大仁科技大學環境管理研究所
碩士學位論文
水中有機物光譜性質在高級淨水處理程序 單元之變動
The Variations of the Optical Properties of Organic Matters in the effluents from the operational units in the
Three Advanced Water Treatments
指 導 教 授 ：賴 文 亮 教授
研 究 生：林 建 立
中 華 民 國 一 00 年 柒 月
誌謝
論文的完成如同所有事物的成就，有著相同的規則，付出與支持。
於此，學生不敢妄論自身付出多少，僅對在這期間支持我者表示謝意。
每個幫助與鼓勵，如同一磚一瓦，難以詳述，但各自重要，以此為本，
受用無窮。因此，懷著誠摯的心感謝各位，謝謝。
至今，承蒙指導教授賴文亮博士指導，邱俊彥主任教導，於研究 至自身，皆蒙受其惠，致上敬意及謝意。實驗室現存成員，正偉、上 權、靜雯、曉蓉及明翰，有幸能與各位合作至現，倍感珍惜及感激。
期間，學長書豪、博名、勇廷及伯雄等對研究之耐心引導。慧秀、瑋 翰、坤信、韋宏、雅萍、育儒、偉鈞及諺彰等在期間的照顧，還有想 不到答謝他什麼的昱閔。特別感謝澄清湖淨水廠劉課長、拷潭淨水場 蔡課長、慈文及鳳山淨水廠陳小姐於採樣期間提供協助。
最後，永遠在背後支持我的親人們，默默的付出與支持，終成強 大的助力與動力，謝謝你們從始至終的栽培與體諒，我將懷此意念，
使其成為往後行走之力量。
摘要
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性質去除之差異性，由 於螢光激發發射光譜 (Excitation Emission Fluorescence Matrix, EEFM) 具有水樣量少、不需前處理、分析快速等優勢，運用此法進行水廠各 單元對有機物性質變化之監測，應有其發展之空間。本研究於99年8 月至100年3月間，選取南部三座高級淨水處理廠，包括澄清湖 (CCL)、
鳯山 (FS)、拷潭 (KT)淨水廠，利用螢光激發發射光譜圖及紫外光吸 收光譜進行有機物性質在不同淨水程序變動之探討，部分過濾單元樣 本亦測定分子量大小及胺基酸含量，藉以瞭解不同過濾單元因微生物 活性作用對處理後有機物性質之影響。
依目前實驗結果顯示，從EEFM圖譜發現，各單元出水之水樣，
在三處有明顯波峰，對應位置分別為：類黃酸Peak A：240-260/ 400-430 nm，類蛋白質之Peak B：220-230/ 300-350 nm及Peak C：270-280/
340-350 nm。三座淨水廠原水之有機物性質分佈相近，均以第V類的 似腐植酸 (Humic Acid-Like)物質為主，其次為第IV類之溶解性微生 物代謝物質(Soluble Microbial by-product-lik e，再者為第III類之黃酸 (fulvic acid)物質，最低之第I類之屬芳香型之蛋白質(Aromatic protein) 酪胺酸及第II類之芳香型之蛋白質(Aromatic protein)與BOD5有關之物 質的螢光強度值接近。99年10月至99年12月之樣本，三水廠之快濾床 對NPDOC之去除，除KT外，皆有去除能力；在KT薄膜系統部分，
UF膜出水之NPDOC較進水為高，而低壓之逆滲透膜(LPRO)對可去除 NPDOC；O3/BAC部分，CCL無法對NPDOC去除，但FS可去除NPDOC。
100年3月之採樣，在快濾床部分，CCL去除能力大於FS，KT最低；
UF對NPDOC之去除能力低，而LPRO去除能力高；O3/BAC對NPDOC 無法去除，出水反較進水為高。
在100年3月之樣本，後臭氧/活性碳出水之高分子量有機物含量 之增加，FS較CCL更為明顯；在KT淨水廠，UF膜對高及低分子量之 去除能力低，但LPRO則有相當高之處理效能；在快濾床進出水單元
之同步螢光掃描(SFS)之結果間接證明，胺基酸成份在濾床進出水，
扮演重要角色。胺基酸主要出現物種為Aspartic(Asp.)、Glutamine(Glu.)、
Serine(Ser.)、Arginine(Arg.)、Threonine(Thr.)及Alanine(Ala.)六種，其 中以Thr及Ser.佔之比例最高；快濾床及O3/BAC床出現胺基酸之物種 較UF及LPRO為多。
關鍵字：激發發射螢光圖譜；紫外光吸收光譜圖；分子量；超過濾；
低壓逆滲透膜
Abstract
The various units in the water treatment currently use total organic carbons (TOC) as a control parameter of organic content. This ways cannot make the operators in water plants to realize the differences of characters for organic matter removed by operational units. As the advantages for Excitation Emission Fluorescence Matrix (EEFM), including little sample used, without pretreatment and fast analysis, EEFM has the possibility to be developed the real time tool to monitor the variations of organic matter characters. In this research, three high-order water plants, CCL, FS and KT, were studied from August, 2010 to March, 2011. EEFM and UV, two optical instruments, were used to investigate variations of organic matter characters in various operational units. For some filtering units, molecular weight and amino acids were respectively analyzed for influent and effluent. This goal was to investigate the effects of microbial activities on the filters.
Three significant peaks at Peak A：240-260/ 400-430 nm for folic acid-like , Peak B：220-230/ 300-350 nm and Peak C：270-280/ 340-350 nm for protein-like were all found in all samples, including source water and the effluent from all various units. Source waters taken from three plants have similar organic matter characters, revealing that humic acid-like was major composition followed by the soluble microbial by-product-like. The third dominant matter was fulvic acid-like. The contents of aromatic protein tyrosine and aromatic protein related with BOD were closed and less than the other organic composition. Regarding to NPDOC removal in fast filter beds in three plants, all data show it could be removed except for KT water treatment. On the membrane filter systems, effluent from UF filter in KT plant had more NPDOC than influent, but LPRO filter could remove NPDOC. About O3/BAC units, one samples taken from CCL plant could not remove NPDOC, however, FS plant could have ability. The samples taken from the water treatment
on March, 2011 reveals that NPDOC removal by fast filter in CCL plant was better than that in FS plant, but the lowest values happened in KT plant. At the same time, NPDOC could be removed by UF filter, but high removal could be completed by LPRO. O3/BAC unit has no ability to remove NPDOC.
The molecular weight for organic matter and amino acids from various units were compared for all filter units. After the O3/BAC will result the increase of high molecular weight organic contents. This phenomenon was more significant in FS plant than CCL plant. In KT plant, UF unit had no ability to remove high and low molecular weight organic matter, but LPRO unit could decrease the content of different organic matter with high and low molecular weight. Based on the results of SFS test measured from the influent and effluent from fast filter, those indirectly confirm the important role that amino acids play. The major amino acids were Aspartic (Asp.)、Glutamine(Glue.) 、Serine (Ser.) 、 Argentine (Arg.) 、Heroine (Thru.) and Almandine (Ala.). Among them, the dominant species were Thr. and Ser.. The species of amino acids from fast filter and O3/BAC units were more than those of UF and LPRO units.
