底泥萃取

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大仁科技大學環境管理研究所

碩士學位論文

酸鹼催化萃取河川底泥釋出有機物之特性

The Characteristics of Released Organic Matter from Sludge in River by Acid or Base Catalytic Reaction

指導教授：賴文亮博士

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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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圖目錄

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表目錄

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第一章前言

1-1 研究背景

河川是與人類最為親近的自然資源，但卻也成為污染物排放最方便的管道，近年來因大量的廢污水及廢棄物排入河川，使得大小河川都受到不同程度的污染，造成河道淤塞，河水自淨作用降低，

使得河川污染日益嚴重，進而造成河川底泥的污染。泥沙及有機物經長時間的累積沉澱所形成的未擾動層化結構，受河川特性、污染源種類及自然條件影響，可確實反應出河川水體的污染及背景特性 (孫毓璋等, 2000)。

本研究藉由螢光光譜及紫外光吸收光譜探討河流中底泥經水萃取及酸鹼萃取過後釋出的有機物性質變化，以高屏溪和東港溪兩條流域的底泥為研究對象。

1-2 研究目的

1. 兩種不同河段底泥性質的差異

2. 不同萃取方式的底泥性質差異性比較

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第二章文獻回顧

2-1底泥基本特性

美國環保署對於底泥的定義是：位於水體底部的有機或無機物，

包含黏土、淤泥、沙子、砂礫、貝殼、腐朽的有機物等，或是一些人為的廢棄殘骸。表面 0 公分至 15 公分厚之底泥稱表層底泥

（Surface sediment），超過 15 公分厚之底泥稱為深層底泥（Deep sediment）(環境檢驗所, 2016)。

2-1-1 物理性質 2-1-1-1 土壤質地

土壤質地由許多大小不一的土壤顆粒組成，顆粒大小不同而性質也會有所差異，故進行分類以區分出土壤顆粒性質，單信瑜

(1998)依土壤顆粒粒徑大小進行簡易分類，如表2-1。

粒徑越小則表面積越大，能吸附之物質也越多，對於污染物質的吸附能力也越強。

表2-1顆粒粒徑大小區分顆粒種類(單信瑜,1998)

名稱 Name 粒徑範圍

中礫石 Cobble D > 150 mm

礫石 Gravel 4.75 mm < D < 150 mm

粗砂 Coarse Sand 2.00 mm < D < 4.75 mm 中砂 Medium Sand 0.425 mm < D < 2.00 mm 細砂 Fine Sand 0.075 mm < D < 0.425 mm 粉土、沉泥 Silt 0.002 mm < D < 0.075 mm

黏土 Clay D < 0.002 mm

2-1-1-2 顏色

底泥有機質含量及成分會導致底泥顏色有所不同，有機質含量高之底泥其顏色多為暗黑色，如養豬廢水所致；氧化鐵含量高的則呈現紅色或橙色，故底泥有機質組成之差異性理論上可用顏色來辨別( Pulley and Rowntree, 2016)。

2-1-1-3 溫度

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在遭遇污染的底泥，需要借助微生物的分解能力，而溫度會影響微生物的活性，微生物分解污染物效率受溫度影響較大，在適合生存之溫度下，隨溫度升高效率也隨之增加。

底泥色澤可影響其溫度，如色澤較暗之底泥，光能吸收較淺色者大，故在相同的環境下，暗色底泥溫度會比淺色者高。

2-1-1-5 孔隙

土團中未被土粒所佔之孔隙空間，自然情況下孔隙中會被水和空氣充滿，而在浸水土壤如水體底泥，孔隙則是完全被水佔據。

2-1-2 化學性質 2-1-2-1 電荷

電荷主要集中在膠體表面，在環境中正常情況下大部分膠體(黏土礦物、有機膠體、含水氧化物等)都帶負電，只有少數膠體(含水氧化鋁、鐵)在酸性條件下帶正電。因產生電荷機制不同，分別產生了永久電荷( Permanent Charge)和可變電荷(Changeable Charge)兩類。

(1)永久電荷

土壤礦物之負電荷主要是由同晶替換作用所致，由於替代離子半徑相近，因此替代後晶體構造不變，此稱同晶替代作用(或同構取代)。此種替代結果所產生之電荷不受介質所影響，故稱為永久性電荷。

(2)可變電荷

土壤礦物之表面負電荷，除一部分為永久性電荷外，另有一部分為可變性電荷，其環境隨pH而改變。亦稱為pH依賴電荷。

2-1-2-2 吸附

(1)物理吸附(Physical Adsorption)

物理吸附主要是由分子間的凡得瓦力(Van der Waal force)引起的吸附作用，當吸附劑與吸附質間因電子擾動產生短暫性的偶極-偶極矩(Dipole-dipole moment)時，吸附質將會與吸附劑接觸而附著在固體表面，達到吸附效果且吸附過程中物質並不會改變。

(2)化學吸附(Chemical Adsorption)

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2-2底泥污染種類

河川因長期接收工業廢水、城市廢水、農藥、垃圾滲出液等污染物及毒性物質，這些物質進入河川後便沉降至底層，使得河川底質長久以來可能以蓄積相當濃度的各類污染物(孫毓章, 2001)。依污染的特性又可分為有機性污染物和無機性污染物。

2-2-1 有機性污染

有機性污染物進入環境後，可經由微生物分解與礦化，分解後可成為二氧化碳、水等無毒物質。

從國內對於二仁溪之有機污染研究可發現二仁溪深層底泥因不易被水沖刷帶走而有較多的多氯聯苯累積，高含氯量多氯聯苯其在水中的溶解度較小，因此較不易溶解於水中隨水流移動，所以可以發現二仁溪底泥中深層底泥高含氯量的多氯聯苯較多；流域底泥中含多種多苯環芳族碳氫化合物；流域底泥中磷苯二甲酸脂類濃度與枯豐水期有關；多環芳香烴的來源主要為石油性燃燒(黃思瑀, 2006；黃訓義, 1990；陳佑燊,2013；李定中, 2011)。趙智弘(2005)研究指出花蓮縣河川水體底泥中多環芳香烴濃度約為 0.0295- 1.1963ppm，台東縣河川水體底泥多環芳香烴在0.0498-0.668之間。

