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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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

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研究生：黃于珊

中華民國 106 年 7 月

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摘要

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Abstract

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致謝

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目錄[請自行訂定]

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圖目錄

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表目錄

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第一章前言

[文件格式仍需調整..尤其在文件分層開頭位置需統一及切齊部 分][文獻作者寫法有誤，請看學長姐的論文或在平台都說明][大部的參考文獻要找到及使用ENDNOT 去編緝..實驗平台都有說明]

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。

台灣的淨水場水源大多從河川及地下水為主，但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。

實廠操作問題、探討操作參數[濾床出水水質問題?尤其在消毒副產物、台大環工所有幾篇論文…..生物活性碳濾床之問題也未具體說明…………

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，

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

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瞭解有機物性質於結晶軟化/快濾床及後臭氧/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) 及山鳯 (FS) 淨水廠，並於 2015 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，本研究利用螢光激發發射光譜儀及紫外吸收光譜儀光吸收值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???????進行分子量量測，

並藉由????????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：於結晶軟化/快濾床及後臭氧/生物活性碳濾床出水之變化探討，各水廠八次採樣 (2015 年 3 月至 2016 年 12 月期間)並分析有機碳含量及分子量大小，及比較螢光激發發射光譜之特徵波峰，

與紫外波吸值如 A254 與 200-400 nm 之吸收面積，藉此瞭解不同處理單元對不同有機物性質處理之能力。

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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 需先說明快濾池之目的??????????

再說明濾料的種類、規格.. 甚至製造方式 … [ 包括錳砂 (manganese sand) 、無煙煤 (anthracite) 、濾砂 (sand) 、拓榴石 (garnet) 及活性碳 (active carbon) 等]

淨水廠原水中含有砂土等無機物、腐植質等有機物及細菌、微生物、藻類等，因此需加入適量化學混凝劑，經快混、膠凝程序後會形成膠羽顆粒，接著流入沉澱池利用重力沉降方式將大部份的濁度物質去除 (林信忠,2011)。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，說明兩者間之操作方式差別……及應用條件及操作困難或其它

而濾料又可分為錳砂 (manganese sand) 、無煙煤 (anthracite) 、濾砂 (sand) 、拓榴石 (garnet) 及活性碳 (active carbon) 等，濾床可依照不同濾料之組合分為單層、雙層及多層濾床，說明三者間之操作方式差別……及應用條件..及操作困難或其它

而快濾池依歐陽嶠暉(2005) 之研究，依??????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。

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，

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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。

以下紅字部分自己再讀看看..應如何調整為佳??????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，亦可依反洗方式分為全池暫時中斷過濾(如韋勒式快濾池及綠葉式快濾池)，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2-1(經濟部水利署，2011)。

重力式快濾池以自然流下方式，濾池上無蓋，一般以鋼筋混凝土建造，公共造水快濾池通常採用此式 (蔡吉軒,2001)。而此種過濾方式，其反洗方式藉由空氣及清水由過濾方向相反進行清洗，在反洗之操作，需先將水位降至濾床上方數公分，在由氣洗管以

6.5~7.5mm/s 之速率由集水裝置導入空氣(歐尚鑫，2003) ，此時，濾砂因附著在由砂層中冒出的氣泡表面而被帶起呈現之介面。由於受到空氣攪拌的濾砂其表面的浮渣以及污垢逐漸脫落至水體，濾池中的水會呈現混濁的狀態。接著，將向上流的反洗水以一定的流速(不使濾砂被洗出濾池)使濾料層體積膨脹且呈現類似液化的狀態，砂粒間的空隙會增加且砂粒亦會受到擾動而旋轉，而顆粒間在表面相互產生刷洗作用(scouring action)去除掉附著於表面的沉積物。但一般反洗之速率，只需讓濾料層呈現流體化之流速及產生較小之膨脹率即可，因增加反洗的流速會使顆粒間的距離過大而降低刷洗作用。

過高的反洗速率也會導致濾沙流失及用水浪費。

快濾法適合於原水配合化學混凝沈澱為使用原則，因為濾速大，

故應在化學混凝沈澱前時預先除去原水中之高濁度物質，否則將迅

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速阻塞濾層、縮短濾程、降低過濾效率（高肇藩,1990）。隨著其他過濾單元的發展及改進後，慢濾池的缺點也相對明顯，當對水需求量增加的同時，所需的占地也增加。

