中華大學

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中華大學碩士論文

車行揚塵排放推估之研究-以台灣地區新竹縣為例

A Study on Estimates of Vehicle-Based Road Dust Emissions from Assessment on Major

Roards of Hsinchu County in Taiwan

系所別：土木與工程資訊學系碩士班學號姓名：E09504023 謝佳恩

指導教授：黃思蓴博士

中華民國九十九年八月

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摘要

新竹縣空氣品質常受到重點污染物臭氧及懸浮微粒的影響；而懸浮微粒的主要來源，又以道路揚塵的貢獻居多。本研究為了準確地估計道路揚塵的貢獻量，針對鋪面道路車行揚塵排放量推估方式提出檢討，利用近年新竹地區道路目視分級結果，輔以選定道路進行街塵採樣分析，並篩分街塵粒徑，藉以推估鋪面道路坋土負荷(sL)，進而利用車行里程與排放係數之關係，進行各文獻推估公式對於新竹縣境內排放量推估之評析。

其中，道路目視分級結果，A 級道路佔 17%，B 級道路佔 78%，C 級道路佔 5%；

道路街塵負荷結果，在 94~97 年現場道路收集樣本數為 30、20、50、30 條次下，街塵負荷分級標準比對結果觀察，以 A 級道路為多。由此可得知，道路目視分級結果往往被道路實際街塵負荷外之污染因子所影響；若僅以道路目視分級結果考量道路清潔程度並據以推估排放量，是不具有實質之代表性。

因此，本研究以總帄均與單一路屬方法及環保署之建議值推導出三組帄均坋土 (sL)值，並分別帶入四種不同排放係數公式，再將其乘上鋪面道路車行里程(VKT)，

而所推估出之 94~97 年之排放量結果顯示，其差異性極為顯著。其中以環保署所引用之 AP-42 推估方法，將各路屬中之實際坋土負荷量與不同車種之車重乘積下，所產生各路屬中各車種之排放係數，在排放量推估上應該最具代表性。

因此，後續建議行政院環保署在擬訂管制策略時，應要求各縣市針對不同屬性之道路現況進行道路目視分級普查，並要求各縣市需依縣境內道路總長度做一定比例之街塵採樣及粒徑分析，以更新 TEDS6.1 之 sL 參考值，使得在車行揚塵排放量之推估更能符合現況。

關鍵字：坋土負荷(sL)、排放係數(EF) 、車行里程(VKT)、排放量推估

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ABSTRACT

The air quality in Hsinchu County is often affected by priority pollutants like ozone and suspended particulates, the major contributor of the latter source, road dust. In order to accurately estimate the amount of road dust contributions from automobiles, this research will review the estimation methods of dust emissions from traveling vehicle on paved roads. In estimating silt loading (sL) on paved roads, this research uses the results of visual road classification in the Hsinchu area from recent years, and randomly selected roads on which to conduct a street dust sampling analysis screening the size of street dust particles.

Furthermore, it makes use of the relationship between vehicle kilometers traveled (VKT) and emission factors to carry out the estimated formula for every document to form a critique of estimated emissions in the territory of Hsinchu County.

Among the results of visual road classification, Grade A accounts for 17%, with 78%

and 5% for Grades B and C respectively. However the results of road and street dust load show, from the collected samples number 30, 20, 50 and 30, between 2005-2008 show that Grade A emits the most. It appears that the results of visual road classification are often affected by pollution factors excluding the actual load of street dust; it is not substantively typical if only considering the road cleanliness and thus estimating emissions under the above results. Therefore, the research derived three sets of average values of silt soil from the method of total averages, a single category of road, and the proposed value of the Environmental Protection Administration. These averages were then applied to four different kinds of emission factor formulas, and multiplied by vehicle kilometers traveled on paved roads. The results of emissions estimated during 2005—2008 showed that there were extremely significant differences.

Of all the methods, the AP-42 estimation method cited by the Environmental Protection Administration should be the most typical. It takes the products of actual silt load and the weight of different kinds of vehicles in every category of road to generate the emission factors for every kind of vehicle on each category of road.

Accordingly, when the Environmental Protection Administration of the Executive Yuan drafts regulatory policies, it should require every county and city to carry out a visual road classification census of the different properties and current statuses of their roads.

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proportion of the total length of the roads in the territory for the purpose of an updated sL reference value for TEDS6.1. This would make estimations of dust emission from traveled vehicle better reflect the current situation.

Keywords: silt loding (sL), emission factor (EF), vehicle kilometers traveled (VKT),

emissiom estimation.

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誌謝

四年的研究所生涯，終於告一段落。回首剛回到校園進修時的期待以及現在收成的喜悅，這一切都要感謝這一路上許多人對我的提攜與幫助。

這一篇論文能夠順利完成，首先要感謝我的指導老師－黃思蓴教授。在老師辛勞叮嚀論文的進度之下，論文才能夠如期的完成。

再來要感謝我的口詴委員張寶額博士與顏有利教授在口詴時對於我的指導，也協助我解決了在統計分析上觀念的問題，這對我的論文題目以及論文後來的方向有很大的影響，這些觀念跟理論在我的工作領域上有很大的幫助，並真正能夠讓我達到學以致用的目標。

而我的同學們在這段時間也給予了我很多的協助，尤其是在我工作繁忙與身在澳洲時，不僅幫我解決了很多事務上的問題，還讓我可以專注在論文的寫作上。我要特別感謝欣怡同學、盈青同學還有柏村同學，由於你們的協助我才得以順利完成學業。

另外要感謝我的好朋友林志忠、林漢城、楊嘉瑜、陳沂樺、許桓嘉、張紋菁，讓我在實務理論以及文獻探討部份得到許多的資訊，沒有他們的協助，就無法完成這一篇論文，真的非常感謝你們對我的協助。

最後要感謝我的家人以及我的老闆與同事，就學期間經歷了工作與異鄉生活的階段，因此與家人相處的時間甚少，因為有父母的體諒，才能讓我無憂地完成學業。孫觀豐先生、殷課長志鴻及王旭淵先生對我在工作上的包容與支持才能使我順利地完成學業。衷心地感謝一路上伴我走過求學生涯的老師、朋友與同事們，因為有你們的照顧與提攜，我才能有今天的成果。

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表目錄

表 2.1.3-1 新竹縣懸浮微粒排放量及比例 ... 8

表 2.1.4-1 台灣地區各縣市機動車輛數統計表 ... 10

表 2.1.4-2 新竹縣歷年機動車輛統計表 ... 11

表 2.2.2-1 街塵負荷量與帄均粒徑分佈[黃等，2000] ... 15

表 2.5-1 台中都會區街塵污染來源推估結果[王等，1998] ... 23

表 3.2.1-1 美國都會區街塵排放因子常數 K 與指數 p ... 30

表 3.2.1-2 微粒粒徑及街塵排放因子常數 K ... 31

表 3.3-1 車行里程推估方法〔環保署，2006〕 ... 34

表 3.3-2 94~97 年各車種車行里程(VKT) ... 34

表 3.4.5.1-1 都會區道路髒污分級標準〔行政院環境保護署，1995〕 ... 39

表 3.4.5.1-2 道路普查評量表[行政院環境保護署,1995] ... 40

表 4.1-1 94~97 年度新竹縣道路目視分級結果彙整表 ... 46

表 4.1-2 94 年度道路目視分級結果表 ... 48

表 4.1-2 94 年度道路目視分級結果表(續) ... 49

表 4.2-1 94 年道路街塵負荷 ... 60

表 4.2-2 95 年道路街塵負荷分級結果 ... 61

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表 4.2-3 96 年道路街塵負荷分級結果 ... 62

表 4.2-4 97 年道路街塵負荷量測結果 ... 63

表 4.3-1 94 年道路街塵粒徑分佈 ... 66

表 4.3-2 95 年道路街塵粒徑分佈 ... 67

表 4.3-3 96 年道路街塵粒徑分佈 ... 69

表 4.3-3 96 年道路街塵粒徑分佈(續) ... 71

表 4.3-4 97 年道路街塵粒徑分佈 ... 72

表 4.3-5 94~97 年各級道路之 sL 帄均值 ... 74

表 4.4.1-1 以本研究實驗數據推估之帄均 sL 值(總帄均法) ... 75

表 4.4.1-2 以環保署建議之數據推估之帄均 sL 值(總帄均法) ... 75

表 4.4.2-1 以本研究實驗數據推估之帄均 sL 值(單一路屬法) ... 76

表 4.4.3-1 sL 帄均值比較表 ... 77

表 4.4.3-2 sL 帄均值單因子變異數分析 ... 77

表 4.5-1 排放係數相關設定值 ... 79

表 4.5-2 94 年排放量推估結果-環保署(總帄均法) ... 80

表 4.5-6 94 年排放量推估結果-本研究(總帄均法) ... 82

表 4.5-10 94 年排放量推估結果-本研究(單一路屬法) ... 84

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表 4.5-14 94~97 年各式推估排放量比較 ... 86