大陸對河川底泥有機污染之研究文獻，張路(2007)研究顯示太湖底泥以有機氯農藥和多環芳烴為主要化合物，上層底泥中的含量明

顯高於下層，但對湖區生態沒有顯著影響。馮艷紅(2007)利用

GC/MS測定蘇南地區部分河道底泥中有機物的污染分佈，發現河道

底泥中以磷苯二甲酸脂和多環芳烴類較嚴重。唐楠(2016)對里下河農莊地區河道底泥有機物污染分佈，村莊農田苯酚類及有機磷類含量最高、生活區附近多環芳烴類及磷苯二甲酸脂含量最高。

2-2-2 無機性污染(重金屬)

土壤中重金屬來源可分為自然形成及人為污染兩方面。自然形成是指岩層母質礦物風化自然釋出重金屬離子及其化合物(于迺文, 2000)，對環境影響不大。人為污染主要是因工業活動所產生的重金屬，未經妥善處理就排放至土壤或河川，對環境傷害甚大重金屬於水中環境可分布為水溶性物種、膠體、懸浮微粒和底泥沉積型態，

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其通常主要沉積於底泥中，超過 99％的重金屬進入河流後能以各種型式存儲於河流底泥中，尤其以河流底泥沉積量最高(葉琮裕,

2011)。

有些重金屬生物所必需(如銅、錳、鋅等)，有些則為不必要元素 (砷、鎘、鉛等)，不論是否為生物所需必要之元素，當濃度過高時，

均會對環境造成不良影響(黃舒瑜, 2003)。

鍾依璇(2015)研究必需金屬鎳和非必需金屬鎘、鉛對蟲體

C.teleta的生理影響，結果顯示C.teleta生長率隨著鎳濃度升高而降

低，表示當必需金屬濃度超過生物體能自行調解範圍時，仍會對生物體造成毒性。

國內學者對國內河川底泥進行重金屬含量之研究，李皓瀅 (2015)針對阿公店溪水體及底泥進行分析，結果發現水體重金屬超標的有砷(超標率3.7 %)、銅(超標率 18.5 %)、汞(超標率 7.4 %)及鋅 (超標率 44.8 %)；底泥中平均濃度依底泥品質指標超標的有汞(超標率29.6 %)及鋅(超標率77. 8%)。黃慧雅(2011)針對後勁溪水體、底泥、吳郭魚中金屬濃度進行調查，結果顯示底泥與吳郭魚的汞及鉛有明顯正相關；水體與底泥的鎳相關系高達r > 0.96；水體與吳郭魚的鉛亦有明顯之正相關。胡慎穎(2008)對大鵬灣底泥重金屬暨貝類生物多樣性調查與生物濃縮效應進行評估，結果顯示鎘和鉛為大鵬灣暨鄰近三河川中污染較為嚴重之重金屬，同時在枯水季此些重金屬受污染程度較高於豐水季；生物濃縮效應 BCF(bioconcentration

factor, BCF)經分析結果為孔雀蛤對錳及銅有較高之BCF，台灣環簾

蛤對於鎘、鋅、鉛及鉻有較高的BCF。張玉明(2010)在筏子溪河川底泥及魚體重金屬含量檢測中指出底泥重金屬錳和鋅的濃度在各點略高；時間方面，大致是秋季(逢雨)比其他時季較高；魚體重金屬含量以銅、鋅、錳濃度高。吳憲昌(2005)研究指出氟離子會使得底泥中重金屬的鍵結形態改變，造成其移動至可交換態及碳酸鹽結合態，

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游重金屬污染趨勢逐漸加重外，7個採樣點重金屬型態分佈很不一致。

若某個區域重金屬濃度很高，並不意味著其底泥中重金屬污染就最嚴重，底泥中重金屬的污染程度是和當地沉積物中重金屬含量有密切關係(滑麗萍, 2006)。

2-3 底泥整治技術及監測管理 2-3-1 底泥整治技術

河川底泥對於生態系統是重要的一環，具有生態功能，包括底棲動物棲息地、有機碳的儲存和生物地球化學循環等作用

（Grabowski et al.,2011），但河川底泥長年淤積，使得底泥厚度加深而增加水中需氧量及消耗水中的溶氧，且如今國內多數河川底泥已長期遭受污染，有機污染物如多環芳香烴、六氯苯及無機污染物如重金屬，此些因素影響到水質，開始破壞水中生態，對於水質不佳之河川進行底泥清除是有必要的(陳晉照等, 2009)。

底泥中常見之多環芳香烴、多氯聯苯等有機化合物整治方式是生物復育，利用微生物分解作用將污染物毒性降到最小甚至消失於環境中。微生物的作用就如人吃食物消化有機物為營養及能量，所以生物復育其成功與否通常決定於微生物相、微生物的生長環境及污染物種類(張儷馨, 2008)。不同種類微生物具有不同的分解能力，

譬如某些菌株分解某些汙染物的能力較強，又如環境條件的改變會影響其分解速率等(張志玲,2012)。

而對於土壤重金屬污染整治方式，目前除以植物復育 (phytoremediation)，少有技術能進行有效復育，針對河川中底泥而言，因處於水底，植物復育難度較高。

底泥整治工法部分，國內數尚未成熟，而國外目前有許多廠址已進行整治，其中較常見有浚渫法(dredging)、水域掩埋(confined disposal facility)、自然回復(natural recovery)、水下掩埋(confined aquatic disposal)、現址加蓋處理(in situ capping)及深海棄置(deep ocean dumping) (張書奇, 2012)。

2-3-2 底泥監測管理

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在一條未受污染的河川或已經整治過的河川，為了避免再次污染，可以透過水體底泥及水體生物監測調查來得之污染狀況，若不慎污染，則必須進行污染風險及整治技術的評估，以利後續整治及管理工作。

