文的完成則象徵著兩年來的辛苦終 於獲得豐碩的戰果。
這段期間所要感謝的人族繁不及備載。
首先要感謝童心欣老師對我的細心指導，童老師在學術研究上的熱情與正面 積極的態度，深深感染了我，以及兩年來對於邏輯思考與解決問題之能力的訓練，
十分紮實且令我收穫良多。另外老師既正直又負責任，卻不失幽默的處事風格，
在不知不覺中影響了我待人處事的行為及方法。種種跡象證明，選擇進入童老師 的實驗室無疑是個明智之舉。同時也要感謝本所的蔣本基老師與公衛系的王根樹 老師，百忙之中前來參加我的論文口詴，亦對於本研究給予明確的指正及建議，
使我的整體研究更臻完善。
感謝實驗室的諸多成員。謝謝易學學長於研究過程中所給予的指導及鼓勵，
沒有你我的論文無法完成。感謝已經畢業的柏志學長、奕齊學姊、孙涵學姊以及 回鍋繼續擔任研究助理的佳真學姐所提供的建議及諮詢。謝謝一路上一起打拼的 黃馨同學，我們終於做到了！最後謝謝子豪學弟、怡璇學妹、皓瑜學妹及已離職 的助理又鳴和 Monica 在實驗上的協助以及生活上的關懷。實驗室裡的每位成員 都是陪伴我一起成長的好夥伴，有歡笑有淚水，能與各位共事是我畢生的榮幸。
再來要感謝在 R305 一同奮鬥的夥伴們，認真研究的同時還有盡情的玩樂及 無私的分享，有了你們使我的研究所生涯增添了許多色彩。雖然當中可能有許多 是我花了畢生精力也無法超越的厲害人物，但能與各位在齊平的狀態下競爭，實 在非常過癮。就算畢業了也記得要保持聯絡！
最後則要感謝家人及女朋友無條件的支持，爸媽你們雖然有點囉唆但我仍然 以你們為榮，兩個弟弟面對接下來的挑戰要繼續加油，謝謝嘉萍兩年來在時間上 無私地配合及陪伴，因為妳讓我這兩年的生活更加充實且精彩。
研究所生涯將是我人生最重要的階段之一，兩年來的灌溉使我繼續茁壯，兩 年的回憶讓我永遠無法忘懷。今日我以各位為榮，希望明日各位以我為傲。
2011 年 7 月 魏宏時
摘要
環境中之自然水體含有許多天然有機物（Natural organic matter, NOM），其 中富含多種性質和分子大小相異之化合物，並被認定為消毒副產物（Disinfection by-products, DBPs）之主要前驅物質。臭氧氧化結合生物濾床處理程序對於天然 有機物之去除以及部份消毒副產物之控制皆有良好的效果，然而對於鹵乙晴
（Haloacetonitrile, HAN）、鹵硝基甲烷（Trihalonitromethane, HNM）以及亞硝胺
（Nitrosamines）等新興氮系消毒副產物之生成控制仍不清楚明瞭。因此本實驗 之目的在於探討天然有機物組成結構、消毒副產物生成情形（尤其氮系消毒副產 物）與溶解性有機氮於臭氧氧化及生物濾床過濾過程中之變化情形及其相互關係。
金門太湖原水長年受到藻華影響並含有高濃度的溶解性有機碳（ Dissolved organic carbon, DOC），將太湖原水以 1 mg-O3/mg-DOC 之臭氧劑量氧化及 20 分 鐘之空床接觸時間之生物濾床過濾後，分別進行生物可降解性碳（Biodegradable dissolved organic carbon, BDOC）詴驗、生物可同化性碳（Assimilable organic carbon, AOC）詴驗、天然有機物之樹脂分離、溶解性有機氮（Dissolved organic nitrogen, DON）及消毒副產物生成潛勢（DBP formation potential, DBP FP）等數 項分析。研究結果顯示，臭氧氧化確實提昇水中生物可降解性碳及生物可同化性 碳含量，但後續生物濾床的去除效果不如預期。整體程序可大幅減少 39%的溶解 性有機氮，對於溶解性有機碳的去除效果則不明顯（10%）。臭氧氧化雖然能將 疏水性天然有機物轉化為親水性天然有機物，然而後續生物濾床傴能些微去除親 水性有機物。在添加自由餘氯之消毒副產物生成潛勢詴驗中，原水經過臭氧氧化 後，Trichloronitromethane（TCNM）生成潛勢提昇了 7.3 倍且後續生物濾床並無 明顯去除效果；在添加氯胺詴驗中，經過臭氧氧化及生物濾床過濾後，非但無法 減少 TCNM 生成，亦會提昇 N-nitrosodimethylamine（NDMA）的生成。總結來 說，臭氧氧化結合生物濾床處理程序可控制三鹵甲烷與鹵乙酸濃度，卻無法有效 控制新興氮系消毒副產物之生成。
關鍵字：天然有機物、消毒副產物、溶解性有機氮、臭氧氧化程序、生物濾床
Abstract
Natural organic matter (NOM) is a complex mixture of organic materials presented in natural water and is regarded as the main precursor of disinfection by-products (DBPs). To reduce DBP formation in drinking water, biofiltration coupled with pre-ozonation was proposed to be a treatment process for NOM removal and DBP control. However, the effects of ozonation-biofiltration on the formation of other emerging nitrogenous DBPs, such as haloacetonitrile (HAN), trihalonitromethane (HNM) and nitrosamines were poorly understood. The objective of this study was to investigate the relationship between the change of NOM constitution, dissolved organic nitrogen (DON) concentration and the effectiveness of nitrogenous DBP reduction during ozonation-biofiltration process. One surface water source with high organic content (DOC~8.9 mg/l) and frequent algae bloom was investigated in this study. The raw water was ozonated with 1 mg O3/mg DOC and pass through a biofilter with 20 min empty bed contact time (EBCT). Biodegradable dissolved organic carbon (BDOC) tests, assimilable organic carbon (AOC) tests and dissolved organic nitrogen (DON) mesurements were applied to investigate the change of NOM property during ozonation-biofiltration. Resin fractionation was used to analyze the NOM constitution alternation in each process. DBP formation potential (FP) tests were conducted to access the overall performance of DBP precursor removal. The results show that both BDOC and AOC increased after ozonation. Biofiltration did not remove BDOC and AOC as expected. Although ozonation/biofiltration altered NOM constitution considerably and decreased 39% DON, less than 15% of DOC was removed by the process. Ozonation effectively reduced the NOM hydrophobic acid fraction. In chlorination DBPFP tests, trichloronitromethane (TCNM) increased 7.3 times for waters treated with ozone compare to raw water. And, the subsequent
biofiltration did not remove TCNM. In chloramination DBPFP tests, no TCNM reduction was observed and N-nitrosodimethylamine (NDMA).. formation increased after ozonation and biofiltration.. In conclusion, ozonation-biofiltration might increase the risk of nitrogenous DBPs formation, although it shows a slightly capability on THM and HAA control.