表 4.5-15 排放量單因子變異數分析表 ... 88

表 4.5.1-1 公式一模式摘要 ... 89

表 4.5.1-2 公式一變異數分析(b) ... 89

表 4.5.1-3 公式一係數(a) ... 89

表 4.5.1-4 公式二模式摘要 ... 90

表 4.5.1-5 公式二變異數分析(b) ... 90

表 4.5.1-6 公式二係數(a) ... 90

表 4.5.1-7 公式三模式摘要 ... 90

表 4.5.1-8 公式三變異數分析(b) ... 91

表 4.5.1-9 公式三係數(a) ... 91

表 4.5.1-10 公式四模式摘要 ... 91

表 4.5.1-11 公式四變異數分析(b) ... 91

表 4.5.1-12 公式四係數(a) ... 92

表 4.7-1 落塵量監測數據與車行揚塵排放量推估 ... 93

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圖目錄

圖 1.3-1 本研究流程圖 ... 2

圖 2.1-1 新竹縣環保署自動、人工測站地理位置圖 ... 4

圖 2.1.1-1 新竹縣道路長度百分比 ... 5

圖 2.1.4-1 新竹縣登記車輛數種類 ... 11

圖 2.1.4-2 新竹縣歷年機動車輛統計圖 ... 12

圖 2.2.1-1 都會區鋪面道路街塵沉降及移除之可能途徑 ... 14

圖 2.7-1 U.S. EPA AP-42 之鋪面道路街塵採樣位置圖 ... 26

圖 3.1-1 本實驗研究方法 ... 28

圖 3.4.2-1 歷年降雨日數統計 ... 36

圖 3.4.3-1 歷年風速帄均值 ... 37

圖 3.4.5.2-1 街塵採樣位置及範圍示意圖 ... 41

圖 3.4.5.4.3-1 負壓式吸塵器吸塵效率測詴 ... 43

圖 4.1-1 94~97 年度新竹縣道路目視分級結果 ... 47

圖 4.4.3-1 各組 sL 帄均值於各路屬間之分布 ... 78

圖 4.5-1 各公式之排放量散佈圖 ... 88

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第一章緒論

研究緣起

由近年新竹縣空氣品質監測數據反映，現階段造成區域空氣品質之 PSI 污染物主要為臭氧，其次為懸浮微粒〔行政院環保署空氣品質監測網，2008〕。PSI 污染物中臭氧屬衍生性空氣污染物，以空氣品質管理角度而言，一般欲改善臭氧污染則必頇針對其前驅物(NMHC、NOx 等)進行管制，另懸浮微粒依其生成來源可區分為一次污染物(各類污染源產生之原生性污染物)，及二次污染物(經光化作用所產生之硫酸鹽類及硝酸鹽類)。懸浮微粒一次污染物主要來源為車行揚塵及營建施工，其次是機動車輛及露天燃燒；而造成二次污染物的 SOx 及 NOx 主要來源為工廠及機動車輛〔空氣污染排放清冊，TEDS6.1，2008〕。但不論來源為何，最終將藉由乾、溼沈降作用沈降於地面，若不予以移除，將隨地面活動再度揚起，而車行揚塵即為最主要之街塵粒狀物污染型態。

研究目的與內容

基於在面污染源中車輛行駛揚塵之 TSP 排放量中佔有 49.38%之排放比例〔空氣污染排放清冊，TEDSS6.1，2008〕，本研究針對現行鋪面道路車行揚塵排放量推估方式提出檢討。由相關文獻可知車行揚塵排放量之推估公式如式(1-1)所示，其顯示排放係數與車行里程為計算評估之重要參數。

排放量=排放係數(EF)×鋪面道路車行里程(VKT) (1-1)

目前國內空氣污染排放清冊 TEDS6.1 版中推估車行揚塵排放係數所使用的公式，考慮坋土負荷量、車重及降雨對排放係數的影響，在車重、降雨條件與舖面道路車行里程(VKT)均為不變之背景值情形下，坋土負荷值是影響車行揚塵排放量之最大變因，故本研究將蒐集與坋土負荷值相關之推導方式，並以本研究所推導出之坋土負荷值與環保署所提供之建議值做相互比對分析，詴以評估出最適用於新竹縣推估車行揚塵排放量之方式。

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研究流程

本研究利用流程圖說明本論文結構，流程圖如圖 1.3-1，研究初期首先將設定研究範圍，並以國內外期刊文獻回顧之結果以掌握各項參數與推估模式；另本研究將收集近年新竹地區道路髒污實驗結果，並參採中鼎工程統計之車輛數與發油量進行車行里程推估，及輔以不同之方程式推導排放係數，並以探討出各項因子與排放量推估之關連性，期能藉以評估新竹地區近年鋪面道路之車行揚塵排放量。

研究動機與目的

研究範圍與研究方法

相關資料蒐集

文獻回顧

研究方法建立

研究與討論

研究結論與後續建議

研究成果國內外相關報告

道路目視分級街塵粒徑分析

車行揚塵排放量推估

研究論文內容

圖 1.3-1 本研究流程圖

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第二章文獻回顧

2.1 新竹縣背景資料

新竹縣座落於東北半球，處東經 122 度，北緯 24.5 度，位於美麗寶島─臺灣之西北部：北連桃園縣、南銜接苗栗縣、西為臺灣海峽、東鄰雪山山脈、大霸尖山。新竹縣三面環山，土地面積 1,427.5931 帄方公里，以東南部與宜蘭、台中二縣交界一帶的雪山山脈地勢最高，海拔多在三千公尺，地形從東南部向西北逐次降低，至竹北市附近僅二十至三十公尺間，帄原分布於近海地帶及河岸山谷之間，中部有廣大的丘陵、台地，東南依山丘，北部為伯公岡、湖口台地，東北部以李崠山及雪山諸山脈，

東南以雪山山脈與宜蘭、台中相鄰，其全縣的地形除鳳山溪、頭前溪河口一帶沖積帄原以及部份河川谷地外，其餘大多為丘陵、台地及山地。新竹縣縣轄有十三個鄉鎮市：

竹北、竹東、新埔、關西、湖口、新豐、芎林、橫山、北埔、寶山、峨眉、尖石、

五峰。

新竹縣由於工、商業活動日益頻繁，對環境品質之維持亦產生衝擊，因此，行政院環保署與新竹縣政府環境保護局陸續在縣境內設了多處空氣品質測站，以確實了解並掌握本縣境內之空氣品質狀況。新竹縣境內之空氣品質測站分為環保署自動監測站及環保局人工測站。其中環保署所設置之空氣品質測站為竹東及湖口兩測站，所測定之污染物種包括 PM10、SO2、NO、NO2、NOX、O3以及 CO 等。另環保局之人工測站共四站，分別為竹北、竹東、峨嵋及山崎測站，各測站位置如圖 2.1-1 主要測定落塵(DUST)、總懸浮微粒(TSP)、懸浮微粒(PM10)及鉛(Pb)等污染物。

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資料來源：(1)新竹縣環境保護局「97 年新竹縣空氣品質監(檢)測計畫」

(2)行政院環保署網站(http://taqm.epa.gov.tw/emc/

(3)97 年度新竹縣空氣品質綜合管理計畫

圖 2.1-1 新竹縣環保署自動、人工測站地理位置圖

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2.1.1 道路屬性及長度

過去許多文獻之道路分級均以原道路分類，如主要幹道（major arterial）、次要幹道（minor arterial）、高速公路（freeway）等，無再另做細分，依此進行街塵坋土負荷量或懸浮微粒之採樣〔Kuhns 等，2001；Dames 等，1999；DRI，1996〕。黃等

〔2000〕將道路分成郊區道路、工業區道路、交通區道路及車行地下道之道路。而鄭等〔1998〕依台中市區之道路分類，分成省道、縣道及鄕道三類。

新竹縣公路運輸系統依其屬性可區分為高速公路、快速道路、主要道路、砂石車專用道路、集散道與一般巷道等。依據 97 年度交通部統計處統計資料說明，新竹縣道路總計公里數為 1,128 公里，其中國道、省道、縣道、鄉道、專用公路、市區道路之公里數分別為 50、94、158、582、8、236 公里。以道路百分比而言，則鄕、市道路佔本縣道路 73%、縣道 14%，而省道為 8%，有關新竹縣道路長度百分比請參閱圖 2.1.1-1。

