4960N075 賴慶和 4 環 4A

1. 4960N075賴慶和4環4A

2. 摘要 • 近年來，經濟成長快速，水污染問題日趨嚴重，許多國家將濕地發展為一種 • 污水處理新技術。本研究之對象為一實驗室規模之三段式表面流人工濕地，各單 • 元依序為密植區一、開放水域區、密植區二，其設計理念，主要是營造不同階段 • 好氧及厭氧之環境，提供各種微生物及植物進行自然淨化機制。三段式表面流濕 • 地系統常發生第二池硝化作用效果不佳，造成整體氮去除效率未達理想之情形。 • 因此，若提高濕地系統中第二池之氧含量，將可促進硝化作用，進而增加氮之去 • 除效率。本研究係探討三段式表面流人工濕地，於第二池予以人工曝氣時，各池 • 不同氮型態之變化，並研析曝氣對系統各單元氮及其他水質項目去除效率之影 • 響。 • 本實驗包含未曝氣與曝氣試程，試驗結果顯示，兩試程之污水流經第一池及 • 第三池，皆呈現顯著的氨化作用與脫氮作用，而於曝氣之試程，污水流經第二池 • 的硝化作用則較顯著，NOX-N 有明顯上升。試程一(未曝氣試程)對人工污水處理 • 的平均去除效率，BOD為94.0 %、TN 為77.3 %、NH3-N 為94.9 %、PO4 • 3-為65.9 • %；而試程二(曝氣試程)之平均去除效率，BOD 為95.4 %、TN 為85.3 %、NH3-N • 為97.7 %、PO4 • 3-為69.4 %。兩試程BOD 平均去除率相差不大，然而，於曝氣試 • 程時，系統之TN 及NH3-N 的去除效益明顯較佳，第二池硝化作用也顯著增強， • 因此，可知於三段式表面流人工濕地之第二池，適當曝氣以增加水體之溶氧，將 • 可達到氮移除的較佳效果。 • 關鍵字：三段式表面流人工濕地、曝氣、總氮、硝化作用

3. 一、前言 • 人工溼地處理系統，係利用濕地植物、土壤及其他相關微生物來處理污水， • 具有處理高含氮量廢水的潛力，可以從污水中移除過多的養分，經完善硝化後， • 進行脫氮作用，以去除氮污染物，並於水平流人工濕地成功地處理農業廢水，如 • 豬、牛牧場及漁業養殖場污水和農業、機場、公路、溫室、苗圃等進流水(Vymazal, • 2008; Maltais-Landry et al., 2009; Bachand and Horne, 2000; Vymazal, 2009)。水質 • 淨化型人工濕地若以水流方向來區分，大致可分為表面流式(Free water surface, • FWS)、地下流式(Sub-surface flow, SSF)。表面流人工濕地系統，為進流水在濕 • 地表層開放性地流動，當水流經植物的莖及根部行淨化作用，水中溶氧較高，適 • 合好氧機制之進行。地下流人工濕地或稱植栽濾床(Vegetated submerged bed, • VSB)，為一窪地槽體，充填可透水性砂土或碎石作為介質，以此支持挺水性植 • 物的生長，進流水被迫在表層下的砂土間流動，以達到淨化作用，適合污水中溶 • 氧較低時，厭氧機制之進行(江漢全等，2005)。人工濕地去除污染物的機制包含 • 沉澱、吸附、過濾、硝化作用、脫氮作用、植物吸收及生物轉化過程等，但在不 • 同類型人工濕地中，所營造之環境並不相同，並非所有機制都能在不同種類之濕 • 地中正常進行，其各種氮轉換機制之反應強弱也不盡相同，而限制了人工濕地除 • 氮之效益(Vymazal, 2007)。