水體底泥及水體生物監測調查可依照楊喜男等(2002)在台灣河川水體、底泥及生物監測分析研究中的檢測項目作為參考，首先是河川之基本資料、底棲生物相調查、無機污染物分析、魚肉中戴奧辛及毒性多氯聯苯分析、河川底泥有機污染物分析。以上檢測結果都可做為其背景值，以提供後續檢測值之依據，判斷河川底泥之污染狀況。

2-4光譜在有機物之分析

2-4-1光譜分析基本原理

光譜用於有機物之定性分析，為非破壞性分析工具，具適於固體及液體水樣；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)，相較之下，傳統表徵水質有機污染的指標比較(如 COD、 BOD)，傳統之測量方式耗時，且難以即時反應水質變化，

只能反應有機物之總量變化，不能呈現出有機物成份，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速率快和慢的有機物，故光譜分析近年廣為許多研究者所採用。

2-4-1-1激發發射光譜(Excitation-Emission Fluoresence Matrix ,EEFM)

螢光激發發射光譜儀主要是針對有機化合物進行分析，凡是會發出螢光之物質，首先必須要先吸收一定頻率的光，但會吸收光的物質卻不一定會產生出螢光，而產生螢光的一些物質發出之螢光波

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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：

(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, 1982)。

2-4-1-2 紫外光吸收光譜

利用可見光之吸收光譜應用於水域之有機物定性，其吸收值會隨著pH、Aro Maticity及總碳含量及分子量大小而變 (Chen et al., 19 97)，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(TANG et al.,1994)，國外研究報告中指出芳香族碳含量與黃酸及腐質酸兩者之UV吸收波長之關聯性較高(Karanfil et al., 1996；Chin et al., 1994；Traina et al., 1990)。

芳香族碳含量與黃酸及似腐植酸兩者之 UV 吸收波常有強烈之關聯性(Chin et al., 1994)。一般水體中芳香族化合物，而多數研究者

選擇波長254 nm 進行樣本之測定，主因是此波長測定有機物較敏感

可靠，並且受到無機物干擾降至最低，並於低壓水銀燈之激發光下有強烈的發射光譜（Korshin et al., 1996；1997）。國外學者Edzwal d et al.(1985)研究發現，DOC 或TOC 與UV254 間有強烈之關聯性。S

UVA 值可以解釋水樣之有機物性質，此參數將水樣之 UV(cm^-1)值除

以DOC( Mg/L)，再乘以100，其單位為L/ Mg- M，Edzwald and Para lkar（1992）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，有機物性質屬親水性，UV不同吸收波長之相關研究整理於表2-1。

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表2-1有機物在不同吸收波長之研究表

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)

2-5重要光譜分析參數

2-5-1 螢光激發發射全譜 (Excitation-Emission Fluoresence Matrix ,EEFM)

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)。

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2-5)，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

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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 2-5 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

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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

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。

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)

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之總螢光強度進行相除(Ohno., 2002)。HIX 小於4代表CDOM主要由生物活動產生，腐植化較弱；介於10至16時CDOM主要由陸源產生。

2-5-1-2生物性指數 (Biological index, BIX)

BIX可解釋水樣中有機物形成時間，其計算方式為固定激發波長310 nm，發射380 nm 與430 nm之總螢光強度相除，BIX介於0.6 至0.7代表低原生成分；0.7至0.8為具中度原生成分；0.8至1為較強的原生成分；大於1微生物或細菌活動產生(Huguet et al., 2009) 2-5-2 紫外光吸收光譜

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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-

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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

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

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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)

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圖3-1 研究架構圖 3-2 底泥來源

本研究於採集的底泥來自於高屏溪及東港溪流域，採樣點之位置則與環保署質監測站位置相同，各點之對應位置圖，如附圖3-2，

其中高屏溪流域編號1-3屬旗山溪，對應之採樣點分別為甲仙取水口、月眉橋、新旗尾橋；編號 4及5屬美濃溪，對應之採樣點分別為西門大橋、旗南橋；編號6及7屬荖濃溪，對應之採樣點分別為新發大橋、六龜大橋；編號8及9屬隘寮溪，對應之採樣點分別為南華大橋、里港大橋，編號10-15屬高屏溪對應之採樣點分別為里嶺大橋、九如橋、高屏大橋、萬大大橋、昌農橋、雙園大橋。上游採樣點至下游採樣點距離，全長171公里；東港溪流域只有採樣5

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點，分別為隴東橋、潮州大橋、興社大橋、港西抽水站、東港大橋，

上游採樣點至下游採樣點，全長44公里。

3-2-1高屏溪流域介紹

高屏溪位於台灣南部，舊名下淡水溪，發源於中央山脈玉山附近，向南流經高雄、屏東兩縣之25鄉鎮市，於林園鄉及新園鄉注入台灣海峽，主流全長171公里，流域面積3,257平方公里，為台灣流域面積最大、次長之河川，上游除幹流荖濃溪外，主要支流包括旗山溪、隘寮溪及荖濃溪分流濁口溪，旗山溪分流美濃溪、口隘溪等(水利署第七河川局, 2017)。

3-2-2東港溪流域介紹

東港溪發源於地為屏東縣南大武山前麓，主流全長 44公里，流

域面積472.2平方公里，主要支流有萬安溪、牛稠溪、佳平排水、麟

洛排水、溪州排水、牛埔排水(水利署第七河川局, 2016)。

(28)

圖3-2 高屏溪流域及東港溪流域採樣點

(29)

3-3 底泥採樣

河川底泥採樣可分為底泥表層採樣及底泥柱採樣兩種方式，本研究底泥採樣方式由橋上向河道中心降下艾克曼採樣器(Ekman Grab sampler, Wildco, USA)進行底泥抓取，視橋梁高度及橋上車流狀況進行採樣調整，若情況不允許則改以靠近河道中心再以不銹鋼採樣勺挖取底泥。所採取底泥都為0至15公分之表層底泥。