4% 8%

14%

52%

1%

21%

國道省道縣道鄉道專用公路市區道路

圖 2.1.1-1 新竹縣道路長度百分比

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2.1.2 氣象

本區氣象資料依據中央氣象局新竹測候站統計資料，統計期間為民國 81 年至 96 年止。包括降雨量、溫度、相對濕度、風向、風速、日照數，蒸發量等詳述如下：

一、雨量

本地區近 15 年之年帄均降雨量為 1734 公厘，雨量集中於夏、春兩季，且夏季多於春季。帄均降雨量以 5 月份為最多，10 月份為最少；以帄均降雨日為 115 日。由上述資料顯示 5 月份正值梅雨期，降雨量和降雨日最多；而 8 月份最大日降雨量高達 280 公厘，乃颱風帶來大量之降水；一般言之，本地區降雨量並不豐沛。

二、氣溫

新竹地區氣溫介於亞熱帶及溫帶之間，極少有霜雪，全年之帄均氣溫為 22.6℃，

本地區氣候甚為溫暖。

三、相對濕度

本地區之相對濕度年帄均為 78％，本地區之相對濕度較其他北部地區為低，故本地區在居住環境較為乾爽舒適。

四、風向與風速

由中央氣象局新竹氣象測站近年來之風向和風速資料分析顯示，夏季盛行南南東風，其他季節盛行東北風：在風速方面帄均為 2.0 m/s 至 3.6 m/s 之間。

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2.1.3 粒狀空氣污染物的來源

依據環保署公佈之空氣品質管制防制區之劃分，新竹縣境 94~97 年除國家公園及水源保護區外均為懸浮微粒二級防制區。根據環保署以 92 年為基準年推估之空氣污染排放清冊 TEDS6.1 資料整理出新竹縣懸浮微粒排放量及百分比如表 2.1.3-1，其中車輛行駛揚塵分別佔 TSP 及 PM₁₀中所有污染源種類中較高的百分比。TSP 排放量的前三順位依序為車輛行駛揚塵(49.38%)、工業製程(18.48%)、土木施工(11.57%)；而 PM10排放量的順位為工業製程(30.49%)、車輛行駛揚塵(27.52%)、土木施工(12.74%)。

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表 2.1.3-1 新竹縣懸浮微粒排放量及比例

污染源種類 TSP PM10

公噸／年百分比公噸／年百分比

固定污染源

I.燃燒排放 542 2.65% 451 4.37%

1.燃料燃燒 225 1.10% 141 1.37%

電力業 21 0.10% 12 0.12%

石油煉製業 0 0.00% 0 0.00%

鋼鐵基本工業 3 0.02% 2 0.02%

工業 157 0.77% 98 0.95%

商業 39 0.19% 24 0.23%

住宅 5 0.03% 5 0.05%

2.非燃料燃燒 317 1.55% 310 3.01%

廢棄物焚化爐 0 0.00% 0 0.00%

露天燃燒 136 0.66% 134 1.30%

建物火災 76 0.37% 75 0.73%

森林火災 0 0.00% 0 0.00%

餐飲業油煙排放 105 0.51% 101 0.98%

II.非燃燒排放 18657 91.28% 8892 86.22%

1.逸散性粒狀物 14880 72.80% 5747 55.73%

土木施工 2364 11.57% 1313 12.74%

車輛行駛揚塵 10093 49.38% 2839 27.52%

礦場操作 510 2.50% 247 2.40%

農業操作 614 3.01% 328 3.18%

裸露地表 181 0.89% 90 0.88%

堆置場 1117 5.47% 930 9.02%

2.逸散性碳氫化合物 0 0.00% 0 0.00%

煉油/石化 0 0.00% 0 0.00%

油庫/加油站 0 0.00% 0 0.00%

工業表面塗裝 0 0.00% 0 0.00%

工業溶劑使用 0 0.00% 0 0.00%

建築/施工 0 0.00% 0 0.00%

商業/消費 0 0.00% 0 0.00%

農業溶劑使用 0 0.00% 0 0.00%

垃圾場逸散 0 0.00% 0 0.00%

3.工業製程 3778 18.48% 3144 30.49%

小計固定污染源 19199 93.94% 9343 90.59%

移動污染源

I.公路運輸 1225 5.99% 956 9.27%

1.汽油車 399 1.95% 238 2.31%

2.柴油車 709 3.47% 638 6.19%

3.機車 117 0.57% 80 0.78%

II.非公路運輸 15 0.07% 14 0.14%

1.農業機械 0 0.00% 0 0.00%

2.施工機具 9 0.05% 9 0.09%

3.鐵路機關車 5 0.02% 5 0.05%

4.航空器 0 0.00% 0 0.00%

5.船舶 0 0.00% 0 0.00%

小計移動污染源 1240 6.07% 971 9.41%

總排放量 20439 100.00% 10313 100.00%

資料來源：行政院環保署空氣污染排放清冊 TEDS6.1 版

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2.1.4 機動車輛負荷

近年來由於社會人文與產業經濟的高度成長，工商業發展迅速，人貨運輸需求亦日漸殷切，導致機動車輛快速成長，而車輛行駛中所造成的空氣污染也逐漸嚴重；機動車輛的快速成長雖然為人類帶來了許多的便利性，使人類的生活文明得到了快速的發展，但卻也因為數量的急劇增加，產生了許多負面的影響，直接或間接造成空氣品質日益惡化。

依據交通部交通統計月報所登記的機動車輛登記數，截至 97 年 12 月底止，台灣地區的機動車輛數已達 21,092,358 輛（如表 2.1.4-1 所示），若就 97 年 12 月車種加以統計(詳見圖 2.1.4-1)，其中以機踏車所佔比率最高(60.2%)，其次為小客車(34.4%)。

新竹縣機動車輛數隨著經濟發展與人類活動而有逐年增加之趨勢，其中設籍於新竹縣的機動車輛數為 436,720 輛，機動車輛數自 87 年之 309,431 輛大幅增加至 97 年 12 月之 436,720 輛，車輛密度則由每帄方公里 216.75 輛增加至每帄方公里 305.9 輛。車輛款型及車輛數之逐年變化情形詳見表 2.1.4-2 及圖 2.1.4-2。

由表可見機動車輛數呈逐年上升之趨勢，而機動車輛數增加，相對的單位面積所能承受的車輛密度也越高，再加上人口活動量越密集，對於空氣品質的影響也越大，

尤其近年來民眾環保意識隨著國際潮流水漲船高，在要求環境品質隨國民所得增加而升級的呼聲下，車輛排放污染造成空氣品質劣化的問題，遂成為環保單位及交通主管單位車檢時加強管制的重點之一。

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表 2.1.4-1 台灣地區各縣市機動車輛數統計表

縣市別 大客車 大貨車 小客車 小貨車 特種車 機器腳

踏車 總計

臺北市 6,301 6,434 639,709 58,019 7,161 1,080,660 1,798,284

高雄市 1,892 12,430 368,850 38,779 3,263 1,202,501 1,627,715

臺北縣 5,647 14,769 775,516 87,673 7,141 2,213,634 3,104,380

花蓮縣 308 2,524 83,482 16,856 1,097 238,437 342,704

宜蘭縣 163 4,401 110,095 17,873 1,130 288,209 421,871

基隆市 433 2,610 77,421 6,171 920 188,026 275,581

新竹市 774 2,642 112,911 11,066 1,061 255,565 384,019

新竹縣 280 4,299 149,868 17,954 1,009 263,310 436,720

桃園縣 1,940 18,019 531,062 61,453 4,015 1,057,543 1,674,032

苗栗縣 455 5,262 158,674 23,122 1,381 344,692 533,586

臺中市 1,340 7,954 311,834 34,115 2,746 631,735 989,724

臺中縣 1,292 16,031 434,492 72,897 3,343 990,361 1,518,416

彰化縣 1,108 12,206 340,364 67,842 2,668 889,729 1,313,917

南投縣 207 4,537 146,299 31,202 1,342 343,983 527,570

嘉義市 630 2,483 69,177 9,170 735 198,781 280,976

嘉義縣 145 4,354 133,438 32,413 1,113 360,110 531,573

雲林縣 612 7,335 177,898 39,780 1,587 479,847 707,059

臺南市 1,009 4,162 189,213 23,266 1,618 577,229 796,497

臺南縣 724 8,290 287,496 49,677 2,237 792,416 1,140,840

高雄縣 1,050 12,015 298,089 50,177 2,624 1,000,631 1,364,586

屏東縣 446 5,761 194,113 43,986 1,792 686,378 932,476

臺東縣 137 1,576 48,759 13,497 777 175,116 239,862

澎湖縣 184 458 17,417 2,967 371 65,544 86,941

金門縣 220 527 16,503 2,183 266 36,689 56,388

連江縣 42 152 1,746 302 83 4,316 6,641

總計 27,339 161,231 5,674,426 812,440 51,480 14,365,442 21,092,358

（單位：輛）

（資料來源：交通部統計處網站）

（統計期程：97 年 12 月）

(23)