表 2-1 國內常用之各類過濾型式及特性

特性

型式水頭提供濾速反沖洗方式

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

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壓力式水洗

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（Yao et al., 1971；Tobiason and O’Melia., 1988）。

傳送機制為以下五種作用力（Ives., 1982）：

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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。以往相關研究顯示，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)：

　　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 1μm 時（約在 5-25μm），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 氏等人（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。

E.慣性作用(Inertia Impaction)：

　　慣性作用在氣體過濾傳輸相當重要，但是在水的過濾方面則可忽略。

(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

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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，可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 1μm 以擴散作用和布朗運動去除為主要方式。

2-1-2-2 濁度之移除[可以引實廠或不同於實驗室研究..論文.約各 6 篇.

中英文多討論]

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）。

依許慧琳(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（圖2-1），濁

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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。

圖2-1 南化淨水場快濾池於不同原水濁度時，濁度去除率之變化(許慧琳等，2007)

2-1-2-3 有機物之移除[可以引實廠或不同於實驗室研究..論文.約各 6 篇.中英文多討論]

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)。

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)。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。

2-1-3 影響快濾床操作性能之因子

M. A. BOLLER (1995)[文獻作者寫法有誤]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

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響（Sakthivadivel et al., 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 (Snoeyink et al.,1997)。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,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，在淨水工程與廢水處理、

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水回收再利用等方面具有廣泛運用。

表2-2 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

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。

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可在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2-3 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)：

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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(Langlais 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，

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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，稱之為弱化學性吸附；

離子鍵時，則為強化學性吸附，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

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　　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(Schideman 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 (Lineng 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。

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 2mg/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 3mg / 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 1mg / 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3mg / mg C 形成約 0.13mg / 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0.5mg/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

(24)

C 時 TOC 濃度會降低。而蘭辛湖水添加臭氧劑量為 0.75mg / mg C 時BDOC 濃度從 5.04mg / L 增加到 6.06mg / L；劑量為 1.5 和 3mg / 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。

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(涂瑞澤等，2001)。

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2-4)，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 2-4 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)

(25)

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- 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2-2)。

圖2-2 MAWTP 淨水廠之總 TOC 及臭氧程序之 TOC 去除率 (Niazi et al.,2017)

補文獻 2-2-4-4 反洗時間

(26)

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之作用。補文獻

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, 1985)。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 and Sillanpää，2010）。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)：

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 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)

(27)

兩部分(Thurman and Malcolm, 1981; Kim et al., 2006)。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 (1976) 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)，其中羧基在黃酸中佔有較大的比例，故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)。

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2-5。而表2-5 之各種方式不足以

(28)

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2-6。

表2-5　有機物之替代參數 (Yang Pana 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2-6　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

(29)

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 - 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

2-3-3 生物可分解有機質量測

2-3-1 Assimilable organic carbon(AOC)

2-3-2 Biodegradable dissolved organic carbon (BDOC) 2-3-3 生物可分解有機質對配水管網水質之影響

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，

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

(30)

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。

表 2- 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

　　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- (Chen et al., 2003)。

(31)

圖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 and Peiris et al., 2010 and Anu Matilainen et al.,2011)。關於水樣的主要螢光範圍及成分，如表 2-(Anu Matilainen et al.,2011)。

根據A.M. Tye et al. (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。

依S.A. 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

(32)

個淨水廠測定 NOM 之 EEM。Loenderveen / Weesperkarspel 的淨水程序為混凝沉澱，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。

對於所有分析的水樣，陸生腐植質C1 和 C2 的 Fmax高於腐植質 C3、C5 和 C6 以及蛋白質 C4 和 C7。而對於原水樣品 C1 和 C2 的平均Fmax分別為1.63 和 1.64RU; 對於腐植質成分 C3、C5 和 C6 分別為 0.50、0.42 和 0.39; 對於蛋白 C4 和 C7 分別為 0.57 和 0.25。酪氨酸 C7 的 Fmax幾乎低於任何其它的Fmax，而色氨C 4 的 Fmax與腐植質成分 3、C 5 和 C 6 的 Fmax相當。這些結果顯示樣品主要是腐植質，但它們不足以在沒有各自的量子產率的先前知識情況下得出關於所有七種組分的相對濃度的結論。由於螢光強度與螢光團之濃度及量子產率成比例，因此成分的相對螢光強度的差異可以是組分濃度和量子效率的差異的反映。平均來說，腐植質佔所有樣品約70％

（Baghoth et al.,2009）。

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-)(Anu 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,

(33)

1982)。

表2- 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

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-。且吸收值會隨著 pH、芳香族、總碳含量及分子量

大小變化 (Chen et al., 1996)。

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- 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.

