4960N075 賴慶和 4環4A.

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4960N075 賴慶和 4環4A

摘要 近年來,經濟成長快速,水污染問題日趨嚴重,許多國家將濕地發展為一種 污水處理新技術。本研究之對象為一實驗室規模之三段式表面流人工濕地,各單 元依序為密植區一、開放水域區、密植區二,其設計理念,主要是營造不同階段 好氧及厭氧之環境,提供各種微生物及植物進行自然淨化機制。三段式表面流濕 地系統常發生第二池硝化作用效果不佳,造成整體氮去除效率未達理想之情形。 因此,若提高濕地系統中第二池之氧含量,將可促進硝化作用,進而增加氮之去 除效率。本研究係探討三段式表面流人工濕地,於第二池予以人工曝氣時,各池 不同氮型態之變化,並研析曝氣對系統各單元氮及其他水質項目去除效率之影 響。 本實驗包含未曝氣與曝氣試程,試驗結果顯示,兩試程之污水流經第一池及 第三池,皆呈現顯著的氨化作用與脫氮作用,而於曝氣之試程,污水流經第二池 的硝化作用則較顯著,NOX-N 有明顯上升。試程一(未曝氣試程)對人工污水處理 的平均去除效率,BOD為94.0 %、TN 為77.3 %、NH3-N 為94.9 %、PO4 3-為65.9 %;而試程二(曝氣試程)之平均去除效率,BOD 為95.4 %、TN 為85.3 %、NH3-N 為97.7 %、PO4 3-為69.4 %。兩試程BOD 平均去除率相差不大,然而,於曝氣試 程時,系統之TN 及NH3-N 的去除效益明顯較佳,第二池硝化作用也顯著增強, 因此,可知於三段式表面流人工濕地之第二池,適當曝氣以增加水體之溶氧,將 可達到氮移除的較佳效果。 關鍵字:三段式表面流人工濕地、曝氣、總氮、硝化作用

一、前言 人工溼地處理系統,係利用濕地植物、土壤及其他相關微生物來處理污水, 具有處理高含氮量廢水的潛力,可以從污水中移除過多的養分,經完善硝化後, 進行脫氮作用,以去除氮污染物,並於水平流人工濕地成功地處理農業廢水,如 豬、牛牧場及漁業養殖場污水和農業、機場、公路、溫室、苗圃等進流水(Vymazal, 2008; Maltais-Landry et al., 2009; Bachand and Horne, 2000; Vymazal, 2009)。水質 淨化型人工濕地若以水流方向來區分,大致可分為表面流式(Free water surface, FWS)、地下流式(Sub-surface flow, SSF)。表面流人工濕地系統,為進流水在濕 地表層開放性地流動,當水流經植物的莖及根部行淨化作用,水中溶氧較高,適 合好氧機制之進行。地下流人工濕地或稱植栽濾床(Vegetated submerged bed, VSB),為一窪地槽體,充填可透水性砂土或碎石作為介質,以此支持挺水性植 物的生長,進流水被迫在表層下的砂土間流動,以達到淨化作用,適合污水中溶 氧較低時,厭氧機制之進行(江漢全等,2005)。人工濕地去除污染物的機制包含 沉澱、吸附、過濾、硝化作用、脫氮作用、植物吸收及生物轉化過程等,但在不 同類型人工濕地中,所營造之環境並不相同,並非所有機制都能在不同種類之濕 地中正常進行,其各種氮轉換機制之反應強弱也不盡相同,而限制了人工濕地除 氮之效益(Vymazal, 2007)。

