摘要近來污廢水處理之除氮漸受重視, 放流水中氮的管制亦逐步納入法規範圍一般污廢水處理之除氮方式包括物理化學及生物處理等, 各有其優缺點與適用範圍就綜合性工業廢水水質特性及處理程序而言, 生物除氮處理方式較為適用, 本文除介紹除氮原理程序外, 並以某綜合性工業廢水除氮處理之實際設計及功能測試結果

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阿经
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1 題報導56 No.96 October, 01 專中華技術 SPECIAL REPORT 關鍵詞 : 除氮硝化脫氮台灣世曦工程顧問股份有限公司 / 水及環境工程部 / 正工程師蔣世安 1 台灣世曦工程顧問股份有限公司 / 水及環境工程部 / 正工程師林高州

2 摘要近來污廢水處理之除氮漸受重視, 放流水中氮的管制亦逐步納入法規範圍一般污廢水處理之除氮方式包括物理化學及生物處理等, 各有其優缺點與適用範圍就綜合性工業廢水水質特性及處理程序而言, 生物除氮處理方式較為適用, 本文除介紹除氮原理程序外, 並以某綜合性工業廢水除氮處理之實際設計及功能測試結果進行經驗分享壹前言近年來, 污水處理技術日新月異, 所欲處理之水質標的, 也漸漸由傳統之水質項目 ( 如生化需氧量化學需氧量懸浮固體等 ) 轉而以其他水質項目 ( 如氨氮 ) 為處理標的而行政院環保署在修正放流水標準時, 也配合行業特性納入不同水質項目, 對某些工業或行業別 ( 如高科技業 ), 氨氮亦納入放流水管制之水質項目污廢水之氨氮大多來自有機質或含氮化學藥品, 一般氨氮之生物去除主要為經硝化菌好氧硝化反應, 產生亞硝酸鹽氮與硝酸鹽氮, 進一步由脫硝菌厭氧脫硝分解後, 釋放氮氣回大氣層中過多之含氮化合物若進入水體中可能造成藻類大量繁殖, 引起河川湖泊水庫之優氧化, 亦可能造成特定物種優勢化空氣污染雨水酸化地下水污染等環境問題, 為污水處 1 理應相對重視之水質項目貳除氮處理方式探討污廢水若含有機質或含氮化學藥品, 常造成氨氮量提高, 於法規及環境考量下必須加以去除, 一般常見之含氮污廢水之處理方式, 包括物理化學或生物處理方法等各種除氮處理方式說明如下 : 一物理處理方法 ( 一 ) 氣提法此法係利用質傳效應, 將含氮之污廢水於鹼性條件下, 利用氣提方式將氨由水相中分離出來而去除, 一般會於氣提塔 No.96 October, ABSTRACT 專題報導