3-4 標準品配製

本研究以國際腐植質協會(International Humic Substance Society , IHSS)所購買的腐質酸( Humic Acid, HA )和黃酸( Fulvic Acid, FA )為研究對象，以500 mg配置，並利用RO水分別稀釋成濃度1.0、2.5 和4 mg/L做為儲備溶液。

3-5底泥萃取

底泥樣本萃取前需進行前處理，將採集之底泥自然風乾時間約一個月，除去樹枝、小石頭及其他雜質，經不同分析篩目過篩，使用 2 mm；0.420 mm； 0.074 mm；0.025 mm (BUNSEKIFURUI, Kuang Yang, Taiwan)，最後取粒徑0.025~0.075 mm之風乾底泥，將完成前處理之底泥進行後續水萃取及酸鹼催化萃取。

3-5-1 水萃取

依黃韋翔(2013)之研究，首先秤取10 g 風乾底泥，置於玻璃瓶

內並加入200 mL的超純水 (土水比1:20)，然後放置在震盪恆溫水

槽，轉速設定150 rpm，震盪24小時，震盪完畢後靜置24小時，取上澄液再經 0.45 μm (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., Japan) 濾膜過濾，取濾液進行後續參數分析。

3-5-2 酸鹼萃取

(30)

2. 鹼萃取：將 pH 調整至中性的底泥加入 1M 200 mL NaOH (土水比1:20)後震盪，轉速設定150 rpm ，震盪24小時後靜置24小時，取上澄液並加入 HCl 將pH 調整至中性，再經 0.45 μm (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., Japan)濾膜過濾，濾液進行後續參數分析。

3-6參數分析

3-6-1 pH 測定

依照環檢所(NIEA，2009， S410.62C)公告之方法，使用pH計進行水萃取液的pH測定。pH計測定前需先校正，使用pH 4和pH 7 標準液進行校正。

3-6-2導電度測定

測定方式依照環檢所(NIEA，2001，W203.51B)公告之方法。導電度之測定需要用標準導電度溶液先行校正導電度計後，再測定水樣之導電度

3-6-3界達粒徑分析

界達電位分析儀(Zetasizer NanoZ, Malvern, U.K.)是以 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=2ε zf(ka)

3_η ……….(1)

Z：界達電位

(31)

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

f(ka)：Henry function 亨利函數

ε ：電解常數 (Dielectric Constant)

關於顆粒粒徑之量測，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(2) 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

3π η₀D ……….………..……(2) dh (nm)：水力直徑；Kb(J/K)：constant of Boltzmann 波茲曼常數 T(K)：溫度；η0 (CP)：樣品黏度；D(m²/s)：擴散係數

3-6-4螢光激發發射光譜

底泥萃取之水樣需經1μm濾紙(Quantitative filter paper, advantec Toyo Roshi Kaisha, Ltd., Japan )及 0.45μm 濾膜(mixed cellulose ester, advantec MFS Inc., USA)過濾，進行樣本之螢光分析時，設定激發發射波長之掃瞄，螢光全譜掃描與同步螢光掃描條件設定於表 3-2及 3-3。

表3-2 全譜螢光掃描 (EEFM)之操作參數設定值

(32)

Scan speed 2400 nm/min

PMT Voltage 700 V

表3-3 同步螢光掃描 (SFS)之操作參數值

Parameter Value

Measurement type Wavelength scan

Scan mode Synchronous

Data mode Fluorescence

EM WL 220 nm

EX Start – End WL 200 - 900 nm

EX & EM Slit 10 nm

PMT Voltage 700 V

以螢光光譜儀對底泥萃取水樣進行螢光分析，分析前將實驗室之二段水注於一公分之四面透明石英比色管中，並置入樣品槽掃瞄，作為空白掃瞄，隨後取約八分滿之水樣過濾液，進行樣本掃瞄，掃瞄後利用螢光圖譜分析軟體，將水樣圖譜扣除空白圖譜後，得到樣本之螢光圖譜，該設備光源採用氙燈作為光源，功率為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，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，產生數百至數千筆之數據資料，

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。

3-6-5紫外光吸收光譜儀

(33)

水樣的吸收值測定以紫外光及可見光譜儀（U-2900, Hitachi, Japan）進行，該儀器之測定波長範圍設定於 200-600 nm，測定前使用實驗室之超純水置於兩個一公分之石英比色管中，同時放入背景值槽及樣品槽中，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，紫外光及可見光譜儀之操作條件如表 3-4。

表3-4 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

3-6-6分子量

關於分子量之測定，本研究修正Her et al.,(2004)之研究，。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

(34)

入體積為 500 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3-2 所示。

3-6-7 非揮發性溶解性有機碳(non-purgeable dissolved organic carbon, NPDOC)

水樣分析前，配製一系列適當濃度之 anhydrous potassium biphalate (KHP, C8H5KO4, Merck, Germany)溶液，製備標準檢量線。將樣本以 0.45 μm濾膜 (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., Japan) 過濾，將濾液以磷酸 (H3PO4, Merck, Germany) 酸化至pH < 2 後，以總有機碳分析儀(Lotix, Teledyne Tekmar, U.S.A)進行測定，注入裝填有高感度觸媒高溫爐中，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) 中並配合由一系列適當 Potassium hydrogen phthalate,KHP 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- C/L。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)，故本研究所測得之碳

量，稱為NPDOC。

3-6-8 胺基酸

胺基酸之分析參考修訂 Csapό et al. (2004)及許瑛玿 (2003)之研究方法，取各處理單元之樣本以 0.45μm 之濾膜 (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc., Germany) 過濾後，加入6 N之 HCl鹽酸，

置於110±1℃之烘箱萃取24 小時，再以6 N之 KOH 調整 pH至中性，再以 0.2 μm 濾膜 (Mixed cellulose ester, Advantec MFS Inc.,