Keywords: Natural organic matter, Disinfection by-product, Dissolved organic
nitrogen, Ozonation, Biofiltration總目錄
口詴委員審定書... ii
致謝……... iii
摘要……... iv
Abstract. ... vi
總目錄…... viii
圖目錄…... xi
表目錄…... xiv
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 天然有機物之簡介... 3
2.2 天然有機物與自來水淨水程序之相互關係... 4
2.3 消毒副產物之簡介... 5
2.3.1 三鹵甲烷與鹵乙酸... 7
2.3.2 氮系消毒副產物... 8
2.4 消毒副產物與天然有機物之關係... 9
2.5 溶解性有機氮與消毒副產物之關係... 12
2.6 消毒副產物之控制... 12
2.7 生物濾床與天然有機物之去除... 13
第三章 實驗材料及方法... 15
3.1 原水初步過濾... 16
3.2 臭氧氧化程序... 16
3.3 生物濾床過濾程序... 17
3.4 溫度及 pH 值 ... 17
3.5 非揮發溶解性有機碳... 18
3.6 鹼度測定... 18
3.7 樹脂分離... 18
3.8 消毒副產物生成潛勢及消毒副產物萃取... 20
3.8.1 消毒副產物生成潛勢... 20
3.8.2 消毒副產物分析... 21
3.9 各天然有機物類群組成對消毒副產物之貢獻測定... 23
3.10 溶解性有機氮測定... 23
3.10.1 溶解性總氮測定... 23
3.10.2 溶解性氨氮測定... 24
3.10.3 溶解性硝酸鹽氮測定... 24
3.10.4 溶解性亞硝酸鹽氮測定... 24
3.11 生物可降解性碳測定 ... 24
3.12 生物可同化性碳測定... 25
第四章 結果與討論... 27
4.1 原水處理程序對 NPDOC 之成效 ... 27
4.2 原水處理程序對 BDOC 和 AOC 之影響 ... 29
4.3 原水處理程序對溶解性有機氮之影響... 32
4.4 天然有機物之有機物類群組成變動... 34
4.5 各處理程序對消毒副產物之影響... 37
4.5.1 消毒副產物生成濃度結果分析... 37
4.5.2 消毒副產物比生產率結果分析... 43
4.6 各有機物類群對消毒副產物之貢獻分析... 48
4.6.1 以自由餘氯作為氧化劑之生成潛勢結果分析... 49
4.6.2 以氯胺作為氧化劑之生成潛勢結果分析... 58
第五章 結論與建議... 62
5.1 結論... 62
5.2 建議... 63
參考文獻... 65
圖目錄
圖 3-1 實驗流程圖 ... 15 圖 4-1 液態臭氧濃度隨臭氧氧化反應時之濃度變化圖 ... 28 圖 4-2 隨著處理程序之 AOC-P17 與 AOC-NOX 濃度變化關係圖 ... 31 圖 4-3 原水、臭氧後處理水及生物濾床最終出流水之天然有機物組成比例變化圖
... 36 圖 4-4 原水、臭氧後處理水及生物濾床最終出流水天然有機物組成之 NPDOC 濃
度變化圖（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 36 圖 4-5 隨著處理程序之總三鹵甲烷和鹵乙酸濃度變化圖（Chlorination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 39 圖 4-6 隨著處理程序之 Chloroform、DCBM 和 DBCM 濃度變化圖（Chlorination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 39 圖 4-7 隨著處理程序之 DCAA、TCAA 和 BCAA 濃度變化圖（Chlorination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 40 圖 4-8 隨著處理程序之 DCAN 和 TCNM 濃度變化圖（Chlorination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 41 圖 4-9 隨著處理程序之 DCAN、TCNM 和 NDMA 濃度變化圖（Chloramination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 43 圖 4-10 總三鹵甲烷與鹵乙酸隨著處理程序之比生產率變化圖（Chlrination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 45 圖 4-11 隨著處理程序之 Chloroform、DCBM 和 DBCM 比生產率變化圖
（Chlorination）（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 45 圖 4-12 隨著處理程序之 DCAA、TCAA 和 BCAA 比生產率變化圖（Chlorination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 46 圖 4-13 隨著處理程序之 DCAN 和 TCNM 比生產率變化圖（Chlorination）
（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 47 圖 4-14 隨著處理程序之 DCAN、TCNM 和 NDMA 比生產率變化圖
（Chloramination）（誤差範圍為二重複之標準差值） ... 48 圖 4-15 各有機物類群對總三鹵甲烷生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處
理程序之變化關係圖（Chlorination） ... 50 圖 4-16 各個有機物類群對 Chloroform 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著
處理程序之變化關係圖（Chlorination） ... 52 圖 4-17 各個有機物類群對 DCBM 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 52 圖 4-18 各個有機物類群對 DBCM 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 52 圖 4-19 各個有機物類群對總鹵乙酸生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處
理程序之變化關係圖（Chlorination） ... 54 圖 4-20 各個有機物類群對 DCAA 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 56 圖 4-21 各個有機物類群對 TCAA 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 56 圖 4-22 各個有機物類群對 BCAA 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 56 圖 4-23 各個有機物類群對 DCAN 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 57 圖 4-24 各個有機物類群對 TCNM 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chlorination） ... 58 圖 4-25 各個有機物類群對 DCAN 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chloramination） ... 59 圖 4-26 各個有機物類群對 TCNM 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chloramination） ... 59 圖 4-27 各個有機物類群對 NDMA 生成潛勢(a)與比生產率(b)之貢獻與隨著處理
程序之變化關係圖（Chloramination） ... 60
表目錄
表 2-1 行政院環保署公佈之飲用水水質標準對於部份消毒副產物之規範 ... 7
表 2-2 不同天然有機物組成類群與消毒副產物之關係 ... 11
表 4-1 隨著處理程序之 NPDOC 濃度變化結果 ... 28
表 4-2 隨著處理程序之 BDOC 濃度變化結果 ... 31
表 4-3 隨著處理程序之 AOC 濃度變化結果 ... 31
表 4-4 總氮、氨氮、硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮隨著處理程序之濃度變化結果 ... 33
表 4-5 溶解性有機氮隨著處理程序之濃度變化結果 ... 33
表 4-6 隨著處理程序之 DOC/DON 比例變化結果 ... 33
表 4-7 隨著處理程序 NPDOC、BDOC、AOC 與 DON 之濃度變化結果 ... 34
第一章 前言
1.1 研究背景
天然有機物（Natural organic matter, NOM）主要存在於環境中之自然水體，
其中富含多種性質和分子大小相異之化合物，不同的氣候條件、地理位置和水文 狀況等，皆會影響天然有機物的量及組成。
自來水處理當中的消毒程序，成功地控制住水媒傳染病的傳播，大幅改善了 飲用水的品質，提昇衛生水平，為二十世紀以來於公共衛生方面之重大成就。然 而消毒程序中運用之消毒劑通常具有強氧化力，除了能有效殺死水中的致病性微 生物（如傷寒桿菌和霍亂弧菌等），亦會與水中之天然有機物或無機物（溴化物 或碘化物等）反應，生成具有基因毒性及致突變性之消毒副產物（Disinfection by products, DBPs）。不同性質的天然有機物會形成不同的消毒副產物，不同的消毒 副產物不傴毒性不同，理論上控制方式也不盡相同。因此，天然有機物與消毒副 產物之控制，為設計淨水處理程序時之重要參考依據。
在眾多之消毒副產物當中，三鹵甲烷（Trihalomethane, THM）與鹵乙酸
（Haloacetic acid, HAA）存於自來水中的濃度最高，最早被人發現，亦較被透徹 研究。故對於三鹵甲烷與鹵乙酸的控制較為完善，且多數國家在飲用水相關法規 當中，對於兩者皆有明確規範。
選用替代消毒劑即為三鹵甲烷與鹵乙酸的控制方法之一，然而替代消毒劑
