第七冊 無機性廢水處理eportfolio.lib.ksu.edu.tw/user/t/0/t093000200/repository...第七冊...
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第七冊 無機性廢水處理 目錄
壹、無機污染源種類 2
1.1 電鍍、金屬、印刷電路板、金屬表面處理業廢水 2
1.2 半導體製造業及光電業廢水 2
1.3 其他無機污染源 2
貳、固體物去除 2
2.1 攔污柵 2
2.2 沉砂池 6
2.3 沉澱池 9
2.4 浮除池 16
2.5 過濾池 23
2.6 薄膜過濾程序 28
參、溶解性無機物去除 38
3.1 pH調整 38
3.2 混凝與膠凝 40
3.3 化學沉澱 49
3.4 離子交換 54
3.5 活性碳吸附 63
3.6 化學氧化還原 70
3.7 消毒 75
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肆、生物除氮與除磷 81
4.1 生物除氮 81
4.2 生物除磷 82
伍、無機污泥處理及處置 84
5.1 污泥處理 84
5.2 污泥處置 91
參考資料 92
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第七冊 無機性廢水處理 依主要污染成份，廢水可分為有機及無機性兩大類。有機性廢水多以生物法
為主要處理程序，無機性廢水則以物理及化學方法為主。然而，氮磷等無機物亦
有以生物法處理者；低濃度有機廢水有時亦需物理或化學法處裡。圖0.1顯示廢水
處理廠各單元，其中實線框為納入本教材介紹之無機廢水處理單元，包括：(1)攔
污、(2)沉砂、(3)沉澱、(4)浮除、(5)pH調整、(6)氧化還原、(7)混凝、(8)過濾、(9)
吸附、(10)薄膜過濾、(11)離子交換、(12)消毒等。以生物去除氮、磷程序則補充
於文末。
進流水
攔污粗柵 攔污細柵 沉砂池 抽水井
調整池/抽水幫浦 計量設施 浮除或初沉池
生物處理池
破布/樹枝/塑膠袋等
菜渣/皮屑/纖維/糞便等
砂礫
油脂/浮渣/泥砂
A B
B
高濃度廢水貯槽
C
二級沉澱池 中間貯池 D
廢棄生物污泥
迴流污泥
前處理
生物處理
pH調整/氧化還原/混凝/膠凝池 化學沉澱池 中間貯池C D
廢棄化學污泥
化學處理
過濾槽 中間貯池
計量/放流池
逆洗排水(排至調整池) 回用水
高級處理/回用/放流mschou(2006/12)
D 吸附槽 薄膜過濾槽離子交換槽
D
C
濃縮/再生水逆洗用水
放流水
消毒
圖0.1 廢水處理廠各單元(實線框為無機廢水處理單元)
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壹、無機污染源種類
廢水中之無機污染物包含有酸鹼、重金屬、氨氮、硝酸鹽、硫酸鹽、磷酸鹽、
矽酸鹽、銨鹽、氯鹽、砷化物、氰化物、氟化物、硫化物等，主要之污染源簡介
如下：
1.1 電鍍、金屬、印刷電路板、金屬表面處理業廢水
廢水大部分是由洗滌過程中產生，其成分則因所使用之洗液及鍍液不同而有
所差異，常見廢水成分包括有鎳、銅、鋅、鎘、鉛、鐵、錫等，陰離子廢水則包
括氰系廢水及鉻系廢水，其餘則為硫酸鹽及磷酸鹽等，其中以氰化物及六價鉻之
毒性最大，六價鉻主要以CrO3、CrO42-、Cr2O72-等類型存在，此類無機污染物常以
化學沉澱、化學氧化還原、離子交換法及電解回收法作為其廢水處理方法。
1.2 半導體製造業及光電業廢水
半導體製造業之廢水一般包含酸鹼、氟系及研磨廢水，光電業則有酸鹼、氟
系、砷系及研磨廢水，其中研磨廢水以顆粒SiO2及矽酸為主要成分，此外尚含有金
屬、H2O2及銨等。氟系廢水最常見之處理方法為添加輔助鈣鹽之混凝沉澱法及流
體化床結晶法；砷系廢水則以化學沉降、離子交換或流體化床結晶等法處理；研
磨廢水則多以化學混凝沉澱、電混凝沉澱及薄膜分離等程序處理。
1.3 其他無機污染源
其他無機污染源尚包括有化學肥料製造業，其廢水含有氮、磷等無機物；玻
璃業具有含氟廢水；電池製造廢水含重金屬污染物；土石相關業如開採或加工等
排出廢水中含有大量固體物等。
貳、固體物去除
廢水中之固體物包括有大型之固體物(如：破布、樹枝、木屑等)、懸浮固體物、
膠體顆粒等，多以物理處理單元去除，如攔污柵、沉砂池、沉澱池、過濾池及薄
膜處理等，以下分別介紹。
2.1 攔污柵
攔污柵通常為廢水處理的第一步驟，主要在去除大型固體物(如：破布、樹枝、
木屑等)，防止其流入廢水處理廠內，以保護機械、防止管路阻塞及減少對水流之
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阻礙。
2.1.1 攔污柵原理
攔污柵一般包括平行棒、格柵、金屬網及有孔平板等形式，其開孔通常為圓
形或矩形，設立在水流渠道上，於水流經過程中，攔截物體，被攔截物的大小取
決於開孔大小。攔污柵通常設在原污水抽水機、量測儀及初步沉澱池等設施之前，
以行保護作用。
2.1.2 攔污柵種類
攔污柵的區分，主要以其操作方式進行分類，以下將分別介紹目前常用之攔
污柵。
(1)往復式攔污柵(柵欄式攔污柵)
為鋼或鐵製棒桿所組成之平行柵欄，斜立於渠道中，並設置有除渣鉤耙，往
復運作，以清除所攔截之攔渣，如圖2.1(a)所示，並藉由刮渣器，在鉤耙運行至頂
部時，將攔渣移除至收集箱。可依去除粒徑大小，選擇攔污柵之粗細，柵距50 mm
以上為粗攔污柵，20 mm以下為細攔污柵。
(2)循環移動式水篩機
循環移動式水篩機，如圖2.1(b)所示，為設有橫式攔板的帶狀金屬網，藉由馬
達鏈條的帶動，以直立而傾斜的方向循環運行，連續網除水中固體物，當固體物
到達頂部篩渣收集箱之位置，高壓水將自內部噴出，清除附著於網目上的篩渣。
此類水篩機設置於渠道中可深達30 m，寬為0.6-4.3 m，網格為2-19 mm，屬於細攔
污柵。因為循迴操作，因此篩渣移除極為重要，否則金屬網上未被清掉之篩渣將
被沖至下游處理單元。
(3)固定式水篩機
為靜止固定式的網格，如圖2.1(c)所示，廢水自篩網上部均勻流下，透過斜面，
篩渣則被阻留在網格上，可以高壓清洗或刷子由上而下沖刷移除，此類水篩機寬
度0.6-1.8 m，網格0.25-2.5 mm，屬於細攔污柵。設置尚需另配合揚水設施。
(4)轉動式鼓形細篩
轉動式鼓形細篩，如圖2.1(d)所示，利用不銹鋼製的柵或網圍成筒狀，採微傾
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約3度水平置放，以筒為軸連續旋轉，廢水自筒中心進流而濾出筒外，隨著旋轉桶
之旋轉，篩渣被帶離水面，並於旋至頂部時，自行掉下或以噴水設施沖洗至攔渣
斗，其柵距為0.25-2.5 mm，亦可視需要製成更大的柵距，圓筒直徑為0.3-1.2 m，
寬度為0.3-3.6 m。設置時一般需要另設揚水設施。
圖2.1(a) 往復式攔污柵(柵欄式攔污柵)
圖2.1(b) 循環移動式水篩機
(http://2005gd.tgpf.org.tw)
圖2.1(c) 固定式水篩機
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(http://2005gd.tgpf.org.tw)
圖2.1(d) 轉動式鼓形細篩
2.1.3 設計參數
攔污柵及細篩設計參數(斜度、進水流速、水頭損失等)如表2.1所示。
表2.1 攔污柵及細篩設計參數
人工清除式攔污柵 機械清除式攔污柵 轉動式鼓形細篩柵棒尺寸(bar size) 厚(cm) 0.5-1.5 0.5-1.5 寬(cm) 2.5-3.8 2.5-3.8