3 中進行而分離出來之氣態氨可由水或酸進行回收, 於高濃度時較具回收再利用價值氣提法於較高 ph 值環境下氨之去除率較佳, 另需維持一定溫度, 避免氨溶解度增加而降低去除效率此法需較大動力費用, 同時要注意氣態氨之收集處理問題 ( 二 ) 離子交換法二化學處理方法化學處理方法係於污廢水中添加化學藥劑, 與氨氮進行化學反應而去除, 常見化學處理方法如折點加氯法, 係利用氯系氧化劑在適當 ph 值將氨氮氧化成氯胺, 再氧化分解為氮氣而去除, 常使用之氧化劑如次氯酸鈉 (NaOCl) 理論上去除 1 單位之氨氮需要添加約 7 個單位之氧化劑, 故添加藥劑之操作成本較高, 另應控制適當 ph 值範圍以降低氯胺產生機率專題報導58 No.96 October, 01 此法主要利用離子交換程序將污廢水中之銨離子置換而去除氨氮, 若污廢水中含有具氧化性物質, 可能會影響離子交換樹脂造成處理效率降低此法後續有離子交換樹脂再生及廢棄處理, 使處理成本增加 ( 三 ) 逆滲透法此法主要利用逆滲透膜將氨離子濃縮, 將氨離子截留而產出低濃度氨氮產出水, 設置成本較高因逆滲透膜孔徑小易因污廢水中雜質造成堵塞, 或因有機物阻塞形成生物膜而降低產水率, 或因污廢水中其他化學物質影響逆滲透膜, 均可能增加操作困難度與提高處理成本 ( 四 ) 電透析法本法係利用離子交換膜之選擇性, 以電極對離子驅動將氨離子去除, 產出低濃度氨氮產出水, 設置成本較高而離子交換膜易因有機物阻塞形成生物膜而降低產水率, 或因污廢水中其他化學物質影響離子交換膜, 均可能增加操作困難度與提高處理成本三生物處理方法 ( 一 ) 生物處理除氮原理生物處理方法係於污廢水中培養適當之微生物, 藉由微生物之代謝作用將氨氮去除, 主要經由氨氧化菌與亞硝酸氧化菌 (AOB 或 NOB) 氧化成硝酸氮 ; 後由脫氮菌將硝酸氮還原成氮氣而將之去除生物處理除氮方法主要包含二個步驟 : 硝化與脫氮 1. 硝化硝化反應為將氨氮在絕對好氧的環境下氧化成硝酸氮, 其中又包含兩個程序 : 氨氮氧化成亞硝酸氮以及亞硝酸氮氧化成硝酸氮上述兩個程序由兩種不同之菌種所執行, 分別利用氨氮與亞硝酸氮作為能量來源, 同時將氧氣做為電子接受者, 且將二氧化碳作為碳源在氨氮氧化菌部分, 最常見的菌種有 Nitrosomonas, 然而 Nitrosococcus Nitrosopira Nitrosovibrio 以及 Nitrosolobus 等菌種亦皆能有效將氨氮氧化成亞硝酸氮上述菌種分布相當廣泛且都同屬於 Proteobacteria 菌屬之 beta 分支而在亞硝酸氮氧化菌部分, 如 Nitrospira

4 Nitrospina Nitrococcus Nitrocystis 等, 上述菌種則屬於 Proteobacteria 菌屬之 alpha 分支氨氮與亞硝酸氮氧化菌之主要反應如下兩方程式所表示 : (1) () 全反應為 :. 脫氮在脫氮反應部分, 通常在厭氧 ( 無氧 ) 條件下發生, 係屬於異相生物轉換程序, 被氧化後之氨氮 ( 包含硝酸氮與亞硝酸氮 ) 將被異營菌還原成氮氣此過程中硝酸氮與亞硝酸氮成為電子接受者而有機碳則作為碳源使用此類菌種屬於革蘭氏陰性菌且屬於 Proteobacteria 菌屬之 alpha 與 beta 分支, 包含 Pseudomonus Alcaligenes Paracoccus 以及 Thiobacillus 等, 同時, 一些革蘭氏陽性菌 (Halobacterium) 等也會有此種還原能力除傳統生物除氮程序之外, 好氧脫氮作用光合脫氮作用與厭氧氨氧化脫氮程序 (Anammox) 等等已被發展完成, 其中厭氧氨氧化作用係利用厭氧環境下 anammox 微生物之脫氮作用, 將氨氮直接脫氮, 相關反應式如下 :( 林志高,011) 污泥處理費用, 惟該微生物生長速度較慢且不易培育, 操作技術及條件較高 ( 二 ) 生物處理除氮方式另外, 利用生物處理方法除氮時, 不同之處理程序將影響出流水質的好壞一般生物處理程序依微生物生長方式, 可分為懸浮式生長 (suspended growth process) 或附著式生長 (attached growth process) 等, 此二種方式最大差異是生物膜的形成與否傳統生物處理程序最常用的方法是活性污泥法, 屬懸浮式生長方式, 具有操作簡單之優點, 後續須加設沉澱池 ; 附著式生長又稱為生物膜系統, 設置成本較高, 惟其具有高穩定的生物濃度, 對除氮系統中生長較慢的硝化菌很重要, 另對進流水中所含有毒物質較有忍受力系統出流水不需要再經過沉澱池系統所需的空間較少 ( 謝文康,1983) 近來污廢水之氨氮問題漸受重視, 為有效去除氨氮, 隨氨氮濃度差異所採用之處理方式亦不同陳鴻烈 (1994) 將硝化系統區分為單一階段 (single stage) 或合併式處理系統及分離式 (separate stage) 處理系統 ( 陳鴻烈,1994) 前者為碳的氧化和氨氮的硝化作用發生在同一個反應槽內, 後者為硝化作用與碳氧化之進行, 發生於不同反應槽內無論採用那一種處理系統, 均可採用懸浮式生長或附著式生長反應槽進行處理不同硝化系統的優缺點比較如表 1 所示, 大體而言, 合併式處理法需要處理單元較少節省建造成本 ; 而分離式處理法對於有抑制性或毒性物質之廢水, 具有較好保護作用及獲得穩定操作結果 No.96 October, 01 59, 可減少後續專題報導此法所產生之污泥量少