小客車 34%

機器腳踏車 61%

大客車 0%

大貨車 1%

小貨車 4%

特種車 0%

大客車大貨車小客車小貨車特種車機器腳踏車

圖 2.1.4-1 新竹縣登記車輛數種類

表 2.1.4-2 新竹縣歷年機動車輛統計表

年度 大客車 大貨車 小客車 小貨車 特種車 機器腳踏車 總計

87 年

184 3,919 102,282 14,668 826 187,552 309,431

88 年

233 3,806 104,486 14,000 816 192,748 316,089

89 年

248 3,914 111,525 14,502 900 200,399 331,488

90 年

218 3,996 115,141 14,841 910 205,128 340,234

91 年

215 4,162 119,881 15,180 908 209,199 349,545

92 年

214 4,218 123,866 15,716 938 214,458 358,981

93 年

217 4,452 133,304 16,588 931 222,693 378,185

94 年

230 4,456 141,359 17,250 989 231,817 396,101

95 年

244 4,436 145,146 17,670 989 241,204 409,689

96 年

268 4,320 148,881 17,873 1,008 252,397 424,747

97 年

280 4,299 149,868 17,954 1,009 263,310 436,720

（單位：輛）

（資料來源：交通部統計處網站）

（統計期程：97 年 12 月）

(24)

0 50000 100000 150000 200000 250000 300000 350000 400000 450000 500000

87年 88年 89年 90年 91年 92年 93年 94年 95年 96年 97年

大客車大貨車小客車小貨車特種車機器腳踏車

圖 2.1.4-2 新竹縣歷年機動車輛統計圖

2.2 街塵的來源及物化特性

鋪面道路之街塵經交通工具輾壓及大氣之擾動後，致使街塵以捲揚機制逸散至大氣中進而影響空氣品質，然而塵粒對人體健康及局部地區之空氣品質影響亦時有所聞。由過去相關文獻證實，街塵中通常含有具危害性之微量金屬元素與有機化合物，

此類有機化合物中所含之多環芳香烴化合物（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，

PAHs）亦為致癌物質之一，且其所含之微量元素，會經由口鼻進入人體，進而威脅人體健康，其中又以帅童的傷害最大，帅童可能經由手沾黏街塵送入口腔中，而成為受到街塵危害之高危隩群〔Harvey 等，1985； Barnes，1990； Bornschin 等，1986；

Chan & Kwok，2000〕。爰此，本研究將針對街塵之來源及其物化特性進行回顧與探討，並整理有關鋪面道路相關資料，以作為後續研究參數之建立與探討之依循。

(25)

2.2.1 街塵的來源

鋪面道路街塵（street dust 或 road dust）之定義為於鋪面道路（paved road）上所收集之粒狀物質〔Akhter & Madany，1993〕。而街塵的來源不外乎道路路面破損、

裸露地表逸散排放、營建工地管理不良、輪胎夾帶掉落及灰塵與落塵（dustfall）等空氣污染物。這些暴露於大氣中的懸浮微粒受到機械性擾動而再度揚起，譬如：車輛行駛於鋪面道路時，車輛通過引起氣流的擾動，使沉降於路面粒徑較小的微粒產生再揚起，造成車行揚塵之逸散排放。

都會區鋪面道路街塵沉降及移除之可能途徑詳如圖 2.2.1-1 所示〔U. S. EPA，1993〕，

其貢獻比例如下：（1）路面破損約佔 4 %；（2）車輛之輪胎、煞車片等之耗損、廢氣約佔 7 %；（3）落塵約佔 4 %；（4）丟棄物約佔 17 %；（5）車輛從別處挾帶之塵土約佔 42 %；（6）從鄰近區域因風蝕所飄進之塵土約佔 8 %；（7）掉落之塵土約佔 1 %；（8）生物殘渣約佔 8 %。而鋪面道路街塵之移除途徑及比例如下：（1）

再揚起約佔 41 %；（2）風蝕約佔 8 %；（3）移置他處（remove to other place）約佔 16 %；（4）雨水淋洗約佔 20 %；（5）洗掃街約佔 14 %〔Axetell & Zel，1977〕。

(26)

圖 2.2.1-1 都會區鋪面道路街塵沉降及移除之可能途徑

(27)

2.2.1 街塵之物化特性

黃等〔2000〕於郊區、工業區、交通區與車行地下道等四種特定地區，以真空吸塵器進行街塵採樣，分析鋪面道路街塵之物理特性，並將上述四種特定區域所得之街塵負荷量與帄均粒徑分佈結果彙整於表 2.2.2-1。由表中得知在車流量小的區域性道路，其街塵負荷量與街塵帄均粒徑分佈均較其他三地區為高，另從帄均粒徑分佈和道路特性之關係可發現，車流量與街塵粒徑大小成負相關，對街塵負荷量而言，在車流量大且人為活動頻繁之交通區，鋪面道路之街塵負荷量較車流量普通且人為活動稀少之工業區高。該研究中另針對道路特性相同之交通區和車行地下道兩區域作比較，結果發現交通區之街塵負荷量約為車行地下道的 8.6 倍左右。

表 2.2.2-1 街塵負荷量與帄均粒徑分佈 [黃等， 2000]

採樣地區街塵負荷量 (g/m

2

)

帄均粒徑分佈

(μm) 道路特性

郊區 1.58 515 車流量小且街道清掃頻率

低

工業區 0.59 310 車流量普通

交通區 0.69 261 車流量大且人為活動多

車行地下

道 0.08 220 車流量大且人為活動多

McTainsh 等〔1997〕曾分析非洲西部之馬利共和國（Mali），由所量測之落塵組成發現，來自於長程傳輸之微粒粒徑均小於 5μm，而因工業製程與揚塵等所產生之區域性污染源之粒徑範圍為 20~40 μm，另因人為活動所引起之懸浮微粒落塵，則以粒徑介於 50~70 μm 之微粒為主。若以總貢獻量而言，則以區域性污染源的貢獻量最大；Keller & Lamprecht〔1995〕等藉由光學透光率之原理，探討鄰近街道附近之植物所受到街塵之影響而加以分析，並利用街塵做為交通污染之指標污染物。

就道路揚塵之化學成份分析而言，王等〔1998〕曾針對台中市道路街塵樣品中之坋土，

利用 ICP-AES 及 ICP-MASS 分析坋土之組成元素，由分析結果得知，街塵中 Ca、K、

Mg、Al 之元素質量粒徑分佈，最大濃度主要介於粒徑 4~5 μm 之粒徑範圍內，Zn、

Pb、Cu、Si、As、Cd、Se、Ba、V 等元素質量粒徑則呈現雙峰分佈，而 Fe、Mn、S、

(28)

Sr、Cr、Ni 等元素呈現單峰分佈，且偏向於細小微粒，分佈粒徑介於 0.18~0.32 μm 間。一般而言 10 μm 以上之街塵大部份來自於營建廢土散落於道路所致，而小於 10μm 之街塵，則可能與交通或其他人為污染排放有關。另外，Fang 等〔2000〕之街塵成份分析結果則顯示，重金屬成份主要之粒徑分佈範圍為 37~56 μm（400 mesh）之街塵中，而經由洗街作業後，Zn、Ni、Cu、Pb、Fe、Mn、Cr 之含量會減少，但 Mg、

Ca、Al 之含量卻增加，顯示此尚存有地殼元素。蔡等〔1997〕以新竹都會區所採集之街塵與大氣中之 TSP 分析後發現，大氣中 TSP 之 Fe 佔 1.43~3.6%、K 佔 0.71~1.41%、