人工濕地中氮主要之去除機制為氨的揮發(Volatilization)加上硝化作用 (Nitrification)及脫氮作用(Denitrification),將污水中的氮轉換成氮氣(Poacha et al., 2004)。而三段式表面流人工濕地利用營造出不同好、厭氧環境,以提供各種微 生物及動植物進行各種自然淨化機制(U.S. EPA, 1999),增加除氮之效益,已經成 為常見之處理程序。三段式表面流人工濕地主要以三個單元串聯組成,其三個單 元依序為密植區一(厭氧)、開放水域區(好氧)、密植區二(厭氧),第一單元為一淺 水區,係密植挺水性植物,如香蒲等,主要的除污機制為膠凝(Flocculation)、沉 降(Sedimentation)及氨化作用(Ammonification ),經由水面下根莖之微生物降解, 有機氮(Org-N)因氨化作用會轉變成氨,挺水性植物種植密度越高,微生物可附 著生長之表面積越大,處理效能也就越高;第二單元為一水深約0.5~1 m 之開放 水域,以沉水性或浮水性植物為主,如浮萍等,主要營造高溶氧環境,產生好氧 性硝化作用機制,污水流經此區域時,會進行物理性的沉降,及被附著於沉水性 植物植體表面之好氧微生物消化降解,氮轉換方面,好氧硝化菌可於此區中獲得 足夠的溶氧以促進硝化作用的進行,此外,在本單元中,也有脫氮作用的產生 (Cronk, 1996);而第三單元與第一單元相同,都密植挺水性植物,其主要除污之 機制為沉降及脫氮作用。綜上所述,三段式表面流人工濕地之除氮機制,係於第 一單元的密植區一進行氨化作用,於第二單元之開放水域區進行硝化作用,而於 第三單元之密植區二,進行脫氮作用為主之機能,最終呈現整體之除氮效益。 在水質淨化型人工濕地中,大部分的Org-N經由生物作用會很容易轉變成氨 (Kadlec and Knight, 1996),此氨化作用並無法將氮去除,只是將Org-N轉換成氨, 以利於其他機制的進行,如硝化作用、揮發、吸附、植物吸收等。氨化作用與溫 度、pH值、碳氮比等有關,此外,最適合氨化作用之環境,其pH值為6.5~8.5 (Reddy et al., 1984),且在高溫環境下,氨化作用較為顯著(Peng et al., 2007)。而硝化作

人工曝氣對三段式表面流人工濕地除氮效益之影響 3 中華民國九十九年十一月十二、十三日 屏東縣國立屏東科技大學環境工程與科學系 用係藉由生物氧化,先將氨氧化成亞硝酸鹽,再轉換成硝酸鹽的一連串反應。硝 化作用與氨化作用相似,都無法去除污水中的氮,必須藉由硝化作用與脫氮作用 相結合,進而去除污水中的氮,也有學者提出硝化作用對氮的去除是一種限制機 制(Vymazal, 2007),硝化作用愈順利進行,氮的去除率就愈高。硝化作用機制的 進行,決定於氧含量的多寡,以支持好氧硝化菌的生長,並會受到溫度、pH值、 鹼度、微生物數、氨氮(NH3-N)濃度及溶氧等的影響(Vymazal, 1995)。脫氮作用 係以微生物透過中間物,如亞硝酸鹽、一氧化氮與一氧化二氮,將硝酸鹽轉換成 氮分子,是大部份人工濕地中對氮去除的主要機制。脫氮作用影響之因子包括: 溫度、pH值、脫氮菌菌種、硝化作用等(Werker et al., 2002),其機制在好氧性及 厭氧性微生物中都可進行,且在微生物數量沒有改變與環境開始變為缺氧後,脫 氮作用有明顯的提升(Hauck, 1984)。有文獻表示,硝化作用不完全,脫氮作用無 法順利進行(Maltais-Landry et al., 2009)。然而,氧氣不充足為影響氮去除的主要 因素(Noorvee, et al., 2007) , 在人工濕地添加曝氣系統則可提高硝化作用 (Cottingham, et al., 1999),增加去除氮的效果。此外,另有文獻提出,人工曝氣 有利於氮之去除(Ouellet-Plamondon, et al., 2006)。因此,若能提高濕地系統中之 氧含量,將可促進硝化作用,提高氮之去除效率。 國外對於人工濕地相關研究方面,起步較國內早,目前已有相當豐富之經 驗,但溶氧量在三段式表面流人工濕地中對氮之去除之影響研究並不多,且國外 氣候等參數較國內差異較大,故參考引用時亦有其限制(謝育祥等,2009)。本研 究之目的,係探討三段式表面流人工濕地系統各單元氮之組成變化及其去除效 果,並針對開放水域區添加曝氣系統,衡量其對氮及其他水質項目去除效率之影 響,以供日後設計及操作維護之參考。