柵間隙(cm) 2.5-5.0 1.5-7.6 0.025-0.25 斜度(水平夾角) 45-60 60-90 進水流速(m/s) 0.3-0.6 0.6-1.0
水頭損失(cm水柱) 15
(容許最大值) 15
(容許最大值) 80-140
流速為攔污柵之重要操作參數，大部分攔污柵設置於渠道中，乃因渠道可提
供穩定的流況，使水流均勻地流過整個柵面，一般渠道流速最低應維持0.3 m/s以
上，以避免固體物沉降。
攔污柵之攔截量與攔渣特性，取決於攔污柵之型態、柵距大小及其他水力特
性。圖2.2為柵距與攔渣量的關係，典型欄污柵之攔渣量約為每1,000 m3廢水產生
3.7-37 L之攔渣，細柵的攔渣則變化較大，約每1,000 m3廢水產生37-220 L或更多。
此外，篩除物之處理、處置亦須納入考量，其含水量約為80%，易引起臭味問
題及蒼蠅聚集，通常於滴乾後掩埋或焚化。儲存期限以夏天1-2日，冬天2-3日為原
則。
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篩渣量
(L/1
000
m3 )
圖2.2 機械清除式攔污柵之篩渣量(L篩除物/1,000 m3廢水)
2.2 沉砂池
沉砂池主要用於去除粒徑於0.2 mm以上，比重1.3-2.7之顆粒(如砂粒、礫石、
煤渣等，一般設定比重為1.6)，其功用在保護水處理系統之機動設備，減少管路沉
積、沖蝕及減少處理設施之清理次數。
2.2.1 原理
藉由重力沉降或慣性力將砂粒、礫石、煤渣等顆粒物自水中移除。
2.2.2 種類
沉砂池從構造上加以分類，可分為以下數種：
(1)水平流式沉砂池(horizontal-flow grit chamber)
為最早期之沉砂池形式，為一狹長之槽體(如圖2.3)，流速控制在0.15-0.30
m/s，一般可為0.30 m/s，此速度可將有機物帶離槽體，避免其於槽體中沉澱，造成
淤砂腐化；針對目標顆粒之沉澱，須提供足夠之停留時間，約45-90 s，通常為60 s；
此外，應設計有二組平行之沉砂池，以便交替清理積砂，目前此類沉砂池皆備有
刮泥輸送帶或鏟泥機，移除之積砂應經洗淨後填地或以污泥乾燥床進行乾燥。
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圖2.3 水平流式沉砂池示意
為使水流在沉砂池斷面流速均一，設矩形溢流堰之重力式沉砂池斷面，理論
上應為拋物線型，實際上為梯形(圖2.4)。
圖 2.4 拋物線斷面式重力沉砂池
(2)渦流式沉砂池(vortex-type grit chamber)
渦流式沉砂池如圖2.5所示，廢水以切線方式進出，以旋轉渦輪維持固定流速，
可調式槳葉可促進有機質與砂礫分離，砂礫藉重力沉降至底部貯槽，並以抽砂泵
或氣升泵抽取清除。一般之設計停留時間為30 s，上槽體部分直徑約4-24 ft (1.2-7.3
m)，下槽體部分直徑約3-6 ft (0.9-1.8 m)，高度9-16 ft (2.7-4.9 m)。
(3)曝氣沉砂池(aerated grit chamber)
利用曝氣使有機物與砂礫分離，有機物便隨水流進入後續處理單元，曝氣沉
砂之優點在於其對速度之控制要求較寬，流量變異對沉砂效果之影響不大，且積
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砂可不經清洗而直接處理處置，對於後續水處理單元亦提供預曝氣之作用，所沉
積之砂礫可使用機械連續清除，槽體之設計類似活性污泥法之曝氣槽，惟其多一
約90 cm深之集泥槽，以便集泥。典型之曝氣沉砂池如圖2.6所示。曝氣沉砂池之設
計準則，停留時間約2-5 min，典型為3 min，槽體長寬比約3/1-5/1，寬/深比約
1/1-5/1，每單位槽體長度(ft)約需2-5 ft3/min (每公尺槽長0.18-0.45 m3/min)之供氣
量。
圖2.5 渦流式沉砂池示意
圖2.6 典型的曝氣式沉砂池的橫斷面
計算例2.1：重力沉砂池
圖2.4所示之重力沉砂池在水位高度y＝0.6 m、水流在沉砂池斷面流速U＝0.30
m/s時，廢水之平均流量(Q)為何？該沉砂池之適當長度(L)為何？
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以梯形估算水流斷面積(A) ＝ (下底寬＋上底液面寬)×水位高度÷2 ＝ (0.36＋1.12)×0.6÷2＝0.44 m2
平均流量(Q) ＝ 斷面流速×水流斷面積 ＝ U×A＝0.3 m/s×0.44m2 ＝ 0.132 m3/s＝11,405 m3/day
水力停留時間(HRT) ＝ 60 s 有效容積(V) ＝ 平均流量(Q)×水力停留時間(HRT)
＝ 0.132 m3/s×60 s＝7.92 m3 沉砂池長度(L) ＝ 有效容積(V)÷水流斷面積(A)
＝ 7.92 m3÷0.44 m2＝18 m
計算例2.2：曝氣沉砂池 欲處理廢污水之平均流量為0.5 m3/s (43,200 m3/d)，尖峰流量為平均流量之2.75
倍(2.75為水量尖峰係數，參考Metcalf & Eddy, 1991)，以尖峰流量設計該廢污水之
曝氣沉砂池如下：
尖峰流量 ＝ 平均流量×水量尖峰係數
＝ 0.5 m3/s×2.75＝1.38 m3/s 池數 ＝ 2
每ㄧ曝氣沉砂池有效容積 ＝ 尖峰流量×水力停留時間÷池數
＝ 1.38 m3/s×2 min×60 s/min÷2＝83 m3 每池寬度 ＝ 3.00 m
寬/深 ＝ 1.5/1 每池深度 ＝ 3.00 m÷(寬/深)＝3.00 m÷1.5＝2.00 m 每池長度 ＝ 有效容積÷(寬×深)
＝ 83 m3÷(3.00×2.00) m2＝13.8 m 單位長度曝氣量 ＝ 0.30 m3/min.m
每池曝氣量 ＝ 單位長度曝氣量×每池長度
＝ 0.30 m3/min.m×13.8 m＝4.14 m3/min
2.3 沉澱池
沉澱主要在去除水中可沉降之懸浮固體物，包括無機顆粒、生物膠羽及化學
膠羽等(註：沉澱池去除砂粒、礫石、煤渣等沉砂池可沉除之外之懸浮固體物)。沉
澱池除製造澄清水外，另一操作考量重點為製造出利於脫水處理之污泥。
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2.3.1 原理
沉澱現象之型態可分為單顆粒沉澱、膠凝沉澱、層沉澱、壓密沉澱四種，其
現象描述與應用如表2.2所述，其中，以單顆粒沉澱為主之沉砂池已於前一章節中
介紹，層沉澱與壓密沉澱則分別發生在生物膠羽之沉澱及污泥濃縮，不在此介紹
範圍，本章節著重於常發生膠凝沉澱之初級或化學沉澱池。
表 2.2 沉澱型態之描述與應用
沉澱型態 現象描述 應用
單顆粒沉澱 水中所含之懸浮固體濃度較低，沉
澱現象為個別顆粒沉澱，相鄰之顆
粒間，並無明顯之交互作用。
從廢水中移除砂礫，如沉砂池。
膠凝沉澱 指在沉澱作用中，顆粒因碰撞而結
合，相互黏附變大，而增加沉澱速
度。
去除初級沉澱設備殘餘之懸浮固
體及化學膠羽。
層沉澱
指廢水中之懸浮固體為中等程度之
濃度，而該濃度之粒子相互作用力
恰足以阻擋鄰近粒子發生沉降。顆
粒間之相對位置傾向於維持固定不
變，因而大量顆粒之沉澱就如同一
個單體發生沉澱。
發生在生物處理之二級沉澱設
施。
壓密沉澱 含高濃度之固體顆粒，使得整體形
成單一結構，此時沉澱僅發生於結
構的壓縮。
通常發生在具有厚污泥層之底
層，如二級沉澱或污泥濃縮之底
層。
針對膠凝沉澱，膠凝的程度乃取決於顆粒碰撞的機會，並受溢流率、槽體深
度、系統速度梯度、顆粒濃度及顆粒大小所影響。然此類可變因素之影響僅能以
沉澱試驗來考量。沉澱試驗乃利用3 m高(或與實體沉澱池等深)、直徑150 mm (或
其他任意直徑)之管柱，不同管柱高度上設有採樣孔，每一採樣孔間隔0.6 m，將含