（如氯胺、臭氧等）與水中天然有機物反應後，將會生成大量的新興消毒副產物
（Emerging DBPs），氮系消毒副產物（Nitrogenous DBPs）即是其中一類，目前 仍然缺乏關於氮系消毒副產物之控制的相關研究。
結合臭氧氧化與生物濾床程序，已被發現可去除部份水中天然有機物，對於 三鹵甲烷與鹵乙酸之控制亦有不錯的效果。氮系消毒副產物的控制效果，仍待詳 細研究及分析。
若能探討天然有機物組成結構與氮系消毒副產物可能之前驅物質（含氮有機 物），於臭氧氧化與生物濾床程序時的變化情形，配合調查消毒副產物（尤其是 氮系消毒副產物）於整體流程之生成情形，預期可得到對於天然有機物去除與消 毒副產物控制之相關實用訊息，以提供實廠實際參考依據之用。
1.2 研究目的
本實驗之研究目的在於釐清天然有機物組成結構、消毒副產物生成情形（尤 其氮系消毒副產物）與溶解性有機氮於臭氧氧化及生物濾床過濾過程中之變化情 形及其相互關係。進而去除水中之天然有機物，以期此處理流程對於消毒副產物 具有理想之控制效果。
第二章 文獻回顧
2.1 天然有機物之簡介
天然有機物主要存在於環境中之自然水體，其中富含多種性質和分子大小相 異之化合物，如腐質物質、親水性酸、碳水化合物、胺基酸和羧酸類等，且不同 的氣候條件、地理位置和水文狀況等，皆會影響天然有機物的量及組成。
環境自然水體中的天然有機物含量，通常會以總有機碳（Total organic carbon, TOC）濃度或溶解性有機碳（Dissolved organic carbon, DOC）濃度表示。近二十 多年來，在數個地區的天然有機物含量上升的情形相當可觀 (Matilainen and Sillanpää, 2010)，原因可能在於氣候變遷等因素，但似乎並無決定性之證據證實 此推論。
天然有機物之結構組成，可依其物化特性分類。若依親疏水性分類，便可將 天然有機物大致分成幾種類型。Buchanan 等人 (2005) 將 East Moorabool 原水利 用樹脂分離，得到了四種組成分佈（Very hydrophobic acids, VHA；Slightly hydrophobic acids, SHA；Hydrophilic charged, CHA；Hydrophilic neutral, NEU）， 其中 VHA 部份佔了 62%的原水天然有機物組成。亦有研究指出，原水中天然有 機物的疏水性部份佔了全部的三分之一至二分之一左右(Kim and Yu, 2005)。由於 此部份含有大量的環狀構造，故與氧化劑應有較佳之反應性。
天然有機物亦可根據分子大小來分類，Chowdhury 等人 (2008) 將兩種不同 來源之原水先利用薄膜系統分離出不同分子大小的天然有機物，再以樹脂分離出 親疏水性之組成比例，結果發現其中一種原水以分子較小且較親水性結構的天然 有機物居多，另一原水則是分子較大且為疏水性結構的成份居多。由此可知，天 然有機物組成結構確實會因為地區不同而有所改變。
另外亦可以 SUVA 值代表水中天然有機物的組成特性，SUVA 值愈高，代表 天然有機物的組成以分子量較大且疏水性結構為主，相反地 SUVA 值愈低，代表
天然有機物的組成以分子量小且親水性結構為主(Edzwald and Tobiason, 1999)。
其他還有像是傅立葉轉換紅外線光譜分析(Fourier-transform infrared, FT-IR )或是 核磁共振技術（Nuclear magnetic resonance, NMR）等，可分析天然有機物之表面 特性(Kim and Yu, 2005)。
由於天然有機物為環境水體中色度、臭度等的主要來源，並會造成配水系統 中微生物再生等問題，亦為消毒副產物之前驅物質，故為淨水處理程序中之重點 處理項目。
2.2 天然有機物與自來水淨水程序之相互關係
原水中的天然有機物對於整體自來水淨水程序所造成的影響可歸納為以下 三點：
1. 天然有機物中的臭度、色度等問題，將增加淨水成效的困難，以及影響處理 後水之適飲性。
2. 水中之天然有機物會消耗大量的混凝劑及消毒劑，進而造成污泥量大增及消 毒副產物產生量增加之問題。
3. 未處理完全之天然有機物亦會影響配水管網內的生物穩定性，促進微生物再 生。
經由上述三點所描述得知，水中天然有機物會影響淨水程序之效果，相對地，
特定性質之天然有機物理論上有其較適合之處理程序。Matilainen 等人 (2010) 陳述，在混凝膠凝過程中，主要能去除分子較大且疏水性的天然有機物，而分子 較小且親水性的天然有機物則為後續處理程序（沈澱浮除及砂濾）之主要目標。
一般熟知的前氧化程序如同前加氯，較會針對疏水性且分子量較大之天然有機物 進行氧化，且能提高混凝沈澱效率。臭氧可將疏水性天然有機物轉化成親水性天 然有機物(Matilainen and Sillanpää, 2010; Nishijima and Speitel, 2004)，且可增加天 然有機物之生物可降解性(Nishijima and Speitel, 2004; Siddiqui et al., 1997; Yavich et al., 2004)，若在臭氧處理後加裝生物濾床，生物濾床便能去除經臭氧氧化後產
生之較可被生物降解且親水性的天然有機物(Yavich et al., 2004)。
另外，Haarhoff 等人 (2010) 針對南非六座處理程序不盡相同的淨水廠，分 析探討各種處理單元對於特定性質天然有機物的去除能力。結果顯示快砂濾以及 臭氧氧化配合生物性活性碳濾床（Biological activated carbon, BAC）對於生物可 降解性天然有機物有較佳之去除效果；若依據分子量大小來分析，活性碳濾床較 能去除分子量較小的天然有機物，快砂濾則債向去除分子量較大的天然有機物。
可見不同處理單元由於處理機制不同，偏好去除的天然有機物類型亦不相 同。
2.3 消毒副產物之簡介
自來水處理當中的消毒程序，成功地控制住水媒傳染病的傳播，大幅改善了 飲用水的品質，提昇衛生水平，為二十世紀以來公共衛生方面之重大成就。然而 消毒程序中運用之消毒劑通常具有較強之氧化能力，除了能有效殺死水中的致病 性微生物（如傷寒桿菌和霍亂弧菌等），亦會與水中之天然有機物或無機物（溴 化物或碘化物等）反應，生成具有基因毒性及致突變性之消毒副產物。
消毒副產物於 1970 年代首次被發現以來，逐漸受到重視，如今已被確認的 消毒副產物超過七百種(Matilainen and Sillanpää, 2010)，大致可分為以下幾類：
三 鹵 甲 烷 和 鹵 乙 酸 等 氯 系 消 毒 副 產 物 （ Halogenated DBPs ）、 鹵 乙 晴
（Haloacetonitriles, HANs）、鹵硝基甲烷（Halonitromethanes, HNMs）以及亞硝 胺（Nitrosamines）等氮系消毒副產物、醛類（Aldehydes）、酮類（Ketones）、羧 酸類（Carboxylic acids）、氯酸鹽（Chlorate）、亞氯酸鹽（Chlorite）及溴酸鹽類
（Bromate）等。美國環保署及其他國際組織等已針對部份消毒副產物建立法規 標準或相關準則（附錄一），規範或建議這些消毒副產物於飲用水中可容許之最 高濃度。中華民國行政院環保署所公佈之飲用水水質標準亦對部份消毒副產物訂 定相關規範（表 2-1）。由此可知，世界上無論是開發中或已開發國家，皆對於消 毒副產物的問題十分重視。
現今消毒程序最常使用的消毒劑為次氯酸（Hypochlorite）、臭氧（Ozone）、
二氧化氯（Chlorine dioxide）以及氯胺（Chloramine），不同的消毒劑與天然有 機物反應，會產生不同的消毒副產物種類或比例，此外像是天然有機物組成和濃 度、pH值、溫度、消毒劑濃度以及消毒反應時間皆會影響消毒副產物之生成 (Krasner, 2009)。
長久以來，以次氯酸作為消毒劑進行消毒反應，眾所皆知地，會產生大量的 三鹵甲烷及鹵乙酸，也因此三鹵甲烷為最早被發現之消毒副產物，亦被研究得較 為透徹。為了控制三鹵甲烷及鹵乙酸生成並同時達到消毒之目的，開始尋找替代 消 毒 劑 ， 前 人 研 究 發 現 ， 以 氯 胺 或 是 臭 氧 氧 化 後 接 續 加 氯 消 毒
（Ozonation-chlorination）之方式等，可有效控制三鹵甲烷和鹵乙酸生成，但卻 可能促進其他新興消毒副產物生成，如氮系消毒副產物(Krasner, 2009; Lee et al., 2007b)。然而台灣現行之飲用水水質標準，為了控制配水系統中微生物再生情形，
規範飲用水的自由有效餘氯濃度需在0.2～1.0 mg/L，也就是說，無論選擇何種消 毒劑進行前氧化動作，最後仍需進行加氯消毒，如此一來，三鹵甲烷和鹵乙酸生 成及控制之難題始終存在。
因次，綜合上段歸納出來之原因，無論是三鹵甲烷和鹵乙酸，或是新興消毒 副產物之一的氮系消毒副產物，仍需經過徹底研究及探討，故本實驗對於消毒副 產物之分析，將以這兩類消毒副產物為主。三鹵甲烷與鹵乙酸及氮系消毒副產物 之相關訊息將利用以下兩小節做一基本介紹。
表 2-1 行政院環保署公佈之飲用水水質標準對於部份消毒副產物之規範
項目 最大限值 單位
總三鹵甲烷
（Total Trihalomethanes） ○‧○八 毫克／公升
溴酸鹽(Bromate)
（傴限加臭氧消毒之供 水系統）
○‧○一
但自中華民國九十九年 一月二日起，所有經消毒 後之清水均須符合。颱風 天災期間致水源濁度 超 過 500 NTU 時，為因應 供水需求及我國特殊氣 候水文環境，溴酸鹽標準 在該期間不適用。
毫克／公升
亞氯酸鹽
（Chlorite）
（傴限添加氣態二氧化 氯消毒之供水系統）
一‧○ 毫克／公升
2.3.1 三鹵甲烷與鹵乙酸
三鹵甲烷為最早被人發現之消毒副產物，亦是消毒副產物中存在濃度最高的 一類，飲用水水質標準規範總三鹵甲烷濃度不可高於80 μg/L，其中包括：三氯 甲 烷 （ Trichloromethane ） 即 俗 稱 氯 仿 （ Chloroform ）、 二 氯 一 溴 甲 烷
（Dichlorobromomethane, DCBM）、二溴一氯甲烷（Dibromochloroform, DBCM）
及三溴甲烷（Tribromomethane）即溴仿（Bromoform）。
三鹵甲烷主要來自於水中自由餘氯與天然有機物反應而生，以氯胺作為消毒 劑，可大幅減少三鹵甲烷生成。溴仿主要來自於臭氧與含有高濃度溴化物之水源 反應而成。若以二氧化氯作為消毒劑，通常不會有三鹵甲烷產生，除非二氧化氯 純度不佳，才會產生少量之三鹵甲烷(Richardson et al., 2007)。
三鹵甲烷與鹵乙酸為自來水中最常見之消毒副產物，其中鹵乙酸含量傴次於 三鹵甲烷。鹵乙酸結構為乙酸第二個碳上的氫被不同的鹵素取代，形成不同的鹵