USA) 過濾後於4℃冷藏保存。分析前，取當日配製之OPA 60 μL及

100 μL之緩衝溶液(0.1 M CH3COONa(pH=4.11)與流洗液A，比例為

1：1)，加入1 mL經酸化之樣本，於黑暗環境下衍生反應5 min後，

即注入HPLC進行測定。

鄰苯二甲醛(o-phthaldialdehyde, OPA)之配製，乃取 50 mg 之

OPA溶於50 μL HPLC級之甲醇注入避光之6-8 mL琥珀色容器，加

入25 μL 之2-硫醇乙醇(2-mercaptoethanpl)，再加入含4.45 mL 之硼

(35)

酸緩衝溶液(Borate buffer)。而Borate buffer之配製為以6N 氫氧化鉀 (KOH)將0.8 M硼酸(Boric acid)之pH值調整至10.5，以平頭微量注射針(Gasstight, USA)抽取並注入體積為 500 μL之Sample loop，本實驗之梯度設定與流洗液配比與流速條件如表3-6所示。

表3- 6 梯度與流洗液配比與流速條件

停留時間 A (%) B (%) Flow (mL)

0 100 0 0.8

10 82 18 0.8

20 70 30 1.1

30 55 45 1.2

40 40 60 1

50 30 70 0.95

60 20 80 1.1

(36)

第四章結果與討論 4-1市售腐植酸及黃酸之定量及定性分析

4-1-1 不同溫度對市售腐植酸及黃酸之NPDOC及SUVA

以國際腐植質協會(International Humic Substance Society , IHSS) 所購買的腐質酸( Humic Acid, HA )和黃酸( Fulvic Acid, FA )，所配置之三種濃度都是接近臺灣自然水體的。

圖4-1為市售HA、FA及等比例混合HA及FA，利用總有機碳

分析儀在溫度680及850℃燃燒所測得之NPDOC值。HA、FA及等比例混合HA 及FA濃度為 1、2.5、4 mg/L 在溫度680℃下測得之 NPDOC 值分別為 0.51 、 1.56 、 2.49 和 0.65 、 1.57 、 2.6 及 0.58、1.6、2.65 mg-C/L；而在溫度850℃下所測得之NPDOC值為分別為 1.03、1.84、2.63 和1.1、1.8、2.7 及 1.08、2.02、2.70 mg- C/L。

結果顯示在相同濃度下，FA碳含量高於HA，且無論是FA還

是HA，在高溫下所測得之碳含量均高於低溫，表示出總有機碳分析

儀在高溫下可以輕易測量高含碳量之物質，如圖 4-1(A)及(B)。FA 和HA等比例混合顯示出兩個碳源之間不同有機物性質的干擾是很小的。理所當然，高溫之NPDOC 值比低溫高，但隨著混合濃度從 1.0 mg/L 增加到 4.0 mg/L 時，高低溫之NPDOC值差異性則變小。

(37)

(38)

圖 4-2 為 HA、FA及等比例混合HA 及FA 分別在溫度 680及 850℃之 SUVA 值。HA、FA 及等比例混合 HA 及 FA 濃度為 1、2.5、4 mg/L在溫度680℃下測得之SUVA值分別為17、7.2、5.3 和5、4.2、5.5及7.7、5.3、4.1 L/mg-m；而在溫度850℃下測得之 SUVA值分別為8.40、6.10、5.00和3.0、3.5、3.3及4.10、4.20、4 L/mg-m。

UV254之吸光度值和在溫度680及850℃下測得之NPDOC值，

會隨著 HA和FA濃度的增加及HA和FA混合而增加。然而，總有機碳分析儀在高溫下檢測之碳含量高於低溫，導致高溫下之SUVA 值比低溫還低。

(39)

(40)

4-2-2市售腐植酸及黃酸不同混合比之EEFM及HIX值之變化

Chen et al (2003)將水中有機物EEFM圖區分為五大類，I 類對應位置(200-250/ 280-330 nm) 屬芳香族蛋白質(酪胺酸)；II 類對應位置 (200-250/330-380 nm) 屬芳香族蛋白質 (BOD5)；III 類對應位置(200- 250/380-540 nm)為似黃酸；IV 類對應位置(250-340/280-380 nm)屬溶解性微生物產物之蛋白質(色胺酸)；V 類對應位置(250-400/380-540

nm) 屬似腐植酸。本研究HA、FA和等比例混合HA及FA之螢光激

發發射光譜圖，分項說明如下。

圖 4-3 為 HA、FA 及等比例混合 HA 及 FA 之 EEFM 圖。

HA、FA和等比例混合HA及FA有機物都以I、III、V類為主。HA

濃度 1、2.5、4 ppm 之 I 類波峰位置及強度分別為 228/292 nm(162)、226/298 nm(64)、224/304 nm(122)；III類僅有濃度 1 ppm 有波峰，其位置及強度為246/448 nm(174)；在V類部分濃度1 ppm 波峰位置及強度為314/448 nm(112)，濃度2.5 ppm波峰位置有兩處分別為260/454 nm (429)、316/448 nm (285)，濃度4 ppm波峰位置有兩處分別為 260/454 nm(429)、316/448 nm(285)。FA濃度1、2.5、4 ppm 之 I 類波峰位置及強度分別為 224/292 nm(360)、226/295 nm (108)、228/301 nm (98)；III類僅有濃度2.5 ppm 無波峰，則濃度1 ppm 及 4 ppm 波峰位置及強度分別為 242/439 nm(255)、246/448 nm(868)；V 類部分濃度 1及4 ppm波峰位置及強度分別為 318/445 nm(172)、322/448 nm (602)，濃度 2.5 ppm 波峰位置有兩處分別為 252/445 nm(561)、322/448 nm(391)。等比例混合 HA 及 FA 濃度 0.5 、 1.25 、 2 ppm 之 I 類波峰位置及強度分別為 224/292 nm(61)、226/301 nm(48)、226/298 nm(93)；III類僅有濃度1.25 ppm 無波峰，則濃度 0.5 及 2 ppm 波峰位置及強度分別為 242/445 nm(198)及246/442 nm(687)，V類部分濃度0.5及2 ppm峰位置及強度分別為328/448 nm(133)及320/448 nm(488)，濃度1.25 ppm則有兩處波峰，其波峰位置及強度分別為 256/448 nm(475)、332/448

nm(320)。以上HA、FA和等比例混合HA及FA之波峰位置及強度

整理如表4-1。

表4-1 HA、FA及等比例混合HA及FA螢光波峰位置/螢光強度之

比較

樣品濃度 ( ppm )