有懸浮顆粒之水樣倒入管柱中，並使整根管柱中之顆粒均勻分布。試驗中須確認
溫度均一，以防液體產生對流，影響自然沉降。自試驗開始，於固定時間間隔自
採樣孔取樣，並分析計算顆粒之去除率，將試驗結果以時間對深度作圖，並繪出
等濃度曲線圖，如圖2.7所示，藉此則可推測，此股廢水在總深度H 、時間 t 下，
可計算其總去除率：
總去除率=2
RRHh
2RR
Hh
2RR
Hh
2RR
Hh 544433322211 +×Δ+
+×
Δ+
+×
Δ+
+×
Δ (2.1)
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圖2.7 膠凝沉降試驗計算
除上述以膠凝沉降試驗作為設計基礎外，在實務上，吾人多以沉澱池之溢流
速率(overflow rate)或表面負荷(surface loading)來估算一沉澱池之負荷或處理量。
參考圖2.8，就水平流動理想沉澱池(圖2.8a)言，一固體顆粒流入沉澱區，該顆
粒由點1沉澱至點3之時間(tS)及廢水在沉澱區之水力停留時間(tHR)分別為：
tS ＝ H/VS＝沉澱區水深/粒子之沉降速度 (2.2)
tHR ＝ (LWH)/Q＝(沉澱區之長L×寬W×水深H)/進水流量 (2.3)
在粒子沉降所需時間(tS)小於水力停留時間(tHR)之狀況下，該粒子可100%沉除：
tS < tHR (2.4)
H/VS < (LWH)/Q (2.5)
VS > HQ/(LWH)＝Q/(LW) (2.6)
＝ Q/A (進水流量/沉澱區表面積)＝VO
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(2.6)式之含義為「粒子之沉降速度VS >沉澱池之溢流速率Q/A或VO」，則該粒
子可100%沉澱去除。就向上流動理想沉澱池(圖2.8b)言，如「粒子之沉降速度VS >
沉澱池之水之上流速度Q/A或VO」，則該粒子不會被沖至沉澱池表面，即該粒子可
100%沉除。由上述分析知，理想沉澱池之去除效率，只與池表面積有關，和池子
形狀、深度無關。
設若tS > tHR或VS < Q/A，則粒子去除率為：
粒子去除率 ＝ VS/(Q/A)＝粒子沉降速度/表面溢流速率 (2.7)
圖2.8 理想沉澱池：(a)水平流；(b)向上流
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計算例2.3：粒子沉澱去除率估算
ㄧ廢水中懸浮固體之沉降速度分佈如表2.3第1、2列所示，試估算其經一表面
負荷Q/A＝30 m3/m2.day之初沉池之平均粒子沉澱去除率。依(2.7)估算如表2.3第3、
4列所示：
表2.3 懸浮固體之沉降速度分佈及去除計算例
1. VS (m/day) 10 15 20 25 ≥30
2. 重量% 10 20 20 30 20 合計100
3. 去除分率VS/(Q/A) 0.333 0.500 0.667 0.833 1.000
4. (重量%)×(去除分率) 3.33 10.00 13.34 24.99 20.00 合計71.7
表2.3第4列顯示平均粒子沉澱去除率為71.7%。
2.3.2 沉澱池種類
沉澱池一般呈矩形或圓形(圖2.9)，進流處具有擋板，使水流速度降低，池中水
近乎處於靜止狀態，出流處具溢流堰，以維持流況穩定均勻，堰前設有擋板，防
止浮渣隨出流水進入後續處理單元，並具浮渣刮除裝置及收集溝，以清除浮渣。
圖2.9 矩形及圓形沉澱池剖面
一般而言，矩形沉澱池之設計，長寬比約為3/1-5/1，寬度約為3-6 m，典型深
度約為2-2.5 m，底部坡度以1/100-2/100為宜；圓形槽之尺寸設計，直徑約9-46 m，
中心進流井之直徑約為槽體直徑之15-20%，槽體外圍深度約2-4 m，漏斗壁之傾斜
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角60o以上。在空間有限之條件下，多選擇矩形沉澱池，因其可與許多結構物共用
槽壁。目前，仍以矩形槽體居多。然全新之廠區規劃設計，則較喜選用圓形沉澱
池，因其具有較低之設置及操作維護費用，雖其進流井所引起之擾流較大，但當
水流往溢流堰輻射擴散後，隨即降低原有之流速，此外，圓形沉澱槽之周圍更較
矩形沉澱槽之末端，易於設置較長之溢流堰。
堰負荷、表面溢流率及槽體外圍深度為沉澱池設計之重要考量參數，一般沉
澱池之堰負荷設計約為125-500 m3/m.d，表面溢流速率約為24-32 m3/m2.d，槽體外
圍深度約3-4 m，水力停留時間則由表面溢流率及槽體深度決定。
除此二類典型沉澱池外，尚有與膠凝池結合之高速膠凝沉澱池，其於圓形沉
澱池之進水井處裝設有旋轉槳葉，可進行膠凝作用，節省用地面積；此外，尚有
污泥氈澄清池，乃使進流水通過槽體底部累積之污泥而增加顆粒被攔截去除之效
果。
沉澱池亦可加裝傾斜板(圖2.10)，以提升表面溢流率。
圖2.10 傾斜板沉澱池剖面
傾斜板沉澱理論解析如圖2.11所示。在粒子沉降H’距離所需時間(tS)小於水力
停留時間(tHR)之狀況下，該粒子可100%沉除：
tS < tHR (2.8)
H’/VS’ < (L’WH’)/q (2.9)
VS’ ＝ VS cosθ
> H’q/(L’WH’)＝q/(L’W) (2.10)
＝ q/A’ (單一管進水流量/傾斜板表面積)
q ＝ A’×VS cosθ (2.11)
Q’ ＝ A’×n×VS cosθ (2.12)
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式中：
θ ＝ 傾斜板與水平夾角
L’ ＝ 傾斜板長度(m)
W ＝ 傾斜板寬度(m)
H’ ＝ 傾斜板間距(m)
A’ ＝ 傾斜板表面積(m2)
Q’ ＝ 總處理量(m3/day)
n ＝ 管道數
圖2.11 傾斜板沉澱理論解析
計算例2.4：傾斜板沉澱池處理量
圖2.12所示ㄧ無傾斜板沉澱池之廢水沉澱處理量為Q＝30 m3/day，其經加裝圖
示8通道傾斜板後之沉澱處理量Q’估算如下：
VS ＝ (30m3/day)/(1 m2)＝30m/day
VS’ ＝ VS cosθ＝30 m/day×cos 56.3o＝16.65 m/day
q ＝ A’×VS’＝0.36 m×1.00 m×16.65 m/day＝6.0 m3/day (2.11)
Q’ ＝ q×8＝48 m3/day (2.12)
由(2.10)式及本例計算知，處理量Q’與傾斜板長度L’、通道數成正比，與θ數值
成反比。θ通常介於45-60o間，大角度(cosθ小)有利於污泥由通道壁滑沉，然VS’降
低而使處理量降低；小角度(cosθ大)有利VS’之提升而增加處理量，然污泥易累積
於通道間而致阻塞。
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圖2.12 傾斜板沉澱池(計算例2.4)
2.4 浮除池
浮除(flotation)為與重力沉澱類似，以澄清或濃縮的方式去除顆粒，但浮除法
乃利用空氣氣泡之浮力將顆粒物質懸浮至水面，並加以去除。溶解空氣浮除法運
用於廢水處理已有多年，主要用於水中分離懸浮固體、油脂、纖維及其他比重低
的固體，也可使用於活性污泥與化學混凝污泥的濃縮。對微小粒子之去除而言，
浮除法優於沉澱法，因為微小粒子之沉降速度緩慢，若用浮除法，微小粒子可在
短時間內被移除得更完整。
2.4.1 原理
通常比重小於1的固體物，在水中都會懸浮。物體的比重愈小，就愈容易漂浮
於水面。當水中的氣泡上升的時候，一些比重略小於1的顆粒就被氣泡推動或與氣
泡結合，而加快了上浮的速度。即使是比重大於1的顆粒，也有可能因為氣泡和顆