乙酸。雖然中華民國行政院環保署所公佈之飲用水水質標準（表2-1）尚未對鹵 乙酸進行規範，但美國環保署卻已訂定總鹵乙酸在飲用水中最高污染濃度
（Maximum contaminant level, MCL）為60 μg/L（附錄一），包括：一溴乙酸
（Monobromoacetic acid, MBAA）、二溴乙酸（Dibromoacetic acid, DBAA）、一 氯乙酸（Monochloroacetic acid, MCAA）、二氯乙酸（Dichloroacetic acid, DCAA）
以及三氯乙酸（Trichloroacetic acid, TCAA）。
以氯胺作為替代消毒劑，能大量減少三鹵甲烷與鹵乙酸生成。雖然以二氧化 氯為消毒劑能大量減少三鹵甲烷生成，但仍然會產生鹵乙酸，其中以二氯乙酸、
一氯一溴乙酸和二溴乙酸為主。臭氧同樣被證實能減少三鹵甲烷與鹵乙酸生成，
但在溴含量高的水源中，仍然可能形成二溴乙酸(Richardson, 2003)。四種已被規 範之三鹵甲烷（如本節第一段所述）尚無直接證據證實具有基因毒性，但對於囓 齒類動物擁有較高之致癌性。五種已被規範之鹵乙酸（如本節第三段所述）只有 部份種類具有基因毒性，其中含溴鹵乙酸的基因毒性大於含氯鹵乙酸。二氯乙酸、
三氯乙酸及二溴乙酸對於囓齒類動物皆有致癌性(Richardson et al., 2007)。
2.3.2 氮系消毒副產物
氮系消毒副產物屬於尚無明確管制標準之消毒副產物，雖然其於自來水中的 濃度低於三鹵甲烷與鹵乙酸，但在一般認知下，無論是基因毒性或是致突變性皆 高於三鹵甲烷與鹵乙酸(Krasner, 2009)。
氮系消毒副產物包括鹵乙晴、鹵硝基甲烷以及亞硝胺等，其中常見的鹵乙晴 包 含 Dichloroacetonitrile （ DCAN ）、 Trichloroacetonitrile （ TCAN ）、
Bromochloroacetonitrile（BCAN）與 Dibromoacetonitrile（DBAN）。氯、氯胺、
二氧化氯以及臭氧與水中天然有機物反應皆會產生鹵乙晴，但以氯胺作為消毒劑 所產生的鹵乙晴濃度最高(Richardson et al., 2007)。DCAN 以及其他鹵乙晴之生成 機制亦可能為胺基酸（Amino acid）、鍵結在腐質物質上之胺基酸、核酸上的含 氮雜環族（Heterocyclic nitrogen）或是蛋白質等，與氯反應而成(Lee et al., 2007b)。
鹵硝基甲烷的結構為，硝基甲烷碳上的三個氫被溴或氯取代，共有九種物種，
其中Trichloronitromethane（TCNM）及氯化苦（Chloropicrin）於飲用水中最為常 見。當以氯、氯胺、臭氧-氯及臭氧-氯胺進行消毒反應，便會生成這類消毒副產 物。且若以臭氧進行前氧化，再以氯或氯胺進行後消毒作用後，鹵硝基甲烷的生 成量會大幅提昇(Chiang et al., 2010; Hu et al., 2010)。且氯化苦以及其他鹵硝基甲 烷與水中亞硝酸鹽（Nitrite）含量有關(Krasner, 2009)。
不同於鹵乙晴與鹵硝基甲烷，亞硝胺類（Nitrosamies）為非鹵素置換氮系消 毒 副 產 物 （ Non-halogen substituted N-DBP ）， N- 亞 硝 二 甲 胺
（N-Nitrosodimethylamine, NDMA）即為亞硝胺類消毒副產物中最常見的一種。
雖然在廢水中擁有較多 NDMA 之前驅物質(Krasner, 2009)。亦有研究指出，
NDMA 大部分來自於某些食品、飲料及受污染之地下水和空氣(Mitch et al., 2003)，
但 NDMA 已近年來研究人員在飲用水中偵測到 NDMA 後，NDMA 已被確定為 消毒副產物之一，此汙染物也開始逐漸被重視，目前美國環保（USEPA）已將 NDMA 分類為可能致癌物質（Class B2）。許多採用氯胺作為消毒劑之淨水廠，
會產生較大量之 NDMA(Richardson et al., 2007)。在加氯消毒下，只要水中含有 天然氨氮成份，或是在混凝程序時，使用含氮的混凝劑，皆會產生少量之 NDMA(Andrzej et al., 2003)。
2.4 消毒副產物與天然有機物之關係
由於消毒副產物來自於天然有機物與消毒劑反應而生，因此天然有機物被認 為是眾多消毒副產物的前驅物質，然而不同性質的天然有機物應會形成不同的消 毒副產物。故前人開始研究如何將天然有機物分類，並探討各類天然有機物與消 毒副產物之間的相互關係，其中藉由樹脂分離，將天然有機物依親疏水性不同分 成結構性質相異的有機物類群之方法最為廣泛利用且研究。表 2-2 呈現三鹵甲烷、
鹵乙酸與氮系消毒副產物與不同性質之天然有機物的關係，並可歸納出以下兩點 結論：（1）三鹵甲烷與鹵乙酸的前驅物質大致上來自於疏水性之天然有機物。（2）
氮系消毒副產物之前驅物質則大致上來自於親水性天然有機物。
在 2.2 節中提到過，臭氧可將疏水性天然有機物轉化為親水性天然有機物，
且亦有研究發現，在加氯消毒前，先以臭氧氧化處理原水，可大幅減少三鹵甲烷 與鹵乙酸生成(Chiang et al., 2010; Ko et al., 2000)，可見三鹵甲烷與鹵乙酸的生成 確實與疏水性天然有機物有關。然而氮系消毒副產物與天然有機物性質（尤其是 親水性）在整體淨水程序之間之變化尚未釐清，且傳統淨水程序對於親水性天然 有機物處理效果本來就低於疏水性有機物(Hu et al., 2010; Marhaba et al., 2003)，
Buchanan 等人 (2005) 研究亦顯示，始終有部份親水性物質無法被 UV 和 VUV 氧化或是被生物處理方式去除，故理論上對於氮系消毒副產物之控制較無良好對 策。因此，若能得知天然有機物組成於整體淨水程序時之變化，對於消毒副產物
（尤其是氮系消毒副產物）之控制應有絕佳之幫助。
表 2-2 不同天然有機物組成類群與消毒副產物之關係
DBPs Description Reference
THMs, HAAs
The more hydrophobic and more acidic fractions provide the most active precursor sites; i.e., they have the largest formation potentials for THMs and HAAs.
(Croué et al., 2000)
THMs, HAAs
1. Hydrophobic acid, hydrophilic acid, hydrophilic base and hydrophobic neutral are the dominant DBPs precursors.
2. Chloroform and dichloroacetic acid are major DBPs species for each of the DOM fractions.
(Lu et al., 2009)
THMs, HAAs
1. LMW (larger molecular weight) and hydrophobic NOM are the main precursors to the formation of THMs.
2. SMW (smaller molecular weight) and hydrophobic NOM are the main precursors of HAAs.
3. For both source waters, ozonation appeared to have the greatest effect on the more hydrophilic fractions, generally increasing the DBP formation potential of the smaller more hydrophilic NOM, while generally decreasing that of the larger more hydrophilic NOM.
(Chowdhury et al., 2008)
THMs, HAAs
Bromine and iodine have been noted to be more reactive with hydrophilic and LMW (low molecular weight) fractions of NOM in the formation of THMs and HAAs.
(Hua and Reckhow, 2007)
THMs, HAAs, HANs, NDMA
1. The hydrophobic fraction of organic matter, or aromatic organic matter, produced more THM and HAA than other organic fractions.
2. The hydrophilic bases were associated with haloacetonitrile (HAN) formation.
3. The nitrogen-enriched transphilic fractions of natural organic matter (NOM) were associated with the highest NDMA formation yield (up to 27 ng-NDMA/mg-DOC)
(Chen and Westerhoff, 2010)
HNMs HNM precursors consist of some hydrophilic organic matter with low-molecular weight
(Hu et al., 2010)
HAN, NDMA
1. Haloacetonitriles can be produced from the chlorination of free amino acids, heterocyclic nitrogen in nucleic acids, proteinaceous materials, and combined amino acids bound to humic structures.
2. The formation mechanisms of N-nitrosodimethylamine (NDMA) and related nitrosamines are nitrosation of organic nitrogen precursors (e.g.,dimethylamine) by nitrous acid and/or nitrite.