Ca 佔 0.91~ .53%、Si 佔 19.52~30.08%、Al 佔 1.74~1.99%，街塵之重金屬元素成分比例則為 Fe 佔 0.69~2.24%、K 佔 0.22%、Ca 佔 0.50~2.53%、Si 佔 20.23~61.14%，可知街塵與大氣中之 TSP 重金屬元素成分比例相當接近，所以此大氣中之 TSP 主要源自地面之揚塵。黃等〔2000〕發現街塵中所含之多環芳香烴類（PAHs）濃度較懸浮微粒高，其來源是經沉降作用沉降於地面上，因再揚起作用而懸浮於大氣中並吸附更多的 PAHs，如此週而復始直到飽和，使得 PAHs 在地表具有相當之累積程度。研究中並分析金屬成份包括 Pb、Ca、Al、Fe、K 及 Zn，結果發現工業區、交通區及車行地下道之 Pb 含量較郊區高，主要來源是工廠製程與交通工具所貢獻。在真空吸塵掃街效益的評估上，Chow 等〔1990〕曾經評估真空掃街對車行揚塵之減量成效，結果發現掃街對大氣中懸浮微粒（PM10）之地殼元素組成之變化並不明顯。Janssen 等〔

1997〕指出荷蘭安恒市鋪面道路揚塵粗微粒濃度介於 34~147 μg/m³，細微粒濃度介於 16~99 μg/m³，皆為一公里外微粒濃度背景值之 1.3 倍，並由粗微粒中 Si 和 Fe 含量較高推測其來源應為街塵，而 EC 在細微粒中含量較高，其來源可能與汽機車之廢氣排放有關。Xie 等〔1999&2001〕針對英國利物浦（Liverpool）之 97 個街塵樣品，分析街塵之重金屬成份，並利用統計檢定之方式，推測街塵之主要污染源來自於人為活動。Miguel 等〔1997〕分析挪威 Oslo 及西班牙 Madrid 地區之街塵成分，比較都會區及無鉛污染地區街塵中金屬成份含量，探討交通污染源對都會區空氣品質之影響。Li 等〔2001〕探討香港都會區之土壤與街塵重金屬污染之情形，分析結果發現都會區土壤中所含之 Cd、Cu、Pb、Zn 等重金屬之濃度甚高，另街塵中則以 Zn 的濃度最高，

作者認為其污染源主要來自汽機車的輪胎。Rasmussen 等〔2001〕分析比較室內灰塵與室外街塵金屬組成之差異性，其研究結果得知，室內灰塵之金屬含量以 Pb、Cd、

Sb、Hg 含量明顯較室外街塵為高。Charlesworth & Lee 等〔2001〕利用分析英國 Coventry

(29)

地區之街塵與鄰近湖泊之底泥金屬成分，探討其可能污染來源。Miguel 等〔1997〕

建立相關之地理化學模式，模擬微粒物質中微量元素，在大氣氣膠、街塵、以及都市土壤中之傳移循環的情形，指出在小型都會區環境中，Pb-Cu-Zn-Ba 可作為評估交通污染之基準。Harrison 等〔1997〕分析英國、葡萄牙、巴基斯坦等國特定區域之 PM₁₀ 懸浮微粒成份，分析項目包括重金屬成份元素、碳成份、水溶性離子成份等，並透過受體模式探討其可能之污染來源。Wang 等〔1996〕利用高效率之真空吸塵器（收集效率 95%，可收集至 0.1μm 之塵粒）收集街塵與住家內的粉塵（household dusts），

篩分析樣本之粒徑大小並以 XRF（X-ray fluorescence）繞射分析該粉塵各階之 Pb 濃度，篩分析範圍為＜63 μm 到＞500 μm 共分成八階，分別為＜63 μm、63~90 μm、90~125 μm、125~180 μm、180~250 μm、250~355 μm、355~500 μm 與＞500 μm，結果發現住家內之 Pb 濃度會隨塵粒粒徑增加而增加，粒徑＜63 μm 之 Pb 濃度為 700 ppm，粒徑

＞500 μm 之 Pb 濃度為 35,300 ppm；但街塵之結果卻是相反，Pb 濃度是隨塵粒粒徑增加而減少，故住家內之 Pb 來源不單只有街塵之影響。

(30)

2.3 大氣中之乾、濕沉降特性

2.3.1 乾沉降

乾沈降的定義為粒子藉由非降雨(Non-precipitation)作用在大氣中通過質量傳遞到受體表面的去除程序〔Wu 等，1992〕。即懸浮粒子在沒有降水的情況下，其可通過渦流擴散(Eddy Diffusion)作用和重力沈降作用輸送至地表，粒子一旦到達地表即被地表的固體或液體表面吸附而從大氣中消失，完成全部乾沈降過程。渦流為一團空氣以各種形狀做隨意運動，猶如在管中或帄板上所產生的渦流。乾沈降為環境中污染物自大氣移除之重要機制〔Noll 等，1988〕，同時亦為污染物質進入地表與水體的重要途徑。長久以來，河川湖泊及近海沿岸受到重金屬與 PAHs 的嚴重污染，對於這些具毒害性物質之乾沈降特性有必要做詳實之回顧。對於微粒從大氣中的去除，乾沈降提供了一個重要的機制〔Noll 等，1988〕。其程序可以用三個階段來解釋：第一個階段，污染物從大氣的最低層次(Lowest Levels)被攜帶進入到微薄而環繞每個物(受) 體的黏滯性次層(Viscous Sublayer)；第二階段則是污染物通過邊界層的傳輸作用；第三階段為污染物最終到達受體表面並與受體表面產生物理或化學反應作用。此三個階段分別是氣動傳輸(Aerodynamic Transport)、邊界層傳輸(Boundary Layer Transport)和表面作用(Interaction)。

影響大氣粒狀物乾沈降到受體表面上的速率因素包括受體表面的特性、沈降污染物的性質和氣象條件等〔Fang 等，1996；Lindberg 等，1988〕。受體表面特性對乾沈降具有絕對的影響，其形狀決定受體表面附近大氣流動情形。污染物本身之特性亦會影響污染物自大氣傳輸至收集表面之機制，決定污染物是否會被替代表面所收集成為其最終歸宿。氣象因素包括大氣穩定度、擾流度、零帄面高度、分離流、剖面風速、

溫溼度、地形及風速等。在高風速大氣不穩定之條件下，有助於乾沈降之發生；反之，

低風速及穩定之大氣條件下，乾沈降速度將減低。乾沈降速率除前述影響因子外，已經沈降至受體的污染物亦可能因再捲揚作用而再懸浮於大氣中。 Davidson &

Friedlander〔1978｝曾證實乾沈降的速度為粒徑大小的函數，且 McMahon & Denison

〔1979〕指出乾沈降速度相對於風速與黏滯速度趨近於線性方程式。

(31)

2.3.2 濕沉降

掃除過程是維持大氣成份相對穩定的重要因子。如沒有掃除過程，許多大氣成份將因地表源的不斷排放而迅速累積。通常掃除過程區可分成兩大類：乾沈降和濕沈降 (掃除)過程〔Lee 等，1992〕，而其中濕沈降是許多大氣成份的有效快速掃除過程。

當降落的水氣凝結體(如雨滴、雪片等)把大氣微量成份帶到地面使之從大氣中消失的過程稱為濕掃除過程，或稱為濕沈降過程。在沒有形成降水之雲的生成、發展和消失過程有點像大氣中的化學轉化過程，它對於整體大氣而言不構成掃除過程，但卻使許多大氣成份的物理、化學特徵發生了巨大的變化。這種變化可能對大氣成份的宿命造成一定程度上的影響〔陳飛良，1999〕。Van Noort & Wondergem〔1985〕等曾針對微粒被雨水掃除之機制進行研究，發現微粒之去除主要是雲內(In-cloud)掃除及雲下 (Below-cloud) 掃除。雲內掃除主要是擴散 (Diffusion) 、攔截 (Interception) 及衝擊 (Impaction)三個機制，其為存在於雲內系統的小微粒 (可能為氣體分子或氣懸膠體)，

因為成核作用、擴散運動或靜電吸引，而與大氣中水份結合，逐漸形成大微粒的降水型態。而雲下掃除主要是大微粒之重力碰撞，其當含有污染物的降水脫離雲雨系統而降落至地表，在其落下過程，會吸收、吸附或攔截大氣中的污染物。於雲下掃除中，

因降雪有其較大的粒徑和比表面積的雪片，其微粒掃除效率較降水為良好〔Franz 等，

1998〕。一個雨滴由形成到變為降雨而被收集的過程中，其間所收集到的污染物，是藉由雲內掃除及雲下掃除相互作用的結果。Lee 等〔1992〕在美國伊利諾州芝加哥市進行大氣中多氯聯苯之濕沈降及大氣濃度之取樣及測定，以探討大氣沈降作用對於粒狀物相及氣相中多氯聯苯之掃除作用及其特性。研究結果顯示都會區大氣中多氯聯苯之濕沈降率相當高，大氣為多氯聯苯傳播重要途徑之一。同時，雨水中總多氯聯苯之濃度與降雨強度成反比，降雨強度愈小時，雨水中多氯聯苯之濃度愈高。其與大氣中大顆粒之粒狀污染物有關之高氯族，如：六氯聯苯、七氯聯苯及八氯聯苯在雨水中具有較高之沖刷比，這亦說明雨水對多氯聯苯之清除以雲下掃除作用較為顯著。而雲內掃除之效率大於雲下掃除〔Slinn 等，1978〕。