Key words: Excitation Emission Fluorescence Matrix (EEFM)；Violet
absorption spectrometry. Molecular weight；Ultrafiltration；Low-presure Osmosis membrane (LPRO)目錄
誌謝 ... I 摘要 ... II Abstract ... IV 目錄 ... VI 圖目錄 ... VIII 表目錄 ... XI
第一章 前言 ... 1
1-1 緣起 ... 1
1-2 研究目的 ... 2
第二章 文獻回顧... 4
2-1 有機物之光譜性質 ... 4
2-1-1 有機物之來源、分類及定量 ... 4
2-1-2 螢光與吸收光譜之原理 ... 6
2-1-2-1 螢光激發發射光譜 ... 7
2-1-2-2 同步螢光掃描 ... 8
2-1-2-2 紫外光吸收光譜 ... 10
2-1-3 光譜在有機物定性之研究 ... 12
2-1-3-1 螢光激發發射全譜 (Excitation-Emission Fluoresence Matrix ,EEFM) 與 同 步 螢 光 掃 描 光 譜 (synchronous fluorescence scan ,SFS) ... 13
2-1-3-2 紫外光吸收光譜 ... 17
2-2 有機物對水廠操作衍生之問題 ... 20
2-2-1 消毒副產物 (Disinfection by-products, DBPs) ... 20
2-2-2 管網水質之生物穩定性 ... 23
2-2-3 混凝劑之消耗 ... 24
2-3 淨水單元對有機物去除之效能 ... 25
2-3-1 傳統處理程序 ... 25
2-3-2 臭氧 ... 26
2-3-3 活性碳 ... 27
2-3-4 薄膜 ... 28
2-3-5 加氯 ... 29
第三章 研究架構、設備與分析方法 ... 31
3-1 研究流程之規劃 ... 31
3-2 各淨水處理廠之處理流程及規格 ... 31
3-2-1 澄清湖 (CCL)淨水廠 ... 33
3-2-2 鳳山 (FS)淨水廠 ... 33
3-2-3 拷潭 (KT)淨水廠 ... 36
3-3 實驗參數分析 ... 36
3-3-1 非揮發性溶解性有機碳 (non-purgable dissolved organic carbon, NPDOC)... 36
3-3-2 分子量分析 ... 38
3-3-3 胺基酸分析 ... 39
3-3-4 光譜分析儀器 ... 41
3-3-4-1 螢光激發發射光譜 EEFM ... 41
3-3-4-2 紫外光吸收光譜儀 ... 42
第四章 結果與討論 ... 44
4-1 腐 植 酸 、 奎 寧 及 水 楊 酸 之 螢 光 激 發 發 射 全 譜 圖 (Excitation-Emission Fluorescence Matrix ,EEFM)及同步螢 光掃描 (synchronous fluorescence scan ,SFS)特徵圖譜 ... 44
4-2 不同淨水處理程序單元出水之光譜特性變化 ... 45
4-2-1 NPDOC 之去除 ... 45
4-2-2 螢光激發發射全譜分析 ... 51
4-2-3 紫外光吸收光圖譜 ... 69
4-3 不同淨水處理廠各單元出水中有機物性質、分子量大小及胺 基酸變化 ... 78
第五章 結論及建議 ... 94
5-1 結論 ... 94
5-2 建議 ... 95
參考文獻 ... 96
圖目錄
圖 2-1 吸收光譜和螢光光譜能級躍遷示意圖 ... 8 圖 2-2 SFS 原理 Jablonski 圖 ... 9 圖 2-3 有機分子價電子之能階及躍遷 ... 11 圖 2-4 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 ... 15 圖 2-5 各處理程序所能移除物質之分子量範圍 ... 26 圖 3-1 研究架構圖 32
圖 3-2 不同分子量標準品對應停留時間 ... 38 圖 3-3 混合標準品之層析圖譜(波長：334 nm)；(1) Aspartic acid；
(2) Asparagine；(3) Serine；(4) Glutamine；(5) Arginine；(6) Threonine；(7) Alanine；(8) Tyrosine；(9) Methionine；(10) Valine；(11) Phenylalanine；(12) Isoleucine；(13) Leucine ... 40 圖 4-1 三種人工配製有機物之螢光激發發射光譜圖(A)腐植酸；(B)
奎寧；(C)水楊酸所有濃度均為 (1mg/L) 44
圖 4-2 (A)腐植酸；(B)奎寧；(C)水楊酸於 △λ =20、40、60 及 80 nm 之同步螢光光譜圖 (1 mg/L) ... 46 圖 4-3 CCL (A)2010 年 11 月 3 日 (B)2011 年 03 月 31 日兩次採樣
各單元出水之 NPDOC 值... 47 圖 4-4 FS (A)2010 年 10 月 7 日 (B)2011 年 03 月 31 日，兩次採樣
各單元出水之 NPDOC 值... 49 圖 4-5 KT (A)2010 年 8 月 23 日 (B)2011 年 03 月 31 日兩次採樣各
單元出水之 NPDOC 值 ... 50 圖 4-6 CCL (2010 年 11 月 3 日)各處理單元出水之 EEFM 圖 (Peak
A：EX 240-260/ EM 400-430 nm，Peak B：220-230/ 300-350 nm，Peak C：270-280/ 340-350 nm) ... 52 圖 4-7 CCL (2011 年 03 月 31 日)各處理單元出水之 EEFM 圖
(Peak A：EX 240-260/ EM 400-430 nm，Peak B：220-230/
300-350 nm，Peak C：270-280/ 340-350 nm) ... 53 圖 4-8 FS (2010 年 10 月 07 日)各處理單元出水之 EEFM 圖 (Peak
A：EX 240-280/ EM 400-430 nm，Peak B：210-240/ 300-330
nm，Peak C：270-280/ 310-350 nm) ... 54
圖 4-9 FS (2011 年 03 月 31 日)各處理單元出水之 EEFM 圖 (Peak A：EX 240-260/ EM 400-430 nm，Peak B：220-230/ 300-350 nm，Peak C：270-280/ 340-350 nm) ... 55
圖 4-10 KT (2010 年 08 月 23 日)各處理單元出水之 EEFM 圖 (Peak A：EX 240-280/ EM 400-430 nm，Peak B：210-240/ 300-330 nm，Peak C：270-280/ 310-350 nm) ... 56
圖 4-11 FS (2011 年 03 月 31 日)各處理單元出水之 EEFM 圖 (Peak A：EX 240-260/ EM 400-430 nm，Peak B：220-230/ 300-350 nm，Peak C：270-280/ 340-350 nm) ... 57
圖 4-12 (A)2010 年 11 月 03 日 (B) 2011 年 03 月 31 日，CCL 各處 理單元出水中單位有機碳對應於主要螢光強度值之變化 ... 59
圖 4-13 (A)2010 年 10 月 07 日 (B) 2011 年 03 月 31 日，FS 各處理 單元出水中單位有機碳對應於主要螢光強度值之變化 ... 60
圖 4-14 (A)2010 年 11 月 03 日 (B) 2011 年 03 月 31 日，KT 各處 理單元出水中單位有機碳對應於主要螢光強度值之變化 ... 61
圖 4-15 (A) CCL (B) FS (B) KT 各單元出水中 FB/FC之比值... 64
圖 4-16 (A)CCL (B)FS (B)KT 在各單元出水中 FA/FC之比值 ... 66
圖 4-17 (A) CCL (B)FS (B)KT 在各單元出水中 FA/FB之比值 ... 68
圖 4-18 (A) CCL (B) FS (B) KT 各處理單元出水中之 UV254變化 .... 70
圖 4-19 (A) CCL (B) FS (B) KT 各處理單元出水中 A280 之變化 .... 72
圖 4-20 (A) CCL (B) FS (B) KT 各處理單元出水之 226~400 nm 之 吸收面積 ... 74
圖 4-21 (A) CCL (B) FS (C) KT 各處理單元出水中 A254/A202 值 之變化 ... 76
圖 4-22 三座淨水廠中快濾床、O3/BAC 及 UF/LPRO 進出水之 E450/E500比值 ... 78
圖 4-23 CCL 淨水廠在(A)2010 年 11 月 03 日 (B) 2011 年 03 月 31 日，各處理單元出水中不同有機物性質之螢光強度 ... 80 圖 4-24 FS 淨水廠在 (A)2010 年 10 月 11 日 (B) 2011 年 03 月 31
日，各處理單元出水中不同有機物性質之螢光強度 ... 81
圖 4-25 KT 淨水廠 (A)2010 年 08 月 23 日 (B) 2011 年 03 月 31 日， 各處理單元出水中不同有機物性質之螢光強度 ... 83
圖 4-26 CCL 各處理程序出水之 SFS 光譜圖 (△λ = 20 nm； 2011 年 3 月 31 日) ... 85
圖 4-27 FS 各處理程序出水之 SFS 光譜圖 (△λ = 20 nm； 2011 年 3 月 31 日) ... 86
圖 4-28 (C)KT 各處理程序出水之 SFS 光譜圖 (△λ = 20 nm, 2011 年 3 月 31 日) ... 87