各類有機物波峰位置 Ex/Em nm/(螢光強度)

I II III IV V

(41)

HA 1 228/292

(162) No Data 246/448

(174) No Data 314/448 (112) HA 2.5 226/298

(64) No Data No Data No Data

260-316/

454-448 (429/285) HA 4 224/304

256-322/

451-448 (585/396) FA 1 224/292

(360) No Data 242/439

(255) No Data 318/445 (172) FA 2.5 226/295

(108) No Data No Data No Data 252-322/

445-448 (561/391) FA 4 228/301

(93) No Data 246/448

(868) No Data 322/4448 (602) HA+FA 0.5 224/292

(61) No Data 242/445

(198) No Data 328/448 (133) HA+FA

1.25

226/301

256-332/

448 (475/320) HA+FA 2 226/298

(93) No Data 246/442

(687) No Data 320/448 (488)

(42)

I I I I I I

I V V

B - 1

Excitation(nm)

I I I I I I

I V V

B - 2

3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0

0 6 0 1 2 0 1 8 0 2 4 0 3 0 0 3 6 0 4 2 0 4 8 0 5 4 0 6 0 0 6 6 0 7 2 0 7 8 0 8 4 0 9 0 0

I I I I I I

I V V

B - 3 2 0 0

2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0

I I I I I I

I V V

A - 1

2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0

I I I I I I

I V V

A - 2

3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0 2 0 0

2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0

I I I I I I

I V V

A - 3

I I I I I I

I V V

C - 1

I I I I I I

I V V

C - 2

3 0 0 3 5 0 4 0 0 4 5 0 5 0 0

I I I I I I

I V V

C - 3

E m i s s i o n ( n m )

圖4-3 (A) HA (B) FA (C) 等比例混合HA及FA 之EEFM圖(第I類：

200-250/ 280-330；第II類：200-250/330-380；第III類：200- 250/380-540；第IV類：250-340/280-380；第V類：250-400/380- 540)

圖4-4為HA、FA及等比例混合HA及FA之腐質化指數，在濃

度為1 ppm時HA、FA及等比例混合HA及FA之腐質化指數分別為

(43)

7.87、4.94、15.95；濃度為2.5 ppm時分別為18.48、16.32、18.22；

在濃度為4 ppm時分別為17.41、18.21、19.03。

圖4- 4

HA 、F

A及等

比例混合HA及FA之腐質化指數。

(44)

4-1-3 市售腐植酸及黃酸不同混合比之分子量變化

圖4-5為 HA、FA和等比例混合HA 及FA之分子量分佈圖。

可看出圖 4-5(A)HA 有兩個波峰分別為 1.8 kDa 及 8.2 kDa；圖 4- 5(B)FA有兩個波峰分別為1.8 kDa及6.3 kDa；圖4-5(C)等比例混合 HA及FA有兩個波峰分別為1.8 kDa及6.7 kDa。HA、FA和等比例混合HA及FA分子量分佈都有相同波峰1.8 kDa。結果顯示可發現

在UV=254 nm 時，HA、FA和等比例混合HA 及FA皆呈現相同趨

勢。相同濃度下FA 波峰強度高於HA，而HA和FA的混合出現410 kDa的波峰強度。

(45)

圖 4- 5

(A) HA (B) FA (C)等比例混合HA及FA之分子量分佈。

4-2底泥之質地及基本性質分析

表4-2為2016年8月高屏溪流域底泥顆粒粒徑分佈範圍，可看出高屏溪流域大多數採樣點底泥粒徑分布範圍都以細砂為主，除南華大橋及昌農橋底泥顆粒以中砂為主。表4-3為2016年8月東港溪流域底泥顆粒粒徑分佈範圍，東港溪流域底泥粒徑分布範圍都以細砂為主。南華大橋2017年2及5月則因枯水期導致河流乾竭無進行

(46)

旗南橋 0.1 0.9 88.0 10.0 1.1 新發大橋 0.2 3.4 92.9 3.4 0.1 六龜大橋 0.1 3.3 95.5 0.9 0.1 南華大橋 0 1.2 10.0 61.0 27.7 里港大橋 0.3 6.6 86.5 6.3 0.4 里嶺大橋 0.1 1.2 56.0 41.0 1.8 九如橋 0.2 1.9 35.7 33.2 29.0 高屏大橋 0.2 4.3 95.2 0.3 0 萬大大橋 0.6 15.5 83.6 0.2 0.1 昌農橋 0 0.6 22.9 60.7 15.8 雙園大橋 0.2 24.2 75.6 0.1 0

表4-3 2016年8月東港溪流域底泥顆粒粒徑分佈範圍

黏土% 沉泥% 細砂% 中砂% 粗砂%

隴東橋 0 0.1 50.5 49.4 0 潮州大橋 0 0.3 82.2 7.2 0.3 興社大橋 1.7 17.4 74.7 6.1 0.1 港西抽水站 1.7 29.2 53.9 14.0 1.2 東港大橋 0.2 26.6 33.4 12.7 27.1

表4-4為2016年11月~2017年5月高屏溪流域底泥顆粒粒徑分佈範圍，高屏溪流域各採樣點底泥粒徑分布範圍大部分都以細砂為主。表4-5為2016年11月~2017年5月東港溪流域底泥顆粒粒徑分佈範圍，東港溪流域各採樣點底泥粒徑分布範圍大部分都以細砂為主，除興社大橋以沉泥為主。

表4-4高屏溪流域底泥粒徑分佈範圍(2016年11月~2017年5月)

採樣點 ^黏土% ^沉泥% ^細砂% ^中砂% ^粗砂%

1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3

甲仙取水口

3.

0

4.6 3.

0 26.

1

4.2 25.

