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1、,礫間接觸水質淨化處理原理與效益評估,礫間接觸(contact bed treatment)是一種快速處理污水的方式，這是十九世紀英國倫敦的污水處理工程師W.J.Dibden首先設計的自然處理工法，主要在讓污水迅速通過粗顆粒的石礫，讓石礫上的生物膜分解污水中的有機質(Kinnicutt，1902)。其功能是初級處理，以短暫的時間，讓污水迅速的通過，以達到生物膜去除有機質的最大量。,前 言,由於礫間處理所用的顆粒較大，除了石礫外，還可以就地取材，如聚結成塊的煤渣，火山灰形成的焦碳，粒徑在0.61.2公分都可以取來使用。為了促進污水的分解，礫間處理常以不同的緊密度，形成二層的結構：上層排列較鬆，水
2、流較快，維持好氧狀態；下層排列較緊密，水流較緩，成為厭氧狀態；這稱為雙礫間系統(double contact system)，其水力負荷量平均約0.47m/day。,前 言,礫間處理的一般操作是引水進入，停滯數小時，再讓水流排出，或是讓水流通6日，到了第7日，把槽體水流放空，以讓氧氣進入礫間，由於有暫時性的斷水，這種方式稱為間歇處理(intermittent treatment)，類似於間歇礫間接觸的工法是間歇砂濾(intermittent sand filter)與地下流濕地(subsurface flow wetland)。,前 言,間歇砂粒過濾是用粒徑0.02m的砂子堆積成床體，讓污水間
3、歇式的通過，其通過的水力負荷量在0.0000470.0705m/day，這是1865年德國柏林Dr.Alexander Muller所提出的工法，顆粒愈細，水流愈慢，但濃度的去除率較高。地下流濕地是Kaethe Seidel在1953年所提出，在粒徑0.06m的砂或細石上種植水生植物，讓更多微生物附著在根系表面積上，以去除有機質，而水生植物又可以吸收一部份的氮、磷，其水流連續並不間歇，以維持植物根系生長。,前 言,到了二十世紀初期，礫間接觸工法為了提高處理量與效率而發展出送氣進到礫間接觸，以免每操作6日就需間歇斷水1日，這種工法稱為連續砂濾(continuous filtration)，其水力
4、負荷量約2.76m/day，但是為了進氣，所耗費的能量較高。另一種改良式的礫間接觸是在入流分水的管路開口，使水上噴，增加與空氣接觸的機會，以提高溶氧，這種工法稱為加壓式濾間處理(pressure-closed contacted system)(Tchobanoglous and Burton，1991)，較傳統濾間處理分解有機質的效率為高。,前 言,礫間接觸在日本的發展，本來也是在社區或家庭污水排放的現地處理，後來發展成河川在槽處理，將礫間處理直接建置在水流緩慢的河道內，直接以河道水流流過濾間處理的段落，利用自然力量，進行連續過濾。其中最著名的工程，是1985年在千葉縣大堀川的礫間處理，其面
5、積0.62ha，礫石床深1.60m，水流停滯時間0.05日，入流量32,852m3/day，水力負荷量4.0m/day，礫石底床有送風機，以34.2m3/min送氣，其處理生化需氧量與懸浮顆粒的去除率分別為75與78（本橋，2004）。,前 言,值得注意的是，在槽處理的生化需氧量或懸浮顆粒濃度去除率，需要考慮河川原有的自淨作用，工程完工對於河川水質淨化的促進，應該扣除河川原本的自淨作用，在計算上需要用處理後的濃度減去處理前的背景濃度，否則將使處理效率或濃度去除率偏高。,前 言,日本將礫間處理轉到河道上，最主要的原因是在懸浮顆粒較高的水中，容易產生孔隙阻塞，降低水力負荷量與水質處理效率。在厭氧性