二、材料與方法 本研究設置三個200 公升之方形槽體,各槽體長寬高分別為74 公分、53 公 分及54 公分,如圖1 所示,三個槽體串聯模擬一般三段式人工濕地之設計(即為 密植區一、開放水域區、密植區二,分別以編號LS1、LS2 及LS3 代表)。各槽 體舖設土壤於池體底部,密植區(LS1 與 LS3)與開放水域區(LS2)之土壤舖設厚度 及水深並不相同,其土壤厚度分別為20~25 公分及5~10 公分,水深分別為21 及34 公分,若密植區與開放水域區之水體體積比率分別以0.75 及0.95 (U.S. EPA, 1999)來計算,其槽中水體積約分別為68.5 及140.5 L(植生部份,二密植區皆種 植挺水性植物荸薺(Eleocharis dulcis (Burm. f.) Trin. ex Henschel),開放水域區則 種植浮水性植物水芙蓉(Pistia stratiotes L.),並維持密植區60~80%之覆蓋率, 開放水域區10~30%之覆蓋率。 有文獻指出,對水體內部曝氣為提高溶氧含量最直接的辦法,曝氣會對基質 內部溶氧產生明顯的影響(李想、崔莉鳳,2009)。本實驗包含未曝氣與曝氣試程, 在曝氣試程進行時,係以模型場人工濕地系統中第二池底層進行曝氣(土壤上 方),如圖 2 所示,曝氣量是增強人工溼地處理效果的另一個重要參數,但曝氣 是種耗能與增加成本的行為,所以在可提升氮去除效益基礎下,應盡可能減少曝 氣量,因此將曝氣量設為380 ml/min,氣水比為12:1。

污水來源為人工合成污水,人工合成污水配方係參考文獻資料(陳建銘, 2002),模擬宜蘭縣礁溪鄉得子口溪人工濕地實場污水進流濃度,其成分如表1 所示。人工合成污水儲存於一500L 水槽中,經由蠕動泵將人工合成污水送往試 驗槽中,各試驗槽之出水口高低差相差約20~30 cm,污水以重力流方式流動。 設計進流水流量為1.903 L/h,而硝化作用最佳水力停留時間至少為5 天(李黃允, 2001),因此將水力停留時間設為6 天,並於實驗開始時,系統先馴養運行7 日 以上,待穩定後,開始取樣測試分析。每天早上(9:00~10:00)、晚上(21:00~22:00) , 各採取原污水一次,並於各池出流水檢測水溫、氫離子濃度指數(pH 值)、導電 度 (EC)、氧化還原電位(ORP)、溶氧(DO)、生化需氧量(BOD)、懸浮固體(SS)、 氨氮(NH3-N)、凱氏氮(TKN)、硝酸鹽氮(NO3-N)、亞酸酸鹽氮(NO2-N)及正磷酸 鹽(PO4 3-),而水質檢驗方法依美國公共衛生協會(APHA)等之水與廢水標準檢驗 法(APHA,1998),以及行政院環境保護署環境檢驗所 (NIEA)所公告之水質檢測 方法(環境檢驗所,2010) 進行檢測,其檢驗項目及方法如表2 所示。

人工曝氣對三段式表面流人工濕地除氮效益之影響 5 中華民國九十九年十一月十二、十三日 屏東縣國立屏東科技大學環境工程與科學系 NIEAW210.57A 表1 本研究使用之人工合成污水成份 Components Ingredient (mg/L) Milk powder 40 Sucrose 1.2 Acetic acid 0.025 mL/L KH2PO4 1.5 NH4Cl 20 Urea 7.5 FeCl3 0.025 表2 水質分析項目及分析方法 Item Method Source Water temperature Thermal meter NIEAW217.51A pH value pH meter NIEAW424.52A Conductivity (EC) Conductivitymeter NIEAW203.51B Oxidation-reduction potential ORP meter APHA2580.B Dissolved oxygen (DO) Membrane electrode method NIEAW455.50C Biochemical oxygen demand (BOD) 5-Day BOD Test NIEAW510.54B Suspended solids (SS) Total suspended solids dried at 103~105℃ Ammonia nitrogen (NH3-N) Phenate Method NIEA W448.51B Kjeldahl nitrogen (TKN) Macro-Kjeldahl Method NIEA W451.51A Nitrate nitrogen (NO3-N) Brucine colorimetric method NIEAW417.51A Nitrite nitrogen (NO2-N) Colorimetric method NIEAW418.51C