(Lee et al., 2007b)
2.5 溶解性有機氮與消毒副產物之關係
溶解性有機氮通常傴佔總溶解性有機物的一小部份，其主要來源為農業用肥 料、工業廢水、枯枝落葉、或是水中藻類的分泌物等(Westerhoff and Mash, 2002)。
近年來天然有機物於淨水或廢水處理中逐漸受到重視，原因在於溶解性有機氮會 大量消耗消毒劑，並產生消毒副產物。無論是以氯或氯胺進行消毒反應時，溶解 性有機氮與消毒劑反應後，不傴會生成三鹵甲烷、鹵乙酸等已被規範之消毒副產 物，亦會產生氮系消毒副產物(Lee et al., 2007b)。如同 2.3.2 節所描述，DCAN 以 及其他鹵乙晴之生成機制亦可能為胺基酸（Amino acid）、鍵結在腐質物質上之 胺基酸、核酸上的含氮雜環族（Heterocyclic nitrogen）或是蛋白質等，與氯反應 而成，這些化合物皆屬於含氮有機物。氯化苦的前驅物質可能來自於含氮有機物 質與腐質酸(Merlet et al., 1985)。而 NDMA 與相關亞硝胺類消毒副產物可能來自 於含氮有機物與水中亞硝酸鹽類進行亞硝化反應而成(Lee et al., 2007b)，或是氯 胺與水中有機胺反應而成(Mitch and Sedlak, 2002)。
由此可知，水中有機氮的多寡將可能影響氮系消毒副產物之生成，然而溶解 性有機氮在淨水程序過程中的變化與氮系消毒副產物之間相互關係，仍待進一步 之研究。
2.6 消毒副產物之控制
消毒副產物控制為目前各個自來水淨水廠重要的課題之一，目前消毒副產物 的控制大致可分為三種方式，第一是消毒副產物前驅物質的去除，第二是選用替 代消毒劑，第三是已生成之消毒副產物的直接去除。
若能在進行消毒反應前，去除相當程度的消毒副產物前驅物質，如此一來，
消毒程序後之消毒副產物生成量便能大幅減少。水中消毒副產物前驅物質主要以 天然有機物為主，雖然混凝程序無法去除大量之天然有機物，但能把部份疏水性 天然有機物轉化為親水性天然有機物，便能減少部份由疏水性有機物所造成之消
毒副產物生成。誠如 2.2 節所描述，臭氧亦可轉化天然有機物性質，增加其生物 可降解性，後續配合生物處理設備，即可去除相當程度之天然有機物。在加氯消 毒之前，先進行前臭氧氧化，可有效控制三鹵甲烷與鹵乙酸生成(Chiang et al., 2010; Ko et al., 2000)。Chen 等人 (2009) 研究發現，傶化臭氧氧化配合生物濾床 能減少水中的天然有機物含量，近一步達到控制三鹵甲烷與鹵乙酸生成之目的。
至於氮系消毒副產物之控制方面，臭氧可提昇溶解性有機氮（可能為氮系消毒副 產物之前驅物質）的去除效率(Xu et al., 2011)，臭氧亦可破壞 NDMA 的前驅物質 (Lee et al., 2007a)，但 TCNM 的生成量反而在經過臭氧氧化與加氯消毒程序後大 幅提昇(Hu et al., 2010)。且傳統程序對於親水性天然有機物的去除效率較差（2.4 節），因此連帶影響到消毒反應前對於氮系消毒副產物之控制情形。
第二個方法是消毒時選用替代消毒劑取代傳統的加氯消毒方式，由於傳統加 氯消毒會產生大量的三鹵甲烷與鹵乙酸，故許多淨水廠選用替代消毒劑，達到既 能消毒，又能減少三鹵甲烷與鹵乙酸等消毒副產物之生成的目的。氯胺雖然能大 幅減少三鹵甲烷與鹵乙酸生成，但卻也產生不少其他新興消毒副產物，如氮系消 毒副產物(Krasner et al., 2006; Lee et al., 2007b)。最後，可利用薄膜過濾、活性碳 吸附或是高級氧化處理等，去除水中已形成之消毒副產物。亦有研究發現，部份 鹵乙酸可藉由生物處理設備去除(Richardson, 2003; Rodriguez et al., 2007)。Zhang 等人 (2009) 即從經前加氯處理的活性碳濾床、配水鑄鐵管與配水末端自來水中，
發現並純化出 8 種可降解鹵乙酸的微生物。
2.7 生物濾床與天然有機物之去除
生物濾床(Biofiltration)即利用形成在濾床介質上的微生物生物膜代謝並分 解水中部份天然有機物的處理程序。然而，一般自然水體中的天然有機物無法完 全直接被微生物分解，Yavich 等人 (2004) 研究發現，實驗中採用的三種水源，
傴有百分之四十以下的溶解性有機碳可以被生物降解。因此在經過生物濾床過濾 之前，提昇原水天然有機物之生物可降解性有其必要性。研究顯示，臭氧、光化
學作用及高級氧化處理等，皆可增加水中天然有機物之生物可降解性(Brinkmann et al., 2003; Matilainen and Sillanpää, 2010; Nishijima and Speitel, 2004; Yavich et al., 2004)。尤其在 Ratpukdi 等人 (2010) 研究中，比較了多種高級氧化處理方式，
其中 O3/UV 雖然對於溶解性有機碳的礦化效果不算最佳，卻有很好的 UV254去 除效率，並能提昇最多的生物可降解性，還發現 UV254值的減少與生物可降解性 的增加具有相關性。
生物處理方式最被人所接受的地方在於其環境友善性、低耗能和低花費，且 若適當設置可提昇水中天然有機物生物可降解性之前處理（如臭氧等），確實能 達到去除水中天然有機物之目的，但如同 2.4 節所陳述，始終有部份天然有機物 無法被去除，尤其是親水性天然有機物，因此對於消毒副產物（氮系消毒副產物）
之控制仍然不甚理想。
第三章 實驗材料及方法
本實驗目的在於利用臭氧氧化結合生物濾床處理程序，去除水中天然有機物，
以達到減少消毒副產物生成；並盡可能釐清溶解性有機氮與消毒副產物於臭氧氧 化及生物濾床過濾過程中之變化情形，以及三者間的相互關係。為了達到此目的，
研究流程如圖 3-1 所示，本實驗採用富含天然有機物的金門太湖原水，先經過初 步處理及水質分析，再經過臭氧氧化程序及生物濾床過濾程序，並針對三階段處 理後水進行數項分析，藉此得到結果並做更進一步之探討。
圖 3-1 實驗流程圖
Raw water
針對單一原水進行 初步過濾。
Oxidation
臭氧氧化程序，臭氧劑量為 1 mg-O3
/mg-DOC。
Biofiltration
以生物濾床（空床接觸時間為 20 分鐘）作為 最後一道處理程序。
三階段處理水分別進行下 列分析項目：
1. 一般水質分析 2. 樹脂分離
3. 消毒副產物生成潛勢 測定
4. 各天然有機物類群對 消毒副產物生成潛勢 貢獻之測定
5. 溶解性有機氮測定 6. 生物可降解性碳測定 7. 生物可同化性碳測定
3.1 原水初步過濾
先將原水以蠕動馬達抽取，通過分別裝有5 μm（PS-05 polypropylene filter, KEMFLO, Taiwan）和 1 μm 濾心（PS-01 polypropylene filter, KEMFLO, Taiwan）
的過濾裝置，再以1 μm 和 0.5 μm 玻璃纖維濾紙（47mm Glass fiber filter, Pall Corporation, USA）做更進一步的過濾，去除原水中的懸浮顆粒。
3.2 臭氧氧化程序
欲進行臭氧氧化程序，量測臭氧溶於水中的濃度為必要之條件，水中臭氧濃 度測定方法參考 Standard methods 中之 Method 4500-O3 B, 4-144 to 4-146(APHA et al., 1998)。在酸性條件下，臭氧會快速地與靛藍（Indigo, Sigma, USA）反應並脫 色，因脫色所造成之吸光度降低與臭氧濃度成正比，在 600 nm 波長下之吸光度 比例常數為 0.42 ± 0.01/cm/mg/L。方法概述如下：取 5 mL 配製好之靛藍詴劑加 入裝有少許超純水（Millipore, USA）之 50 mL 定量瓶裡，空白樣品即以超純水 補至標線處（需先加入與量測樣品時所加之相同水樣量），樣品則以玻璃移液管 取適當量，於液面下緩慢滴入樣品，盡量不要產生氣泡，並立即搖晃達到充分混 和，在 600 nm 波長下以分光光度計（Cintra 20 spectrometer, GBC, Australia）測 其吸光度。臭氧濃度計算如下（式 1）：
mg/L O3 = （Final sample V × ΔA）／（f × b × V） —式 1 即
Final sample V：稀釋到最後之體積 ΔA：Blank 吸光值與 Sample 吸光值的差 f：比例常數 0.42
b：光徑(cm) V：sample 量
臭氧氧化程序參考自 Elovitz and von Gunten (1999) 以及 Sanchezpolo 等人
(2005) 之方法。當進行原水臭氧氧化時，需先製備臭氧儲備溶液（每次使用前 製備），再取適當量（劑量為 1 mg-O3/mg-DOC）緩慢倒入原水中，此時進行臭 氧氧化反應。
臭氧儲備溶液製備方法如下：以燒杯盛裝 1 L 超純水於冰槽中，此時溫度約 在 3～5℃，調整臭氧產生裝置（OZAT CFS-1/3 2G, Ozonia, Switzerland）於實驗 設計之操作條件，持續曝臭氧於 1 L 超純水中，待水中溶臭氧達到飽和時（約 略 30 分鐘），立即取樣並量測飽和溶臭氧濃度測量方法參照水中溶臭氧測定，
此時水中溶臭氧濃度約為 60 ppm。
臭氧氧化程序概述如下：取 1 L 之原水於接有循環水浴槽的反應器中，並維 持溫度在 20±1℃，且以磁石緩慢攪拌，根據實驗設計之臭氧劑量加入適當量的 臭氧儲備溶液，此時臭氧氧化反應開始進行。