6、的礫間處理，排出的水仍是污黑、惡臭，特別在有氣泡的污水中，礫間處理的送氣或加壓再噴射將使水中產生更多的氣泡，造成河流周遭環境的劣化，不利人為的活動，漂浮的垃圾有時就堆積在礫間處理的表面，這些現象都有礙觀瞻。因此水質自然淨化處理，不止需要考慮污染的去除率，也需要考量水域生態系統的復育與環境景觀的改善，甚至包括歷史與人文的結合(本橋，2004)。,所以日本將礫間處理移到河流，就是讓持續流動的水，來減少惡臭的問題，而且讓孩子們能夠在河道捕魚，或在河邊垂釣，並使附近手賀沼的水鳥，能夠前來礫間處理的斷面棲息，人對河川水質改善後生態環境的滿足，為水質淨化最終的評價指標。,前 言,在20012002年，在建
7、造1617年後，再度評估該場址。生化需氧量的平均去除率40.9(8.955.6)，懸浮顆粒的平均去除率61.5(087)，總氮的平均去除率7.8(-1641.2)，總磷的平均去除率5.4(-5.510.5)，較起初建造時的效率為低，但是生化需氧量與懸浮顆粒的去除，與對該地水域生態系統的復育，已經大大抒解周遭居民的苦情，因此被日本政府視為一有效的改善方式。,前 言,由於淨水處理，尚需兼顧生態系統的復育，所以在陸地上的礫間處理，逐漸種上水生植物，成為後來發展的地下流人工濕地。事實上，大孔隙的礫間，不容易種植水生植物，因為缺乏土壤對營養份的吸附，而一般植物除了吸收土壤溶液的營養份之外，也吸收土壤表面
8、置換相或吸附相的營養份，置換相的營養份濃度，遠高於土壤溶液相的營養份(Marschner，1986)，所以用礫間接觸來營造植物生長的床體，最大的困難在於只有溶液相的營養份可供吸收。,前 言,也許礫間接觸要兼具植物的生長床的功用，並不是在起初的栽種，而是在處理污水一段期間後，生物膜覆蓋在礫石表面，就可以吸附營養份，可供植物生長，或是週邊植物的入侵生長，而且這是自然的演替，而非人工的強求，也許這更符合生態工程的基本原則。,前 言,在歐美水力停滯時間需達1.7日以上，生化需氧量才有70以上的去除率(Kadlec and Knight，1996)，在二十世紀後期，反而是歐洲大量發展建造礫間接觸。德國生
9、態學家賽德樂首先提出地下水流濕地，1980年代，逐漸在歐洲、日本廣泛做為污水處理之用。,前 言,這種濕地的結構有很多變化，例如美國著名的環境工程師立德(Reed,1995)提出的款式是，在地面下挖0.30.6公尺深的長方形土坑，底部鋪設低透水性的黏土層，上面放置有效直徑約10公分的礫石，礫石的堆置使總孔隙率(porosity)約在3845。濕地的長度可達5公尺以上，長寬比約為3：1。不過這些尺寸並非定值，不同的生態工程設計者常依不同的地形、坡度、水質特性、淺層地下水深、現地礫石材質與污水淨化的要求，給予不同的設計。,前 言,如捷克布拉格大學濕地生態與應用(Ecology and Use of
10、Wetland)之緯瑪扎爾(Vymazal)研究員，提出東歐地下水流濕地最常用的深度是0.60.8公尺，濕地底部黏土厚度為0.2公分，礫石為直徑0.81.6公分的粗砂，底床坡度約0.010.025。採用粗砂而不用礫石的原因，是期待出水性植物能夠著床生長，增加濕地內好氧性的分解。,前 言,地下水流濕地對於污染質淨化機制主要有六：,礫石間的孔隙對於水中懸浮性顆粒有過濾果效；礫石底層是處於缺氧狀態，能夠進行脫硝作用，減低水中硝酸鹽與氨的濃度；礫石表層與空氣接觸，屬於好氧層，能促進水中生化需氧量的分解，也能使氨轉化為硝酸鹽；礫石孔隙間所滯留的細顆粒具吸附能力，間接去除水中部分的磷酸鹽；礫石表面逐漸附生