4. 人工濕地中氮主要之去除機制為氨的揮發(Volatilization)加上硝化作用人工濕地中氮主要之去除機制為氨的揮發(Volatilization)加上硝化作用 • (Nitrification)及脫氮作用(Denitrification)，將污水中的氮轉換成氮氣(Poacha et al., • 2004)。而三段式表面流人工濕地利用營造出不同好、厭氧環境，以提供各種微 • 生物及動植物進行各種自然淨化機制(U.S. EPA, 1999)，增加除氮之效益，已經成 • 為常見之處理程序。三段式表面流人工濕地主要以三個單元串聯組成，其三個單 • 元依序為密植區一(厭氧)、開放水域區(好氧)、密植區二(厭氧)，第一單元為一淺 • 水區，係密植挺水性植物，如香蒲等，主要的除污機制為膠凝(Flocculation)、沉 • 降(Sedimentation)及氨化作用(Ammonification )，經由水面下根莖之微生物降解， • 有機氮(Org-N)因氨化作用會轉變成氨，挺水性植物種植密度越高，微生物可附 • 著生長之表面積越大，處理效能也就越高；第二單元為一水深約0.5~1 m 之開放 • 水域，以沉水性或浮水性植物為主，如浮萍等，主要營造高溶氧環境，產生好氧 • 性硝化作用機制，污水流經此區域時，會進行物理性的沉降，及被附著於沉水性 • 植物植體表面之好氧微生物消化降解，氮轉換方面，好氧硝化菌可於此區中獲得 • 足夠的溶氧以促進硝化作用的進行，此外，在本單元中，也有脫氮作用的產生 • (Cronk, 1996)；而第三單元與第一單元相同，都密植挺水性植物，其主要除污之 • 機制為沉降及脫氮作用。綜上所述，三段式表面流人工濕地之除氮機制，係於第 • 一單元的密植區一進行氨化作用，於第二單元之開放水域區進行硝化作用，而於 • 第三單元之密植區二，進行脫氮作用為主之機能，最終呈現整體之除氮效益。 • 在水質淨化型人工濕地中，大部分的Org-N經由生物作用會很容易轉變成氨 • (Kadlec and Knight, 1996)，此氨化作用並無法將氮去除，只是將Org-N轉換成氨， • 以利於其他機制的進行，如硝化作用、揮發、吸附、植物吸收等。氨化作用與溫 • 度、pH值、碳氮比等有關，此外，最適合氨化作用之環境，其pH值為6.5~8.5 (Reddy • et al., 1984)，且在高溫環境下，氨化作用較為顯著(Peng et al., 2007)。而硝化作

5. 人工曝氣對三段式表面流人工濕地除氮效益之影響人工曝氣對三段式表面流人工濕地除氮效益之影響 • 3 • 中華民國九十九年十一月十二、十三日 • 屏東縣國立屏東科技大學環境工程與科學系 • 用係藉由生物氧化，先將氨氧化成亞硝酸鹽，再轉換成硝酸鹽的一連串反應。硝 • 化作用與氨化作用相似，都無法去除污水中的氮，必須藉由硝化作用與脫氮作用 • 相結合，進而去除污水中的氮，也有學者提出硝化作用對氮的去除是一種限制機 • 制(Vymazal, 2007)，硝化作用愈順利進行，氮的去除率就愈高。硝化作用機制的 • 進行，決定於氧含量的多寡，以支持好氧硝化菌的生長，並會受到溫度、pH值、 • 鹼度、微生物數、氨氮(NH3-N)濃度及溶氧等的影響(Vymazal, 1995)。脫氮作用 • 係以微生物透過中間物，如亞硝酸鹽、一氧化氮與一氧化二氮，將硝酸鹽轉換成 • 氮分子，是大部份人工濕地中對氮去除的主要機制。脫氮作用影響之因子包括： • 溫度、pH值、脫氮菌菌種、硝化作用等(Werker et al., 2002)，其機制在好氧性及 • 厭氧性微生物中都可進行，且在微生物數量沒有改變與環境開始變為缺氧後，脫 • 氮作用有明顯的提升(Hauck, 1984)。有文獻表示，硝化作用不完全，脫氮作用無 • 法順利進行(Maltais-Landry et al., 2009)。然而，氧氣不充足為影響氮去除的主要 • 因素(Noorvee, et al., 2007) ， 在人工濕地添加曝氣系統則可提高硝化作用 • (Cottingham, et al., 1999)，增加去除氮的效果。此外，另有文獻提出，人工曝氣 • 有利於氮之去除(Ouellet-Plamondon, et al., 2006)。因此，若能提高濕地系統中之 • 氧含量，將可促進硝化作用，提高氮之去除效率。 • 國外對於人工濕地相關研究方面，起步較國內早，目前已有相當豐富之經 • 驗，但溶氧量在三段式表面流人工濕地中對氮之去除之影響研究並不多，且國外 • 氣候等參數較國內差異較大，故參考引用時亦有其限制(謝育祥等，2009)。本研 • 究之目的，係探討三段式表面流人工濕地系統各單元氮之組成變化及其去除效 • 果，並針對開放水域區添加曝氣系統，衡量其對氮及其他水質項目去除效率之影 • 響，以供日後設計及操作維護之參考。