三、結果與討論 本實驗於夏季進行,密植區一、二植生生長情形良好,並定期進行修剪以 達60~80%之覆蓋率;開放水域區則保持10~30%之覆蓋率,並飼養小魚來防止水 中孑孓孳生。模型場共進行兩個試程,第一個試程為未曝氣,第二試程為曝氣, 氣水比12:1,在開放水域區底部進行曝氣。每天採集進流水、密植區一(LS1)、 開放水域區(LS2)及密植區二(LS3)出流水進行分析;模型場試驗各水質監測點檢 測結果列如表3及表4所示,其結果顯示實驗期間,第一試程各採樣點水溫為 28.2~29.6℃之間,而第二試程的平均水溫在27.1~28.0℃之間,第一試程的平均溫 度高於第二試程溫度1℃左右;第一試程pH值在6.5~8.0之間,第二試程pH值在6.9 ~7.6之間,皆偏向弱鹼性,兩試程中各池之pH值,皆以開放水域區(LS2)之pH值 為最高,可能係因藻類大量繁殖,藻類在白天行光合作用,消耗水中CO2,使pH

值上升(Lin et al. , 2002; Mashauri et al 值上升(Lin et al., 2002; Mashauri et al., 2000; Reddy and DeLaune, 2008; Suthersan. 2001);第一試程水中電導度(EC)在214.1~278.6 μS/cm之間;第二試程EC在 227.7~315.3 μS/cm之間,兩試驗鹽分濃度皆不高;兩試驗各採樣點ORP值多低於 200 mV,為兼性厭氧狀態;進流水DO之濃度為最低,經由三段式人工濕地處理 後,放流水之DO濃度則有顯著的提升,但有曝氣試程DO濃度未高於未曝氣試 程,可能是曝氣管路位於槽體底部進行曝氣,出流水則位置較高,導致對上層水 體溶氧影響不大;兩試程進流水BOD濃度分別為38.7及38.6 mg/L,各池濃度皆呈 順序逐漸遞減,顯示本系統對BOD有一定之去除效益;SS濃度則在密植區一(LS1) 中,濃度下降呈現良好狀態,而在流過開放水域區(LS2)後,雖有下降但是幅度 並不明顯,可能是由於藻類生長與厭氧過程導致濁度與沉澱物增加(Pavanelli and Bigi, 2005)。

而TKN 濃度與NH3-N 濃度相減後,可得有機氮(Org-N)濃度,其結果顯示 Org-N 濃度在第一池有明顯下降情形,文獻指出,污水中大部分的Org-N 會很容 易轉變成氨(Kadlec and Knight, 1996),因此,第一池Org-N 濃度下降可能係因氨 化作用,而第二、三池之Org-N 濃度下降幅度則不明顯,試程二的密植區二,其 Org-N 濃度有些微上升;試程一與試程二的NH3-N 濃度為0.1~5.5 mg/L 之間,開 放水域區的NH3-N 濃度有明顯下降情形,而在試程二經曝氣後,NH3-N 濃度相 較於試程一有較低情形;試程一NO2-N 與NO3-N 濃度在各池均無顯著變化,但 試程二NO2-N 濃度在開放水域區為0.251 mg/L,較其它池濃度為高,第三池卻 有降低情形;NO3-N濃度各池皆未達1 mg/L,且各次採樣之濃度變異亦不大, 唯有開放水域區上升至1.5 mg/L,可能係由曝氣增加氧的濃度及生物活性,提高 硝化作用所導致;可知NOX-N (NO2-N + NO3-N)在經由曝氣後,其濃度會增加。 模型場試驗總氮(TN)濃度,各試程各池皆有明顯下降情形,顯示三段式表面流人 工濕地能經由揮發、植物吸收、沉澱或脫氮作用等機制,使其濃度降低。試程一 及試程二在密植區一PO4 3-濃度有些微上升,然後在本系統依序有一定下降趨 勢,可能係因所種植之挺水性植物吸收後,使PO4 3-濃度下降(Vymazal, 2007)。