11、微生物，形成生物膜，能促進水中有機質的分解；礫石表層生長的水生植物也能吸收部分的無機營養份。,德國馬德堡大學水資源管理學系的陸德瑞茲(Luederitz et al.,2001)等，提出德國有五千座污水處理型濕地，處理社區人口低於一千人的污水，其地下水流濕地約1公尺深，長寬各約24、14公尺，其污水處理的果效，去除率化學需氧量約93，生化需氧量95，氨為8296，總磷為97，而且比傳統污水處理省下83的能量與76的工料，效果顯著。,前 言,但是，紐西蘭水與空氣國際研究所 鐵拿(Tanner,1994)研究員提出不同的研究結果，他提出濕地去除懸浮性顆粒為4090，生化需氧量7090，總氮為409
12、0，總磷為3080。他提出污水去除的果效與污水類別、污染負荷量以及水流停滯時間有關。他認為污水中的有機質愈高，水中氮的去除率將愈低。,前 言,雖然不同的國家與不同的研究者有不同的看法，但是有個一致的看法，就是污水去除的機制，主要是礫石表面生物膜，包括細菌、放射菌、藻類等進行有機物分解、脫氮、硝化等作用。由於地下水流濕地可以提供水流與生物膜接觸廣大表面積，因此其污水去除率會優於表面流濕地。,前 言,這種污水處理有其操作上的不確定性，美國奧亥俄大學自然資源系司必里與米契教授(Spieles and Mitsch,2000)提出，這種濕地建造成本較高，每公頃約美元362,000，主要的花費包括採購合
13、適尺寸的礫石，施放礫石到濕地裡，裝置配水管路與抽水馬達的花費，這比自由水面流濕地每公頃建造費美元50,000昂貴，但是其污水處理的負荷量較高。由於水面在礫石表面之下，較不會滋生蚊蟲、臭味，因此建議在土地面積較小而需有較高處理果效的地方，採用此法。反之，在土地面積較大的地方，才考慮表面流濕地。,礫間處理引進台灣是最近的事，2004年才在台北市貴子坑溪關渡自然公園內建造第一座試驗性模場，選址在自然公園內的目的，除了土地使用與污水淨化的需要之外，更期待能與自然公園的生態景觀連成一體，而且能夠實際改善關渡濕地的生態系統，雖然場址面積不大，建造迄今未滿一年，但定期監測水質與水量，本文的目的，就是探討其淨
14、化水質的效益與生態復育的功能。,前 言,地下水流濕地去除污染的機制雖然複雜，有物理、微生物與化學的作用一起參與。但是愈精確的科學與工程，愈需要數學的量化，否則濕地設計會淪為經驗或感覺。,理論與分析,由於地下礫間水流，在流體運動方面仍屬達西法則(Darcys Law)的範圍，根據達西法則，水流通量(q)在水平流方向(x)是水深(z)的梯度，故：,理論與分析,.（1）,Ks為礫間孔隙飽和導水係數(saturated hydraulic conductivity),理論與分析,而地下水流流量(Q)為：,將(2)、(3)代入(1)式，可得(4)式：,.（2）,.（4）,.（3）,A為礫間濕地的斷面積，
15、即：斷面積是水深(z)與濕地寬度(l)的乘積,理論與分析,將(4)式兩邊積分：,.（5）,.（7）,z0為入流的水深。,將(5)式積分，並整理可得：,理論與分析,水流在濕地的停滯時間(HRT)可表示為：,.（8）,.（9）,而，V為濕地內水的體積，即：,為濕地的孔隙率,理論與分析,將(8)式微分，並將(9)式代入：,.（11）,.（12）,將(7)代入(11)式：,理論與分析,解(12)式可得：,.（13）,.（14）,假設濕地內污水水質淨化符合一級次反應，,C0為流入濃度，C為流出濃度，k為一階反應係數。,理論與分析,由(13)與(14)式知污染在水中的分解，以反應係數與水流停滯時間為最重要