6. 二、材料與方法 • 本研究設置三個200 公升之方形槽體，各槽體長寬高分別為74 公分、53 公 • 分及54 公分，如圖1 所示，三個槽體串聯模擬一般三段式人工濕地之設計(即為 • 密植區一、開放水域區、密植區二，分別以編號LS1、LS2 及LS3 代表)。各槽 • 體舖設土壤於池體底部，密植區(LS1 與 LS3)與開放水域區(LS2)之土壤舖設厚度 • 及水深並不相同，其土壤厚度分別為20~25 公分及5~10 公分，水深分別為21 • 及34 公分，若密植區與開放水域區之水體體積比率分別以0.75 及0.95 (U.S. EPA, • 1999)來計算，其槽中水體積約分別為68.5 及140.5 L(植生部份，二密植區皆種 • 植挺水性植物荸薺（Eleocharis dulcis (Burm. f.) Trin. ex Henschel），開放水域區則 • 種植浮水性植物水芙蓉（Pistia stratiotes L.），並維持密植區60~80%之覆蓋率， • 開放水域區10~30%之覆蓋率。 • 有文獻指出，對水體內部曝氣為提高溶氧含量最直接的辦法，曝氣會對基質 • 內部溶氧產生明顯的影響(李想、崔莉鳳，2009)。本實驗包含未曝氣與曝氣試程， • 在曝氣試程進行時，係以模型場人工濕地系統中第二池底層進行曝氣(土壤上 • 方)，如圖 2 所示，曝氣量是增強人工溼地處理效果的另一個重要參數，但曝氣 • 是種耗能與增加成本的行為，所以在可提升氮去除效益基礎下，應盡可能減少曝 • 氣量，因此將曝氣量設為380 ml/min，氣水比為12:1。

7. 污水來源為人工合成污水，人工合成污水配方係參考文獻資料(陳建銘，污水來源為人工合成污水，人工合成污水配方係參考文獻資料(陳建銘， • 2002)，模擬宜蘭縣礁溪鄉得子口溪人工濕地實場污水進流濃度，其成分如表1 • 所示。人工合成污水儲存於一500L 水槽中，經由蠕動泵將人工合成污水送往試 • 驗槽中，各試驗槽之出水口高低差相差約20~30 cm，污水以重力流方式流動。 • 設計進流水流量為1.903 L/h，而硝化作用最佳水力停留時間至少為5 天(李黃允， • 2001)，因此將水力停留時間設為6 天，並於實驗開始時，系統先馴養運行7 日 • 以上，待穩定後，開始取樣測試分析。每天早上(9:00~10:00)、晚上(21:00~22:00) ， • 各採取原污水一次，並於各池出流水檢測水溫、氫離子濃度指數(pH 值)、導電 • 度 (EC)、氧化還原電位(ORP)、溶氧(DO)、生化需氧量(BOD)、懸浮固體(SS)、 • 氨氮(NH3-N)、凱氏氮(TKN)、硝酸鹽氮(NO3-N)、亞酸酸鹽氮(NO2-N)及正磷酸 • 鹽(PO4 • 3-)，而水質檢驗方法依美國公共衛生協會(APHA)等之水與廢水標準檢驗 • 法(APHA,1998)，以及行政院環境保護署環境檢驗所 (NIEA)所公告之水質檢測 • 方法(環境檢驗所，2010) 進行檢測，其檢驗項目及方法如表2 所示。