模型場各試程TN 之組成如圖3 所示;結果顯示,未曝氣與曝氣試程的進流 水之TN 組成皆以Org-N 及NH3-N 為主,在流經此濕地系統後,TN 在各單元有 依序下降情形。模型場試程之污水流經密植區一(LS1)後,Org-N 及NH3-N 濃度 有明顯下降,但是NH3-N 佔TN 的比例變高,顯示Org-N 因氨化作用轉變成 NH3-N,使Org-N 濃度降低(Cronk, 1996),而試程二TN 濃度降低較多,可能因 植物吸收、氨的揮發及底泥吸附等因素難以控制,使得TN 濃度不穩定所致,而 流經第二(LS2)、三池(LS3)之Org-N 濃度下降幅度不明顯,可能係第二(LS2)、三 池(LS3)氨化作用反應速率減緩,或趨近於無,而未將Org-N 轉換成氨,致氨化 作用主要發生於第一池中;開放水域區的NOX-N 濃度有上升的現象,並由曝氣 試程NOX-N 上升比例最高,而NH3-N 佔TN 比例有明顯下降趨勢,顯示試程二 之曝氣可以在植生單元促進生物成長,並增強生物活性(Chazarenca et al., 2009), 進而使得有曝氣之第二池(LS2)硝化作用有明顯上升現象;到了第三池(LS3),氮 的型態則轉變成以NOX-N 及Org-N 為主,總氮中NH3-N 濃度所佔之比例,二試 程分別僅為9.5 %及8.7 %,顯示經此系統處理後,能有效經由硝化作用及脫氮 作用,使NH3-N 濃度降低,而試程二較試程一TN 濃度有明顯降低情形,顯示 曝氣對系統TN 濃度的降低有較佳的效益。

在NH3-N 與TN 之去除效率方面,如圖4 及圖5 所示,模型場各試程未曝 除率分別為94.9 及97.7%,皆能達到 90%以上,顯示此系統針對人工污水中之 NH3-N,能有效之去除,然而,試程一未曝氣密植區 NH3-N 之移除率為負值, 其原因尚待研究;各試程之TN 去除效率也相當不錯,TN 之去除率呈有順序逐 漸上升情形,顯示去除效果良好,未曝氣與曝氣的TN 去除率分別為77.3 及 85.3%,而本實驗有曝氣試程對於NH3-N 與TN 之去除率皆比未曝氣試程略高, 也有文獻指出,植栽曝氣人工濕地比未曝氣人工濕地氮之去除率高(Zhang et al., 2010),而本次試驗曝氣部分為開放水域區,植栽密度部分則較為缺乏,曝氣試 程雖有相當不錯之去除效率,但整體而言,試程二比試程一對NH3-N 與TN 之 去除率增加不多,如果植栽密度能增高的話,預期將使曝氣效果更佳。 NOX-N 之濃度檢測結果如圖6 所示,原污水NOX-N 濃度皆不高,經流入密 植區一及開放水域區處理後NOX-N 濃度有略微上升情形,而NOX-N 濃度增加主 要係因硝化作用而引起,開放水域區所營造之好氧環境,理論上有利於硝化作用 之進行(Cronk, 1996 ; U.S. EPA, 1999),本研究曝氣試程NOX-N 濃度增加幅度較 大,顯示在開放水域區中進行曝氣能有效增強硝化作用,而密植區二所營造之厭 氧環境,主要係以脫氮作用為主,因此,密植區二會因脫氮作用,使其硝酸鹽濃 度降低,而本試驗中NOX-N 濃度則迅速下降,顯示可能如預期,在第三池發生 良好的脫氮作用,將水體中NOX-N 轉換成大氣中的N2。