(34)

(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- 所示。

表 2-　SUVA 值與有機物性質分佈及去除效果之關係 (Edzwalds

& 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

(35)

第三章研究架構、系統操作與參數分析

3-1 研究流程之規劃

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，

鳯

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

(36)

圖3-1 研究架構圖

(37)

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

(38)

快混池

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

2 池，3.2(m) × 3.0(m)× 3.6(m)

機械/水力攪拌

快混池A

2 池，2.6(m) × 2.6(m)× 4.1(m)

機械/水力攪拌

膠沉池

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

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

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

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)

(39)

快濾池

平均日設計出水量：405,000CMD

雙層濾料深層快濾池

14 池，15.0(m) × 9.6(m)× 5.0(m)

平均日濾速：206.4m/d

第一層無煙煤有效粒徑 1.2~1.5mm，深度 0.8m

第二層濾砂有效粒徑 0.5~0.6mm，深度 0.4m

第三層濾石有效粒徑 6.7~13.2mm，深度 0.1m

反洗水流速：40m/hr

反洗空氣流速：55m/hr

接觸時間：17 min 後臭氧接觸

池

6 池，22.6(m) × 5.6(m) × 7.4(m)

平均日接觸時間：12min

CT 值：1(mg．min/L)

生物活性碳池

14 池，濾池尺寸 15.0(m) × 9.6(m)× 6.8(m)

平均日濾速：10m/hr

接觸時間：12 min

單一濾料活性碳層，深度 2.8m ，有效粒徑 0.5~1.0mm

反沖洗水速率：25 m³/hr

反沖洗空氣速率：55 m³/hr 清水池

矩形 RC 構造一座

1 池，186m(L) ×83m(W)× 6.3(WD)× 7.0(H)

體積：97,000m³

(40)

表 3-3 鳳山淨水廠民生淨水各單元設計規格

淨水處理單元單元設計說明

快混池

2 池，5.0 (m)L × 5.3 (m)W× 4.7m (WD)

機械式攪拌

平均日接觸時間：82.65 sec

設計 G 值：421 sec-1 膠羽池

豎軸攪拌型式

6 池，7.8 (m)L × 7.8 (m)W× 3.5m (WD)

平均日停留時間：30.4 min

3 段 G 值：69.9 sec-1、57.1 sec-1、40.4 sec-1 沉澱池

傾斜板沉澱池

5 池，25.0 (L)m x5.6 (W)m x 4.86 (WD)m

平均日停留時間：1.35 hr

平均日表面積負荷：86.4 CMD/m2 結晶軟化槽 平均日設計出水量：321,040 CMD

6 池，4.8 (m)L ×4.8 (m)W× 6.58m (WD)

平均日 E.B.C.T：4.13 min

快濾池

雙層濾料深層快濾池

12 池，16.0 (m)L × 8.8 (m)W× 4.5m (WD)

平均日濾速：165.6 m/d

第一層無煙煤均勻係數：1.4，有效粒徑 1.0 mm，

厚度 0.6 m

第二層濾砂均勻係數：1.5，有效粒徑 0.5 mm，厚度 0.4 m

反洗水流速：36.9 m/hr

反洗空氣流速：53.4 m/hr 臭氧接觸池

4 池，11.75 m x9.0m x 6.05 m(WD)

平均日接觸時間：37.04 min（一池停用）

平均日表面水力負荷： 460.1 m3/h.m2 （一池停用）

生物活性碳池

14 池，濾池尺寸 15.0 m(L) × 9.3 m(W)× 4.95 (WD)× 6.8 (H)

平均日濾速：6.08 m/hr

單一濾料活性碳層，有效粒徑 0.9 mm

活性碳的深度 1.60 m

4 池，16.0 (m)L × 8.8 (m)W× 4.95 (WD)× 6.8 (H)

平均日濾速：6.06 m/hr

單一濾料活性碳層，有效粒徑 0.9 mm

活性碳的深度 1.60 m 清水池 矩形 RC 構造一座

2 池，100 m(L) ×80 m(W)× 3.8 (WD)× 4.0 (H)