8. 人工曝氣對三段式表面流人工濕地除氮效益之影響人工曝氣對三段式表面流人工濕地除氮效益之影響 • 5 • 中華民國九十九年十一月十二、十三日 • 屏東縣國立屏東科技大學環境工程與科學系 • NIEAW210.57A • 表1 本研究使用之人工合成污水成份 • Components Ingredient (mg/L) • Milk powder 40 • Sucrose 1.2 • Acetic acid 0.025 mL/L • KH2PO4 1.5 • NH4Cl 20 • Urea 7.5 • FeCl3 0.025 • 表2 水質分析項目及分析方法 • Item Method Source • Water temperature Thermal meter NIEAW217.51A • pH value pH meter NIEAW424.52A • Conductivity (EC) Conductivitymeter NIEAW203.51B • Oxidation-reduction potential ORP meter APHA2580.B • Dissolved oxygen (DO) Membrane electrode method NIEAW455.50C • Biochemical oxygen demand • (BOD) • 5-Day BOD Test NIEAW510.54B • Suspended solids (SS) • Total suspended solids dried at • 103~105℃ • Ammonia nitrogen (NH3-N) Phenate Method NIEA W448.51B • Kjeldahl nitrogen (TKN) Macro-Kjeldahl Method NIEA W451.51A • Nitrate nitrogen (NO3-N) Brucine colorimetric method NIEAW417.51A • Nitrite nitrogen (NO2-N) Colorimetric method NIEAW418.51C

9. 三、結果與討論 • 本實驗於夏季進行，密植區一、二植生生長情形良好，並定期進行修剪以 • 達60~80%之覆蓋率；開放水域區則保持10~30%之覆蓋率，並飼養小魚來防止水 • 中孑孓孳生。模型場共進行兩個試程，第一個試程為未曝氣，第二試程為曝氣， • 氣水比12：1，在開放水域區底部進行曝氣。每天採集進流水、密植區一(LS1)、 • 開放水域區(LS2)及密植區二(LS3)出流水進行分析；模型場試驗各水質監測點檢 • 測結果列如表3及表4所示，其結果顯示實驗期間，第一試程各採樣點水溫為 • 28.2~29.6℃之間，而第二試程的平均水溫在27.1~28.0℃之間，第一試程的平均溫 • 度高於第二試程溫度1℃左右；第一試程pH值在6.5~8.0之間，第二試程pH值在6.9 • ~7.6之間，皆偏向弱鹼性，兩試程中各池之pH值，皆以開放水域區(LS2)之pH值 • 為最高，可能係因藻類大量繁殖，藻類在白天行光合作用，消耗水中CO2，使pH

10. 值上升(Lin et al., 2002; Mashauri et al., 2000; Reddy and DeLaune, 2008; Suthersan. • 2001)；第一試程水中電導度(EC)在214.1~278.6 μS/cm之間；第二試程EC在 • 227.7~315.3 μS/cm之間，兩試驗鹽分濃度皆不高；兩試驗各採樣點ORP值多低於 • 200 mV，為兼性厭氧狀態；進流水DO之濃度為最低，經由三段式人工濕地處理 • 後，放流水之DO濃度則有顯著的提升，但有曝氣試程DO濃度未高於未曝氣試 • 程，可能是曝氣管路位於槽體底部進行曝氣，出流水則位置較高，導致對上層水 • 體溶氧影響不大；兩試程進流水BOD濃度分別為38.7及38.6 mg/L，各池濃度皆呈 • 順序逐漸遞減，顯示本系統對BOD有一定之去除效益；SS濃度則在密植區一(LS1) • 中，濃度下降呈現良好狀態，而在流過開放水域區(LS2)後，雖有下降但是幅度 • 並不明顯，可能是由於藻類生長與厭氧過程導致濁度與沉澱物增加(Pavanelli and • Bigi, 2005)。