5 表 1 生物處理硝化系統優缺點比較型式優點缺點合懸浮式併生長式處附著式理生長法分離懸浮式式生長處附著式理生長法 1. 可達到放流水低氨氮濃度標準. 於槽中生化需氧量與凱式氮比值較高時穩定度較佳 3. 於單槽中可同時去除氨氮及有機碳 1. 沉澱池與操作之穩定度較無關係. 於單槽中可同時去除氨氮及有機碳 1. 操作之穩定度較佳. 可達到放流水低氨氮濃度標準 3. 大部分的毒性物質不會造成影響 1. 操作之穩定度較佳. 大部分的毒性物質不會造成影響 3. 沉澱池與操作之穩定度較無關係表除氮活性污泥處理方式設計準則 1. 對於毒性物質較敏感. 沉澱池之迴流生物量與操作穩定性有關 3. 操作穩定性屬中等 4. 溫度較低時需較大反應槽體積 1. 對於毒性物質較敏感. 操作穩定性屬中等 3. 於寒冷天氣溫度低時, 恐無法正常操作 4. 除旋轉生物盤法系統外, 處理後放流水氨氮濃度可維持 1 3mg/l 1. 於槽中生化需氧量與凱式氮比值較低時, 系統內污泥量需注意控制. 沉澱池之迴流生物量與操作穩定性有關 3. 需要之處理單元較多 1. 處理後放流水氨氮濃度可維持 1 3mg/l. 需要之處理單元較多專題報導60 No.96 October, 01 方式項目食微比 (KgBOD/ kgmlss day) SRT (day) MLSS (mg/l) MLE ,000 4,000 SBR Bardenpho (4 段式 ) Oxidation ditch MBR ,000 5,000 3,000 4, ,000 4,000 長 ( 依 MLSS 濃度而定 ) 5,000 0,000 水力停留時間 (hr) 缺氧段好氧段合計迴流污泥率 (%) 硝化液循環率 (%) 可變動可變動 ( 第 1 段 4) 資料來源 : 內政部營建署下水道工程設計規範 (100 年 ) 1. 懸浮式生長生物除氮方法依據內政部營建署下水道工程設計規範, 除氮活性污泥處理方式主要包括 MLE(AO) SBR Bardenpho(4 段式 ) Oxidation ditch 及 MBR 等, 其設計準則參考表, 相關處理方法之示意圖如圖 1 5 所示前述各種懸浮式生物除氮處理程序主要均以缺氧及好氧槽體或區域之組合達到 4 1 ( 第段 0.5 1) 可變動可變動硝化 / 脫氮反應, 其預期處理水質依其反應時間及各項操作參數而定, 一般均可符合除氮需求. 附著式生長或混合式生物除氮方法常見的生物膜硝化處理程序, 包括 : 滴濾池法 (trickling filters) 旋轉生物盤法 (rotating biological contactor,rbc)

6 圖 SBR(Sequencing batch reactors) 處理程序示意圖圖 3 Bardenpho 處理程序示意圖 1 MLE(Modified Ludzack and Ettinger) 處理程序示意圖專題報導圖圖 4 氧化渠法 (Oxidation Ditch) 處理程序示意圖 No.96 October, 01 61