圖 4-29 CCL 各處理單元出水之分子量分佈圖 ... 89
圖 4-30 FS 各處理單元出水之分子量分佈圖 ... 90
圖 4-31 KT 各處理單元出水之分子量分佈圖 ... 92
圖 4-32 三座淨水廠中快濾床、O3/BAC 及 UF/LPRO 進出水之胺 基酸變動 ... 93
表目錄
表 2-1 螢光激發發射光譜分析在不同領域之應用 ... 13
表 2-2 Tyrosine、Tryptophan 與 Phenylalanine 等物質之螢光波峰位 置 ... 15
表 2-3 不同有機物對應之 Ex/Em 位置 ... 17
表 2-4 不同波長所對應之有機物參數及特性 ... 18
表 2-5 SUVA 值與有機物性質分佈及去除效果之關係 ... 18
表 2-6 有機物在不同吸收波長之研究 ... 20
表 2-7 DPBs 對健康之危害 ... 22
表 2-8 鹵乙酸的性質及 pKa 值 ... 23
表 2-9 壓力驅動式薄膜之分類與功能 ... 30
表 3-1 各水廠之處理流程 ... 31
表 3-2 澄清湖淨水廠各單元之設計規格 ... 34
表 3-3 鳳山淨水廠民生淨水各單元設計規格 ... 35
表 3-4 拷潭淨水廠民生淨水各單元設計規格 ... 37
表 3-5 梯度與流洗液配比與流速條件 ... 39
表 3-6 EEFM 之操作參數設定值 ... 42
表 3-7 同步螢光掃描 (SFS)之操作參數值 ... 42
表 3-8 紫外光及可見光譜儀參數設定值 ... 43
第一章 前言
1-1 緣起
傳統淨水廠主要處理單元可分為混凝（ Coagulation）、膠凝
（Flocculation）、沉澱 （Sedimentation）、過濾 （Filtration）及消 毒 （Disinfection）等五個主程序。傳統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)。淨水處理各單元所具有的處理優勢條 件並不盡相同，不同分子量之有機物皆有其最適合處理程序參閱圖 2-3 （Shon et al. 2006）。國內自來水廠的傳統處理程序中，對於有 機性污染物的去除率不高，而這些有機性的污染物中含有許多生物可 利用有機物 (Biological Organic Matters, BOM)、溶解性的有機碳 (Dissolved Organic Carbon, DOC) 、 生 物 可 分 解 性 有 機 碳 (biodegradable organic carbon, BDOC) 及 生 物 可 利 用 有 機 碳 (Assimilable organic carbon, AOC)。由國內、外文獻指出 (Bohn, 1992；
Bohn, 1996；Wang Zhao, 1996)清水池雖有加氯消毒，但經證實仍有 些微生物不會受加氯的影響，如果清水中含有過量的生物可利用有機 質，將可能會在配水管網內引起異營性微生物繁殖，使水質惡化導致 再生長 (regrowth)或後生長 (aftergrowth)的現象 (Ottengraf, 1986；
Morgenroth, 1996)，而 DOC之高耗氯量，會因加氯消毒所衍生的消 毒 副 產 物 (Disinfection By Products, DBPs) ， 如 三 鹵 甲 烷 (Trihalomethanes, THMs)、含鹵乙酸 (Haloacetic acid, HAASs)及含鹵 乙晴 (Haloacetonitriles, HANs)等而再生長會加速管壁的腐蝕、產生臭 味和色度及致病菌的產生等問題 (Jacangelo, 1995)。
自來水淨水廠加氯去除臭味及消毒過程中，水中有機物與氯、溴 反應所形成；而主要的生成物包括氯仿、一溴二氯甲烷、二溴一氯甲 烷、溴仿等，此四者合稱總三鹵甲烷，其中以氯仿的出現頻率及濃度 較高 (張森和等, 2010)。台灣自來水公司所轄 7區管理處大高雄地區 98年至 99年10月五處淨水廠，其清水總三鹵甲烷的檢測平均值為
0.00852 mg/L，遠低於環保署所定飲用水水質標準中總三鹵甲烷管制 值 0.08 mg/L (美國管制值亦為 0.08 mg/L)。當配水系統含有生物可 利用基質時，可導致微生物在管網上生長繁植，進而生成生物膜 (Biofilm)，此現象稱為後生長 (Aftergrowth)或再生長 (Regrowth)，其 所引起的水質問題，近年來己受到廣泛的討論。早期利用維持配水管 網系統之餘氯量控制微生物生長，但亦有學者則進行水中有機物含量 之控制 (Wierenga et al., 1985; te Welscher et al., 1998; van der Kooij et al.,1999)。據文獻報導在某些水質條件下可發現經加氯處理後之飲用 水中，大腸桿菌仍有殘存之現象，其主要原因是配水管網內餘氯對某 類具抗氯能力菌種 (Chlorine-resistant pecies)的接觸殺菌效果不佳 (Rittmann noeyink, 984；Wierenga, 1985)，且藉由提高氯量達成殺菌 的方式，除可引起臭味，影響適飲性等負面之影響外，亦將增加飲用 水中致癌性消毒副產物，例如三鹵甲烷等問題。隨著民眾生活水平之 提高，民眾用水品質需求亦會隨之增加，故提昇自來水廠之淨水技術，
提供高生物穩定性水質為未來趨勢，為國內從事自來水工作人員之未 來重要目標。
1-2 研究目的
傳統水處理以總有機碳作為各單元處理有機物量之控制參數，此 方式無法提供水廠操作者瞭解各單元對有機物去除之差異性，為瞭解 有機物性質於不同淨水程序中之變化，本研究選取南部三座高級淨水 處理廠，包括澄清湖、拷潭及鳯山淨水廠，並於 2010年 8月至 2011 年 3月期間進行採樣。
本研究選取南部三座高級淨水處理廠，包括澄清湖 (CCL)、鳯 山 (FS)、拷潭 (KT)淨水廠，利用螢光激發發射光譜圖及紫外光吸收 值進行有機物光譜性質於不同淨水程序單元出水之變化探討，各水廠 兩次採樣 (2010 年 8 月至 2011 年 3 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、A280、A254/A202 與 226-400 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。
第二章 文獻回顧
2-1 有機物之光譜性質
2-1-1 有機物之來源、分類及定量
原水中膠體之特性依其種類、來源、濃度、粒徑大小及表面化學 性質不同而不同，包括黏土、泥沙、微生物、藻類、CaCO3，FeOOH，
MnO2沉澱物及水中生物之有機代謝物等，皆屬於膠體，因其對水之 親和力不同，可分為親水性膠體與疏水性膠體，親水性膠體大多屬於 有機性質，而疏水性膠體則為無機性質。
水體中溶解性有機物 (Dissolved Organic Matter, DOM)主要來源 分成外部和內部輸入兩方面；外部輸入包括城市污水和工業廢水的排 入，地面逕流和淺層地下水從土壤中滲透的輸入、降雨、水面養殖投 加的有機物等；內部輸入包括生長在水體中的生物群體 (藻類、細菌、
水生植物及大型藻類)所產生的和水體底泥釋放的有機物。
自然水體中存在許多有機物，其特性會隨著地域、季節及人類活 動範圍而有所改變。未受污染之地下水，有機物多以腐植質為主 (Thurman, 1985)。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)。天然有機物質 (Natural organic matter, 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
水體中存在之有機物種類複雜，在分析及鑑定上有其困難，因此 可藉由一些適宜的替代參數 (surrogate parameters)，例如總有機碳 (Total Organic Carbon, TOC)、非氣提性溶解性有機碳 (Non-Purgeable Dissolvedn rganic Carbon, NPDOC)、UV254 及 SUVA (UV254 (m-1) / DOC) 、 螢 光 強 度 (fluorescence intensity) 、 消 毒 副 產 物 生 成 潛 能 (Disinfection by-product formation potential, DBPFP) 、 氯 消 耗 量 (chlorine demand)、酸度 (acidity)、相對極性 (relative polarity)、化 學需氧量 (Chemical oxygen demand ,COD)、生化需氧量 (Biochemical oxygen demand, BOD)、生物可分解之有機碳 (Biodegradable organic carbon, BDOC)、生物可利用之有機碳 (Assimilable organic carbon, AOC)、醛類 (aldehydes)及葉綠素 a (Chlorophyll a)等參數 (AWWARF, 1993)。
另 Thurman & Malcolm (1981)利用有機物吸附於 XAD-8樹脂之 差 異 性 ， 可 將 有 機 物 分 為 腐 植 質 (humic fraction) 及 非 腐 植 質 (non-humic fraction)兩部分。兩者之性質，詳如下說明：
(一) 腐植質 (humic fraction)
腐植質具有較大的分子量，範圍在數百至數十萬之間，並以芳香 族苯環為主體，在水體中是屬一非定型 (amorphous)與偏酸性化合物 (Edwards & Amirtharajah, 1985)，性質穩定，很難被生物分解利用。
Schnitzer (1976)根據腐植質對酸、鹼液之溶解度，區分為三種物質：