11. 而TKN 濃度與NH3-N 濃度相減後，可得有機氮(Org-N)濃度，其結果顯示 • Org-N 濃度在第一池有明顯下降情形，文獻指出，污水中大部分的Org-N 會很容 • 易轉變成氨(Kadlec and Knight, 1996)，因此，第一池Org-N 濃度下降可能係因氨 • 化作用，而第二、三池之Org-N 濃度下降幅度則不明顯，試程二的密植區二，其 • Org-N 濃度有些微上升；試程一與試程二的NH3-N 濃度為0.1~5.5 mg/L 之間，開 • 放水域區的NH3-N 濃度有明顯下降情形，而在試程二經曝氣後，NH3-N 濃度相 • 較於試程一有較低情形；試程一NO2-N 與NO3-N 濃度在各池均無顯著變化，但 • 試程二NO2-N 濃度在開放水域區為0.251 mg/L，較其它池濃度為高，第三池卻 • 有降低情形；NO3-N濃度各池皆未達1 mg/L，且各次採樣之濃度變異亦不大， • 唯有開放水域區上升至1.5 mg/L，可能係由曝氣增加氧的濃度及生物活性，提高 • 硝化作用所導致；可知NOX-N (NO2-N + NO3-N)在經由曝氣後，其濃度會增加。 • 模型場試驗總氮(TN)濃度，各試程各池皆有明顯下降情形，顯示三段式表面流人 • 工濕地能經由揮發、植物吸收、沉澱或脫氮作用等機制，使其濃度降低。試程一 • 及試程二在密植區一PO4 • 3-濃度有些微上升，然後在本系統依序有一定下降趨 • 勢，可能係因所種植之挺水性植物吸收後，使PO4 • 3-濃度下降(Vymazal, 2007)。

12. 模型場各試程TN 之組成如圖3 所示；結果顯示，未曝氣與曝氣試程的進流 • 水之TN 組成皆以Org-N 及NH3-N 為主，在流經此濕地系統後，TN 在各單元有 • 依序下降情形。模型場試程之污水流經密植區一(LS1)後，Org-N 及NH3-N 濃度 • 有明顯下降，但是NH3-N 佔TN 的比例變高，顯示Org-N 因氨化作用轉變成 • NH3-N，使Org-N 濃度降低(Cronk, 1996)，而試程二TN 濃度降低較多，可能因 • 植物吸收、氨的揮發及底泥吸附等因素難以控制，使得TN 濃度不穩定所致，而 • 流經第二(LS2)、三池(LS3)之Org-N 濃度下降幅度不明顯，可能係第二(LS2)、三 • 池(LS3)氨化作用反應速率減緩，或趨近於無，而未將Org-N 轉換成氨，致氨化 • 作用主要發生於第一池中；開放水域區的NOX-N 濃度有上升的現象，並由曝氣 • 試程NOX-N 上升比例最高，而NH3-N 佔TN 比例有明顯下降趨勢，顯示試程二 • 之曝氣可以在植生單元促進生物成長，並增強生物活性(Chazarenca et al., 2009)， • 進而使得有曝氣之第二池(LS2)硝化作用有明顯上升現象；到了第三池(LS3)，氮 • 的型態則轉變成以NOX-N 及Org-N 為主，總氮中NH3-N 濃度所佔之比例，二試 • 程分別僅為9.5 %及8.7 %，顯示經此系統處理後，能有效經由硝化作用及脫氮 • 作用，使NH3-N 濃度降低，而試程二較試程一TN 濃度有明顯降低情形，顯示 • 曝氣對系統TN 濃度的降低有較佳的效益。

13. 在NH3-N 與TN 之去除效率方面，如圖4 及圖5 所示，模型場各試程未曝 • 氣與曝氣對於 NH3-N 之移除，均有不錯去除效果，由進流水至出流水之整體去 • 除率分別為94.9 及97.7%，皆能達到 90%以上，顯示此系統針對人工污水中之 • NH3-N，能有效之去除，然而，試程一未曝氣密植區 NH3-N 之移除率為負值， • 其原因尚待研究；各試程之TN 去除效率也相當不錯，TN 之去除率呈有順序逐 • 漸上升情形，顯示去除效果良好，未曝氣與曝氣的TN 去除率分別為77.3 及 • 85.3%，而本實驗有曝氣試程對於NH3-N 與TN 之去除率皆比未曝氣試程略高， • 也有文獻指出，植栽曝氣人工濕地比未曝氣人工濕地氮之去除率高(Zhang et al., • 2010)，而本次試驗曝氣部分為開放水域區，植栽密度部分則較為缺乏，曝氣試 • 程雖有相當不錯之去除效率，但整體而言，試程二比試程一對NH3-N 與TN 之 • 去除率增加不多，如果植栽密度能增高的話，預期將使曝氣效果更佳。 • NOX-N 之濃度檢測結果如圖6 所示，原污水NOX-N 濃度皆不高，經流入密 • 植區一及開放水域區處理後NOX-N 濃度有略微上升情形，而NOX-N 濃度增加主 • 要係因硝化作用而引起，開放水域區所營造之好氧環境，理論上有利於硝化作用 • 之進行(Cronk, 1996 ; U.S. EPA, 1999)，本研究曝氣試程NOX-N 濃度增加幅度較 • 大，顯示在開放水域區中進行曝氣能有效增強硝化作用，而密植區二所營造之厭 • 氧環境，主要係以脫氮作用為主，因此，密植區二會因脫氮作用，使其硝酸鹽濃 • 度降低，而本試驗中NOX-N 濃度則迅速下降，顯示可能如預期，在第三池發生 • 良好的脫氮作用，將水體中NOX-N 轉換成大氣中的N2。