16、。而水流停滯時間又受飽和導水係數、孔隙率、流量、水深等因子所影響。前兩項在工程建造上可以選定，後兩項決定於濕地的操作。分解係數主要受生物膜生長狀況決定。,試驗與方法,關渡礫間接觸場址，位於貴子坑溪進入中港河前的灘地上，其位置為東經1212825”，北緯250659”，原場址為黏質壤土，海拔高度約1.67m2.52m。由於該處年最高潮位為1.69m，所以場址排水口，在高潮位之上0.83m，以防潮汐影響。,試驗與方法,所引用貴子坑溪的水質在施工前九個月，每個月監測的水質特性為：依照RPI指標，屬於嚴重污染河段。,平均溶氧0.68 mg/l(0.21.2mg/l)平均生化需氧量13.9 mg/l(1
17、0.519.6mg/l)平均懸浮顆粒63.9 mg/l(23337mg/l)平均氨氮濃度8.10 mg/l(0.0315.90mg/l),試驗與方法,入流井在常水位下0.8m，沈水式馬達抽水至灘地上方的水塔，水塔高度1.6m，蓄水2000升，以重力方式供水至模場，入流主管長18m，管徑4”，再分流至3支支管，每根支管上間隔30cm，即有一孔徑0.2cm的噴水口，每根支管長6.48m。,礫間接觸場址面積0.04ha，長寬之比為2.14：1.00，深度為0.85m。底部舖有防水性的皂土5mm，所用的礫石為粒徑0.150.20m的卵礫石，D50為0.165m。底部025cm的孔隙率為0.280.30
18、；2550cm的孔隙率為0.320.37；50cm以上的孔隙率約為0.80，整個場址的平均孔隙率為0.33。底床有集流管，污水經過礫床之後進入集流管，再輸至三個排水口，分別在0.75、0.55、0.25m，底部的排水口為排泥之用，一般水流在0.75m的排水口排入出流井，再自出流井進入貴子坑溪(張，等，2004)。,試驗與方法,實驗分為三個部份，在試車操作期間，定期監測排出口水樣，以評估最佳處理水質之水力停滯時間，量測噴水高度與加壓噴水對於污水曝氧的果效，與持續十個月採不同水力負荷量下的污水，評估其處理效率(賴，2005)。,結果與討論,最佳污水淨化水力停滯時間的決定,礫間接觸處理對於水中生化需
19、氧量、懸浮顆粒與氨氮的去除率與水力停滯時間的關係，以圖(一)圖(三)示之。這是礫間接觸模場在建置完成(民國93年10月28日)，連續4日所作的試驗，發現水力停滯時間在1.5日，其濃度去除率已趨近最大值，其生化需氧量去除率為68.9，懸浮顆粒去除率為65.9，氨氮去除率為51.1。生化需氧量的去除率與懸浮顆粒去除率相近，這是礫間處理初期去除生化需氧量的機制，是在對懸浮顆粒的截留，而非礫間表面生物膜的作用。,圖(一)、靜置4天之生化需氧量 去除率與水力停滯時間之關係,圖(二)、靜置4天之懸浮顆粒 去除率與水力停滯時間之關係,圖(三)、靜置4天之氨氮 去除率與水力停滯時間之關係,礫間接觸噴流曝氧的果
20、效,入流水在進入礫間處理床前，其噴流的高度與水中溶氧增加的關係，以圖(四)示之，噴出的高度愈高，水流在空中移動的時間愈久，空氣中氧氣溶入的量就愈大，所以水中的溶氧所增加的值就愈多，這證明加壓噴水能夠提高水中的溶氧，進而增加礫間處理的好氧性。,圖(四)、噴流高度與水中溶氧量增加之關係,礫間接觸噴流曝氧的果效,以單位面積生化需氧量與懸浮顆粒的重量，BOD/SS與建置後時間的關係，以圖(五)示之。由去除量的比值，可知建置49日以前，BOD/SS1，模場在建置後兩個月，生物膜的生長，將增加生化需氧量的去除效果，但是在93日一直持續到269日，BOD/SS介於0.080.68，表示礫間接觸生物膜會受到厭