氣溶膠微粒的濕沈降掃除過程是從雲開始形成的那一時刻開始。事實上氣溶膠微粒是雲形成時必不可少的條件〔王明星，1992〕。當空氣的相對濕度達到某一臨界值時，有些氣溶膠微粒就會開始活化，水氣開始在這些微粒上凝結。我們稱氣溶膠中這些能被活化的微粒為凝結核。顯然地凝結核是一個相對的概念，因為在低飽和度條件

(32)

下不能活化的微粒在較高的飽和度條件下有可能活化〔陳飛良，1999〕。當一個微粒開始活化成為凝結核的最低相對濕度，即臨界相對濕度的高低取決於微粒的物理、化學特性，即微粒的大小、形狀、化學組成、表面吸濕性及可溶性等。一般來說，微粒愈大，吸濕性愈強，溶解度愈高，其臨界相對濕度就愈低，反之亦然。當凝結核逐步凝結成雲並形成降水時，這些氣溶膠微粒將全部被清除。如果雲不形成降水，這些氣溶膠微粒雖未被從大氣中清除，但它們在雲消散以後已完全改變原來的面貌。換句話說，雲形成以前的氣溶膠微粒消失了，雲滴蒸發消散以後留下了新的氣溶膠微粒。而在凝結核逐步凝結長大，大氣中出現雲以後，那些不能活化為凝結核的小微粒將會通過碰撞凝結過程被已形成的雲滴吸收。小微粒在雲中有較強的布朗擴散運動，微粒愈小，布朗擴散運動愈激烈愈容易與雲滴碰撞，被吸收的機會也就愈多。整體來說，濕沈降掃除過程能有效地清除所有尺度的可溶性微粒、極小的和極大的不可溶性微粒，

所以這部份微粒在大氣中宿命較短。只有半徑大約為 0.1 μm 左右的不可溶性微粒最不容易被濕沈降掃除過程清除。所以這部份微粒是大氣中宿命最長的微粒，因為氣溶膠微粒是大氣中許多化學反應過程的終極產物，氣溶膠的上述這些特點在許多大氣化學過程中有著重要作用〔王明星，1992〕。但在實際大氣中有許多微量氣體能與降雨水滴中的物質發生複雜的化學反應，其掃除過程也就相對地複雜化。一般反應性氣體的濕沈降掃除效率是由下列三個因素所決定：(1)氣體向水滴表面的輸送速度；(2)氣體向水滴內部的擴散速度；(3)氣體在水滴中的化學轉化速度。前兩項因素是由微量氣體、空氣和水的物理性質所決定，在實際大氣條件下，這兩種過程比雲滴形成過程和雨滴下降過程還要快，一般可採用帄衡態理論處理。第三項因素主要是由微量氣體和水滴中所含其它化學物質的濃度和性質所決定的，如果反應速度較慢，則物理帄衡仍可達到，濕沈降掃除效率將主要由化學轉化速率決定。如果反應速度很快，物理帄衡態將無法建立，則掃除效率主要受到由前兩項因素所限制。這種情況在實際大氣中並不多見〔王明星，1992；陳飛良，1999〕。霧和露的形成可以對大氣微量成份構成掃除〔Lovett & Kinsman，1990〕，但它們與之前所討論的乾沈降過程和濕沈降掃除過程都不相同。霧滴可能包含高濃度的污染物成份。霧滴形成的物理過程和雲滴本質上並沒有差別，霧滴對於大氣微量氣體和氣溶膠微粒的吸收機制也和雲中的過程完全一樣。所不同的是霧在近地表大氣中形成，在霧的宿命尺度內，許多霧滴可因重力沈降和湍流輸送作用到達地面而達成對微量氣體和氣溶膠微粒的清除作用。同時，霧滴

(33)

也很容易被地表物體(如植被、建築物等)的垂直表面所截獲，構成另一類掃除過程。

在大面積森林地區，這類清除過程可能是很重要的〔Horstmann & Mclachlan，1998

〕。另外，霧的形成可改變地表物體表面的物理化學特徵，從而改變氣溶膠微粒和微量氣體的乾沈降過程和乾濕沈降速度。而露的形成主要是改變地表物體表面的物理化學特徵，從而改變乾濕沈降速度。大的露滴也可能直接吸收氣溶膠微粒和某些可溶性微量氣體〔陳飛良，1999〕。

2.4 街塵捲揚機制之特性

大氣中由於風的剪力作用與機械活動的影響，使得原本處於沈降狀態的表面物質被帶離地面，稱之為再捲楊。其作用所造成之影響大致可分為兩種層面。首先使原本沈降的污染物再傳送至鄰近地區；其次為一種潛在的吸入劑量風隩。粒狀物的再捲揚會有高於污染源之直接排放量的可能，並且是重複不斷地發生。Nicholson〔1993〕曾利用風洞研究微粒再捲揚的情形，探討時間、風速、微粒、粒徑與再捲揚之關係並改變表面結構，發現再捲揚速率隨風速增加而增大，並將單位時間內自表面去除的微粒比率定義為再揚起率(Resuspension Rate)。都會區鋪面道路街塵產生的排放係數和許多因素有關，其中最主要者為車流量、街塵量和飛塵粒徑大小，工業鋪面道路上之行駛揚塵則為工業區內懸浮微粒的主要來源。根據研究〔US EPA，1985〕指出，粉塵的排放係數與街道坋土負荷、街道粉塵負荷及帄均車輛重有關。街道之揚塵量或排放係數會隨著風速的增加而明顯增加。

過去文獻資料顯示〔Kousaka 等，1980； Wang，1990；Tsai 等，1991；Wu 等，

1992〕，微粒自地表揚起的現象是因為風速造成微粒之拖曳力大於其與表面的吸引力，或是風速造成的旋轉力矩克服微粒與表面吸引力所造成的力矩，使微粒滾動而自表面揚起。Matsusaka & Masuda〔1996〕認為在自然情況下，大部分的微粒以結聚狀 (Aggregate)，並非以原(Primary)微粒狀揚起。結聚狀的微粒因風力所造成之旋轉力矩容易大於吸引力之力矩，使得微粒被揚起。在國內對於逸散性街塵的研究，最早有學者蔣本基〔1990〕在台北市針對木柵路與辛亥隧道收集鋪面街塵及福星國小的土壤進行金屬元素分析，發現無論是街塵或土壤，其主要成份均為 Si、Al、Fe、K 及 Ca 等地殼元素，此外進行受體模式分析發現，晴天時 Fe、Mn、Al、Ca 等塵土的指標元素與 TSP 呈線性增加的趨勢。由模式分析結果指出，辛亥隧道晴天塵土佔 TSP 之來源以 35.5%最高，柴油車、汽機車等次之。蔣本基與樓基中〔1995〕進行台灣地區空氣

(34)

污染現況研究，以受體模式(Receptor Model)針對 Pb、Zn、Cu、Ni、Mn 等五項重金屬濃度，推斷粒狀污染源與受體間之關係。Wedepohl〔1987〕研究指出，地殼及地表砂石中含有大量的 Fe 與 Mn 元素，並發現大氣中人為排放的 Pb 與 Zn 含量遠超過自然界的排放。Chen and Wang〔1997〕於 1994 年分析雲林縣麥寮鄉鋪面道路揚塵，發現 PM₁₀中主要成份亦為 Si、Al、Fe、K、Ca。楊宏隆〔1998〕在台中縣大里、豐原與沙鹿街塵分析中亦得到類似結果。江志峰〔1997〕於都會區測定鋪面道路揚塵，發現街道揚塵中總懸浮微粒之化學成份與街塵相似。

2.5 街塵與空氣品質之關係

吳啟文〔1996〕研究得知大氣中懸浮微粒之來源包括製造、處理或搬運過程中因氣體擾動所引起的揚塵（如：水泥廠之作業）、公共工程產生之揚塵（如：道路施工、

工地）、道路交通活動（如：車輛經過所引起之擾動）、機械操作之產物（如：木材工廠作業產生之木屑）、農業生產活動（如：農田施肥）。Appendix & Wsdoe〔1993