7 圖 5 活性污泥膜濾法 (Membrane Bioreactor, MBR) 處理程序示意圖專題報導6 No.96 October, 01 沉沒式濾材法 (submerged filter) 固定生物濾床 (fixed-bed biofilter) 生物流體化床 (biologically fluidized bed) 等, 上述不同生物反應系統, 內部皆須有擔體, 擔體的主要功能是提供微生物附著與生長, 以形成生物膜之用, 可為浮動式或固定式, 擔體的種類則有卵石礫石礦石塑膠及其他特殊材質等, 根據廢水特性與處理效率而有不同的考量採用多孔性擔體作為反應槽之介質, 可提高懸浮固體物攔截之機會, 對於程序的操作, 亦具有很大的彈性與優點, 且因提供廣大表面積作為微生物附著與增殖之介質, 可累積大量及特定族群之生物膜微生物, 有助於達到去除各種污染物之目的反應槽若採用浮動床方式操作, 則更具有高效率高穩定性及操作簡易等特點, 尤其適合處理低負荷, 高流量之操作, 切合目前之環保需求在廢水處理廠的生物處理單元中添加大量小顆粒開放型 (open cell) 或網狀 (reticulated)pu 泡綿為擔體, 以提高反應槽中微生物濃度, 肇始於美國 EPA 委託研究 (Boyle, W. C. and A. T. Wallace,1986), 隨後此系統在英國及德國發展成兩種不同處理系統, 此兩種系統均為懸浮微生物及固定微生物混合生長系統英國之主要開發者為 Simon-Hartley 公司, 其程序包括一組泡綿再生設備, 避免泡綿長期使用而致蓄積其中之微生物失去活性, 英國之發明最後發展成 Captor Process 西德之發明者為 Linde AG 公司, 其發展之程序則無泡綿再生設備, 以擾流 (turbulence) 和剪力作用控制泡綿中微生物量, 達到生物菌相平衡, 其程序以 Linpor Process 名稱行銷全球目前技術可將填充率提高到 70% 以上, 除可以解決擔體磨損的問題, 而且操作上會比流動床簡單, 至於堵塞的問題, 則可以由適當的反沖洗加以排除, 因此, 填充床式的處理槽比流動床式的處理槽理想由於反應槽有效體積內填充顆粒狀多孔性可壓縮擔體, 反應槽具有浮動床操作之特點, 擔體可供大量附著型微生物形成生物膜, 且浮動於反應槽之內, 擔體間可依水流狀況自動調整其相關位置, 同時具有低磨耗避免阻塞均勻分散氣體與進流水等之優點目前該類技術可有效應用於降低難分解有機物質之處理成本, 達到強化氨氮廢水處理性能, 提昇排放水品質之目的

8 另於脫氮處理程序方面, 於既設污水處理廠用地有限條件下, 建議考量使用流體化床技術, 其主要利用大量回流水使得反應槽內達到流體化之水力特性, 以達到良好之質傳效果因此, 一般來說, 要達到流體化之目的, 反應器上升流速較大, 使得反應器外型多為高塔式之反應器, 達到節省用地之目的流體化床生物處理技術為利用反應槽內填充細小載體 (carriers), 以提供廣大表面積供厭氣微生物附著, 並利用快速上昇水流使生物膜擔體呈流體化狀態 (fluidized), 增加基質傳送速率 (substrate transfer rate), 進而提高生物處理效率的一種有機廢水處理技術反應器主要可以包含三大部分 : (1) 氣固液三相分離器, 主要功能進行微生物 / 廢水 / 生物產氣 ( 以脫氮來說為氮氣 ) 之分離 ;() 反應槽流體分配器, 主要功能為均勻散佈水流, 避免反應器產生短流導致效率不佳之情形 ;(3) 微生物擔體與微生物, 主要進行微生物代謝作用, 將污染物質去除 ( 以脫氮來說, 添加有機物質利用脫氮菌將硝酸氮轉換成氮氣去除 ) 等, 依據以往實廠顯示, 硝酸氮負荷達到 3 kg/m 3.d 時, 硝酸氮之去除率可以達到 85 % 以上, 多孔性擔體作為硝化反應單元之應用以及利用流體化床脫氮之系統, 確實可以有效解決氨氮廢水問題參低碳工業廢水除氮處理案例介紹一背景說明效率設定為 50% 該污水處理廠屬三級處理程序, 進流廢水經抽水站進入調節池, 經 ph 調整池調整酸鹼後流至厭氧池缺氧池, 藉缺氧池進行除氮處理, 再流入曝氣池與二沉池, 由生物處理功能將溶解性有機物及懸浮固體物去除, 並進行硝化作用, 二沉池之出流水再流入三級處理單元之快混慢混混凝沉澱池及快濾池, 將懸浮固體物做進一步去除, 以確保放流水之水質, 經快濾池後排放本污水處理廠脫氮設備之處理量為 5,500 CMD, 分為兩道處理線, 每道處理線處理量為,750 CMD, 為驗證處理功能進行功能測試, 取其中一道處理線進行功能測試除氮生物處理流程為 AO 處理流程, 包括厭氧池缺氧池及曝氣池等, 圖 6 為除氮生物處理流程圖, 圖 7 為該廠生物處理單元之外貌照片, 表 3 為各單元之設計數據與典型的 AO 流程設計參數值圖 6 案例除氮生物處理流程示意圖, 總氮去除專題報導諾該污水處理廠需具脫氮處理功能本案例之污水處理廠位於工業區內, 該工業區進駐廠商主要為光電產業依據環評承圖 7 案例生物除氮程序處理單元外觀 No.96 October, 01 63