體積：30,400m3

(41)

3-3 實驗參數分析 3-3-1 基本水質 3-3-1-1 鹼度

水中之鹼度 (alkalinity) 為中和酸性水之能力，自然中水鹼度之主要來源是弱酸鹽、碳酸氫根(HCO3-)為主要之形式，本試驗是環保署公告方法檢測水中鹼度採滴定法(NIEA W449.00B)，取水樣 100 mL 並加入 2 滴 P.P 指示劑，水樣呈粉紅色使 pH 值>8.3，再以 0.02N H2SO4滴定至無色，

在滴入 2 滴 M.O 指示劑呈黃橙色，再以硫酸滴定至桃紅色，依(3-1)式由硫酸之消耗量求得水樣中之鹼度。

鹼度(mg/L as CaCO3 ) = A × t ×1000

V (3-1) A：使用標準酸的體積(mL)

N：標準酸的當量濃度

t：標準酸滴定濃度(mg CaCO3 /L) V：樣品體積(mL)

3-3-1-2 硬度

　　水中之硬度是由於溶有鈣、鎂及鐵等金屬氯化物、硫酸鹽及酸式碳酸鹽而造成。高硬度的水在鍋爐中加熱，會形成鈣鹽和鎂鹽的沈澱，俗稱鍋垢。鍋垢會降低熱的傳導性，影響鍋爐效率，並妨礙水在管線中流動。水中硬度通常以每公升水中含有多少毫克碳酸鈣(mg/L as CaCO3)表示。　　

　　根據環保署公告方法檢測水中硬度採 EDTA 滴定法(NIEA

W208.50A)，取水樣 50 mL 加入 1 mL 的緩衝溶液，使 pH 值<10±0.1^，再加入 3 滴 EBT 指示劑呈酒紅色，再以 0.01M EDTA 溶液滴定，滴定水樣直至水樣顏色由紫紅色變為藍色，依(3-2)式由 EDTA 之消耗量求得水樣中之檢度。

硬度(mg/L as CaCO3 ) = A × B ×1000

V (3-2) 式中A：扣除空白水樣後消耗之 EDTA mL 數

B ：標準鈣溶液之 mL 數/標定 EDTA 所消耗之 EDTA mL 數 V ：水樣體積( mL )

3-3-1-3 pH

　　^{在水供應方面，}pH 是一種必須和化學絮凝 (Chemical

(42)

coagulation)、消毒、軟化與腐蝕控制一起考慮之因素 (Sawyer et

al.,1992)。依照環保署公告方法檢測水之氫離子濃度指數（pH 值）測定

方法－電極法。使用 pH 計(PC510, Eutech Instauments , Singapore) 3-3-1-4 濁度

　　^{水樣之濁度}(turbidity)是由於水中存在懸浮固體物、浮游生物及其他細小之生物等所引起，在特定之條件下，比較水樣和標準濁度懸浮液對特定光源散射光之強度，以測定水樣之濁度。本研究參考環保署NIEA W219.52C 以標準濁度懸浮液( Formazin Turbidity Stardand 4000 NTU, HACH, USA)配製成一系列濃度，進行濁度計 (2100P HACH, USA）之校正，校正完成後再將水樣裝入樣品試管中，以進行濁度之測定，其單位為NTU。公共用水濁度的重要性為下列三種 (Sawyer et al.,1992) ：

1. 可過濾性：因濁度越高，水的過濾就會越困難。而慢砂過濾已經不合實際效用。因高濁度的進水，會使得砂濾池使用時間縮短，而增加清洗之費用。若要使砂濾池操作有效而快速，

仰賴化學絮凝之程序已去除濁度的前處理。

2. 消毒：淨水廠之消毒，主要以氯消毒。為使得消毒有效，須使消毒劑和微生物接觸。混濁水中大部分的微生物暴露在消毒劑作用之下。

3. 外觀：公共用水之消費者，希望有權要求無濁度之飲水提供。

家庭廢水是高度混濁的。在飲水中，任何濁度都會提高廢水之汙染且有健康上之危害。

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

本研究以螢光光譜儀 (F-4500, Hitachi, Japan) 進行澄清湖和鳳山快濾床及生物活性碳濾床之螢光分析，取各濾床之進出水水樣，經 0.22 及 0.45µm 濾膜過濾，進行樣本之螢光分析時，設定激發發射波長之掃描。