3.3 生物濾床過濾程序
將水樣以固定流量通過裝有未經過前加氯之快濾池濾砂的玻璃管柱，控制其 空床接觸時間在 20 分鐘，利用附著在濾砂上的微生物降解水樣中之天然有機物，
最後採集出流水。
方法概述如下：取約 100 mL 的濾砂，先以約 5 L 去氯自來水初步清洗後，
將濾砂填充至玻璃管柱中，注意避免有氣泡殘留在濾砂中，以免短流，再以去氯 之自來水持續流洗，直至進出流之 DOC 相當為止。將水樣流過管柱，控制空床 接觸時間在 20 分鐘，前約 1 L 丟棄，後續出流水採集並做後續分析利用。
3.4 溫度及 pH 值
使用附有溫度補償校正之 pH 計（UB-10 pH/mV meter, Denver Instrument, Germany），測量原水之 pH 值。
3.5 非揮發溶解性有機碳
分析非揮發溶解性有機碳所需玻璃容器，需先以中性清潔劑洗刷乾淨，在 10%硫酸溶液內浸泡至少一小時，以去離子水沖洗乾淨後，再置於高溫爐內 550℃
烘燒至少一個小時，方能使用。
非揮發溶解性碳測量方法遵照行政院環保署環境檢驗所公告之水中總有機 碳檢測方法—過氧焦硫酸鹽加熱氧化/紅外線測定法（NIEA W532.52C），總有機 碳分析儀（1010 TOC analyzer, OI Analytical, USA）進行分析。方法概述如下：
水樣導入消化反應器中與濃磷酸（Nacalai Tesque, Japan）反應後，水樣中的無機 碳轉換成二氧化碳，吹氣將其排出後，殘留水樣即再加入過氧焦硫酸鹽溶液，將 有機碳氧化轉換為二氧化碳，隨即被載流氣體導入非分散式紅外線分析儀，檢測 出水樣中總有機碳的濃度。
分別量測原水、臭氧氧化後水及經過生物濾床的最後出流水之溶解性有機碳 濃度變化情形（三重複）。
3.6 鹼度測定
水之鹼度是其對酸緩衝能力（Buffer capacity）的一種度量。水中鹼度測定 主要參考於環檢所公佈水中鹼度測定方法—滴定法（NIEA W449.00B）。方法概 述如下：將水樣以校正過之適當 pH 計，並使用溴甲苯酚綠（Sigma, USA）pH 指 示劑，在室溫下以標準硫酸（95～97%, Sigma-Aldrich, USA）滴定樣品到某特定 的 pH 終點時，所需要標準酸之當量數即為鹼度。量測原水之鹼度（三重複）
作為原水特性之參考依據。
3.7 樹脂分離
本實驗採用 Chow 等人 (2004) 建立之樹脂分離方法，將 NOMs 分為 Very Hydrophobic Acids（VHA）、Slightly Hydrophobic Acids（SHA）、Hydrophilic
Charged（CHA）和 Hydrophilic Neutral（NEU），此樹脂分離程序應在同時間進 行重複詴驗，數據再現性較佳。方法條列如下：
1. 取足量之樹脂加入適量甲醇（Mallinckrodt, USA），緩慢攪拌樹脂並待樹脂 沉澱後，將甲醇倒出，再以甲醇利用半自動索氏萃取裝置（SoxtecTM 2043, FOSS, Denmark）做更進一步的清洗。將清洗乾淨之樹脂填充至玻璃管柱，
床體積為 15 mL，分別以超純水、0.1N 氫氧化鈉溶液（Nihon Shiyaku Reagent, Japan）、鹽酸溶液（Nacalai Tesque, Japan）反覆交互清洗，直至出流水 DOC 小於 0.1 mg/L。
2. 取 500 mL 原水，以 0.1N HCl 調整至 pH 2。首先通過 DAX-8 Resin（Supelco, USA），流量為 3 mL/min（0.2 床體積/分鐘），將前兩個床體積 （約 30～40 mL） 之出流水丟棄，再收集剩下出流水，為 DAX-8 effluent。取適量出流 水測 DOC。
3. 依上述步驟將 DAX-8 effluent 通過含有 XAD-4 Resin（Supelco, USA）第二 根玻璃管柱，出流水即 XAD-4 effluent。量測 DOC。
4. 將 XAD-4 effluent 以 0.1 M 氫氧化鈉溶液調整至 pH 8 後，依上述步驟通過 IRA-958 Resin（Supelco, USA），出流水即 IRA-958 effluent。量測 DOC。
5. 各個 NOM fraction 之計算如下（皆以 DOC 值表示）：
VHA（mg/L）= Raw－（DAX-8 effluent）
SHA（mg/L）=（DAX-8 effluent）－（XAD-4 effluent）
CHA（mg/L）=（XAD-4 effluent）－（IRA-958 effluent）
NEU（mg/L）= IRA-958 effluent
將原水、臭氧氧化後水及經過生物濾床的最後出流水分別以此分離方法分離 出各種天然有機物類群（於同一操作時間進行二重複實驗），以便比較經過各個 處理程序之後，所造成之天然有機物組成變動。
3.8 消毒副產物生成潛勢及消毒副產物萃取
3.8.1 消毒副產物生成潛勢
將原水、氧化處理後的處理水及經過生物濾床的最後出流水分別進行消毒副 產物生成潛勢測定，且分為添加自由餘氯（Chlorination）之消毒副產物生成潛勢、
以添加氯胺（Chloramination）之消毒副產物生成潛勢及 NDMA 生成潛勢（於同 一操作時間進行二重複實驗）。
Chlorination 及 Chloraminaton 之消毒副產物生成潛勢的方法參考於 Hu 等人 (2010) 及 Standard method 5710 B and 5710 D(APHA et al., 1998)中所建立，並依 實際情況做部份修改。原理即在水樣中加入過量之氧化劑（氧化劑劑量以部份水 質參數為依據），在一定溫度、pH 值及時間下反應，使水樣潛在可能產生之消毒 副產物完全生成。方法概述如下：將水樣與 pH 緩衝溶液依 50：1 比例混和，此 時 pH 值應為 7，否則需以 0.1 N 氫氧化鈉溶液或 0.1 N 鹽酸溶液調整至 pH 7。
自由餘氯之需氯量依式 2 計算(Hu et al., 2010)；氯胺之需氯量依式 3 計算(Hu et al., 2010)。於自由餘氯之消毒副產物生成潛勢樣品瓶加入正確濃度的次氯酸鈉（6～
14% Cl active, Sigma-Aldrich, USA）；於氯胺之消毒副產物生成潛勢樣品瓶中加 入正確濃度的氯胺，以水樣封頂，以免揮發性消毒副產物逸散。
Cl2 (mg/L) = 3*[mg/L DOC-C] + 8*[mg/L NH3-N] + 5*[mg/L NO2--N]
+10 mg/L —式 2 NH2Cl (mg/L) = 3*[mg/L DOC-C] + 5*[mg/L NO2-
-N] —式 3 保持溫度在 25℃並放置 7 天。7 天後，需測量樣品中殘餘自由餘氯濃度，且 最少需在 3～5 mg/L 之間；氯胺之消毒副產物生成潛勢則需測量殘餘總氯濃度，
最少在 1 mg/L 以上。最後以抗壞血酸（Sigma-Aldrich, USA）去除水中餘氯。
NDMA 生成潛勢在此傴做添加氯胺（式 4）部份，取水樣 500 mL 並以 0.2 μm 濾膜過濾，其餘方法皆與氯胺生成潛勢雷同。
NH2Cl (mg/L) = 45*[mg/L DOC-C] —式 4
3.8.2 消毒副產物分析
三鹵甲烷、鹵乙晴和TCNM的萃取方法參考於USEPA 551.1，並依實際情況 做部份修改。將3.3.2.1去氯後之水樣以下述方法萃取及上機：待樣品與室溫平衡 後，準確量取30 mL水樣（視情況稀釋），放入40 mL有鐵氟龍蓋子之玻璃瓶當中，
精確的加入3 mL 含有300 mg/L 1, 2 dibromopropan（Merck, Germany）內標準品 之MTBE（Mallinckrodt, USA），再加入大約10g的無水硫酸鈉粉末（Mallinckrodt, USA），立刻搖晃至飽和狀態，並靜置五分鐘使介面分離，以玻璃滴管吸取上層 液至1.5 mL 回滴0.5 mL，大約剩1 mL後加到1.5 mL樣品瓶中並以氣相層析儀
（GC-μECD）分析（6890N Gas Chromatography, Agilent Technologies, USA）。
三鹵甲烷和鹵乙晴分析條件：管柱為DB-1701 （Abel Bonded, Wilmington, DE, USA），進樣體積為1 μL、注入口溫度為200 ℃、採不分流模式（spiltless）、μECD 溫度為272℃、管柱流量0.5 mL/min、流速15 cm/s。Oven溫控程式為：起始溫度 35℃持續15分鐘，以20℃/min之增溫速率至130℃持續5分鐘，最後以20℃/min之 增 溫 速 率 至 220℃ 。 TCNM 分 析 條 件 為 ： 管 柱 為 DB-1701 （ Abel Bonded, Wilmington, DE, USA），進樣體積為1 μL、注入口溫度為170℃、採分流模式（分 流比0.2：1）、μECD 溫度為290℃、管柱流量1 mL/min、流速25 cm/s。Oven溫控 程式為：起始溫度35℃持續9分鐘，以1℃/min之增溫速率至40℃持續3分鐘，最 後以每分鐘6℃之增溫速率至150℃持續2分鐘。