9 表 3 處理廠處理單元與典型參數比較表單元水力停留時間 ( 小時 ) 設計參數測試中之污水處理廠 AO 設計值 ( 註 1) AO(MLE) 設計值 ( 註 ) 厭氧池 ~1.5 缺氧池 ~1.0 1~3 曝氣池 ~6.0 4~1 迴流污泥比 (%) 0~50 0~50 50~100 內循環 (%) 100~ ~ ~00 食微比 (F/M)(day-1) ~0.5 懸浮固體物 (MLSS)(mg/l) ~ ~4000 參考資料來源 ; 1.Metcalf & Eddy Wastewater Engineering Treatment Disposal Reuse 第三版 P.734.Metcalf & Eddy Wastewater Engineering Treatment Disposal Reuse 第四版 P.797 表 4 功能測試步驟及其目的測試順序測試階段測試目的 1 批次測試確認污水能夠進行脫氮處理 100~1400 CMD 培養及馴化污泥 ~000 CMD 熟悉操作參數 4 500~800 CMD 進行功能測試表 5 進流原廢水與外加高濃度廢水之特性項目進流原廢水外加高濃度廢水化學需氧量 (mg/l) 34±6 84±10 凱氏氮 (mg/l) 9±7 7,36±155 氨氮 (mg/l) 7±7 7,071±155 有機氮 (mg/l) 3±3 17±14 亞硝酸鹽氮 (mg/l) 4±3 ND( 檢測不出 ) 硝酸鹽氮 (mg/l) 5±6 ND 專題報導64 No.96 October, 01 表 6 測試期間各單元之水質濃度及操作參數表項目調節池缺氧池曝氣池污水進流量 (CMD),500,800 污泥迴流量 (CMD) 850 1,000 內循環量 (CMD) 3,800 4,00 化學需氧量 (mg/l) 氨氮 ( mg/l) 硝酸鹽氮 (mg/l) 懸浮固體 (mg/l),00,800,00,800 氧化還原電位 (mv) ph 溶氧 (mg/l)