粒相互的黏著，而使此一結合體的比重降至1以下，並且開始上浮。當這些氣泡與
水中的固體物、油脂相互黏接後，會上浮至水體的表面，而從液相中分離。此種
氣泡與固體物相互連接的機制包括黏著、捕捉、吸收等。在溶解空氣浮除法中，
氣固比(air-to-solids ratio, A/S)即供氣量與進流固體物重量的比值，是影響浮除濃縮
最重要的因素。
A/S以「釋出空氣質量/固體質量(kg of air released/kg of feed solids)」表示。當
A/S比值升高時，被氣泡捕捉而浮除的固體量亦隨之增多，直至某一限值時浮除之
固體物量不再明顯地增加，一般達到此一限值時的A/S比約為0.02-0.04。如空氣量
較理想值偏低，則加壓浮除的效果便會降低；而在濃縮時，則以濃縮後之污泥固
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體物濃度來評估。A/S比值對浮除系統的影響如下：
1. 欲處理廢污水中油脂及懸浮固體量。
2. 浮除物質的上升速度，此速度控制溢流率和廢水於浮除池的水力停留時間。
3. 浮除物中固體物濃度。
隨廢水中固體物而變的A/S比，與系統操作有密切相關，如在無迴流(全部進流
水經壓力桶加壓)及部分迴流(部分澄清水經壓力桶加壓，再與全部進流水混合)即
不相同。
2.4.2 浮除池種類
浮除池的種類如下所述：
1. 擴散空氣浮除法(dispersed-air flotation)
利用送風機或壓縮機經過擴散板壓送空氣或以高速攪拌法使廢水中產生氣
泡，再利用氣泡與懸浮物、油脂接觸而上浮並去除之。然此方法較適於油脂之去
除，其他固體顆粒甚難藉此上浮。
2. 溶解空氣浮除法(dissolved-air flotation)
溶解空氣浮除法可分為下列二種:
(1)真空浮除法(vacuum flotation)
廢水先在常壓狀態下曝氣後，再送入低壓槽中，壓力減低，溶解之空氣便游
離成氣泡。停留時間為30秒，每立方米之水，所須空氣約0.18-0.36 m3。
(2)加壓浮除法(pressuration flotation)
加壓浮除系統如圖2.13所示，廢水先以抽水機送至2-4 atm之壓力槽，並送入空
氣，使空氣溶入水中，而後降低壓力至大氣壓力(1 atm)下，則溶解氣體形成小氣泡
游離於顆粒表面，使油滴及懸浮物上浮。壓力槽之停留時間為1 min，空氣量與真
空浮除法同。一般而言，以此類較為常用。
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圖2.13 加壓浮除系統示意：(a)無迴流直接加壓、(b)有迴流加壓
溶解空氣浮除法之優缺點如下:
優點：
A. 油脂、輕顆粒之去除效果甚佳(與初沉池比較)。
B. 因為表面負荷可較大，停留時間短，池之體積及佔地均小，建造費低。
C. 因停留時間短且具有溶氧，故臭味低。
缺點：
A. 因需要增加附屬設施如減壓設備、加壓設備等，操作費較高。
B. 相較於沉澱池，需要較高級之技術人員操作管理。
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浮除系統中常包含有化學藥劑之添加以協助浮除程序，此類化學藥劑如鋁鹽
與鐵鹽及活性矽等，可用於鍵結顆粒物質，建立一易於氣泡吸附之表面或結構，
此外許多有機高分子化合物易聚集在介面處，故藉由改變氣-液界面或固-液界面之
特性，可達到預期之效果。
2.4.3 加壓浮除系統設計
加壓浮除系統減壓時所釋出之理論空氣量可由下式計算：
A ＝ QRCs[f(P＋1)－1] (2.13)
式中：
A ＝ 大氣壓下釋出氣體量(g/day)
QR ＝ 迴流加壓水流量(m3/day)
Cs ＝ 大氣壓下水中氣體溶解度(mg/L或g/m3)
f ＝ 加壓水中氣體溶解度/水中氣體溶解度，即溶解效率
P ＝ 加壓水容器(pressurization vessel)高於大氣壓力之表壓值
(kg/cm2-G)
澄清水排出
浮上分離池
氣液射流器
空氣溶解槽
氣液射流器
污泥進流
濃縮污泥貯槽
空壓機空壓機
氣液射流器
空氣溶解槽
廢水或污泥進流
氣液射流器
空氣
浮除槽
浮渣及底泥
澄清水
迴流水QR
QQ+QR
P
mschou(2006/09) 圖2.14 廢水或污泥加壓浮除處理系統
參考圖2.14，隨廢水中固體物而變的A/S比，與系統操作有密切相關。在無迴
流及部分迴流中的關係分別如下。
無迴流時：
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A ＝ QCs[f(P＋1)－1] (2.14’)
S ＝ QXo (2.15)
A/S ＝ (Cs/Xo)×[f(P＋1)－1] (2.16)
有迴流時：
A ＝ QRCs[f(P＋1)－1] (2.14)
S ＝ QXo (2.15)
A/S ＝ (QR/Q)×(Cs/Xo)×[f(P＋1)－1] (217)
式中：
S ＝ 進流水之SS總量(g/day)
QR ＝ 迴流加壓水流量(m3/day)
Xo ＝ 進流水之SS濃度(mg/L或g/m3)
QR/Q ＝ 迴流比
計算例2.5：廢水之加壓浮除澄清
ㄧ工廠廢水流量Q＝960 CMD (m3/day)、SS＝1,000 mg/L，水溫為25oC，試規
劃一加壓浮除系統以去除SS。
規劃基準如下：
A/S ＝ 0.03
CS ＝ 1大氣壓下，空氣在25oC水中之溶解度＝22 mg/L或g/m3
f ＝ 0.50
Xo ＝ 進流水之SS濃度＝1,000 mg/L或g/m3
P ＝ 加壓水表壓＝3.5 kg/(cm2-G)
Vo ＝ 浮除池表面負荷＝50 m3/m2.day
tP ＝ 加壓槽水力停留時間＝3 min
XS ＝ 浮渣之SS濃度＝20,000 mg/L或g/m3
計算如下：
A/S ＝ (QR/Q)×(Cs/Xo)×[f(P＋1)－1]
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QR/Q ＝ (A/S)÷{(Cs/Xo)×[f(P＋1)－1]}
＝ 0.03÷{(22/1000)×[0.50×(3.5＋1)－1]}＝1.09
QR ＝ Q×1.09＝1046 CMD＝43.6 m3/h＝0.727 m3/min＝0.0121 m3/s
VP ＝ 加壓槽有效液體容積＝tP×QR＝3 min×0.727 m3/min＝2.18 m3
(建議使用容積為3.0 m3之加壓槽)
ADAFT ＝ 浮除池表面積＝(Q＋QR)/Vo
＝ (960＋1046) m3/day÷50 m3/m2.day＝40.2 m2
(建議選用直徑為8.0 m之浮除池)
HPPump ＝ 迴流加壓槽幫浦動力需求(W)
＝ 迴流量QR (m3/s)×水密度ρW (kg/m3)×重力常數g (m/s2)×加壓
水表壓P (kg/cm2-G)×10.33 m水柱高/(kg/cm2-G)÷幫浦效率E
＝ QR×ρW×g×P×10.33/E (W)
＝ 0.0121 (m3/s)×1,000 (kg/m3)×9.8 (m/s2)×3.5×10.33 m÷0.4
＝ 10,718 W＝14.37 HP
(建議選用20 HP、揚程50 m、揚水量1,000 LPM之高壓幫浦)
QAIR ＝ 加壓空氣用量＝A/空氣密度＝A/ρa＝QRCs[f(P＋1)－1]/ρa
＝ 0.727 m3/min×22 g/m3×[0.50×(3.5＋1)－1]÷1.293 g/NL
＝ 15.46 NL/min (@1 atm/0oC)
(建議選用60 LPM、壓力7.0 kg/cm2-G之空氣壓縮機)
QS ＝ 浮渣流量＝Q×(Xo/XS)＝960×(1000/20,000)＝48 CMD
圖2.15顯示系統規劃結果。