1. 腐植素 (humin,不溶於稀酸與稀鹼)，2. 腐植酸 (humic acid, 不溶 於稀酸，但溶於稀鹼)，3. 黃酸 (fulvic acid, 溶於稀酸與稀鹼)。分析 腐植質主要組成元素含碳、氫、氧、氮及硫，其中碳元素所佔比例 45-55% 為 最 高 ， 氧 佔 4-6% ， 氮 、 硫 各 佔 1-2% (Snoeyink &
Jenkins,1985)。對於腐植酸和黃酸的完整結構，仍無法確定，一般腐
(hydroquinone)、醇基 (alcoholic)和醚類 (ether)，其中羧基在黃酸中 佔有較大的比例，故溶解性較腐植酸佳。為瞭解腐植質在水體中分解 形式及解離途徑，可利用酸及鹼催化劑 (acid與 base catalyst)、次氯 酸、高錳酸鉀或鹼液 (NaOH)進行氧化或水解反應，結果發現有脂肪 類 (aliphatic)的碳氫化合物 (hydrocarbons)、羧酸 (carboxylic acids) 及芳香類 (aromatic)的羧酸、醛類 (aldehydes)、酮類 (ketones)及酚類 (phenolic)等親水性化合物產生 (Christman et al., 1989)。在次氯酸氧 化過程，可發現許多含氯有機物之生成。
(二) 非腐植質類 (Nonhumic Fraction)
水體中除了腐植質外，其餘大部分是屬於親水性酸 (hydrophilic acids)及中性親水性物質 (hydrophilic neutrals) (Thurman, 1985)，前者 約 佔 30% ， 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)、糖羰酸 (uronic acid)、聚醣羰酸 (polyuronic acid)及醛醣酸 (aldonic)等。因此類化合物親水性 (極性)很強，組成成份性質十分相 近，很難分離純化。
中性親水性物質在自然水體中約佔 20%，主要的成分有碳水化 合物 (carbonhydrate, 佔10%)，羧酸 (carboxylic acids, 佔 7%)，碳氫 化合物 (hydrocarbon, 佔 1%)，胺基酸 (amino acids, 佔 3%)。由於 此類有機分子較單純，利用有機分析儀器，如氣相層析儀 (GC)與液 相層析儀 (HPLC)等，可將部份的組成化合物進一步定性或定量。
2-1-2 螢光與吸收光譜之原理
部分有機物質被紫外光照射後，能夠反應出該物質特性的螢光，
以進行該物質的定性分析或定量分析，稱為螢光分析。如果物質分子 吸收紫外和可見區電磁輻射後，它的電子能躍遷至激發態，然後以熱 能的形式將這一部分能量釋放出來，本身又恢復到基態。如果吸收輻
射能後，處於電子激發態的分子以發射輻射的方式釋放一部分能量，
再發射的波長可以同分子相吸收的波長相同，也可以不同，這一現象 我們稱它為光致發光 (Photoluminescence, PL)，最常見的兩種光致發 光現象是螢光和磷光。螢光和磷光都是一種發光，它們都是物質分子 吸收光能成為激發分子，然後由激發態降落到基態所發出的光，其差 別在於激發分子由激發態降落至基態所經過的途徑不同，由激發至發 光的時間長短也不一樣。除了吸收光能可使分子激發而發光外，吸收 熱能，電能和化學能也能引起分子激發而發光 (崔立超, 2005)。
2-1-2-1 螢光激發發射光譜
螢光物質發生螢光的過程可分為四個步驟(見圖 2-1)：
（1）處於基態最低振動能級的螢光物質分子受到紫外線的照射，吸 收和它具有的特徵頻率相一致的光線，躍遷到第一電子激發態 的各個振動能級。
（2）被激發到第一電子激發態的各個振動能級的分子，通過無輻射 躍遷，降落到第一電子激發態的最低振動能級。
（3）降落到第一電子激發態的最低振動能級的分子，繼續降落到基 態的各個不同振動能級，同時發射出相應的光量子，即螢光。
（4）到達基態的各個不同振動能級的分子，再通過無輻射躍遷最後 回到基態的最低振動能級。
圖 2-1 吸收光譜和螢光光譜能級躍遷示意圖 (崔立超, 2005)
2-1-2-2 同步螢光掃描
同步掃描技術是由 Lloyd首先提出的，它與常用的螢光測定方法 最大的區別是同時掃描激發和發射兩個單色器波長，由測得的螢光強 度信號與對應的激發波長（或發射波長）構成光譜圖，稱為同步螢光 光譜。同步掃描螢光測定具有如下優點：（1）使光譜簡化;（2）使 譜帶窄化;（3）減小光譜的重疊現象;（4）減小散射光的影響。此效 應實質為一種兩個同時增加和 /或降低相乘的作用，為簡化的發射光 譜。其原理說明請參照簡化 Jablonski圖 (圖2-2)。一個分子被激發後，
於吸收波長開始從 A1, A2……A9，並給予 F1, F2……F9波長處螢光。
一般來說，螢光激發與發射的波長保持不變，只有螢光強度變化，這 取決於分子躍遷的機率 (Patra & Mishra, 2002)。
圖 2-2 SFS 原理 Jablonski 圖 (Patra & Mishra, 2002)
(一) 恆波長同步螢光：
恆波長同步螢光法系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=常數），即通常所說的 同步螢光法。在恆波長同步螢光法中，△λ的選擇十分重要，這 將直接影響到同步螢光光譜的形狀，帶寬和信號強度。目前，△λ 值的選擇還是帶經驗性的，在實際應用中都應通過實驗加以選擇 在可能條件下，選擇等於斯托克斯位移 (Stoke's shift)的△λ，這 時將會獲得同步螢光信號最強，半高寬度最小的單峰同步螢光光 譜。
恆波長同步螢光光譜法較多用於多組分多環芳烴的同時測定。
多環芳烴性質很相似，儘管有強的螢光，但各種化合物的激發和 發射光譜往往光譜重疊嚴重，用傳統螢光法難以進行混合物的直 接分析。同步螢光法具有選擇性好，靈敏度高，干擾少等特點，
可用於多組分多環芳烴混合物的同時測定。
(二) 恆能量同步螢光：
Winefordner (1982)提出，在克服拉曼光，提高分析靈敏度方 面均有顯著效果，具有其他同步螢光法所沒有的獨特優點。恆能 量同步螢光法系在激發波長前λ和發射波長λ的電磁同時掃描 過程中保持兩者一恆定的能量差關係。恆能量同步螢光法對於多 環芳烴的鑑別和測定特別有利。恆能量同步螢光法的光譜優點，
可以定量形式表達並用來選擇掃描參數，從而為分析對象的參數 優化提供便利。
2-1-2-2 紫外光吸收光譜
物質若吸收紫外光或可見光，將使得其外層電子或價電子提升到 較高的激態。溶解性有機物質在水中以分子形態存在，特定波長的能 量通過分子時會改變其鍵結電子的能階，光能因此被吸收，在光譜上 即形成吸收峰。以有機物而言，吸收峰多在紅外光區及紫外光區，紅 外光區的吸收與其鍵結之共振有關，而紫外光區之吸收與其官能基有 關。紫外吸收光譜法具有不消耗樣品，能夠即時在線監測的特點，因 而受到人們的普遍關注。樣品的紫外光譜可以藉由一系列標準光譜進 行率定，主要應用是測定特徵化合物如硝酸鹽，陰離子表面活性劑或 整體參數如化學需氧量 (COD)，總有機碳 (TOC)和總懸浮固體 (TSS) 的估計，另一方面應用在於程序控制或預警監測 (李衛華, 2008)。
分子在基態時，電子優先佔據成鍵分子軌道和非鍵分子軌道中。
當用光照射分子時，一定能量的光子被吸收。有機化合物吸收了激發 光後，分子中的 σ 、π 或 n 電子都可能躍遷到各自能量較高的軌道，
成為激發態。電子的能級躍遷主要有四種類型：σ→σ*、n→σ*、n→π* 及 π→π*，如圖 2-3所示。(林敬二等, 1994)
1. σ→σ*躍遷：電子從 σ軌道躍遷到σ*軌道所需的能量很大，只有 吸收高能量的短波輻射才能實現躍遷，吸收光波長都在遠紫外區 (200 nm)以下，例如飽和碳氫化合物只含有結合牢固之 σ 鍵，
λmax< 150 nm，因此一般不討論這種躍遷。
2. n→σ*躍遷在含有 O、N、S、Cl、Br或 I等雜原子的飽和烴衍生
物分子軌道中，有一對非成鍵 n電子，它們除了有 σ→σ*躍遷
圖 2-3 有機分子價電子之能階及躍遷 (林敬二等, 1994)
外，還會發生 n→σ*躍遷。原子半徑較大之 S、I及 N電負性較 小，衍生物之 n 電子能階較高，吸收光譜的最大 λ 可出現於近 紫外區之 220~250 nm，而原子半徑較小、電負性大之 O與Cl 等 衍生物吸收峰，則在遠紫外區的 170~180 nm。
3. π→π*躍遷所需的能量比 n→σ*小，吸收峰波長在 200 nm以上，
含有 ─C=C─或 =C─C=之不飽和有機化合物都會發生這類躍遷。
由孤立π鍵的 π→π*，躍遷產生的吸收譜帶仍處於遠紫外區當分 子中存在共扼體系，例如在平面形分子中，有多個 π鍵相鄰時，
就會形成多中心多重疊的離域大 π鍵，吸收峰波長將隨共軛體系 的增大而紅移 (Red shift)，其吸收譜帶出現在近紫外區甚至可見 光區。
4. n→π*躍遷：當 π鍵一端的碳原子被含非鍵電子之雜原子 O、N、
S等取代時，雜原子上的非鍵電子可以被激發到 π*反鍵軌道上產 生 n→π*躍遷，這類躍遷所吸收的能量比 n→σ*躍遷能還小，其
反鍵結軌域 反鍵結軌域
未鍵結 鍵結
鍵結
能 量
σ
*π
*n π σ
n→σ * n→π
*π→π *
σ→σ *
吸收譜帶一般出現在 200 nm以上的近紫外區，甚至在可見光區，
連有雜原子的化合物 ─C=O及 ─C=N，可發生這種躍遷。
綜合以上所述，不同類型的電子躍遷所需的能量大小是不同的，
各種躍遷所需能量大小依次為 σ→σ*、n→σ*、π→π*及 n→π*。 雖然在各種躍遷中 n→π*躍遷所需的能量最小，但是由於這種躍遷 的機率遠小於 π→π*躍遷的機率，因而最常發生螢光的還是 π→
π*躍遷。每個分子都可能存在著幾種電子激發態，每種電子態都以 電荷的特殊分佈來表徵。大部分有機物分子，其紫外及可見光區的電 子光譜 (吸光和發光)僅涉及 π電子和 n電子的躍遷。
2-1-3 光譜在有機物定性之研究
傳統表徵水質有機污染的指標如 COD和 BOD的測量均需耗時，
難以即時反應水質變化，而且只能反應有機物總量，不能展現有機物 成份，例如無法區分易分解、可分解和不易分解的有機物或者分解速 率快和慢的有機物。