鹵乙酸萃取方式參考於 USEPA 552.3，並依實際情況做部份修改。將 3.3.2.1 去氯後之水樣以下述方法萃取及上機：待樣品與室溫平衡後，準確量取 30 mL 水樣（視情況稀釋），放入 40 mL 有鐵氟龍蓋子之玻璃瓶當中，加入濃硫酸 1.5 mL 使 pH 值小於 0.5，精確的加入 3 mL 含有 300 mg/L 1, 2 dibromopropan 內標準品 內標準品之 MTBE（Fluka, USA），再加入大約 10 g 的無水硫酸鈉粉末，立刻搖 晃至飽和狀態，並靜置大約五分鐘使介面分離，以玻璃滴管吸取上層液約 1 mL
至 15 mL 圓型詴管中後，加入 1 mL 的 10%（v/v）硫酸甲醇，放入 50oC 熱水浴 兩小時，待冷卻後加入 1 mL MTBE，再加入 3 mL 的硫酸鈉（Mallinckrodt, USA）
溶液，劇烈搖晃後靜置使介面分離，以玻璃滴管吸取上層液約 1 mL 於 1.5 mL 樣 品瓶中並以氣相層析儀（GC-μECD）分析。分析條件為：GC 管柱 DB-1701 （Abel Bonded, Wilmington, DE, USA），進樣體積為 1 μL、注入口溫度為 210℃、採不 分流模式（Spiltless）、μECD 溫度為 280℃、管柱流量為 0.8 mL/min、流量 21 cm/s。
Oven 溫控程式為：起始溫度 40℃持續 10 分鐘，以 2.5℃/min 之增溫速率至 65℃，
再以 10℃/min 之增溫速率至 85℃，最後以 20℃/min 之增溫速率至 205℃並持續 7 分鐘。
NDMA 之 量 測 參 考 於 Plumlee 等 人 (2008) 所 開 發 出 之 固 相 萃 取 結 合 LC/MSMS 分析方法。NDMA 之固相萃取方法如下：於 500 mL 中加入 surrogate analyte，此為具螢光物質標示之 NDMA（NDMA-d6）。萃取匣（UCT, USA）進 行適化（Condition）時，分別加入約 4 mL 之甲醇，抽氣使溶劑完全抽完並重複 此步驟一次。再加入約 4 mL 之乙腈（Mallinckrodt, USA），同樣抽氣使溶劑完 全抽完並重複一次。最後再分別加入 4 mL 乙腈與 5 mL 詴劑水並重複之，惟抽 氣時避免萃取匣乾燥即完成萃取匣適化步驟。樣品萃取過程之樣品通入流量小於 10 mL/min。最後重複以乙腈/甲醇進行流洗（Elution）動作。濃縮則以吹氮裝置 吹除多餘的溶劑，剩餘約 1 mL 之樣本後再將樣品上機。LC/MSMS 操作條件為：
LC 流動相分別為 10 mM 醋酸銨（Sigma, USA）於超純水: 90%與 10 mM 醋酸 銨於甲醇: 10%。流速為 250 μl/min。使用之 LC 為 Agilent 1200 module（Agilent Technologies, USA）分離管柱為 C18 column（Phenomenex, USA）。偵測器與偵測 方式分別為 API-4000 型 MSMS（Applied biosystems, Sciex, USA）以多反應式監 測（multiple reaction monitory, MRM）方法。
3.9 各天然有機物類群組成對消毒副產物之貢獻測定
為了釐清各天然有機物類群組成對於消毒副產物貢獻情形，將三階段處理後 水以 3.3.1 節樹脂分離後，取適量各個出流水，依 3.3.2 節進行消毒副產物生成潛 勢分析，再將各個出流水得到之消毒副產物濃度參考 3.3.1 節運算方式，得到各 個有機物類群組成所貢獻之消毒副產物濃度，最後除以各個有機物類群組成的 NPDOC 濃度即可。
3.10 溶解性有機氮測定
三階段處理後水溶解性有機氮測定方法為，分別測量三階段處理後水之溶解 性總氮與溶解性總無機氮，兩者相減後得到溶解性有機氮。溶解性總無機氮為溶 解性氨氮、硝酸鹽氮及亞硝酸鹽氮的總和，測量方法皆參考如 3.3.4.1 節至 3.3.4.4 節所述，測量儀器為 DR 2800 分光光度計（DR 2800 colorimeter, Hach, USA），
且三項無機氮測定於同一操作時間進行二重複實驗。
3.10.1 溶解性總氮測定
本方法參考自 Hach, DR 2800 Spectrophophotometer Procedures Manual, Method 10071 Persulfate Digestion Method Test ‘N Tube™ Vials（0.5 to 25.0 mg/L N），將消化藥劑（Cat. 26718-46, Hach, USA）加至總氮消化管中（Cat. 26717-45, Hach, USA），加入 2 mL 水樣後充分搖晃混和，置於 105℃消化槽內 30 分鐘，即 完成消化步驟。待冷卻後加入 TN 詴劑 A（Cat. 26719-46, Hach, USA），混和後 反應 3 分鐘，再加入 TN 詴劑 B（Cat. 26720-46, Hach, USA），混和後反應 2 分鐘，
反應後取出 2 mL 消化後水樣至 TN 詴劑 C vial（Cat. 26721-45, Hach, USA），上 下翻轉 10 次且反應 5 分鐘後，即可於 410 nm 波長下測量。
3.10.2 溶解性氨氮測定
本方法參考至 Hach, DR 2800 Spectrophophotometer Procedures Manual, Method 8038 Nessler Method（0.02 to 2.50 mg/L NH3-N），將水樣各取 25 mL 倒入 40 ml 玻璃瓶中，分別在水樣中加入三滴的 Mineral Stabilizer（Cat. 23766-26, Hach, USA），並混合均勻，再加入三滴的 Polyvinyl Alcohol（Cat. 23765-26, Hach, USA），
並混合均勻，取 1 mL 的 Nessler Reagent（Cat. 21194-49, Hach, USA），並混合均 勻，反應時間一分鐘後，於 425 nm 波長下偵測。
3.10.3 溶解性硝酸鹽氮測定
本方法參考至 Hach, DR 2800 Spectrophophotometer Procedures Manual, Method 8039 Cadmium Reduction Method Powder Pillows or AccuVac® Ampuls
（0.3 to 30.0 mg/L NO3–-N），將水樣及取 10 mL 倒入 20 mL 玻璃瓶中，並加入 NitraVer○R 5 Nitrate Reagent Powder Pillow（Cat. 21061-69, Hach, USA），用力搖晃 一分鐘使之混合均勻後靜置 5 分鐘，便可在 500 nm 波長下偵測。
3.10.4 溶解性亞硝酸鹽氮測定
本方法參考至 Hach, DR 2800 Spectrophophotometer Procedures Manual, Method 8507 Diazotization Method Powder Pillows or AccuVac® Ampuls LR (0.002 to 0.300 mg/L NO2–
-N)，將水樣取 10 mL 倒入 20 mL 玻璃瓶中，並分別加入 NitraVer○R 3 Nitrate Reagent Powder Pillow（Cat. 21071-69, Hach, USA），並搖晃使 藥劑溶解，靜置 20 min 後，便可在 507 nm 波長下偵測。
3.11 生物可降解性碳測定
本方法之目的在於測定水中之生物可降解性碳（Biodegradable dissolved organic carbon, BDOC）量的多寡。由此項目之分析結果，可藉以判斷原水中天
然有機物結構之複雜程度、臭氧氧化對於天然有機物性質之影響，以及生物濾床 對於水中有機物之去除效果。
首先將沒有經過前加氯的快濾池濾砂以去氯自來水（10 L 去氯自來水清洗 8
～10 次）後，填充一定的量到玻璃管柱中，再依序以 1 L 去氯自來水及 1 L 欲迴 流水樣流洗濾砂，接著以定量之水樣持續迴流，並於實驗設計的時間點採樣及量 測 DOC，而 BDOC 值則為 DOC 初始值扣掉這幾個採樣點的 DOC 最小值 (Cipparone et al., 1997)，並於同一操作時間進行二重複實驗。
3.12 生物可同化性碳測定
生物可同化性碳（Assimilable organic carbon, AOC）泛指水中可被微生物利 用及增殖並產生更多生物量（Biomass）的有機物質，雖然傴為生物可降解性碳 的一部份，但由於生物可同化性碳與生物可降解性碳已被證實具有良好之相關性 (Siddiqui et al., 1997)，因此本實驗可作為輔助生物可降解性碳此項目之分析結果。
本 方 法 之 原 理 為 將 Pseudomonas fluorescens P17 和 Spirillum strain NOX
（Bioresource Collection and Research Center, Taiwan）接種於水樣中，在固定條 件下培養數天後，取水樣適當稀釋後塗盤並計數，再經過換算後，便能得到水中 生物可同化性碳的濃度(Lechevallier et al., 1993)。方法概述如下：