21、氧，或孔隙間受到顆粒淤積的影響，使得生化需氧量的去除量遞減。,圖(五)、單位面積生化需氧量/懸浮顆粒重量比與建置後時間變化,礫間接觸淨化污水的成效,關渡模場與歐洲礫間接觸比較，以表(一)示之。其水力停滯時間較短，相對的水力負荷量較大。對生化需氧量、懸浮顆粒，與氨氮去除效果的比較，則以表(二)示之，這三項水質淨化的指標項目，其濃度的去除量皆低於歐洲，但是以操作十個月的成效，其每日單位面積生化需氧量、懸浮顆粒，與氨的移除量分別比歐洲高117，457與975。,礫間接觸淨化污水的成效,主要機制是台灣的溫度較歐洲為高，關渡的生化需氧量與氨氮的一階分解係數也高於歐洲，所以易進行生化需氧量的分解與脫氮的作
22、用。,礫間接觸淨化污水的成效,根據(13)式計算而得的導水係數，在場址操作十個月期間的變化，以圖(六)示之。模場平均的導水係數為7.0cm/sec，在孔隙介質，這是相當快速的流速(Klute，1986)，而且導水係數由起初試車操作的3.9cm/sec，逐漸增加，到第十個月增加到11.2cm/sec，證明模場雖有懸浮顆粒的淤積，也有生物膜在礫石表面的生長，這都將降低孔隙通水的有效體積，但是導水係數反而增加。,表(一)、台灣與歐洲之水文與礫間接觸建造狀況比較,備註：(1).歐洲礫石床地下水流濕地，n=10。,備註：台北市關渡礫間接觸模場為例。,表(二)、台灣與歐洲地區之礫間接觸處理工法水質成效比較
23、,圖(六)、台北關渡礫間接觸模場之導水係數變化,礫間接觸處理期間水理的改變,排水口的位置：模場的入流雖然是垂直流，但是水分由模場流出，卻是水平流的方向，水流在礫間孔隙是藉著水平方向不同的水位差在移動。而模場水平方向的水位就在礫間接觸表面下5公分，那是曝氣性最高而且阻塞最小的地方，這是起初正確的設計，避免日後礫間處理水流的淤塞。,產生這些實驗調查的結果，主要的原因有三：,礫間接觸處理期間水理的改變,礫間接觸的礫石在起初置放之後，受到水流流經，與生物膜的長出，礫石還有位置上的重調，尤其是生物膜的作用，礫石之間產生一些膠結與團粒性，使水在礫石中的流動更穩定。,礫間接觸的自然演替,植物逐漸進入場址，尤
24、其是禾本科與莎草科的植物，也以礫石表面膜作為根系著床的所在，這種自然演替的結果，使得礫石間多出更多的小孔隙，甚至增加礫間接觸自由水面上的毛細作用區，使得礫間表層的礫石也能有水份供應，長出生物膜，由此在礫間接觸建造初期，不用刻意去栽種親水性的草本植物，就讓自然去演替，大自然也不會讓這種污水常流的地方，保留空白，不長植物。,礫間接觸處理期間水理的改變,不過礫間接觸最大的問題，可能仍然在景觀上的維護。處理後排出的溶氧濃度在0.84.0mg/l，平均為1.47mg/l，仍然在缺氧的狀態。貴子坑溪若有太多的泡沫、飄浮垃圾，或過高的懸浮顆粒，場址的入水井或噴水孔會產生阻塞，這是過去十個月期中，有一個月必須停止抽水，全面清除管路與入水井淤砂的原因。,礫間接觸在台灣發展之展望,評估台灣各污水處理的人工濕地、地下滲濾與礫間接觸污水處理之成效。關渡礫間接觸的場址，雖然是一個小型的模場，生化需氧量、懸浮顆粒與氨氮的濃度去除率也不高，但在所有的場址中，其每日單位面積的去除量為最高，而且造價最便宜，能夠耐沖刷、水淹，在缺水或斷水時期，不像表面流濕地立刻失去原來的外觀與功能。由於處理的水量大，不需開挖地面一公尺以下，工程土石方比地下滲濾少很多。而且沒有植栽的問題，是未來在溪流灘地，或分散污水集中處理，可待發展的自然污水處理工法。,
