1、第二章 礫間接觸水質淨化處理污水成效之評估礫間接觸 （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。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
2、較鬆，水流較快，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。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） ，間歇砂粒過濾是用粒徑0.02m 的砂子堆積成床
3、體，讓污水間歇式的通過，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。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
4、filtration） ，其水力負荷量約 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。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
5、 年在千葉縣大堀川的礫間處理，其面積 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固體的去除率分別為 75與 78（本橋，2004） 。值得注意的是，在槽處理的生化需氧量或懸浮固體濃度去除率，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。日本將礫間處理轉到河道上，最主要的原因是在懸浮固體較高的水中，容易產生孔隙阻塞，降
6、低水力負荷量與水質處理效率。在厭氧性的礫間處理，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
7、。在 20012002 年，在建造 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） ，懸浮固體的平均去除率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固體的去除，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。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
8、收土壤溶液的營養份之外，也吸收土壤表面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。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。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
9、歐洲大量發展建造礫間接觸。德國生態學家賽德樂首先提出地下水流濕地 ，一九八年代，逐漸在歐洲、日本廣泛做為污水處理之用。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。例如捷克布拉格大學濕地生態與應用(Eco
10、logy and Use of Wetland)緯瑪扎爾(Vymazal, 2000)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。地下水流濕地對於污染質淨化的機制主要有六。礫石間的孔隙對於水中懸浮性顆粒有過濾的果效；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
11、力，間接去除水中部分的磷酸鹽；礫石表面逐漸附生微生物，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。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
12、除懸浮性顆粒為 4090，生化需氧量 7090，總氮為 4090，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。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的廣大表面積，因此其污水去除率會優於表面流濕地。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，
13、每公頃約美元362,000，主要的花費包括採購合適尺寸的礫石，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(游進裕、林宗岳，2005)，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
14、場址面積不大，建造迄今近一年，但定期監測水質與水量，本文的目的，就是探討其淨化水質的效益與生態復育的功能。理論與分析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。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：.（1）其中，K s 為礫間孔隙飽和導水係數 (saturated hydraulic conductivity)。而地下水流流量(Q) 為：.（2）其中，A 為礫間濕地的斷面積，即斷面積是水深
15、(z)與濕地寬度(l)的乘積：sdzqKxQqAlz.（3）將(2)、(3)代入(1)式：.（4）將(4)式兩邊積分：.（5）z0 為入流的水深。 (5)式積分可得：.（6）或改寫為：.（7）水流在濕地的停滯時間(HRT)可表示為：.（8）V 為濕地內水的體積：.（9） 為濕地的孔隙率。將(8)式微分：.（10）將(9)代入(10)式，可得.（11）sdzQKlx0 0 x zszdld2202sQxzzKl20szzxlVHRTQVlzxdVdHRTQldRTzdx將(7)代入(11)式.（12）解(12)式可得.（13）假設濕地內污水水質淨化符合一級次反應，.（14）C0 為流入濃度，C
16、為流出濃度，k 為一階反應係數。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。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。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：平均溶氧 0.68mg/l（0
17、.21.2mg/l） ，平均生化需氧量 13.9mg/l（10.519.6mg/l） ，平均懸浮固體 63.9mg/l（23337mg/l ） ，平均氨氮濃度8.10mg/l（0.0315.90mg/l） ，依照 RPI 指標，屬於嚴重污染河段。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1/2 20 0 HRTxslQdzxdQKl23 3/2020 1()s sKl QHRTzxQKlz0kHRTCe1.6m，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
18、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，D 50 為0.165m。底部 025cm 的孔隙率為 0.280.30；25 50cm 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（張文亮等人，2004） 。實驗分為三
19、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（賴衍臻，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氧量、懸浮固體與氨氮的去除率與水力停滯時間的關係結果( 如表 8)，則以圖 2.9圖 2.11 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，懸浮固體去除率為 65.9，氨氮去除率為 51.1。生化
20、需氧量的去除率與懸浮固體去除率相近，這是礫間處理初期去除生化需氧量的機制，是在對懸浮固體的截留，而非礫間表面生物膜的作用。表 8、關渡自然公園礫間接觸場址於靜置 4 天之水力停滯時間與水質變化結果水力停留時間 (day)水質項目0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0入流濃度(mg/l) 20.0 20.0 20.0 20.0 20.0 20.0 20.0 20.0 20.0出流濃度(mg/l) 21.6 13.2 9.0 8.3 8.5 10.7 9.6 8.4 7.6生化需氧量 移除率(%) -8.0 34.0 55.0 58.5 57.5 46.5 52.0 5
21、8.0 62.0入流濃度(mg/l) 14.0 14.0 14.0 14.0 14.0 14.0 14.0 14.0 14.0懸浮固出流濃度(mg/l) 14.0 10.0 3.0 1.0 8.0 6.0 2.0 2.0 1.0-200204060801000.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0時 間 (day)去除率(%)-200204060801000.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0時 間 (day)去除率(%)體 移除率(%) 0.0 28.6 78.6 92.9 42.9 57.1 85.7 85.7 92.9入流濃度
22、(mg/l) 6.4 6.4 6.4 6.4 6.4 6.4 6.4 6.4 6.4出流濃度(mg/l) 5.9 2.7 2.7 2.4 1.9 1.9 1.4 1.7 1.8氨氮 移除率(%) 7.2 57.5 57.5 62.1 69.9 69.6 77.9 73.8 72.4圖 9、靜置 4 天之生化需氧量去除率與水力停滯時間之關係圖 10、靜置 4 天之懸浮固體去除率與水力停滯時間之關係0204060801000.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0時 間 (day)去除率(%)024680 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 1.6噴 流
23、 高 度 (m)增加之溶氧(mg/L)0.00.51.01.52.02.50 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280觀 測 日 數 (day)單位面積生化需氧量/懸浮顆粒重量比圖 11、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 12 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 12、噴流高度與水中溶氧量增加之關係以單位
24、面積生化需氧量與懸浮固體的重量，BOD/SS 與建置後時間的關係，以圖 13 示之。由去除量的比值，可知建置 49 日以前，BOD/SS0.26，模場仍然以懸浮固體去除為主。但是建置在 61 日後，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 13、單位面積生化需氧量/懸浮固體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的礫間接觸相比較，以表 9 示之。其水力停滯時間較短，相對的水力
25、負荷量較大。對生化需氧量、懸浮固體，與氨氮去除效果的比較，則以表 10 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、懸浮固體，與氨的移除量分別比歐洲高 117，457與 975。主要的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用。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 14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，證明模場雖有懸浮固體的淤積，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 9、台灣與歐洲之水文與礫間接觸建造狀況比較台北關渡 歐洲 (1)面積 (ha) 0.04 0.050.09水深 (m) 0.85 平均孔隙率(%) 33 入流量 (m3/day) 30.6164.99 80230