分析前將實驗室之二段水柱於一公分之四面透明石英比色管中，並置入樣品掃瞄，作為空白掃瞄，隨後取八分滿過濾液進行樣本掃瞄，掃瞄後利用螢光圖譜分析軟體，將樣本圖譜扣除空白背景圖譜後，得到樣本之螢光圖譜。該設備光源採用氙燈作為光源，功率 150 W，偵測器採用光電倍增管，其功能除了傳統單一波長掃描外，

(43)

並具有三度位向測量 EEFM (excitation emission fluorescence matrix) 之功能，藉此功能可將激發及發射波長分別繪製於 X 及 Y 軸上，

並將螢光強度顯示於Z 軸，依光柵寬度設定，可產生大量之數據資料，儀器附屬分析 FL Solutions 軟體進行 3-D 圖譜之繪製，爾後將其數據輸出轉成 EXCEL.CSV 檔，原本 Excel.csv 矩陣型之數據，

經轉檔後變為直列型式數據並匯入 SURFER 後可繪製出與 FL Solutions 軟體相同之圖譜，最後利用 SURFER 軟體將螢光圖譜呈現出來，但使用 FL Solutions 軟體作為 EX/EM (Excitation/ Emission) 判讀效率較佳，故繪圖與圖譜之判讀為分開作業之方式。

表3-2 螢光光譜儀 (EEFM)之操作參數設定值

Parameter Value

Measurement type 3-D scan Data mode Fluorescence EX Start – End WL 200 - 400 nm EM Start – End WL 250 - 550 nm EX & EM Slit 10 nm

Scan speed 30000 nm/min PMT Voltage 700 V

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

將樣本以 0.22 及 0.45 μm 濾膜 (cellulose acetate, MFS, USA ) 過濾，將濾液以磷酸 (H3PO4, Merck, Germany) 酸化至 pH < 2 後，裝入棕色玻璃瓶中以 4 ℃ 冷藏保存。試驗時將棕色玻璃瓶取出至室溫後，

以高純氮氣曝氣約10 分鐘後，進行 DOC 之分析。將樣品以人工方式放入 TOC 測定儀 (Multi N/C 3000,Analytik Jena AG, Germany) 之吸取位置後，注入裝填有高感度觸媒(Lotix, Teledyne Tekmar, USA) 之高溫爐中，在 680 ℃ 下與氧氣反應生成 CO2 ，並藉載流氣體攜帶 CO2 流經無機碳反應器及除濕、降溫與乾燥，最後 CO2 送至非分散紅外線吸收偵檢器 (Non-dispersive Infrared Absorption Detector)

(44)

中並配合由一系列適當濃度之總碳(Total Carbon, TC) 標準溶液所得之檢量線，而測定出水樣之 TC 即可得水中之 DOC 值，其單位為 mg/L。由於樣本在分析前，利用酸化及氣提方式先行去除無機碳之步驟，去除揮發性有機物(Purgeable organic matter)，因此本分析方法所得之碳量稱為非揮發性溶解性有機碳。

3-3-4 分子量分析(Molecular Weight)

　　依 Her et al.(2004) 利用高效能液相層析儀 HPLC (L-7455, Hitachi, Japan)配合 DAD 偵檢器(Diode array detector)進行分子量之測定。移動相(Mobile phase)為 2.4 mM NaH2PO4、1.6 mM Na2HPO4及 25 mM Na2SO4混合成pH 6.8 離子強度 100 mM 之磷酸緩衝液，流速為 0.5 mL/min 。水樣以 0.45 μm 之濾膜 (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., USA)過濾非水溶性物質後隨即分析。分析管柱安裝於外部尺寸(W×D×H)：185 ×108 × 490 mm，烘箱尺寸：45 × 26