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澄清水排出
浮上分離池
氣液射流器
空氣溶解槽
氣液射流器
污泥進流
濃縮污泥貯槽
空壓機空壓機
氣液射流器
空氣溶解槽
進流廢水960 CMD
氣液射流器
空氣
8.0 m dia.浮除槽
浮渣及底泥
澄清水
迴流水QR
QQ+QR
P
2006 CMD
3.0 m3
60 LPM/7.0 kg/cm2-G
15.5 NL/min1046 CMD
48 CMDSS=20,000 mg/L
912 CMDSS < 20 mg/L
1,000 LPM/50 mH/20 HP
QS
mschou(2006/09)
圖2.15 Q = 960 CMD、SS＝1,000 mg/L廢水加壓浮除系統規劃例
計算例2.6：污泥之加壓浮除濃縮
欲將濃度10 kg/m3之剩餘污泥，以加壓浮除法濃縮至40 kg/m3以上，若處理量
為30 m3/h，試規劃浮除系統。該污泥批式浮除濃縮試驗結果如下表所示：
加壓水量倍數 空氣-固體比(L/kg solid) 浮除物濃度(kg/m3)
1 4 37
2 8 46
3 12 47
規劃基準及計算如下：
A/S ＝ 8 L/kg solid (加壓水量2倍)，可達40 kg/m3以上濃縮要求
A ＝ (A/S)×S＝8 L/kg×10 kg/m3×30 m3/h＝2,400 L/h＝40 LPM
QR’ ＝ 理論加壓水量＝Q×加壓水量倍數＝30 m3/h×2＝60 m3/h
QR ＝ 實際加壓水量＝Q’R/f＝60 m3/h÷0.60＝100 m3/h＝1.67
m3/min
(設連續加壓槽之空氣溶解效率為分批式的60%，即f = 0.6)
P ＝ 加壓水表壓＝3.0 kg/(cm2-G)
Vo ＝ 浮除池表面負荷＝48 m3/m2.day＝2.0 m3/m2.h
tP ＝ 加壓槽水力停留時間＝3 min
VP ＝ 加壓槽有效液體容積＝tP×QR＝3 min×1.67 m3/min＝5.00 m3
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(建議使用容積為7.0 m3之加壓槽)
ADAFT ＝ 浮除池表面積＝(Q＋QR)/Vo＝(30＋100)/2＝65 m2
(建議選用直徑為10 m之浮除池)
HPPump ＝ 迴流加壓槽幫浦動力需求(W)
＝ 迴流量QR (m3/s)×水密度ρW (kg/m3)×重力常數g (m/s2)×加壓
水表壓P (kg/cm2-G)×10.33 m水柱高/(kg/cm2-G)÷幫浦效率E
＝ QR×ρW×g×P×10.33/E (W)
＝ 0.0278 (m3/s)×1,000 (kg/m3)×9.8 (m/s2)×3.0×10.33 m÷0.4
＝ 21,107 W＝28.3 HP
(建議選用40 HP、揚程40 m、揚水量1,800 LPM之高壓幫浦)
QAIR ＝ 加壓空氣用量＝40 L/min (@1 atm/25oC)
(建議選用80 LPM、壓力7.0 kg/cm2-G之空氣壓縮機)
QS ＝ 浮渣流量＝Q×(Xo/XS)＝30×(10,000/40,000)＝7.5 m3/h
2.5 過濾池
顆粒介質過濾(granular-medium filtration)，被廣泛用於去除化學或生物處理程
序出流水中殘餘之懸浮固體物，其乃於槽體中填裝一種或多種顆粒介質，藉由各
種機制，將懸浮顆粒去除。
2.5.1 過濾原理
一般澄清過濾時，濾材對於顆粒的去除機制，包括有直接過濾篩除、沉澱、
攔截、慣性碰撞及吸附等作用(如圖2.16)，其中直接過濾篩除即進流水中懸浮顆粒
粒徑大於介質與介質間之孔隙，直接被篩除在表層濾料上；沉澱則為顆粒受重力
之影響，偏離水流方向而落於濾料表面；攔截即顆粒隨水流方向被阻截在濾料上；
慣性碰撞則因慣性力之作用，行徑方向偏離水流方向，且直接撞擊於濾料表面；
吸附乃因顆粒之膠凝作用，對濾料或其他顆粒相互黏附所導致。
2.5.2 過濾池之類型
(1) 過濾池之形式
顆粒介質過濾依不同之分類方法可分類如表2.4，分別可依水流方向、操作方
式、濾料種類、過濾型態及過濾濾速等原則，進行分類。
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圖2.16 顆粒介質過濾機制示意
表 2.4 過濾之各種操作型態 分類依據 類 別 說 明
水流方向 上流式 進流水自濾床底部進入，自頂部出流。 下流式 進流水自濾床頂部進入，自底部出流。
操作方式 半連續式 必須停機進行反沖洗。
連續式 反沖洗時不須停機，包括移動橋式過濾器、連續反洗上流
式過濾器(圖 2.17)，其反洗與過濾同時進行。
濾料種類 單層濾料
深床單層介質過濾器，大部分被濾除之顆粒多累積在濾床
之頂部(數毫米深)。 雙層濾料、
多層濾料 目的在於促使水流中之顆粒可穿透至濾床內部，提高其固
體貯存能力，但也因此須注意顆粒貫穿濾床之問題。
過濾型態 重力式
為開放型，故過濾狀況的監視及檢查維修容易，常用於大
型廢水處理廠(圖 2.18 a)。
壓濾式 於密閉系統下操作，具較高之水頭損失極限，故有較長之
濾程而反洗需求較低，過濾速度較高(圖 2.18 b)。
過濾濾速 固定濾速
以閥控制出流，當達一定水頭損失，則開閥出流，由於控
制閥價格昂貴，後多以泵或堰取代。 遞減濾速 濾速隨過濾水頭損失之增加而變慢。
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圖2.17 連續式過濾池(a)移動橋式過濾器(b)連續反洗上流式過濾器
圖2.18 不同過濾型態之過濾器(a)重力式過濾器(b)壓力式過濾器
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(2)濾料種類
一般常用濾料之特性如表2.5所示。
表 2.5 常用濾料特性
無 煙 煤 砂 柘 榴 石
(1)選擇品質良好者
(2)比重在 1.4 以上
(3)鹽酸可溶率 1.5%以下
(4)磨減率 1%以下
(5)有效粒徑 0.8-3.0 mm [註 1]
(6)均勻係數接近 1 [註 2]
(一般使用 1.4 以下者)
(1)選擇堅硬均質者
(2)比重 2.55-2.65
(3)鹽酸可溶率 3.5%以下
(4)磨減率 3%以下
(5)強熱減量 0.7%以下
(6)有效粒徑 0.4-1.5 mm
(1)選擇不純物少者
(2)比重在 3.8 以上
(3)鹽酸可溶率 5%以下
(4)有效粒徑 0.2-0.4 mm
註 1：「有效粒徑」係指一粒徑不等之濾料樣品，經篩分試驗後，10%重量濾料樣品可通過之篩網尺寸，一般稱為 d10；同一濾料樣，60%重量濾料樣品可通過之篩網尺寸，則稱為 d60。
註 2：「均勻係數」定義為「d60/d10」，為濾料粒徑分佈差異程度之衡量，均勻係數愈大者，粒徑分佈差異愈大。
(3)集水設備
過濾池集水設備之類型及構造如表2.6所述。
表 2.6 過濾池集水設備類型及構造
形 式 說 明
韋氏型 於濾床上設置支柱，而於其上置混凝土成形品塊。
多孔板型 於濾床上置空氣室及分散室之成形品塊。
濾器型 濾床上的管或支持板上置濾器者。
多孔管型 濾床上設置多孔的幹支管者。
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2.5.3 應用參數
(1)進流水質
一般過濾池之進流水(即沉澱池出流水)之粒徑約可被分為二個範圍，小顆粒約
為1-15 μm，大顆粒約50-150 μm，其平均粒徑分別為3-5 μm及80-90 μm。
(2)濾速
過濾速度為影響過濾池設計大小之重要參數，然其首先須考量濾料之強度所