水中有機物之定性分析，非破壞性光譜分析工具，具 (1)適於固 體及液體水樣 (2)不需破壞水樣原性質 (3)僅需少量水樣 (4)樣品不 具複雜之前處理步驟 (5)可提供有機物之分子結構、化學及官能基等 特性(Stevenson, 1994)，故近年廣為許多研究者所採用。這些光譜分 析 工 具 含 蓋 NMR (nuclear magnetic resonance) 、 FTIR (Fourier-transform infrared)、UV/Vis (Ultraviolet-Visibile)及螢光光譜儀 (Fluorescene)。崔立超 (2005)之研究指出螢光分析法能提供激發光譜、
發射光譜、發光強度、發光壽命、量子產率、螢光偏振等許多信息，
故螢光分析技術發展至今，廣泛應用在工業、農業、醫藥、衛生、司 法鑑定，重要內容描述請見表2-1所述。
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 是部分種類的有機物，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的多少，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, 1994)。
表 2-1 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
2-1-3-1 螢 光 激 發 發 射 全 譜 (Excitation-Emission Fluoresence Matrix ,EEFM) 與 同 步 螢 光 掃 描 光 譜 (synchronous fluorescence scan ,SFS)
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 (Coble, 1996)。另外，Mopper and Schultz(1993)進行海水螢光 光譜之特性分析，發現波長270-360 nm 有明顯之發射(emission)值，
此訊號主要為蛋白質、芳香族胺基酸 (Aromatic Amino Acid)及相關生 物活性之代謝物產生；Determann et al. (1994)之研究指出發射波長 280-325 nm之發射值，可能為 tyrosine-like及 tryptophan-like 物質所 致。De Souza Sierra et al. (1997) 調查世界海域有機物之螢光分析均發 現有兩個 Fluorophores，且此雙Fluorophores 之強度隨有機物來源及
性質會有所改變。
Matthews et al.(1996)研究發現，在 280/(320-350)位置代表蛋白質 產生螢光之位置。McKnight et al. (2001)以螢光光譜儀進行河水及微 生物產生黃酸有機物性質差異之比較，發現於激發波長為370 nm，放 射波長在450 nm 與500 nm 之螢光強度值可作此不同來源有機物性 質判斷之指標，當比值為1.9 時，水中黃酸之有機物可能來自微生物，
比值為1.4時，該物質可能來自陸域。
Chen et al.(2003)將三維螢光全譜中激發與發射波長位置區分為 5個區塊 (圖2-4)，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)，如 tyrosine，此部分屬第 I及 II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；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。Patel-Sorrentino et al. (2002)將 Amazon流域中有機物中進行薄膜分離成不同分子量之水樣，並以 EEFM 之 方 式 進 行 有 機 物 之 定 性 ， 發 現 EX/EM ： 240/440 nm 及 340/450 nm之螢光強度值，分別以 IA與 IC表之，且 IA值較易受 pH 變化之影響，且 IA/IC與 pH值呈線性關係。Wu et al. (2003) 利用切 線流 (tangential flow) 之 UF 膜進行日本 Biwa湖水中有機物之分離，
並利用螢光光譜儀進行有機物之定性與胺基酸測定，並發現 DOC、
UV (Abs)、 humic-like、 fluorescence (Flu)及總水解胺基酸量 (THAA) 均以小於 5k Pa之有機物為多，其並等分布於不同分子量，當分子量 減少時， Flu/Abs會隨之增加及 THAA/DOC隨之減少，且 humic-like fluorescence所有分子量大小均可被發現，但 protein-like之螢光僅被 發現存在於 0.1 μm GF/F。
Yamashita & Tanoue (2003)以 EEFM 分析標準物質酪胺酸、色胺 酸 、苯 丙胺 酸 (Tyrosine、 Tryptophan 、 Phenylalanine)，結 果顯 示 tyrosine 波峰位置於 EX/EM(nm)270-275/300-302 nm，tryptophan 為
280/342-346 nm，phenylalanine 於 255-265/284-285 nm，Fulvic acid 315/437-441 nm；而對伊勢灣之海水表層及深層樣品實驗結果亦出 現相似波峰，其波峰螢光性質及位置整理於表 2-2。
圖 2-4 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)
表 2-2 Tyrosine、Tryptophan 與 Phenylalanine 等物質之螢光波峰位置 (Yamashita & Tanoue, 2003)
Substances Fluorescent peak Ex (nm) Em (nm)
Tyrosine 270– 275 300– 302
Tryptophan 280 342– 346
Phenylalanine 255– 265 284– 285
Fulvic acid 315 437– 441
Tyrosine-like, Protein-like 265– 280 293– 313 Tryptophan-like, Protein-like 275– 285 336– 351 Marine humic-like 300– 330 384– 425 Humic-like 350– 365 446– 465
陳茂福 (2008)以三維螢光光譜 (EEM)技術研究城市污水螢光指 紋特徵，結果表示城市污水具有 4 個典型螢光區，各區的螢光中心、
強度以及 IV 區螢光中心 λex = 280 nm，λem = 340 nm 與 I 和 II 區
螢光中心 λex = 225 nm，λem = 340 nm 的螢光強度的比值可以作為 城市污水的主要螢光指紋特徵。螢光指紋法可表示有機物類型和含量，
可作為化學需氧量和生化需氧量等參數之參考。受污染的水樣如廢水 排放口則表現出強的類蛋白質螢光；不同水體中有機物可以由其來源 分為外源有機物 (水體從外界接納的有機物) 和內源 (內在)有機物。
通過分析水樣 DOM 的三維螢光光譜圖可判斷其有機污染物的來源，
蛋白質是城市污水的主要污染物之一，其來源主要是生活中的洗滌水、
食品殘餘物和排泄物等。牛血清白蛋白是蛋白質測量中常採用的標準 蛋白，它的螢光與色胺酸的螢光完全重合，這表示蛋白質螢光主要來 源於胺基酸。還有酪胺酸和苯丙胺酸，它們的螢光波峰也在 IV 區內，
所以 IV 區螢光常被稱為類蛋白質 ( Protein-like)螢光。污水中普遍存 在腐植酸，因為腐植酸是天然水體中的主要組成部分。污水中的腐植 酸主要是水處理後自來水中殘餘的腐植酸。由於城市污水管網封閉，
污水與土壤接觸的機率較小，從土壤中再次引入的腐植酸較少。
He et al. (2009)利用三維螢光光譜研究了嘉陵江北碚城段水中的 溶解有機質發現，螢光波峰 B 與類蛋白螢光波峰 C 的比值 r(B ,C)，
研究結果螢光波峰 B 與類蛋白螢光波峰 C 之比值 r(B ,C)在 0.79〜
1.86 之間。Fang et al. (2009)之研究指出從形成時間和來源上區分，
蛋白質是新生的物質，腐植質是老化的物質。Mopper & Schultz. (1993) 指出類蛋白和類腐植質螢光分別代表新生和老化的 DOM，用類蛋白 和類腐植質螢光強度的比值 r，以 1 作為臨界值。當 r 類蛋白 /類腐植質大 於 1 時，表示類蛋白螢光波峰強度大於類腐植酸螢光波峰強度， DOM 中新生物質比例較高，反之，則是老化的 DOM 比例較高。激發波長 220〜230 nm 的類蛋白質螢光波峰和紫外區類腐植質螢光波峰比較穩 定，物質濃度、環境因素等改變後，不會出現明顯的紅移和藍移現象。
通常類腐植質螢光由外部輸入中沿岸土壤溶解到水中的腐植質，
以及內部中浮游動植物釋放的有機物經由細菌進一步降解後產生；類 蛋白螢光主要來源於微生物的生命活動，既包括外部輸入中生活污水 和工業廢水等攜帶的微生物，也包括水體中自身的微生物；因此，透 過各種螢光波峰位置和強度可以區分有機污染物之來源 (方芳 ,
2010)。表 2-3 為不同研究者對不同污染有機物質產生之 Ex/Em 比 較。
Zhao et al. (2004)在研究海洋浮游植物生長過程中 DOM 的三維 螢光光譜時也發現藻類在指數生長期能釋放一定量的螢光物質，且在 平穩期和衰亡期，溶液的螢光信號迅速增加。產生這一現象的原因可 能是：微生物將大分子分解為小分子有機物後，分子結構重排使得具 有剛性和共平面性的結構增加，有機分子與溶劑或其他溶質分子的相 互作用減少，減少了外轉移能量，強化了螢光的發射強度，某些具有 螢光淬滅或無螢光活性的分子可能被選擇性地分解；另一方面微生物 生長過程中在胞外所分泌的酶溶解在溶液中，也能增強螢光信號。
表 2-3 不同有機物對應之 Ex/Em 位置
螢光光譜之特性 激發發射值 (nm) 參考文獻
蛋白質、芳香族胺基酸及相關
代謝物產生 EM 270-360 Mopper & Schultz.