自-80℃冰箱中取出 P17 和 NOX 菌株保存凍管，以 R2A agar 重新純化至少 兩次，將純化後之 P17 和 NOX 分別接種至去氯後的自來水，在 25℃下震盪培養 7 天，七天後各取 0.1 mL 之菌液接種至兩瓶濃度為 11.34 mg/L 之醋酸鈉（Nacalai Tesque, Japan）溶液 100 mL（以緩衝溶液配製），此溶液所含醋酸碳之濃度為 2000 μg of acetate carbon / L，並事先以 70℃熱水浴滅菌 30 分鐘，於 25℃下震盪培養 七天。取此菌液稀釋至適當倍數後塗盤（R2A agar, Merck, Germany），菌液濃度 應落在 8.2×10 6～2.4×107 CFU/mL 之間，此即為 P17 和 NOX 的 Stock solution。
取滅菌後水樣 160 mL，分裝至 100 mL 錐形瓶共 8 瓶（共四天，每天二重複），
每瓶 20 mL。P17 和 NOX 分開培養，故共需 320 mL 水樣。分別接種一定量之
P17 和 NOX 的 Stock solution 於水樣內，使其最後濃度約為 10000 CFU/mL。並 於 25℃培養箱內震盪培養。
分別在第 2～4 天各取 2 瓶，每瓶稀釋至適當倍數後塗盤 ( duplicate )，塗盤 後於 25℃培養兩天並計數。若第 2～4 天計數後細菌濃度未達平衡，可再取第 5 天之 3 瓶 vials 塗盤計數。
計算兩種菌之濃度後，利用 P17 和 NOX 的生產係數 ( Yield coefficient ) 換 算後便能得到水樣中之 AOC 濃度。計算方式如下：
AOC（μg acetate-C/L）＝ a × 1000／Y －式 5 即
a = 每單位的 P17 或 NOX 菌落生成數（CFU/mL）
Y= 生產係數（P17：4.1×106 CFU/μg acetate-C NOX：1.2×107 CFU/μg acetate-C）
第四章 結果與討論
4.1 原水處理程序對 NPDOC 之成效
表 4-1 呈現金門太湖原水（基本性質參見附錄二）NPDOC 經過原水處理程 序後的變化。原水 NPDOC 濃度為 8.53 mg/L。經 1 mg-O3/1 mg-DOC 劑量下的臭 氧氧化後，NPDOC 濃度微降至 6.56 mg/L，減少 0.74 mg/L（因本實驗選用之臭 氧氧化方式，為添加需要之飽和臭氧溶液體積於欲反應之水中，故需考慮添加體 積所造成的稀釋反應，因此實際因臭氧氧化而減少之 NPDOC 濃度為 7.33 與 6.56 mg/L 之差值），可見在此臭氧反應劑量下，氧化過程傴具有礦化水中少部份天然 有機物的能力。為了得知臭氧反應劑量是否足夠，有其必要比較不同臭氧劑量下 液態臭氧濃度之變化情形，圖 4-1 顯示，在 1.2 mg-O3/mg-DOC 臭氧劑量反應時，
添加臭氧儲備溶液後，臭氧濃度瞬間從 8.33 降至 2.20 mg/L（相差 6.13 mg/L）；
若提高大約兩倍之臭氧劑量（2.8 mg-O3/mg-DOC），臭氧濃度則瞬間從 19.65 降 至 12.38 mg/L（相差 7.27 mg/L）。由此可知，雖然臭氧反應性極高，然而就算提 高臭氧劑量，實際能與太湖原水反應之臭氧量相差不大（大約 1 mg/L），可見水 中能與臭氧反應之物質有限，雖然臭氧有可能與太湖水中之無機物質（如溴離子 等）反應，影響臭氧氧化的實際劑量與效率，然而其他實驗結果亦顯示，經過臭 氧氧化之後，天然有機物特性確實產生相當程度的改變（參見 4.4 節），並連帶 影響到消毒副產物生成情形（參見 4.5 和 4.6 節），可見 1 mg-O3/mg-DOC 臭氧劑 量已足夠對於水中天然有機物性質產生影響。
緊接著空床接觸時間為 20 分鐘的生物濾床對於臭氧氧化過後 NPDOC 去除 效果亦不佳，傴能去除 0.33 mg/L。原因可能為生物濾床之形式。本實驗的生物 濾床並非每天持續餵養原水的連續式濾床，而是每次實驗進行時，取以其他水源 餵養的濾砂經過適當清洗程序後才使用，然而在清洗濾砂時，大量微生物會被洗 掉，理所當然影響生物濾床之去除效率。Siddiqui 等人 (1997) 研究結果顯示，
在同樣臭氧劑量為 1 mg-O3/1 mg-DOC 下，緊接配合連續流式的生物濾床，可去 除約 45%的 DOC(Siddiqui et al., 1997)。由此可知，生物濾床之形式，對於臭氧 氧化後之 DOC 去除效果，有相當大的影響。（3）空床接觸時間太短。20 分鐘左 右之空床接觸時間為實廠連續流式濾床之一般設計參數，然而本實驗採用之生物 濾床形式（上述第 2 點）不同於實廠之設計，理論上生物活性較低，若空床接觸 時間仍然只有 20 分鐘，應會更加導致其處理效率不如預期。因此適當調整空床 接觸時間，不失為一可行之改善方法。
表 4-1 隨著處理程序之 NPDOC 濃度變化結果 濃度（mg/L）
原水 8.53 ± 0.16
原水
（考慮臭氧反應時稀釋效應後） 7.33 ± 0.13
臭氧氧化後水 6.56 ± 0.28
生物濾床最終出流水 6.23 ± 0.38
n = 3，±後為標準差值
Time (min)
0 5 10 15 20 25 30 35
O3 conc. ( mg l-1 )
0 5 10 15 20 25
Raw water ozonation(1.2 mg-O3/mg-DOC) Raw water ozonation(2.8 mg-O3/mg-DOC)
圖 4-1 液態臭氧濃度隨臭氧氧化反應時之濃度變化圖
4.2 原水處理程序對 BDOC 和 AOC 之影響
從表 4-2 可以看出，金門太湖原水中的天然有機物大多不可被微生物降解。
經過臭氧劑量為 1 mg-O3/mg-DOC 的氧化處理後，BDOC 的濃度提升到 2.63 mg/L，
由此可知，臭氧氧化確實能增加水中天然有機物的生物可降解性(Nishijima and Speitel, 2004; Yavich et al., 2004)。然而本實驗之生物濾床對於 BDOC 的去除效率 不佳，傴去除 0.85 mg/L 左右之 BDOC，尚有將近 1.8 mg/L 的 BDOC 尚未清除。
推測原因有：（1）生物濾床之形式，若將誤差值考慮進去，便與 4.1 節中所顯示，
生物濾床對臭氧氧化過後 NPDOC 的去除效果不佳之結果相符。（2）在 Yavich 等人 (2004) 研究中，針對天然有機物之生物降解難易之特性提出一模式，將天 然有機物分為易降解（Fast BDOC）之有機物成分、稍難降解（Slow BDOC）之 有機物成分以及無法降解（Non-BDOC）之有機物成分。並發現傳統快砂濾床
（EBCT=15～20 min）只能去除 Fast BDOC 的部份，然而 Slow BDOC 的部份仍 然留存在處理後水中，如此一來反而造成後續配水系統微生物再生長等問題。故 推估本實驗使用之太湖原水含有較多之難分解有機物，就算經過臭氧氧化，產生 出來之 BDOC 可能主要為 Slow BDOC 部份，導致後續的生物濾床就算將 Fast BDOC 完全去除，仍有大量的 Slow BDOC 存在，因此在整體 BDOC 控制方面不 如預期。
另外在 AOC 結果方面，如表 4-3 與圖 4-2 所顯示，原水之 AOC-P17 大於 AOC-NOX，可見未經處理的原水中可能含有較多大分子的物質（Pseudomonas fluorescens P17 偏好代謝碳水化合物、乙醇和芳香族類的酸等大分子(Vanderkooij
et al., 1982)；而 Spirillum strain NOX 則偏好代謝小分子羧酸類化合物，如草酸及 甲酸類等(Vanderkooij and Hijnen, 1984)。臭氧氧化之後，AOC-P17 與 AOC-NOX 濃度皆有明顯上升的情形，AOC-P17 濃度上升了 1.5 倍，AOC-NOX 濃度更是上 升了 2.6 倍，且 AOC-NOX 的上升情形大於 AOC-P17。推估原因為臭氧氧化會 造成水中有機物質分子大小組成改變，使得水中大分子天然有機物部份轉換成小
分 子 (Owen, 1995) 。 至 於 生 物 濾 床 程 序 則 對 於 臭 氧 氧 化 後 之 AOC-P17 與 AOC-NOX 皆有處理效果，其中 AOC-P17 濃度下降了 64%，AOC-NOX 下降 23%
讀。唯獨 AOC-P17 數據之重複性不佳，原水及臭氧氧化後水之相對差異百分比 偏高，尤其臭氧氧化後水可高達 83.7%，因此 AOC-P17 此部份所提供之資訊傴 供參考。
BDOC 濃度高低除了可以判斷水中可被微生物分解之有機物多寡以外，亦可 連同 AOC 濃度高低作為水中微生物再生潛勢之指標(Escobar and Randall, 2001)，
Siddiqui 等人 (1997) 研究亦發現，BDOC 與 AOC 此兩項參數具有良好之相關性。
由此可知，本實驗流程對於水中微生物再生潛勢之控制效果不佳。除此之外，本 處理流程中的臭氧氧化雖然增加了天然有機物之生物可降解性，但仍然無法完全 礦化水中所有的 NPDOC（亦可能臭氧與水中無機物反應，影響臭氧氧化的實際 效率），且後續之生物濾床對於經臭氧氧化後性質改變之天然有機物的去除效果 不盡理想。Bond 等人 (2009) 研究結果顯示，在較低 UV 劑量下，無法完全礦化 有機物質，導致鹵乙酸的生成量增加。由於金門太湖原水之溶解性有機碳濃度偏 高（天然有機物含量高），而本處理程序對於 NPDOC、BDOC 和 AOC 的去除效 果不佳，故推估此處理程序對於金門太湖原水之消毒副產物生成的控制效果應不 盡理想。