能承受之濾速，一般濾速約80-320 L/m2.min (115-460 m3/m2.d)。
(3)濾層厚度
過濾池濾料之填充依其操作方式之不同而有所差異，重力式者自上層往下層
濾料的粒徑愈小，可使濾層全體充分捕捉粒子，然比重則與粒徑相反，愈下層比
重愈大，此乃為了避免反沖洗時造成濾料的混合，為使反沖洗時濾層可均勻膨脹
提升洗滌效果，對於濾層的比重應特加以注意。向下流式濾層厚度以60-100 cm為
宜。而上流式若採較粗之砂時，濾層厚度可採用1.5-1.8 m。重力式快濾採用單層砂
者以60-70 cm為準。濾層支持層乃用以防止濾料流出，以礫石(粒徑2-50 mm)分四
層(厚度20-50 cm)鋪設，支持層以能使水及空氣反沖洗時能均勻分散為宜。
(4)反沖洗
過濾持續進行則水頭損失愈大，當其達一定損失水頭時，過濾層就必須以空
氣及水沖洗之，待水頭損失降低後，再繼續過濾操作。通常過濾中以水中粒子不
隨過濾液流出之程度的水頭損失為條件，一般約為2-3公尺左右為宜。反沖洗時，
以能使濾層膨脹20-30%，洗滌效果較佳，故宜以目測該值決定洗滌速度。一般反
沖洗以流速0.6-1.0 m/min，沖洗5-10分鐘。而空氣沖洗，多以0.5-1.0 m/min之流速
進行數分鐘。圖2.19顯示最適反沖洗流速與濾料粒徑之關係。
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圖2.19 最適反沖洗流速與濾料粒徑之關係
2.6 薄膜過濾程序
薄膜過濾程序有別於傳統過濾，過濾顆粒包括溶解性物質，過濾顆粒粒徑範
圍一般在0.0001至1.0 μm間。
2.6.1 原理
一般薄膜如圖2.20所示，為一選擇性屏蔽，可以讓特定物質通過並截流溶液中
其他物質。過濾機制依薄膜孔徑不同而有差異。微過濾(micro filtration, MF)及超過
濾(ultra filtration, UF)薄膜主要以篩分為去除機制，奈米過濾(nano filtration, NF)薄
膜則為篩分、溶解擴散及電性排除。通過半滲透性薄膜之液體稱為滲出液
(permeate)，未通過膜而包含截流物質之液體則稱為濃縮液(concentrate)，而單位時
間、單位面積通過薄膜的滲出量則稱為通量(flux)，常見單位為 L/m2.d。
圖2.20 薄膜進出流示意
濾料粒徑(mm)
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此外，逆滲透(reverse osmosis, RO)，是目前所知最有效的薄膜過濾方法。RO
原理是在原水端加壓，使純淨的水分子穿透薄膜產生純水，同時將無法穿透的各
種雜質及有害物質隨著濃縮廢水收集後進一步處理。由於薄膜的孔徑極小(約0.001
μm)，可有效濾除水中所含細菌、病毒、各種化學有毒物質，故RO亦同時可應用
於溶解性無機物之去除。
當以半透膜隔開兩種不同濃度的溶液，若溶液的溶質不能透過半透膜，則濃
度較低一方的水分子會通過半透膜到達濃度較高的另一方，直到兩側的濃度相等
為止，此為滲透現象(圖2.21a)。
在半透膜二側不同濃度溶液尚未達到平衡時，若在濃度較高的一方施予一壓
力，則濃度較低一側水分子滲透移動的速度，會因壓力逐漸增大而減緩。當此壓
力達到某一程度時，溶液滲透現象停止，此時的壓力可稱為該薄膜(membrane)之滲
透壓(osmotic pressure)。如果再持續增加該側壓力，則水分子會往與一般滲透方向
之反向流動，而自高濃度一側流向低濃度一側，這種現象即稱為「逆滲透」(圖
2.21b)。
圖2.21 逆滲透原理
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2.6.2 薄膜種類
(1)依孔徑區分
薄膜孔徑可依大小區分為四類，分別為MF、UF、NF與RO。並以分子截留量
(molecular weight cut-off, MWCO)作為界定孔徑之單位。MF/UF主要利用對分子大
小篩除之方式進行過濾，MF孔徑一般大於0.01 μm，UF之MWCO為1000-300,000 Da
(Da為1個原子質量單位Dalton之簡寫，1 Da = ㄧ個碳12原子核質量之1/12，約等於
1.661×10-27 kg)；NF主要作用機制為電價排除但亦具有篩除功能，可去除水中二價
陽離子(Ca2+、Mg2+)，MWCO約小於500 Da；RO一般視為無孔洞薄膜，可截留所
有水分子之外的物質，其MWCO約為50 Da；各種薄膜可過濾分離之範圍及物質如
圖2.22所示。
圖2.22 各種薄膜對特定物質分離範圍
(2)依薄膜型態區分
薄膜型態主要區分為四大類：平板式(flat plate)、管式(tubular)、螺旋捲式 (spiral
wound)及中空纖維式(hollow fiber)。
A.平板式(flat plate, FP)
如圖2.23，其優點在於低能量消耗且易於拆除清洗，但因每一片薄膜均需個別
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的支撐體，故使其填充密度較低，一般多用於電透析(electrodialysis, ED)、MF及RO
中。
B.管式(tubular)
如圖2.24，過濾用的薄膜披覆在多孔細管表面，進流水方向平行薄膜表面，濾
液係經壓力使其垂直通過膜再由管壁流出，未過膜的濃縮液則由另一端流出。由
於採掃流式操作(cross-flow)，較不易為懸浮固體物所阻塞，因此可在高壓下操作。
但由於其單位面積薄膜所佔空間甚大，且透膜壓損高，使其能量消耗較其它三種
形式之膜高，此也使操作成本相對提高。
C.中空纖維式(hollow fiber, HF)
如圖2.25，將薄膜製成如髮絲般的中空纖維狀，再集束於壓力元件內，由於其
不需薄膜的支撐體，因此填充密度高，且又因具有大的比表面積，故設備費用低。
其操作方式分為水由膜內向膜外滲出或由膜外向膜內滲入產生濾液，易於反沖洗
(backwash)。
D.螺旋捲式(spiral wound)
如圖2.26，兩層薄膜以一網狀物作支撐，薄膜的三邊均密合，僅開口端接於模
組中間的收集管，再纏繞於收集管而成捲式膜。其具有高的填充密度，且透膜壓
損較小，但不易清洗，若無良好的前處理，不適合處理高濁度的進流水，一般多
用於RO及NF。
圖2.23 平板式薄膜模組
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圖2.24 管式薄膜
圖2.25 中空纖維式薄膜
圖2.26 螺旋捲式薄膜
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(3)依進流水方向過濾區分
薄膜程序可依進流水方向的不同將之區分為截流式(dead-end)與掃流式過濾兩
種，如圖2.27。截流式過濾是一種進流水與出流水方向相同的過濾方式，隨著過濾
的進行，被阻擋的粒子會累積在薄膜表面，形成另一阻力，導致過濾無法持續進
行；掃流式過濾是一種進流水與出流水方向垂直的過濾方式，其主要設計概念是
利用高速流平行通過薄膜表面，而在其上形成水流剪力(shear stress)，可藉此減少
濃度極化層厚度並減少顆粒的沉積。出流水可分為濃縮液及滲出液兩股，由以上
可知截流過濾之積垢潛勢較掃流過濾為大，故一般可輔以曝氣或其他方式，加以
避免積垢之生成。
圖2.27 薄膜過濾方式及通量變化趨勢
(4)RO 膜種類與型式
逆滲透膜以材質分類，則包括有醋酸纖維膜(cellulose acetate, CA)、芳香族聚
醯胺(aromatic polyamides, APA)、聚醯胺(polyamide, PA)、聚麸喃(polyfuranes, PF)