(1993) tyrosine-like 及
tryptophan-like 物質 EM 280-325 Determann et al.
(1994) 蛋白質 EX/EM 280/(320-350) Matthews et
al.(1996)
比值為 1.9 時，水中黃酸之有機物可能來自微生物；比值為 1.4 時，該物質可能來自陸域
EX：370 nm，EM：450/500 nm McKnight et al.
(2001) 城市污水螢光指紋特徵 EX280/ EX225，EM：340 nm Chen et al. (2008)
2-1-3-2 紫外光吸收光譜
表 2-4 為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)，且吸收值隨 pH、芳香族、總碳含 量及分子量大小而變 (Chen et al., 1997)。螢光光譜則具有高敏銳性及 特殊性，可利用有機物結構在某一激發與發射波長之強度進行定性，
採用性反較吸收光譜儀為廣。水體之溶解性物質中，已發現許多含有 不飽和鍵之物種，國外研究報告中指出芳香族碳含量與黃酸及腐植酸 兩者之 UV 吸收波常有強烈之關聯性 (Karanfil et al., 1996；Chin et
al., 1994；Traina et al., 1990)。一般水體中芳香族化合物，UV 吸光波 長大概為 250、254、272 及 280 nm 表之，多數研究者選擇波長 254 nm 來進行樣本之測定，主要在於此波長測定有機物較敏感可靠，並且受 到無機物干擾可以減至最低 （Korshin et al.,1996 & 1997）。Gu et al.
（1996）及 Edzwald et al.(1985)證實 DOC 或 TOC 與 UV254間關聯性 佳。
表 2-4 不同波長所對應之有機物參數及特性 (Hautala et al., 2000)
波長（nm） 相關性質 參考文獻
250, 330,
350 DOC，TOC
De haan et al. (1982)；Moore.
(1985)；Edwards & Cresser.
(1987)
285 DOC，TOC Buffle et al. (1982) 254 DOC，TOC，COD，
BOD
Dobbs et al. (1972)；Mrkva.
(1983)；Reynolds & Ahmad.
(1997) 272,280 Aromaticity，分子量
大小
Tranina et al. (1990)；Chin et al.
(1994)
SUVA 值可以解釋水樣中有機物之性質，此參數為利用水樣之 UV(cm-1)值除以 DOC(mg/L)，再乘以 100，其單位為 L/mg-m，Edzwald et al.（1994）之研究指出，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。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 2-5 所示。
表 2-5 SUVA 值與有機物性質分佈及去除效果之關係 (Edzwalds &
Tobiason, 1999)
SUVA (L/mg-m) 有機物組成 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
Millie et al. (2002) 指出利用分光光度計之吸收光譜圖之特性波 峰加上 SI (similarity index)演算公式所得值，可以提供區別微藻分類 上之依據，Erokhina et al. (2004) 從高海拔的南極洲區域裡與中歐氣 候中皆取得相同之藻種 Trebouxia (屬藍綠藻)，其發現相同之藻類在 不同之環境下，其藻體內所含葉綠素之成分與比例亦不相同。陳氏 (2007)研究中顯示 Chodatella sp.、Chlorella sp. 與 Navicula sp. 三藻 體或藻水之最佳可見光吸收波峰位置均不相同，其值分別為 684、683 與 680 nm。
天然水體的 DOM 的三維螢光波峰主要體現為紫外區類腐植酸 (UV humic-like)螢光、可見區類腐植酸 (visible humic-like)螢光和類蛋 白 (protein-like)螢光，其中紫外、可見腐植質螢光與腐植質物質中所 含的羰基和羧基有關；類蛋白螢光主要與類色胺酸和類酪胺酸兩類物 質有關。隨著水樣分解時間的延長，單位濃度 DOC 在 254nm 處的 吸收 (SUVA254 nm )逐步加強，表示隨著分解的進行，易分解物質被 逐步消耗而導致富含芳香環結構的腐植質物質佔有機物的比例逐步 上升。
Wong (2008)研究中採集並分析各地水樣中溶解態有機物之分子 量分佈、EEM （Excitation Emission Matrix）圖譜及其他水質基本特 性，結果發現不同原水經各國水廠移除等量之 DOC （Dissolved Organic Carbon）會具有相似之 SEC-UV 254 面積移除率 （Size Exclusion Chromatography-UV254 Area Removal），代表各國原水中 對 UV254有吸收之物質可能具相似組成。綜合以上對於不同波長之有 機物性質之研究整理於表 2-6。
表 2-6 有機物在不同吸收波長之研究
有機物參數及特性 波長 （nm） 參考文獻
SUVA 大於 4-5(L/mg-m)時，有機物之 性 質 屬 疏 水 性 ； SUVA 值 小 於 3(L/mg-m)時，有機物性質屬親水性
UV(cm-1) / DOC(mg/L)
×100，單位為 L/mg-m
Edzwald et al.
（1994）
> 4，屬大分子之疏水性腐植質；2-4 疏 水性與親水性分子混合；< 2，非腐植 質之小分子親水性物質
SUVA
Edzwalds &
Tobiason.
(1999)
水中有機物芳香性 (aromaticity)、腐植 化 (humicfication)或可能分子量之之重 要信息。
280 Huan et al. (2006)
2-2 有機物對水廠操作衍生之問題
2-2-1 消毒副產物 ( Disinfection by-products, DBPs)
飲用水加氯消毒，生成之 Cl-及 Br-既是氧化劑，也是親電加成 試劑；當醛酮發生烯醇式互變異構後，與 Cl-和 Br-發生親電加成反 應最終被水解生成鹵仿，在此過程中，酸鹼均可催化互變異構，加速 鹵代烴的合成苯環上含有兩個間位氫基的化合物，是形成 DBPs最有 效的前驅物質；一般水處理程序各採樣點水體中皆未檢測出一氯乙酸 (Chloroacetic acid ,MCAA)和一溴乙酸 (Bromoacetic acid ,MBAA)，只 檢 測 到 二 氯 乙 酸 (Dichloroacetic acid ,DCAA) 和 三 氯 乙 酸 (Trichloroacetic acid ,TCAA)，而 TCAA所占比例較大，各採樣點 TCAA之濃度平均於 52%-90%之間；雖對 DCAA有較明顯的去處效 果，但對 TCAA無明顯去除效果，總體而言，其對 HAAs具 10％左 右的去除效果，其去除效果不明顯；預氯化水體中產生的 HAAs所佔 比例較大，說明其對 HAAs為主要產生之作用 (李金燕,2005) 。三鹵 甲烷 (Trihalomethanes, THMs)是指甲烷 （CH4）中的三個氫原子，
為鹵族元素氯及溴所取代，一般很少自然存在於水體中，但在自來水 淨水廠加氯去除臭味及消毒過程中，水中有機物與氯、溴反應所形成；
而主要的生成物包括氯仿 (Trichloromethane ,TCM)、一溴二氯甲烷 (Bromodichloromethane ,BDCM) 、 二 溴 一 氯 甲 烷 (Dibromochloromethane ,DBCM)、溴仿(Tribromomethane ,TBM)等，
此四者合稱總三鹵甲烷，其中以氯仿的出現頻率及濃度較高 (張森和 等, 2010)。台灣自來水公司所轄 7區管理處大高雄地區 98年至 99年 10月五處淨水廠，其清水總三鹵甲烷的檢測平均值為 0.00852 mg/L，
遠低於環保署所定飲用水水質標準中總三鹵甲烷管制值 0.08 mg/L (美國管制值亦為 0.08 mg/L)。
THMs乃為加氯消毒後產生的消毒副產物，最早由美國國立癌症 研究機構 (NCI)的動物實驗上發現，THMs對人體的影響可能會造成 癌症之虞及肝、腎及免疫系統的傷害；根據 Bull et al. (1995) 對老鼠 進行不同劑量 THMs物種之臨床動物試驗，發現皆會引起老鼠肝腫大 或其他肝方面疾病及免疫系統方面的損傷。在流行病學研究亦顯示，