4 62.

7

84 69.

2

4.4 5.6 2.4 3.

8 1.

6 0

月眉橋 ^1.

5 11.

6

0 11.

4 25.

7 33.

6 26.

1 34.

2 22.

6 53.

7 26.

6 26.

9 7.

3 1.

9 16.

9

新旗尾橋 ^1.

3

0 2.

1

2.4 4.7 18.

5 57.

6 74.

2 73.

7 37.

5

18 5.8 1.

3 3.

2 0

西門大橋 ^1. ⁰ ^1. ^9.1 ^4.4 ^27. ^85. ^90. ⁶⁵ ^1.8 ^3.4 ^4.2 ^1. ^1. ^1.8

(47)

8 8 1 7 8 6 3

旗南橋 ^1.

8

0 2.

6

2.6 2.8 58 26.

7 86.

2 27.

4 64.

2

9.1 12 4.

8 1.

9 0

新發大橋 ^2.

6 13.

2 1.

1 17.

1 38.

3 4.9

75.

8 40.

4 75.

4

4.5 7.1 15.

2

0 1.

1 3.4

六龜大橋 ^2.

4

0 1.

9 32.

3

5 7.3 61.

5 85.

1

89 2.3 8.2 1.8 1.

4 1.

7 0

南華大橋 ⁵ ^- ^- ⁹⁵ ^- ^- ⁰ ^- ^- ⁰ ^- ^- ⁰ ^- ^- 里港大橋 ^1.

4

1.5 1.

4 10.

7 14.

2

2.4 56.

1 72.

3

35 30.

4 10.

1 53.

6 1.

4 1.

8 7.6

里嶺大橋 ^1.

6

0 1.

3

1.9 50.

8

1.9 89.

8 49.

2 58.

4

6.7 0 36.

8

0 0 1.6

九如橋 ^4.

9

0 4.

1 24.

9

0 21.

4

50 47.

5 39.

1 13.

6 52.

5 35.

4 6.

5

0 0

高屏大橋 ^1.

6

0 2.

1

9.5 10.

3 95.

9 87.

2 59.

1

2.1 1.6 28.

2

0 0 2.

3 0

萬大大橋 ^2.

9

0 2.

2 68.

5

0 19.

4 16.

5

0 70.

8

6.6 100 7.6 5.

4

0 0

昌農橋 ^1.

4

9.1 3.

3

2.5 73.

5

9.5 20.

2 14.

1 47.

1 69.

8

3.3 40.

1 6.

1

0 0

雙園大橋 ⁰ ⁰ ^1.

3 15.

4

7.9 8.5 78.

5 83.

3 79.

1

3.6 6.5 8.1 2.

5 2.

3 2.9

1 2016年11月、² 2017年2月、³ 2017年5月

表4-5東港溪流域底泥粒徑分佈範圍(2016年11月~2017年5月)

採樣點 ^黏土% ^沉泥% ^細砂% ^中砂% ^粗砂%

1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3

隴東橋 1. 16. 2. 2.3 32. 4.6 57. 41. 52. 35. 10 35. 3. 0 4.9

(48)

8 0 7 1 6 4 7 7 1 2016年11月、² 2017年2月、³ 2017年5月

4-2-3底泥水萃出液pH值

表4-6為高屏溪流域底泥水萃取上澄液pH值，依照美國農業部

(USDA)之劃分系統，可看出2016年8月份高屏溪流域整體pH為中

性至中度鹼性；2016年11月pH 為中性至中度鹼性；2017年2月 pH為中性至弱鹼性，除高屏大橋屬極強鹼性；2017年5月pH為中性至弱鹼性。表4-7為東港溪流域底泥水萃取上澄液pH值，可看出 2016年8月都呈現弱鹼性；2016年11月為中性至弱鹼性；2017年2 月為弱酸性至中性；2017年5月為弱酸性至中性。

表4-6 高屏溪流域底泥水萃取上澄液pH值

2016.08 2016.11 2017.02 2017.05 甲仙取水口 8.05 7.29 7.54 7.60 月眉橋 7.69 7.59 7.53 7.20 新旗尾橋 7.91 7.28 7.32 7.66 西門大橋 7.75 7.45 7.29 7.39 旗南橋 8.18 7.28 7.66 7.51 新發大橋 8.40 7.99 7.60 6.70 六龜大橋 8.01 7.93 7.75 6.74 南華大橋 7.73 7.36 - - 里港大橋 8.53 7.44 7.35 7.84 里嶺大橋 8.44 7.34 7.80 8.1 九如橋 7.27 7.70 6.98 6.93 高屏大橋 7.64 7.36 9.05 7.78 萬大大橋 7.31 7.21 7.44 7.36 昌農橋 7.51 7.04 7.05 6.58 雙園大橋 8.18 7.13 7.35 7.02

表4-7 東港溪流域底泥pH值

2016.08 2016.11 2017.02 2017.05 隴東橋 8.05 7.29 6.17 6.65 潮州大橋 7.69 7.59 6.47 6.43 興社大橋 7.91 7.28 7.12 6.41 港西抽水站 7.75 7.45 7.20 6.62 東港大橋 8.18 7.28 6.98 6.44

(49)

4-2-4底泥水萃出液導電度

表4-8為高屏溪流域底泥水萃取之導電度，可看出2016年8月流域整體導電度旗山溪河段以新旗尾橋為最高，美濃溪河段以旗南橋為最高，荖濃溪河段以新發大橋為最高，隘寮溪河段以里港大橋為最高，高屏溪主流以九如橋及萬大大橋最高；2016年11月旗山溪河段以甲仙取水口為最高，美濃溪河段以旗南橋為最高，荖濃溪河段以新發大橋為最高，隘寮溪河段以里港大橋為最高，高屏溪主流以九如橋及昌農橋最高；2017年2月旗山溪河段以月眉橋為最高，