10 二功能測試污水處理廠除氮處理功能測試係由批次測試開始, 再以連續流進行驗證, 連續流由小流量漸次調升至設計流量, 各階段之測試目的如表 4 所示 ( 一 ) 進流原廢水特性本處理廠進流原水總氮設計值為 40 mg/l, 脫氮處理之目標值為控制放流水之總氮濃度小於 0 mg/l, 但由於進流水總氮濃度甚低, 於試車過程需借助廠外加入之高濃度廢水以混合進流原廢水以提升進流廢水之總氮濃度, 表 5 為進流原廢水與高濃度廢水之特性說明表 ( 二 ) 功能測試進流原廢水先經批次測試, 驗證進流原廢水並無影響硝化作用的成份後, 始進行原廢水之除氮處理連續測試先由小流量 (1,00 1,400 CMD) 開始操作, 期能培養馴化污泥小流量測試期間由開始至結束, 測試單元係利用厭氣池進行脫硝作用, 再利用缺氧池及曝氣池進行硝化處理, 測試時有二沉池之污泥上浮及添加氫氧化鈉之藥劑效果不佳問題 : 污泥上浮的原因據推測係由於迴流污泥量不足, 使污泥沉澱於二沉池底, 硝化的產物 NO3- 還原成 N,N 被活性污泥吸附使得活性污泥之比重小於 1 而造成上浮, 經增加污泥迴流比例後污泥已解決 ; 另硝化作用所產生酸離子會降低曝氣池之 ph 值, 惟硝化作用 ph 值需高於 7 方有利於反應進行, 但因進流原水之鹼度偏低, 僅約 40 g/m3 CaCO3, 低於一般生活污水之 140 g/m3 甚多, 故需在小流量測試時, 測試開始所添加之氫氧化鈉效果不佳,pH 僅維持短暫提昇效應後瞬即下降, 後改添加碳酸氫鈉即可穩定提升 ph 值, 此因碳酸氫鈉之緩衝強度 (buffer intensity) 較強, 添加後可持續維持其提升 ph 值效果中流量測試由開始至結束, 其測試流量範圍為 1,800,000 CMD 測試單元係利用厭氣池進行脫硝作用, 再利用缺氧池及曝氣池進行硝化處理, 測試時, 厭氧池氧化還原電位逐漸上昇, 致脫硝效果不盡理想, 研判為水力停留時間不足, 為延長反應時間, 需增加反應池體之體積, 遂改變處理單元設施, 合併厭氧池及缺氧池為一體以進行脫硝作用, 而曝氣池進行硝化處理, 使脫氮反應順利完成達除氮目的大流量測試由開始至結束, 測試流量為,500,800 CMD 高濃度廢水添加到調節池提昇進流原水之總氮濃度, 利用厭氧池及缺氧池進行脫硝反應, 曝氣池進行硝化反應, 為彌補進流原水之有機物之不足, 需於缺氧池添加甲醇以補充碳源, 為增加鹼度, 需曝氣池於另添加碳酸氫鈉及氫氧化鈉以提升 ph 值, 表 6 為各處理單元水質濃度及操作參數, 表 7 為各處理單元的加藥量 ( 三 ) 功能測試結果為瞭解功能測試成果, 於開始至進行委外功能測試, 表 8 為委外測試結果, 因高濃度廢水添加於調節池, 故調節池採樣點之結果代表生物處理前的進流水水質, 混凝沉澱池為二沉池後的採樣水質, 代表生物處理後水質 No.96 October, ph 值專題報導另添加額外鹼性藥劑以提昇廢水

11 表 7 高流量功能測試之加藥量項目甲醇加藥量 (mg/l) 碳酸氫鈉 (mg/l) 氫氧化鈉 (mg/l) 加藥量表 8 功能測試結果表檢驗項目進流原水調節池混凝沉澱池懸浮固體物 (mg/l) 化學需氧量 (mg/l) 生化需氧量 (mg/l) 總氮 (mg/l) 凱式氮 (mg/l) 硝酸鹽氮 (mg/l) 亞硝酸鹽氮 (mg/l) ND 表 9 建議操作參數項目缺氧池曝氣池體積 (m3) 單元水力停留時間 (hr) 迴流污泥比 (%) 150 內循環 (%) 35 混合液揮發性懸浮固體物 (mg/l) 化學需氧量 (mg/l) 170~50( 進流 ) 10( 進流 )45( 放流 ) 食微比 (kg COD/kg VSS day) 專題報導66 No.96 October, 01 表 8 顯示總氮去除效率為 77.5%, 混凝沉澱池之生化需氧量低於進流水之生化需氧量, 表示加入之甲醇雖轉化為生化需氧量, 但添加的甲醇已完全被分解利用, 不會影響放流水的水質測試添加的甲醇量較理論值高出甚多, 係因為求測試順利執行, 故添加額外的甲醇以利反應迅速完成三操作參數鑑於污水處理廠進流水量及水質的不確定性, 操作時需先建立標準參數, 依據功能測試的結果, 建議的操作參數表如表 9 肆結論一脫硝作用理論停留時間一般範圍為 1 3 小時, 本案於中流量測試階段時, 發現當脫硝反應水力停留時間 1.8 小時, 其脫硝效果不佳, 需增大反應時間, 則脫硝反應完全, 參酌本次測試結果, 建議脫硝反應時間範圍宜為 3 小時二曝氣池迴流污泥量不足, 會影響硝化作用, 並導致二沉池污泥上浮現象, 故足夠的污泥迴流量方能掌控硝化反應三添加甲醇醋酸及醣類等均可補充碳源, 甲醇易為微生物分解利用, 故常被使用, 但其缺點為屬危險易燃氣體, 使用時需特別注意