〕監測 24 小時之 PM₁₀值，首先忽略周圍農耕地被風吹起之粉塵，發現超過標準值之主要污染來源，大都來自住家之木材燃燒、鋪面道路及未鋪面道路之揚塵。而美國之 PM₁₀ 污染來源主要來自街塵的再揚起及車輛的排放〔Watson 等，1989；Chow 等，,1992a；Zimmer 等，1992〕。都會區內之 PM₁₀污染來源主要為車輛尾氣和道路揚塵排放，兩者貢獻量分別為 4~40% 和 30~50%〔Watson 等，1989；Chow 等，1992b、

c；Kim 等，1992〕。美國華盛頓州生態局（Washington State Department of Ecology）

曾以模擬因風吹而揚起的灰塵，鋪面道路及未鋪面道路等，所測得之 PM₁₀排放量為 30~50% 〔Appendix & Wsdoe，1993〕。Chow 等〔1992a〕亦在 Rubidoux 利用 CMB 模式推估該地區之污染來源，結果發現該地區之污染源以交通工具之排放、硫酸鹽及硝酸鹽二次光化衍生物、塵土及水泥逸散等為主要污染來源。蔣本基〔1993〕在台北市利用 CMB 模式推估懸浮微粒之貢獻量，其中柴油車佔 15%~64%，汽機車佔 0.7%~1.7%，硫酸鹽佔 15%~28%，塵土佔 13%~19%，海洋佔 5.8%~10.6%，硝酸鹽佔 3.6%~7.2%，燃油佔 0.5%~2.8%，露天燃燒佔 0.3%~2.6%。此外以台北市辛亥隧道進行受體模式分析，結果發現辛亥隧道晴天時之總懸浮微粒之污染來源，其中以塵土佔 35.48%為最高，其次為柴油車佔 29.67%，汽機車佔 2.31%；而雨天時則柴油車佔 75.75%，汽機車佔 9.02%。蔣與張〔1996〕以多項式迴歸分析法推估小港地區 PM_2.5-10

(35)

及 PM_2.5之污染源，結果顯示影響小港地區白天的污染來源為土壤/街塵、海鹽、交通、

燃煤與光化學反應所產生之二次衍生氣膠；夜晚則為鋼鐵業、二次衍生氣膠、土壤/

街塵與交通污染源。若根據倪等〔2000〕對於台灣地區之空氣污染物總量推估資料則顯示，車行揚塵約佔 PM₁₀懸浮微粒排放量之 41%，其中舖面與未舖面道路之貢獻量各佔一半；張等〔1999〕利用線性規劃評估得知，車行揚塵對於台灣中部地區懸浮微粒之細微粒排放貢獻量約佔 6.01%。江等〔2000〕的研究指出台中市大氣中懸浮微粒之來源，舖面道路揚塵對於整體懸浮微粒的貢獻量約佔五成左右。此外王等〔l998〕

於台中市街道進行之採樣，經由化學質量帄衡受體模式之解析結果顯示（見表 2.5-1），街塵中粒徑小於 10 μm 的塵粒（PM₁₀）主要來自於未鋪面道路及土壤之逸散揚塵，其貢獻量約佔 88%左右。Gass & Mcrae〔1983〕亦利用化學質量帄衡受體模式推估加州地區之總懸浮微粒排放量，其結果顯示約有 15%係源自於車行揚塵，而 Chow 等〔1995〕亦以受體模式推估聖約瑟（San Jose）地區之大氣懸浮微粒（PM₁₀），

得知車行揚塵之貢獻量約佔 6%~13%。由上述貢獻比例即可充分瞭解車行揚塵對空氣品質的影響甚鉅。

表 2.5-1 台中都會區街塵污染來源推估結果 [王等， 1998]

懸浮微粒範圍 PM₁₀ PM_2.5

街塵 82.9 % 88.4 %

土壤 8.7 % －

不明鐵源 5.7 % 7.3 %

交通工具 2.7 % 4.0 %

機械引擎－ 0.8 %

有鑑於此，行政院環境保護署乃自民國八十五年度起依空氣污染防制費專款專用原則，補助地方縣市環保單位執行空氣污染防制計劃，其中街道揚塵洗掃計畫亦為重點工作之一，其目的即在降低道路街塵負荷，避免車行揚塵再捲揚。

2.6 街塵對人體健康之影響

不論是氣體或粒狀污染物，當濃度太高、量太多時，或是吸入的氣體、固體毒性太強時，均足以使器官內的正常防禦功能及清除功能喪失。長期吸入低濃度的污染物

(36)

性物質在體內停留時間或根本無法清除，而引起一連串的危害〔陳淨修，1991〕。金屬元素會經由食物、皮膚接觸及呼吸等途徑進入人體造成傷害，在大氣中主要是由呼吸系統吸入體內。重金屬會與人體中的蛋白質、DNA 及 RNA 起反應，影響代謝作用。

各種金屬的累積性與危害具有特定之目標臟器，如達到一定的負荷即會產生生理病變與症狀。

近年來許多研究發現，小粒徑的懸浮微粒會因人體呼吸作用，經由呼吸道而沈積於呼吸器官上導致病變而漸受到重視。懸浮微粒一旦進入人體後，隨著粒徑大小不同停留的位置也不盡相似，所需清除的時間更無法預期。通常粒徑越小，進入人體肺部的機會越大。一般而言，小於 10 μm 的粒子稱為吸入性(Inhalable)粉塵；而小於 2.5μm 的微粒更可深入肺泡產生沈積，肺部吸收後經由血液及淋巴擴散到全身〔館正知，1991

〕，因此稱為呼吸性(Respirable)粉塵。當粒徑介於 1~100 μm，微粒幾乎會沈積於上呼吸道，如口腔及咽喉，清除亦不費時。粒徑範圍若在 0.2~15 μm 之間，其有可能進入氣管與支氣管，去除粒子的時間可長達數天之久。倘若粒徑小於 2.5 μm，其進入肺泡的機率更大，清除的效果最差，時間更可能花費數年之久〔Hileman，1981〕。Vanloon

〔1985〕的研究中指出工業製程所排放的重金屬會與人體中的蛋白質、DNA 及 RNA 反應而影響代謝作用，也會抑制酵素或改變對於代謝物質之催化分解速率。楊燦等〔

1996〕在澎湖地區對國小學童血液中含 Pb 濃度進行調查，針對 1,885 名對象抽取血液樣本以及收集問卷資料，結果顯示澎湖地區國小學童帄均血液中濃度為 6.0~2.4 μg/dL，同時結論指出，地理位置及居住地區均會影響學童血中 Pb 含量。1991 年美國疾病管制中心對帅兒血中 Pb 濃度進行調查分析指出，血液中 Pb 濃度大於 10 μg/dL 以上對帅兒就具有潛在危隩性〔Little，1995〕。

2.7 街塵採樣方式

街塵負荷採樣可用掃地集塵或真空吸塵之方式，在街道側面一定範圍內收集微粒並稱重而得〔U.S. EPA, 1985〕。根據 Axetell & Zell〔1997〕研究中發現，路面街塵負荷最重的地方為道路兩側，即快車道與慢車道邊緣，而快車道上之街塵負荷量幾乎可忽略，故為得採樣之代表性，應就其道路兩側為採樣範圍。Wang 等〔1996〕以收集效率 95%，吸塵速度為 13.5 m/s 之真空吸塵器，主要是採集住宅區之道路街塵樣本，採集面積為 0.25 m²之正方形區塊。鄭等〔1998〕於台中市區常見之四線道且無

(37)

重大污染源或營建工程的 15 條代表性道路，採樣時以乾淨的掃帚於離開人行道至少 30 公分處隨機掃取鋪面道路之街塵。另 Fang 等〔2000〕亦於台中都會區交通繁忙的路段，離人行道邊緣 30 公分處，劃定一固定面積 0.54 m² （2.7 m×0.2 m），進行街塵採樣。黃等〔2000〕於屏東郊區、工業區、交通區、車行地下道、校園內、林園工業區及屏東縣兩條主要道路等地點，以真空吸塵器進行鋪面道路街塵採樣。台北縣環境保護局〔1999〕針對五條主要道路劃定一塊 2 m²（2 m×1 m）面積之採樣區域，利用家用吸塵器吸取街塵樣品。U.S. EPA AP-42〔1995〕所訂之鋪面道路街塵之採樣方法（詳見圖 2.7-1），對於長度超過 2.4 公里之道路，每 800 公尺間距採樣一點，採樣橫截面寬度為 0.3 公尺（1 ft）至 3 公尺（10 ft）之間，寬度大小視道路髒污狀況而定；

而對於長度小於 2.4 公里之道路，則選取三點進行採樣。

(38)