等。其中醋酸纖維膜的優點為耐氯性高，但當原水處於鹼性的條件下(pH 8.0)≧ 或
細菌存在的狀況下，將導致使用壽命縮短。PA材質對氯及氯氨的承受性則較差，
故原水在進入逆滲透膜之前，需以活性碳及還原劑等先做處理。此外，依照薄膜
之製造方法，可分為三種形式。最早發展出來的是對稱性膜(symmetric membrane)，
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其次為非對稱性膜(asymmetric membrane)，進而為薄層複合膜(thin film composite
membrane, TFC membrane)。
目前已商業化之逆滲透系統裝置有以下幾種形式：螺旋捲式膜(spiral wound)、
中空纖維膜(hollow fiber)及管式膜 (tubular)等(圖2.28、圖2.29)。表2.7為比較上述
幾種逆滲透膜型體之特性、經濟性及操作效能。
圖2.28 逆滲透螺旋捲式膜解剖
圖2.29 逆滲透之中空纖維膜解剖
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表 2.7 逆滲透膜型式選擇比較 薄膜類型 螺旋捲式膜 中空纖維膜 管式膜
薄膜單元特性
構造 需外支撐架，薄膜織在有針孔的管上且位於壓力管內
不需支撐架，中空纖維質位於壓力管內
需外支撐架，薄膜塞入或附著在小管內，小管集合在大管內
單位體積之膜面積 大 大 小
用途 海水淡化 海水淡化 工業廢水 經濟性
建造成本 低 低 高
操作成本 低 低 高
操作效能
回收率 佳 可 最佳 通量 大 中 大
抗懸浮粒子 可 可 最佳 清理效果 可 可 最佳 流量控制 可 可 最佳
2.6.3 應用
MF/UF近年來常見於RO之前處理，用於去除水中懸浮固體物，避免大顆粒物
質直接阻塞RO；於半導體業中，UF可置於RO之前去除水中溶解性及懸浮態的二
氧化矽(SiO2)，可有效延長RO的使用期限。
NF具有去除二價離子之作用，因此被用於去除水中硬度離子，如鈣離子及鎂
離子，達到水質軟化之要求；利用MF前處理後進入NF膜，再加以消毒，出流水可
進行再利用。
近來RO逐漸廣泛運用於工業廢水及飲用水處理流程，傳統RO技術乃應用於二
級處理後及高科技產業廢水回收再利用，或海水淡化。RO對於單價離子
(monovalent ions)的去除率(rejection rate)可達90-98%，而雙價離子(divalent ions)可
達95-99% (可以防止分子量大於200 Da的物質通過)。
2.6.4 薄膜之阻塞種類與機制
(1) MF、UF 與 NF 薄膜
薄膜積垢(fouling)為影響膜濾效能及薄膜發展的主要因素。參考圖2.30，薄膜
積垢型式有三種：(1)積垢(泥餅形成)，進流物質累積在薄膜表面；(2)結垢，進流
物質因化學特性，在薄膜表面形成化學沉積；(3)薄膜損害，進流物質會與薄膜反
應而破壞薄膜。積垢會造成薄膜通量下降及薄膜壽命減短等問題；因此，需依賴
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前處理、清洗設備、操作設計及保養來預防積垢現象產生。由顆粒造成的薄膜阻
塞可區分為：(1)膠層/泥餅之形成(gel/cake layer)、(2)孔洞阻塞(pore plugging)、(3)
膜孔壁窄化(pore narrowing)。膠層/泥餅的形成係因薄膜表面發生濃度極化作用
(concentration polarization)，造成積垢物不斷累積壓縮；孔洞阻塞為與孔洞大小相
近之積垢物直接堵塞膜孔；膜孔壁窄化乃由於小分子顆粒吸附在薄膜孔內壁，或
是鹽類在表面析出，兩者皆會使薄膜孔洞縮小，影響過濾效果。
圖2.30 薄膜阻塞機制
依薄膜清洗方式的不同，可將積垢區分為可逆及不可逆兩種。可逆積垢
(reversible fouling)所造成的通量衰減可利用物理性清洗回復，而無法經由物理性清
洗去除的積垢則為不可逆積垢(irreversible fouling)，此類積垢需要經由化學藥劑清
洗，才能回復薄膜的使用效率。化學清洗常用藥劑包括鹼劑、酸劑、界面活性劑、
金屬螯合劑及觸媒，洗劑效果會受到許多因素影響，如溫度、pH值、清洗藥劑濃
度、接觸時間及操作環境(掃流速度及壓力)。針對不同之積垢物質所適用之藥劑不
同，無機性積垢物如鐵、錳氧化物可利用濃度0.3%之檸檬酸清洗，二氧化矽垢物
則使用鹼洗。清洗方式多為浸泡或直接過濾，清洗時間可依積垢狀況調整。
(2)RO 膜
RO膜應用於無機廢水之處理，其阻塞種類則以無機物之沉澱或結垢為主，此
將造成系統之通量衰減、壓力增加，使得反洗頻率須隨之提升，增加操作成本，
因此以下就常發生於RO膜表面之阻塞種類進行探討。
(1)可逆性阻塞(濃度極化)
RO系統操作時，當膜表面累積溶質濃度提升，透膜壓力或滲透壓變大，導致
溶質反向擴散至水中，當達平衡時溶質被帶至膜表面的量等於反向擴散至水中的
量，此時膜表面所累積濃度必大於主體溶液之濃度，此現象稱為濃度極化，濃度
極化現象發生時，將導致通量衰減，滲透壓差變大，然當系統停止操作，此現象
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將消失，故為可逆之膜阻塞現象。雖此，若不加以重視，可能導致薄膜表面無機
物沉澱結垢。
(2)顆粒或膠體性阻塞
顆粒性及膠體性積垢一般包括有懸浮固體物及金屬膠體，如SiO2、Fe2O3、Al2O3等，一般而言，此類物質於MF、UF之過濾程序中，阻塞機制為直接沉積於膜表面
或進入薄膜孔洞之中，然由於RO膜之孔徑約小至0.001 μm (小於1000 MWCO)，因
此顆粒及膠體性積垢之形成機制，主要以表面沉澱或受其他具黏性有機質黏附為
主，而進流水之SDI (silt density index)值，為最普遍用以衡量水質是否適宜進入RO
單元之重要指標，當SDI < 2-3，方可進入RO單元。SDI稱為污泥密度指數，為估
算水樣中膠體物質可能造成過濾薄膜阻塞程度之指標。依美國ASTM D 4189-95方
法，使用47 mm直徑、0.45 μm孔徑之玻璃纖維濾膜(例如Millipore Co., UAS產製
者)，在固定過濾壓力30 psig之條件下將水樣過濾，設剛開始過濾取得濾液500 mL
所需之時間為ti秒，過濾時間tT分鐘(通常為15 min)後取得濾液500 mL所需之時間為
tf秒，則SDI＝100×(1-ti/tf)/tT。例如 ti＝10秒、 tf＝15秒、 tT＝15 min，SDI＝
100×(1-10/15)/15＝2.2。
(3)無機性結垢
化學性積垢主要因當水流經RO膜表面，滲透液不斷被移除，同時濃縮液不斷
濃縮，當濃縮液之鹽類濃度被濃縮至超過某限值，則將產生鹽類沉澱析出，並於
膜表面結垢，因此RO膜之無機性結垢主要受濃縮水之濃縮倍率影響。一般而言，
經一階段RO膜後，其濃縮液濃度約可增加2倍，經二階段RO膜則可增至4-5倍，RO
膜表面最常見之結垢物包括有CaCO3、CaSO4、BaSO4、CaF2及SiO2等。因此，水
中鹽濃度、離子強度、各鹽類溶解度、溫度、pH值及RO水回收率等皆為影響結垢
物於膜表面沉澱析出之重要參數。
對含重金屬廢水，RO膜通常以酸洗為主，然針對現階段高科技產業之化學機
械研磨(chemical mechanical planarization, CMP)含矽廢水，其RO膜則以鹼洗為主。
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參、溶解性無機物去除
溶解性無機物主要包括有酸鹼離子、重金屬離子、氟、氰、磷、硫等離子，