12 四本案 AO 處理流程為台灣地區之同類型廢水脫氮測試首例, 由於並無前例可循, 基於須在合約期限內完成測試, 致添加藥品量較多, 以測試數據計算, 每天 1 噸廢水脫氮處理所需添加之甲醇及鹼度費用合計高達 9 元, 實際操作上宜調整測試以求得最經濟之加藥量參考文獻 1. 謝文康, 生物膜廢水處理程序之原理與應用, 國立中興大學環境工程學系, 台中 (1983). 陳鴻烈, 廢水中高濃度氨氮之硝化作用, 工業污染防治, 第 51 期,p41~66, 南部科學工業園區管理局, 台南園區污水處理系統硝化程序評估計畫, 民國 99 年 4. 科學工業園區管理局, 龍潭園區污水處理廠總氮去除評估計畫, 民國 96 年 5. 林志高, 新穎厭氧氨氧化技術發展與應用, 國立交通大學環境工程研究所 (011) 6. 張謝淵,AOAO 處理程序去除營養鹽之特性研究, 國立中央大學環境工程研究所 (000) 7. 內政部營建署, 下水道工程設計規範, 民國 100 年 8. 王莉萍, 氨氮廢水處理技術研究進展, 化學推進與高分子材料, 第 7 卷第 3 期,p6 3,009 Tchobanoglous,Franklin L. Burton, Wastewater Engineer Treatment, Disposal, and Reuse,3rd edition,pp , Boyle, W. C. and A. T. Wallace (1986) Status of Porous Biomass Support System For Wastewater Treatment: An Innovative/ Alternative Technology Assessment. US EPA /600/-86/ Heidman, J. A., R. C. Brenner and H. J. Shah (1988) Pilot-Plant Evaluation of Porous Biomass Supports. Journal of Environmental Engineering. 114(5), Hegemann, W. (1984) A Combination of the Activated Sludge Process with Fixed Film Biomass to Increase the Capacity of Waste Water Treatment Plants, Wat. Sci. Tech. 16, Deguchi, H. and M. Kashiwava (1994) Study On Nitrified Liquor Recycling Process Operations Using Polyurethane Foam Sponge Cubes As Biomass Support Medium. Wat. Sci. Tech. 30(6), Reddy, M. P., K. R. Pagilla, P. Senthilnathan, P. S. Golla and H. W. Johnson (1994) Estimation Of Biomass Concentration and Population Dynamics In A CAPTOR Activated Sludge System. Wat. Sci. Tech. 9(7), Wartchow, D. (1990) Nitrification and Denitrification In Combined Activated Sludge Systems. Wat. Sci. Tech. (7/8), No.96 October, Metcalf & Eddy, INC. Revised by George 專題報導

過多含氮物質進入環境中, 將造成環境衝擊氮在廢水中以分子態氮有機態氮氨態氮硝態氮亞硝態氮以及硫氰化物和氰化物等多種形式存在, 而氨氮是最主要的存在形式之一氨氮存在於許多工業廢水中, 氨氮排入水體所引起之危害如下 : 1. 過多含氮物質進入水體中, 易造成富營養水體, 使水中藻類及其他微生

過多含氮物質進入環境中, 將造成環境衝擊氮在廢水中以分子態氮有機態氮氨態氮硝態氮亞硝態氮以及硫氰化物和氰化物等多種形式存在, 而氨氮是最主要的存在形式之一氨氮存在於許多工業廢水中, 氨氮排入水體所引起之危害如下 : 1. 過多含氮物質進入水體中, 易造成富營養水體, 使水中藻類及其他微生一前言工業廢水氨氮處理概述財團法人台灣產業服務基金會唐存宏工程師台灣隨著工業多元性發展, 生產製程及使用原物料眾多, 廢水特性日益繁雜, 傳統之水質項目如生化需氧量化學需氧量懸浮固體等處理標的, 逐漸地增加其他水質項目如氨氮等而行政院環保署自 100 年開始逐一依各產業廢水特性訂定其放流水標準, 迄今, 共訂定了石油化學業晶圓及半導體業光電業及近期即將公告之化學工業等產業放流水標準