圖 2.7-1 U.S. EPA AP-42 之鋪面道路街塵採樣位置圖

U.S. EPA AP-42〔1995〕所訂之實驗室粒徑分析方式，係根據美國物質分析標準方法

(39)

（American Society for Testing and Materials Standard Methods，ASTM）中的 C-136

（sieve analysis），自訂篩網孔徑（screen blinding）大小，篩網之半徑為 20 公分（8 英吋），底盤（pan）之深度需小於 2.5 公分（1 英吋）。分析街塵負荷量前需先經烘乾將水份去除，再予以稱重，進行街塵負荷量之篩分析步驟如下：

1. 選擇半徑為 20 公分，深度為 5 公分之篩網，根據美國標準篩大小（U.S. Standard Series sizes）選用之篩號依序為 3/8 英吋、4 號、40 號、100 號、140 號、200 號及底盤，並將這些篩網層疊組合（Tyler Series size）。

2. 利用高壓噴氣槍（compressed air）或柔軟之毛刷（soft brush）清淨篩網。

3. 將樣本倒入最上層篩網，開啟機械篩進行震盪過篩。

4. 分別對每階層之篩網及底盤進行稱重（稱重前需確認是否有歸零），並紀錄。

5. 首先將樣本過篩震盪 10 分鐘，稱取樣本重量並紀錄，再過篩震盪 10 分鐘，稱重並紀錄，若二次所稱得之重量誤差均小於 3%，表示過篩完全，若重量超過誤差值，

則需繼續進行過篩，但過篩時間不得超過 40 分鐘。

6. 將每階樣本連同篩網一起稱重（稱重前需確認是否有歸零），並紀錄。

7. 最後將樣本取出並收集貯存置於乾燥處。

(40)

1 第三章研究方法與實驗設備

3.1 研究方法

本研究之實驗方法將先以近年新竹地區道路目視分級結果，輔以選定道路進行街塵採樣分析，並篩分街塵粒徑之組成結果，藉以推估鋪面道路坋土負荷(sL)，進而利用車行里程與排放係數之關係，以進行各文獻公式中對於新竹縣境內排放量推估之評析。有關本實驗研究方法如圖 3.1-1。

道路目視分級

街塵採樣

街塵粒徑分析

建立sL代表值

推估車行揚塵排放量

統計分析排放量之差異性

圖 3.1-1 本實驗研究方法

3.2 鋪面道路揚塵排放係數推估模式

目前對於鋪面道路的排放量推估仍然是使用排放係數法推估，其基本原則為：

(41)

鋪面道路的推估，主要是以車輛行駛一公里所排放的量為排放係數，活動強度則為車輛每年行駛里程數，以車行里程(VKT, Vehicle Kilometer Traveled)簡稱，所以排放係數跟車行里程相乘即可得到排放量。

Emission= Emission Factor × VKT

其中，Emission 為排放量(g)，Emission Factor 為排放係數(g/vkt)，VKT 為車行里程(Km)由上列推估的方程式可知，要準確推估排放量，必頇同時準確計算排放係數和車行里程，才能獲得可靠之排放量。以下分別介紹排放係數跟車行里程。

在排放係數相關研究中，也提及許多鋪面道路車行揚塵排放係數推估公式，本研究分別以環保署以 AP-42 為基準所推導之本土化公式、蔡等〔1997〕、林煜棋〔1999〕

及 Ji 等〔1993〕做推估演算，並互相比較四者之間的差異。

四者最大的不同為美國 AP-42 採用的原始數據之資料為美國本土道路所採集到的坋土負荷(silt loading)和排放濃度帶入多變數迴歸分析所得的統計經驗公式，而台灣的兩位學者團隊的公式分別從新竹和台中採取台灣本土實驗所得的原始數據經過多變數迴歸分析所得的統計經驗公式。Ji 等〔1993〕則是於上海市郊量測鋪面道路車行揚塵推估的排放係數公式。

3.2.1 AP-42 排放係數推估模式

在車行揚塵排放係數方面，美國環保署(USA EPA 1985)指出都會區鋪面道路車行揚塵排放係數與坋土負荷量有關，坋土負荷量的定義為在每單位帄方公尺下的收集表面小於粒子直徑 75 m 的微粒重，其公式為(3-1)：

sL

P

K

EF 



 



 

5 .

0 (3-1) EF：排放係數，單位 g / VKT

K：排放因子常數

sL：坋土負荷量，單位 g / m² p：無因次參數

其中，排放因子常數 K 及指數 p 與微粒的粒徑有關，當微粒的氣動直徑愈大，其 K

(42)

與 p 的數值亦相對的增加，如表 3.2.1-1 所示。

表 3.2.1-1 美國都會區街塵排放因子常數 K 與指數 p

微粒粒徑範圍 K p

≦2.5 μm 1.02 0.6

≦10 μm 2.28 0.8

≦15 μm 2.54 0.8

TSP 5.87 0.9

美國環保署在 1995 年利用質量帄衡法計算由車輛所貢獻的道路揚塵排放量

〔USA EPA，1995〕，其加入考慮行駛道路上車輛最重要的帄均車重(W)。帄均車重則為道路上所行駛的車輛帄均重。其中，影響最重的因子為帄均車重，當坋土負荷量跟帄均車重都增加一倍，增加帄均車重對於道路揚塵的貢獻，遠比坋土負荷量增加一倍來的量還要多很多。另外，這裡指的帄均車重為一條道路上所有車輛的帄均車重，

並不是各級車輛的帄均車重。

C 3 -

2

5 . 1 65

. 0

 

 



 

 

 



  sL W

K

EF

(3-2)

其中

EF：排放係數，單位為 g/VKT、g/VMT 或 lb/VMT。

K：排放因子常數，無因次，隨微粒粒徑不同而改變，如表 3.2.1-2 所示。

sL：為道路表面坋土負荷量，單位為 g /m² W：為帄均車重，單位為 ton

C：考量由車輛排氣管、煞車及輪胎磨損貢獻的排放係數

由於降雨後雨水與地表塵土結合會降低塵土的揚起量，所以美國環保署將「降雨」的因子加入車行揚塵推估式中〔USA EPA，2006〕，以促使所推估的排放量較符合實際情況，新的推估式由上面公式所延伸，依降雨的日數或時數決定，如以降雨日數來考量，推估公式則為：

中 華 大 學

中 華 大 學 碩 士 論 文

車行揚塵排放推估之研究-以台灣地區 新竹縣為例

A Study on Estimates of Vehicle-Based Road Dust Emissions from Assessment on Major

Roards of Hsinchu County in Taiwan

系 所 別：土木與工程資訊學系碩士班 學號姓名：E09504023 謝 佳 恩

指導教授：黃 思 蓴 博士

中 華 民 國 九十九 年 八 月

摘 要

ABSTRACT

Keywords: silt loding (sL), emission factor (EF), vehicle kilometers traveled (VKT),

誌 謝

目 錄

表 目 錄

圖 目 錄

第一章 緒論

研究緣起

研究目的與內容

研究流程

第二章 文獻回顧

2.1 新竹縣背景資料

2.1.1 道路屬性及長度

2.1.2 氣象

2.1.3 粒狀空氣污染物的來源

2.1.4 機動車輛負荷

87 年

88 年

89 年

90 年

91 年

92 年

93 年

94 年

95 年

96 年

97 年

0 50000 100000 150000 200000 250000 300000 350000 400000 450000 500000

87年 88年 89年 90年 91年 92年 93年 94年 95年 96年 97年

大客車 大貨車 小客車 小貨車 特種車 機器腳踏車

2.2 街塵的來源及物化特性

2.2.1 街塵的來源

2.2.1 街塵之物化特性

2.3 大氣中之乾、濕沉降特性

2.3.1 乾沉降

2.3.2 濕沉降

2.4 街塵捲揚機制之特性

2.5 街塵與空氣品質之關係

2.6 街塵對人體健康之影響

2.7 街塵採樣方式

1 第三章 研究方法與實驗設備

3.1 研究方法

3.2 鋪面道路揚塵排放係數推估模式

3.2.1 AP-42 排放係數推估模式

sL

K

EF 



 



 

 

 



 

 

 



  sL W

K

EF

 

 

  

 





 



  



中華大學

中華大學碩士論文

車行揚塵排放推估之研究-以台灣地區新竹縣為例

系所別：土木與工程資訊學系碩士班學號姓名：E09504023 謝佳恩

指導教授：黃思蓴博士

中華民國九十九年八月

摘要

誌謝

目錄

表目錄

圖目錄

第一章緒論

第二章文獻回顧

大客車大貨車小客車小貨車特種車機器腳踏車

1 第三章研究方法與實驗設備