飲用水消毒副產物與膀胱癌、直腸癌之發生具有正相關，且在肝癌、
結腸直腸癌死亡率以為高雄地區最高，甚至在民國 96年癌症死亡排 名的第 2、3及第 14名，顯示水中消毒副產物對人體危害之嚴重性 (衛生署, 2007 ; Yang et al., 1998)。
影響消毒副產物生成的因子有加氯量、有機物濃度、溫度、pH 值、
溴離子及反應時間。Shukairy et al. (1995)研究發現水中的 Br-/DOC 值相當重要，當該值增加時，會形成更多之 TTHM，當該值減少時，
其形成總三鹵甲烷則以含氯之 THMs 為主。Batterman et al. (2000) 的研究顯示，TTHM 除隨反應時間、pH 值增加外，一旦當溫度升高 時TTHM 也隨之增加。當水源含有自然有機物時，對淨水廠之影響 包括干擾各處理單元之操作 (如氧化、混凝、過濾) 、形成有害之消 毒副產物與導致微生物在配水管網之再生長。含鹵乙酸的生成量受多 種因素所影響，如原水中有機物濃度越高，HAAs生成量越高 (張慧 嫺等, 2010) 。
消毒副產物包括三鹵甲燒甲烷 （THMs），鹵乙酸 （HAAs），鹵 乙氰 （HANs），水合三氯乙醛 （ehloralhydrate, CH），鹵代酮 （HKs），
三氯硝基甲烷 （Chloropierin），氯化氰(Cyanogens chloride)，酸性氯 化咈喃酮 （MX）及澳酸鹽等等，並將部分 DPBs 對健康之危害列 於下表 2-7 鹵乙酸 (HAAs)是重要的氧化消毒副產物，具有潛在的致 癌性，是國際上進行水質檢測的重要指標之一；鹵乙酸為非揮發性鹵 化有機物，共有 9 種。表 2-8 為 9 種鹵乙酸的 pKa 值與沸點。從表 2-8 中可以看出鹵乙酸的 pKa 值值主要集中在 0.7-2.8 之間，這說明在 酸性條件下鹵乙酸主要以離子形態存在；由於鹵乙酸具有強酸性，水 溶性及沸點較高等特點，因此飲用水中鹵乙酸的形成及分佈除了與氯 化條件及天然有機物結構有關以外，同時還受到各種 水質性質的影 響，鹵乙酸的前體物類型，總有機碳 （TOC）的含量，pH 值等 (潘 艷秋等,2010)。
表 2-7 DPBs 對健康之危害 (潘艷秋等, 2010)
DPBs 種類 健康之危害
三鹵甲烷 氯仿、溴仿、二氯一溴甲
烷、一氯二溴甲烷 致癌，肝腎中毒
氯代酚 2-氯代酚、2,4-二氯酚、
2,4,6-三氯酚、五氯酚
代謝紊亂，神經中毒，眼 損傷，殺死精子，致癌，
致畸，增加肝之過氧化物 酶體誘變，基因中毒
鹵乙酸 二氯乙酸，三氯乙酸
鹵乙氰 二氯乙氰，溴氯乙氰、二
溴乙氰，三氯乙氰 胚胎毒性
氯代酮 二氯丙酮、1,1,1-三氯丙
酮、1,1,3,3-四氯丙酮 誘變
2-2-2 管網水質之生物穩定性
當配水系統含有生物可利用基質時，可導致微生物在管網上生長 繁植，進而生成生物膜 (Biofilm)，此現象稱為後生長 (Aftergrowth) 或再生長 (Regrowth)，其所引起的水質問題，近年來己受到廣泛的討 論。早期利用維持配水管網系統之餘氯量控制微生物生長，但亦有學 者則進行水中有機物含量之控制 (Wierenga et al., 1985; te Welscher et al., 1998; van der Kooij et al.,1999)。據文獻報導在某些水質條件下可 發現經加氯處理後之飲用水中，大腸桿菌仍有殘存之現象，其主要原 因 是 配 水 管 網 內 餘 氯 對 某 類 具 抗 氯 能 力 菌 種 (Chlorine-resistant pecies)的接觸殺菌效果不佳 (Rittmann noeyink, 984；Wierenga, 1985)，
且藉由提高氯量達成殺菌的方式，除可引起臭味，影響適飲性等負面 之影響外，亦將增加飲用水中致癌性消毒副產物，例如三鹵甲烷等問 題。
歐美等國家對「再生長」與「後生長」之定義有所不同，在歐洲
「再生長」是指被消毒劑破壞的細菌，在淨水處理過程或配水管網內 表 2-8 鹵乙酸的性質及 pKa 值 (潘艷秋等,2010)
鹵乙酸 簡稱 化學式 pKa 沸點 (℃)
一氯乙酸 MCAA ClCH2COOH 2.86 187.8 二氯乙酸 DCAA Cl2CHCOOH 1.25/1.29/1.30 194 三氯乙酸 TCAA Cl3CCOOH 0.63/0.65/0.7 197.5 一溴乙酸 MBAA BrCH2COOH 2.87/2.8612.7 208 二溴乙酸 DBAA Br2CHCOOH 195 三溴乙酸 TBAA Br3CCOOH 0.66 245 一溴代氯乙酸 BCAA BrClCHCOOH 103.5 二溴一氯乙酸 DBCAA Br2CICCOOH
一氯二溴乙酸 DCBAA BrCl2CCOOH
質惡化，其代表參數以 HPC (Heterotrophic Plate Count)表示。在美國 所指的「後生長」，一般是針對大腸菌屬 (Coliform)於管網內之成長，
即因細菌殘存於處理水中，或因外來之污染 (如接管、切管過程所帶 入者)，使配水管網內細菌數增加和繁植，造成水質污染。不管「再 生長」或「後生長」現象，其對配水系統及供水水質引起的負面影響 包括：因生物黏膜或某些鐵細菌繁植加速輸水管材腐蝕 (Lee et al., 1980)；微生物代謝產物或管壁附著生物膜剝落造成水質惡化，並產 生臭味及色度等問題 (Levy et al., 1986)；管網內所需維持一定濃度之 消毒劑，因與生物膜作用而大量消耗，致無法維持限值劑量，進而引 起致病菌的繁植；另大量異營菌的繁植亦將干擾大腸菌用做為監測水 質的意義。Gibbs (1993)指出配水系統細菌的增植，歸納有三種發生 機制：(1)為蟄伏性或受損害性的細菌在淨水過程再度復原，(2)水中 浮游性 (Planktonic)細菌的繁植，(3)輸水管壁生物膜剝離。
2-2-3 混凝劑之消耗
傳統淨水程序中之混凝單元主要用於去除引起濁度之膠體物 (Colloid)，如欲去除水中之溶解性有機物，通常需在較低之 pH 值及 較高之混凝劑加量下進行，才有效果 (Committee Report, 1979；
Randtke, 1988)。所謂加強混凝即是指修正傳統混凝程序，以達到較 大之有機物去除效果。混凝程序中使用高劑量混凝劑及高強度攪拌條 件下，對高分子量之溶解態有機物移除效果較佳，但最高只達 56.5%
SEC-UV 254 面積移除率，表示混凝僅能部份移除溶解態有機物 (Wong, 2008) 。一般而言，水中 NOM 之去除隨著混凝劑加量之增加 而增加，但每一單位重量混凝劑所去除 NOM 量卻隨混凝劑加量之增 高而降低。且一般而言，原水之 TOC 值愈高，則其去除率亦愈高。
依據美國之調查結果，傳統處理程序淨水廠在平均明礬加量 11 mg/L 及 pH 值 7.2 之下，TOC 之平均去除率在 26%，但如實施加強混凝，
即在較高混凝加量及較低 pH 值下混凝時，TOC 去除率可達 50 至 60% (US EPA 1993)。
有機物之混凝亦受到有機物本身性質之影響，許多研究證實，疏 水性之有機物質較親水性有機物質易被混凝去除 (Collins et al, 1986;
Semmens and Ayer, 1985)。 White et al. (1997)亦發現，美國北卡州 Raleigh 之湖水在低明礬劑量 (18 mg/L)下，疏水性有機物質之去除較 親水性者為佳；但在高明礬劑量 (34 mg/L)下，親水性有機物質之去 除，則反較疏水性者為佳。SUVA 值 （或稱比 UV 吸光值 (Specific UV Absorbance)，即 UV254吸光值與 TOC 之比值）愈高之原水，經混凝 後，其值有明顯之下降，亦即水中吸收紫外光能力強之物質被大量去 除；相對地，SUVA 值愈低之原水，經混凝後，其值無明顯變化。此 應與 SUVA 值愈高表水中腐植質類疏水性物質含量愈高有關。White et al.(1997)以原水進行瓶杯試驗時，也證實有機物含量愈高去除水中 濁度及 TOC 所需之混凝劑量也會隨之增加。
另外有機物之混凝亦受到其他水質參數之影響，如 pH 值、鹼度、
離子強度及水溫等。以 pH 值為例，明礬對有機物之混凝去除，其最 佳 pH 值在 5~6 之間。而鹼度則會影響混凝時之平衡 pH 值。鹼度 高之原水，在同一混凝劑加量下，pH 值不易降至上述之最佳 pH 值 範圍，故有機物之去除可能較低鹼度之原水為低。還有有機物之混凝 去除，亦受混凝劑種類之影響，如有文獻報導鐵鹽對 NOM 之去除明 顯較明礬為佳 (Jacangela et al. 1995)。
2-3 淨水單元對有機物去除之效能
2-3-1 傳統處理程序