此類物質多需以化學方法去除。然而，化學藥劑應用於水處理、污水處理和工業
廢水處理之種類和形式甚多，同一種藥劑經常可使用於不同的目的。欲選擇適當
之化學藥劑進行廢水處理，必須先對化學藥劑的特性、處理效果、加藥方式和反
應控制等加以瞭解，才能經濟有效地達到處理的目的。以下分別介紹各種化學處
理方法。
3.1 pH調整
水處理流程中，pH調整為最基本之處理單元。由於各工業廢水(尤其是化學工
業廢水)，一般均偏酸或偏鹼，此類酸、鹼廢水排放將直接影響河川水質，且亦對
廢水處理系統各單元之處理效率影響甚鉅，故廢水須先行pH調整後，再予與處理。
3.1.1 中和原理
中和為pH調整反應之ㄧ種。所謂中和係指將水中含氫離子(H+)之酸性化合物
與鹼性之氫氧基離子(OH-)反應，生成水和鹽類之化學反應，例如苛性鈉(NaOH)
與硫酸(H2SO4)之反應：
−+ ++→+ 24242 SO2NaO2HSOH2NaOH (3.1)
中和反應的程度，可以pH值來衡量，理論上pH值是以水溶液中氫離子活性取
對數值乘以負號，但在低離子强度時可以用氫離子濃度表示，亦即：
]log[H}log{HpH ++ −≈−= (3.2)
當水溶液溫度為25℃，pH = 7.0時為中性，pH < 7.0代表水溶液呈酸性，pH > 7.0
代表水溶液呈鹼性。
3.1.2 pH調整劑種類
在調整水溶液之酸鹼值時，有時即使同一pH值，其調整所需要之藥劑量並不
一定，其原因係因水溶液中含有之酸鹼成分為強酸或強鹼、弱酸或弱鹼等，且當
水溶液中含有金屬離子或其他緩衝物質時，將對pH調整所需化學藥劑添加量造成
明顯之影響，進而影響反應所生成之污泥量。因此，於調整廢水之pH值時，須同
時考量廢水與酸鹼劑之特性、加藥量、反應時間、操作之難易度、經濟性及可能
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產生之污泥量加以考量，並進行初步的實驗，以達有效處理的目的。以下針對酸
性廢水及鹼性廢水所適用之中和劑種類進行介紹。
一般產生酸性廢水之工業包括：金屬、製藥、染整、電鍍、印刷電路板製造
業等，其涵蓋範圍相當廣泛。此類廢水常添加鹼性物質來調整pH。氫氧化鈉(NaOH)
或蘇打灰(Na2CO3)為常用鹼劑，此類鹼劑具有溶解度高、處理與供給便利、反應速
度快、污泥生成量少等優點，但價格較高。其施加方式，於小廠可加於抽水機之
吸入管，大流量時則需要比例裝置及變速泵浦直接加入廢水中。
一般產生鹼性廢水之工業包括：化學、造紙、皮革、石油煉製、染整等工業。
此類廢水常添加酸劑作pH調整。硫酸(H2SO4)為最常使用之酸劑，因其反應速度較
快、作用完全、用量少。一般應用時，可先進行滴定曲線測試，以估計酸用量。
此外，將酸、鹼廢水混合為較經濟之中和方法，然此種方法一般需要有較大
的調勻容量，才易達到所需中和的程度。例如：金屬表面處理之酸洗廢水及鹼洗
廢水，即可相互混合達到中和目的。
3.1.3 應用
(1) 單純中和
廢水排放前，均需將pH調整至6-9之排放標準。
(2) 配合後續處理單元需求
利用中和反應，將pH值調整至所需範圍，以下分別介紹。
A. 混凝單元：當以鋁系或鐵系之混凝劑進行混凝沉澱操作，各有其適當之反應pH
值。
B. 金屬化學沉澱：廢水中重金屬多以化學沉澱法去除，藉由添加NaOH提高pH值，
使產生氫氧化金屬沉澱，然各種金屬皆有其最適沉澱pH值。
C. 高級氧化：Fenton氧化法之反應最適pH值為2-4間。
D. RO處理程序：為預防結垢，需將進流水調整至適當pH值，使水中鹽類之溶解
度最大。例如水中含鈣、鎂等離子，需調整水質至微酸；若含矽酸鹽，則需調
整至略鹼性。然需特別注意，過酸或過鹼皆會損害薄膜。
E. 其他：含氰化物之廢水處理系統中，為防止產生HCN毒性氣體，則需將廢水維
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持在鹼性。
3.1.4 加藥控制
良好之加藥控制可使水質穩定，並節省藥量，pH調整之加藥控制方式可分類
如下述：
1.緩衝範圍設定的控制
為最傳統的控制方式，設定緩衝範圍，當測定值落於此範圍內則停止加藥，
此緩衝時間使藥劑得以混合均勻。例如欲調整維持之pH為5，其緩衝範圍設定為4 ~
6，則pH電極偵測數據落於4 ~ 6則停止加藥。
2.比例式脈衝控制
隨偵測之pH值距離設定點之遠近，而調整加藥機之啟動，當測定值愈趨近設
定點，則加藥機停止愈久。
3.比例式頻率控制
隨偵測之pH值距離設定點之遠近，而調整加藥機之運轉頻率，測定值離設定
點愈遠，則加藥頻率愈高，優點是加藥不停止，只調整加藥的速度，對於水量較
大，且pH值變化較快的程序，可以更快速地調節到穩定的狀況。
3.2 混凝與膠凝
當廢水中溶解性無機物藉由化學沉澱等方法轉變為無機顆粒後，其顆粒粒徑
往往小至無法以重力直接沉降，因此須藉由混凝等程序使顆粒聚集、粒徑放大，
以利沉降去除。溶解性無機污染物經化學沉澱析出後，依其物種不同而有不同的
顆粒表面電性，如矽酸生成之二氧化矽顆粒，表面電性為負電，金屬氫氧化物則
表面呈正電，因此目標顆粒之表面電性，即影響混凝劑及助凝劑的選擇。以下就
混凝的機制及應用加以介紹。
3.2.1 電雙層理論
為離子與膠體間之一種純靜電作用，因為膠體表面帶有電荷，而膠體所處之
水溶液呈中性，當加入帶有相反電荷之離子，則於膠體周圍將分別有相同及相反
電荷包圍，以表面帶負電之膠體顆粒為例(圖3.1)，帶負電顆粒之外圍將吸附一層高
電荷密度之正電荷離子，其中參雜少數負電荷離子，稱為固定層，固定層之外，
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愈往外層，正電荷逐漸減少，負電荷逐漸增加，直至正負電荷所形成的淨電位約
為零，此區域稱為擴散層。固定層加上擴散層，即稱為電雙層。
圖3.1 電雙層示意
3.2.2 混凝作用機制
當混凝劑加入水中時，即發生膠體之去穩定化作用(destabilization)並藉由碰撞
結合而形成膠羽。膠體去穩定化的混凝作用機制分別為電雙層壓縮、電性中和、
沉澱絆除與吸附及架橋作用，其對膠體粒子之作用詳述如下：
(1) 電雙層壓縮( double-layer compression)
當電解質濃度低時，斥力與吸引力之合力呈現一高能障，如圖3.2(a)所示，欲
使顆粒結合必須克服此一能障，故顆粒此時不易接近而凝聚。但當電解質濃度高
時，因擴散層之厚度減少，減低了斥力電位，因而降低了能障，如圖3.2(b)所示，
在某一段距離內顆粒間之合力為吸引力，此時顆粒即可快速接近而凝聚。隨著相
反電荷離子濃度增加會壓縮電雙層，離子價數愈高、壓縮力愈強，擴散層厚度逐
漸縮小，能障漸小或消失，膠體之穩定性被破壞，粒子即可相互結合。
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(a) (b)
d
電雙層斥力
凡得瓦吸力
合力
能障
斥力
引力
斥力
引力
添加相反電荷聚電解質壓縮電雙層
原斥力曲線降低
能障降低d
圖3.2 電雙層壓縮作用示意
(2) 電性中和(charge neutralization )
水中加入帶有電荷之混凝劑或高分子助凝劑，則其易吸附於帶相反電荷之膠
體表面，故會排擠膠體表面水分子，進而產生電性中和，破壞膠體穩定性，如圖
3.3所示。但若加入量太多，電荷被中和後進一步轉變成帶正電荷，再次的穩定因
而發生。
圖3.3 電性中和機制示意
(3) 沉澱絆除(enmeshment in precipitate)
混凝後所產生之膠羽於其沉降路徑中，對其他顆粒造成掃曳絆除(sweep)，如
圖3.4所示。
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