兩試程各池BOD 去除效率如圖7 所示;未曝氣試程與曝氣試程在整體去除 有不錯之去除效益(謝育祥等,2009),並以密植區一(LS1)對BOD 去除率上升幅 度最大,可能因種有挺水性植物,將污水中BOD 有效篩除,使密植區一(LS1) 為 BOD 主要去除區域,而曝氣試程第一池去除率較未曝氣試程低,流入開放水域 區則有迅速上升的趨勢,可能原因為曝氣提高生物活性,加速對水體中有機物的 去除。

兩試程的PO4 3-去除率,如圖8 所示;兩試程的去除效率相似,污水通過第 一池的去除率皆為負值,可能係因第一池的土壤釋出無機磷酸鹽,提供植物養分 (張明輝、楊秋忠,2004),使PO 3- 4 的濃度上升,去除率不增反減;污水通過第二 池時,可能係因水芙蓉為浮游性植物,會利用無機磷酸鹽(劉虹君等,2007),造 3- 3- 成PO4 去除率快速上升70~80%,而兩試程皆呈現此情形,顯示曝氣對PO4 之 3- 去除影響較小;污水通過第三池時,對PO4 去除效果較為明顯,可能係因第三 3- 池所種植之挺水性植物吸收PO4 3-後,使PO4 濃度下降。

綜上所述,兩試程之污水流經第一池及第三池,皆呈現顯著的氨化作用與脫 氮作用,而於曝氣之試程,污水流經第二池的硝化作用則較顯著,NOX-N 有明顯 上升。試程一(未曝氣試程)對人工污水處理的平均去除效率,BOD 為94.0 %、 TN 為77.3 %、NH3-N 為94.9 %、PO4 3-為65.9 %;而試程二(曝氣試程)之平均去除效 率,BOD 為95.4 %、TN 為85.3 %、NH3-N 為97.7 %、PO4 3-為69.4 %。兩試程 BOD 平均去除率相差不大,然而,於曝氣試程時,系統之TN 及NH3-N 的去除 效益明顯較佳,第二池硝化作用也顯著增強,因此,可知於三段式表面流人工濕 地之第二池,適當曝氣以增加水體之溶氧,將可達到氮移除的較佳效果。

四、結論 1. 本試驗結果顯示,兩試程進流水之TN 組成皆以Org-N 及NH3-N 為主,而 流至第三池則轉變為Org-N 及NOX-N 為主,且TN 去除率高,顯示經此系 統處理後,能有效經由硝化作用及脫硝作用,使NH3-N 濃度降低。 2. 模型場各試程未曝氣與曝氣對於NH3-N 之移除,均有不錯去除效果,整體 去除率分別為94.9 及97.7%,皆能達到90%以上,TN 去除效率也相當不錯, 未曝氣與曝氣的 TN 去除率分別為77.3 及85.3%,如果植栽密度能增高的 話,預期將使曝氣效果更佳。 3. BOD 整體去除率皆達到90%以上,顯示三段式表面流人工濕地對於BOD 有 不錯之去除效益,而曝氣試程BOD 的去除率高於未曝氣試程,推測原因為 曝氣能提高生物活性,加速去除水體中的有機物。 4. 試程一及試程二在密植區一PO4 3-濃度有些微上升,然後在本系統依序有一 定下降趨勢,可能係因所種植之挺水性植物吸收後,使PO4 3-濃度下降。 5. 兩試程之污水流過密植區一前,NOX-N 的濃度皆不高,但試程一於開放水 域區有略微上升的情形,而試程二NOX-N 濃度增加幅度較大。顯示在開放 水域區中進行曝氣能有效增強硝化作用,密植區二會因脫氮作用,使其硝酸 鹽濃度降低,將水體中NOX-N 轉換成大氣中的N2。 6. 於曝氣試程時,系統之TN 及NH3-N 的去除效益顯著較佳,第二池硝化作 用也明顯增強,因此,可知於三段式表面流人工濕地之第二池,適當曝氣以 增加水體之溶氧,將可達到氮移除的較佳效果。

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