傳統淨水廠主要處理單元可分為混凝（ Coagulation）、膠凝
（Flocculation）、沉澱 （Sedimentation）、過濾 （Filtration）及消 毒 （Disinfection）等五個主程序。傳統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)。淨水處理各單元所具有的處理優勢條 件並不盡相同，不同分子量之有機物皆有其最適合處理程序參閱圖 2-5 （Shon et al. 2006）。
圖 2-5 各處理程序所能移除物質之分子量範圍 （Shon et al. 2006）
2-3-2 臭氧
若先將水中顆粒過濾，則可避免 NPDOC 濃度上升，當水中臭 氧/ NPDOC 濃度比大於 0.5 時，NPDOC 的去除效果較佳。而 UV254 吸光度在反應開始的 20 分鐘內急速下降，顯示臭氧對水中共軛雙鍵 物質有極良好之氧化；臭氧對於腐植酸與黃酸溶液 NPDOC 的去除率 大約只有 50％。對腐植酸而言，臭氧/ NPDOC 濃度比為 0.3 時，即 可有效降低水中 NPDOC；對黃酸而言，此值需為 0.5 時，方可有效 降低水中 NPDOC (王根樹, 2001)。
Hu et al.(1999)將受石化污染之地下水，先經臭氧化再進入 GAC 床 (EBCT=14 min)，O3 /TOC 控制為 0.02，其對 AOC-P17、AOC-NOX 及 AOC-Total 之 去 除 率 分 別 為 81.2% 、 100% 及 81.8% ， 其 中 AOC-NOX 較 AOC-P17 之去除效果高，乃是 NOX 菌屬可利用基質 之吸附能力較 P17 菌屬可利用之基質為高所致，而 Zhang (1996)以
臭氧化之原水 (O3 /TOC=2)經生物反應器處理後，也發現 AOC-NOX 及 AOC-P17 在濾床之去除率，前者為 91-98%，而後者則是 78-96%，
此結果顯示 AOC-NOX 較 AOC-P17 更容易為附著在濾床之微生物 所利用。
Kim et al. (1997)以 Minaga 湖水進行之模型廠研究，湖水先以微 篩 (microfiltration)處理後，控制 O3 /DOC 為 2.5，再同時進入並聯 之 BAC 床 (EBCT=15 min)時，其中 BAC 床操作 6 個月者對 BDOC 之去除率 73%，而 BAC 床操作 20 個月者，其對 BDOC 之去除率 為 94%，至於 Servais et al.(1991)在巴黎 Choisy-le-Roi 水廠，O3
/DOC 比值控制在 1~3(EBCT=7-12 min)，GAC 床對 BDOC 平均去除 率為 40%，然而生物難分解有機物僅有 8%之去除，故其認為臭氧 後 GAC 床 對 有 機 物 之 去 除 主 要 為 生 物 作 用 而 非 吸 附 作 用 。 Cipparone et al. (1997)取德洲 Lake Austin 之原水於實驗室通入臭氧，
再通入覆上生物膜石英砂之層析管，隨 O3 /TOC 比值增加時，原水 之 BDOC 有增加之趨勢，而 O3 /TOC 為 5 時，BDOC 去除率 36%，
較不通入臭氧 BDOC 去除率 6%為高。
2-3-3 活性碳
生物活性碳法(Biogical Activated Carbon Method)利用顆粒活性 碳床培養良氧性生物，分解吸附的有機物，達到吸附與再生作用同時 進行的作用，延長了活性碳的壽命，相對地減少了活性碳的處理成本，
使得活性碳的利用，能更受到歡迎。而生物活性碳法利用臭氧作為預 先處理，更帶給本法許多特別的優點 (高思懷, 1981)。而淨水廠中之 GAC 濾床可吸附前段處理程序所無法去除之有機機物，而降低消毒 副產物之生成(Symons et al., 1981)。而 Semmens et al. (1986)研究中 則發現調降水樣 pH 值，有助於活性碳對有機碳及 THMFP 等物質之 去除。
Chen et al. (1996)試驗中探討活性碳粒徑大小、活性碳量、進流
與增加活性碳量、低 pH 值及低溫之進流水可加強對 TOC 之去除。
另外，在飲水源中的腐植質及工業污染物都可能在飲用水加氯消毒過 程 中 ， 產 生 三 鹵 甲 烷 ， 而 THMs 已 被 證 實 對 人 體 具 有 致 癌 性 (Geldreich, 1996)。雖然活性碳具有許多微小之孔隙，但大分子有機物 無法進入到孔隙中與活性碳表面接觸，因此活性碳對於腐植質等具有 大分子之有機物質之的吸附效果並不理想；若能將大分子量的有機物 去除或降低其分子量，即可增加活性碳之去除效率 (吳志超,2002)。
Wong (2008)使用粉狀活性碳則除了 1000-2000 Da 物質外，其對原水 中溶解態有機物都有移除效果。在劑量 150（mgL-1 as C）下，15 分 鐘內就能達 80% SEC-UV 254 面積移除率，代表活性碳比混凝程序 具有較佳之溶解態有機物移除率。
2-3-4 薄膜
在高級淨水處理單元中，薄膜程序一直是被廣泛應用的技術之一。
薄膜程序在淨水處理上可用來去除懸浮微粒、有機物、無機鹽及微生 物，同時可以有效控制消毒副產物及其前驅物質，並可取代傳統淨水 程序之混凝、沉澱，提升飲用水的適飲性。此外，在土地狹小、人口 眾多的台灣，薄膜程序之應用亦具有節省佔地面積、擴建容易及操控 簡單等優點 (王偉修, 2003)。
Anselme et al. （1991）於以 UF 薄膜去除有機物的試驗中提到，
對於三鹵甲烷生成潛能（trihalomethane formation potential, THMFP）
之前驅物去除效果在 20-50%之間，但當 UF 膜之 MWCO 大於 10,000 時對於天然有機物質 （Natural Organic Matter,NOM）（包括 TOC、UV254 及 THMFP 等參數）之去除並不明顯。另外張鎮南等 (2002)研究結果 0.3k daltons 之薄膜對於 HA 或 FA 其消毒附產物 去除率達 75%，除此之外 FA 所生成的 THMFP/DOC 高於 HA，
HAAFP/DOC 則低於 HA。
Escobar et al. (2000)於實驗室以 RO 及 NF 評估人工原水在不同 離子強度、pH 及硬度等水質參數對 AOC 及 BDOC 之影響，實驗結
果發現 AOC 去除與薄膜型態、離子強度及硬度呈正相關，當離子強 度及硬度增加時，薄膜表面之負電性降低，亦即電荷斥力 (charge repulsion)降低，故有機物去除機制主要受分子量大小控制，亦即在該 水質條件下， RO 對有機物之去除會較 NF 為佳；至於 BDOC 因有 機物性質屬大分子，故其在薄膜之去除果較 AOC 為佳，而各項水質 參數均會影響 BDOC 之去除。佛羅里達州由 Palm Beach Country 水處理廠以 NF 膜處理受海水入侵之表面水，發現原水及薄膜出水 之 AOC 值並無明顯變化，且出水之 AOC 值較進水高出些微，其認 為與薄膜以抑制劑 (Antiscalant)及低純度之酸劑清洗有關，但仍可去 除 96%之 BDOC (Escobar & Randall, 2000)。
國內南部淨水廠之淨水程序已由傳統處理提升為高級處理，其中 使用超過濾膜 (Ultrafiltration, UF)及逆滲透膜 (Reverse Osmosis, RO) 之高級淨水程序對生物可利用有機碳 (Assimilable Organic Carbon, AOC) 去 除 率 約 為 47% ， 去 除 效 果 較 臭 氧 及 生 物 活 性 碳 濾 床 (Biological Activated Carbon, BAC)約為 62%之效率差。整合生物活性 碳與薄膜處理成為薄膜生物反應程序，應用在處理飲用水有機物上，
粒狀及粉狀生物活性碳處理系統對於 AOC 都有一定的去除效果 (洪 碧霞, 2010)。薄膜產水之濁度去除皆可以達過濾水之水準，而針對 NPDOC 則可處理至接近過濾水之水準。且減少大量化學藥劑使用，
及減少了停留時間所需之空間、土地，皆可降低相關之淨水成本外，
亦不會產生汙泥處理、處置等二次染物問題 (楊惠玲等, 2010)。
2-3-5 加氯
消毒副產物是氯化消毒過程中氯與被處理水中所存在的多種有 機物發生反應而生成，腐植酸 (HA)及黃酸 (FA)為水中有機質之主要 成份，其中含有芳香類及酚類結構，這些結構於氯化消毒過程中產生 三鹵甲烷 （THMs） (潘艷秋等, 2010)。黃酸部分結構具有間苯二酚 形態 (resorcinol-type)之結構，易進行鹵仿反應 (haloform reaction)，
此物種在鹼性環境時，位於氫氧間之碳原子易受活化，並與 HOCl