× 330 mm 恆溫箱(CH-900, ChromTech, Taiwan)內，固定溫度 30℃，

溫度穩定性±0.3℃，避免移動相因溫差所產生之氣泡干擾。DAD 偵檢器偵測波長設定為 210 nm ，分析管柱為 TSK HW-55S(Tosoh, USA) ，內徑、長度分別為 7.8 mm 及 300 mm ，內部填物為 hydroxylated methacrylic polymer，粒徑及平均孔徑大小為 20－40 μm 與125 Å，pH 穩定範圍為 2-13。為了得知樣本分子量分佈，以一系列已知分子量且分佈狹窄之高分子聚合物作為標準品(polyethylene glycol, PEG, Sigma, USA) 作為標準品，分子量大小為 410,000、150,000、50,000、25,000、5,000、1000Da，將標準品以移動相稀釋成適當濃度後，以150 μL 平頭微量注射針(Gasstight, USA) 抽取並注入體積為100 μL 之 Sample loop，由各標準品之 SEC 圖譜可得其停留時間與分子量之線性關係式，如圖3- 所示。

少圖

3-3-5 紫外光-可見光吸收光譜(UV Absorption Spectrometer)

測定 UV-vis 時，將紫外光及可見光譜儀（ U-2900, Hitachi, Japan）之波長範圍設定於 200-600 nm，測定前使用實驗室之超純水置於一公分之石英比色管中，並置入樣品槽，進行儀器歸零校正之步驟，隨後取約八分滿之水樣於一公分之石英比色管中，將其置入樣品槽內，進行樣本分析，紫外光及可見光譜儀之操作條件如表 3- 8。

(45)

表3- 紫外光及可見光譜儀參數設定值

Rameter Value

Measurement type Wavelength scan Data mode Abs

Start Wavelength 600 nm End Wavelength 200 nm Slit Width 1.5 nm Scan speed 400 nm/min

3-3-6 粒徑分析及表面電位測定

本研究利用界達電位分析儀(Zetasizer NanoZ, Malvern, U.K.)以 PCS (Photon correlation spectroscopy)法進行偵測溶液或懸浮液中顆粒之擴散速率，利用兩束雷射光束交叉於量測管內之靜止層(Stationary layer)，使其產生干涉條紋(Interference fringe)。樣品粒子在干涉條紋中移動時所產生之散射光，經由PM (Photo-multiplier)管收集後，以其強弱及變化速率，準確偵測出粒子之電泳速度，再計算出其界達電位值，本設備可量測之電位大小屬於沒有限制，即可測定之粒徑大小範圍0.3 nm ~ 10 m。界達電位其偵測原理為在充滿待測水樣之量測管兩側施以適當之電壓，利用電場之作用，樣品中粒子向其相反極性之方向移動，產生電泳速度 (Electrophoretic Mobility)。所偵測出之電泳速度，再以 Henry function 換算成界達電位。其算式如下：

μ_E=2 εzf (ka)

3_η ……….(3-) Z：界達電位

μE：電泳速度 (Electrophoretic Mobility) η：黏滯係數 (Viscosity)

f(ka)：Henry function 亨利函數

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ε ：電解常數 (Dielectric Constant)

界達電位分析儀(Zetasizer NanoZ, Malvern, U.K.) 是以 PCS (Photon correlation spectroscopy)亦可進行顆粒粒徑之量測，在偵測懸浮液中顆粒之擴散速率，利用兩束雷射光束交叉於量測管內之靜止層(Stationary layer)，接收到偏離原行進方向的雷射光，當粒子較小時，雷射光偏離的角度就會較小，反之，粒子較大時，就會產生較大的偏離角度，再透過算式(3-) 計算成粒徑大小，即可測定之粒徑大小範圍0.3 nm ~ 10 m。

d_h= K_BT

3 π η₀D ……….………..……(3-)

dh (nm)：水力直徑

Kb(J/K)：a constant of Boltzmann 波茲曼常數 T(K)：溫度

η

⁰^{(CP)：樣品黏度}

D(m²/s)：擴散係數

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第四章結果與討論

4-1 兩種濾床型式進出水中濁度、顆粒粒徑及表面電位之變化澄清湖及鳳山結晶軟化/快濾床及生物活性碳濾床基本性質

4-2 兩種濾床型式進出水中有機碳含量及分子量大小之變化

4-3 兩種濾床型式進出水中光譜特性之變化[以 EEFM 及 UV-全譜方式討論]兩種濾床型式進出水中有機物性質之變化[以總螢光強度及 五類有機分類、兩種螢光指數[請教學姐]..另 UV-VIS 的吸收係數函數的斜率變化

4-4 循環式濾床穩定化的操作分析 4-5

(48)

第五章結論與建議

5-1 結論 5-2 建議

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參考文獻

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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