美濃溪河段以西門大橋為最高，荖濃溪河段以新發大橋為最高，隘寮溪河段以里港大橋為最高，高屏溪主流以九如橋及昌農橋最高；

2017年5月旗山溪河段以月眉橋為最高，美濃溪河段以西門大橋為最高，荖濃溪河段以新發大橋為最高，隘寮溪河段以里港大橋為最高，高屏溪主流以九如橋及昌農橋最高。

表4-9為東港溪流域底泥水萃取之導電度，4個月份都以東港大橋導電度為最高，且整體流域有越往下游導電度越高之趨勢。

表4-8高屏溪流域底泥水萃取之導電度

2016.08 2016.11 2017.02 2017.05 甲仙取水口 110 99 74 90 月眉橋 221 85 98 194 新旗尾橋 778 92 83 80 西門大橋 177 93 175 118 旗南橋 236 98 124 104 新發大橋 143 84 134 76 六龜大橋 117 66 100 65

南華大橋 137 83 - -

里港大橋 175 92 102 96

(50)

2016.08 2016.11 2017.02 2017.05 隴東橋 163 27 379 169 潮州大橋 50 33 47 634 興社大橋 297 441 396 945 港西抽水站 323 631 489 825 東港大橋 778 831 1283 2630

4-2-5底泥水萃出液上澄液粒徑

圖4-6為高屏溪流域底泥水萃出液顆粒粒徑變化，圖4-6(A-1)可看出 2016 年8 月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒粒徑分別為 282.9 nm、421.6 nm 及 311.8 nm；美濃溪河段分別為 134.2 nm 及 304.6

nm；荖濃溪河段分別為450 nm及343.7 nm；隘寮溪河段分別為463

nm及463.2 nm。圖4-6(A-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出上澄液分

別為 263.6 nm、885.7 nm、601.4 nm、644.9 nm、480 nm、235.8 nm。

圖4-6(B-1)可看出2016年11月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒粒徑分別為293.8 nm、339.9 nm及345.6 nm；美濃溪河段分別為340.2 nm及346.3 nm；荖濃溪河段分別為338.3 nm及358.7 nm；隘寮溪河段分別為 281.9 nm及403.8 nm。圖4-6(B-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出上澄液分別為 762.6 nm、272.1 nm、816.4 nm、378.7 nm、631.8 nm、392 nm。

圖4-6(C-1)可看出2017年2月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒粒

徑分別為296.5 nm、559.2 nm及269.5 nm；美濃溪河段分別為180.6 nm及170.6 nm；荖濃溪河段分別為191.1 nm及194.6 nm；隘寮溪河

段為161.4 nm。圖4-6(C-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出上澄液分

別為1820 nm、315 nm、144.9 nm、230.4 nm、205.8 nm、714 nm。

圖4-6(D-1)可看出2017年5月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒粒

徑分別為370.7 nm、534.7 nm及321.7 nm；美濃溪河段分別為352.6 nm及317.4 nm；荖濃溪河段分別為462.2 nm及406.7 nm；隘寮溪河

段為970.8 nm。圖4-6(D-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出上澄液分

別為362 nm、316 nm、453.4 nm、237.9 nm、387.4 nm、267.2 nm。

(51)

(52)

(53)

圖4-7為東港溪流域底泥水萃出液顆粒粒徑變化，圖4-7(A)可看出2016年8月東港溪底泥水萃出液顆粒粒徑分別為218.5 nm、193 nm、590.6 nm、615.8 nm、915.4 nm，圖4-7(B)2016年11月分別為 155.6 nm、172.9 nm、771.9 nm、318.6 nm、342.6 nm，圖4-

(54)

(55)

4-2-6底泥水萃出液顆粒表面電位

圖 4-8為高屏溪流域底泥水萃出液顆粒表面電位，圖 4-8(A-1) 可看出2016年8月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒表面電位分別為- 16.6 mV、-19.6 mV及-17 mV；美濃溪河段分別為-14.6 mV及-20.3

mV；荖濃溪河段分別為-22.5 mV及-21.1 mV；隘寮溪河段分別為-

22.9 mV及-18.4 mV。圖4-8(A-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-15 mV、-15.4 mV、-21.4 mV、-21 mV、-21.3 mV、-17.2 mV。

圖4-8(B-1) 可看出 2016年11月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-23.8 mV、-19.3 mV及-17.9 mV；美濃溪河段分別為-17.7 mV及-19.2 mV；荖濃溪河段分別為-20.3 mV及-19 mV；隘寮溪河段分別為-20.7 mV及-19.6 mV。圖4-8(B-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-19.3 mV、-17.1 mV、-20.2 mV、-19 mV、-16.3 mV、-33.2 mV。

圖4-8(C-1) 可看出2017年2月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-19.9 mV、-17 mV及-20 mV；美濃溪河段分別為-17.4 mV及-19.8 mV；荖濃溪河段分別為-16 mV及-17.2 mV；隘寮溪河段為-19.1 mV。圖4-8(C-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-18.9 mV、-12.7 mV、-24.6 mV、-18.8 mV、-12.7 mV、- 23.5 mV。

圖4-8(D-1) 可看出2017年5月旗山溪河段底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-19.1 mV、-20.7 mV及-19 mV；美濃溪河段分別為- 18.5 mV及-19.1 mV；荖濃溪河段分別為-20.3 mV及-20.1 mV；隘寮溪河段為-20.3 mV。圖4-8(D-2)可看出高屏溪主流底泥水萃出液顆粒表面電位分別為-20.3 mV、-13.7 mV、-19.5 mV、-18.0 mV、-12.5 mV、-25.2 mV。

(56)

底泥萃取

大仁科技大學環境管理研究所

碩士學位論文

酸鹼催化萃取河川底泥釋出有機物之特性

The Characteristics of Released Organic Matter from Sludge in River by Acid or Base Catalytic Reaction

指 導 教 授 ：賴 文 亮 博士

中 華 民 國 106 年 7 月

摘要

Abstract

致謝

目錄

圖目錄

表目錄

第一章 前言

第二章 文獻回顧

指導教授：賴文亮博士

中華民國 106 年 7 月

第一章前言

第二章文獻回顧