14. 兩試程各池BOD 去除效率如圖7 所示；未曝氣試程與曝氣試程在整體去除 • 率相差不遠，整體去除率皆達到90%以上，顯示三段式表面流人工濕地對於BOD • 有不錯之去除效益(謝育祥等，2009)，並以密植區一(LS1)對BOD 去除率上升幅 • 度最大，可能因種有挺水性植物，將污水中BOD 有效篩除，使密植區一(LS1) 為 • BOD 主要去除區域，而曝氣試程第一池去除率較未曝氣試程低，流入開放水域 • 區則有迅速上升的趨勢，可能原因為曝氣提高生物活性，加速對水體中有機物的 • 去除。

15. 兩試程的PO4 • 3-去除率，如圖8 所示；兩試程的去除效率相似，污水通過第 • 一池的去除率皆為負值，可能係因第一池的土壤釋出無機磷酸鹽，提供植物養分 • (張明輝、楊秋忠，2004)，使PO 3- 4 的濃度上升，去除率不增反減；污水通過第二 • 池時，可能係因水芙蓉為浮游性植物，會利用無機磷酸鹽(劉虹君等，2007)，造 • 3- 3- 成PO4 去除率快速上升70~80%，而兩試程皆呈現此情形，顯示曝氣對PO4 之 • 3- 去除影響較小；污水通過第三池時，對PO4 去除效果較為明顯，可能係因第三 • 3- 池所種植之挺水性植物吸收PO4 • 3-後，使PO4 濃度下降。

16. 綜上所述，兩試程之污水流經第一池及第三池，皆呈現顯著的氨化作用與脫綜上所述，兩試程之污水流經第一池及第三池，皆呈現顯著的氨化作用與脫 • 氮作用，而於曝氣之試程，污水流經第二池的硝化作用則較顯著，NOX-N 有明顯 • 上升。試程一(未曝氣試程)對人工污水處理的平均去除效率，BOD 為94.0 %、 TN • 為77.3 %、NH3-N 為94.9 %、PO4 • 3-為65.9 %；而試程二(曝氣試程)之平均去除效 • 率，BOD 為95.4 %、TN 為85.3 %、NH3-N 為97.7 %、PO4 • 3-為69.4 %。兩試程 • BOD 平均去除率相差不大，然而，於曝氣試程時，系統之TN 及NH3-N 的去除 • 效益明顯較佳，第二池硝化作用也顯著增強，因此，可知於三段式表面流人工濕 • 地之第二池，適當曝氣以增加水體之溶氧，將可達到氮移除的較佳效果。

17. 四、結論 • 1. 本試驗結果顯示，兩試程進流水之TN 組成皆以Org-N 及NH3-N 為主，而 • 流至第三池則轉變為Org-N 及NOX-N 為主，且TN 去除率高，顯示經此系 • 統處理後，能有效經由硝化作用及脫硝作用，使NH3-N 濃度降低。 • 2. 模型場各試程未曝氣與曝氣對於NH3-N 之移除，均有不錯去除效果，整體 • 去除率分別為94.9 及97.7%，皆能達到90%以上，TN 去除效率也相當不錯， • 未曝氣與曝氣的 TN 去除率分別為77.3 及85.3%，如果植栽密度能增高的 • 話，預期將使曝氣效果更佳。 • 3. BOD 整體去除率皆達到90%以上，顯示三段式表面流人工濕地對於BOD 有 • 不錯之去除效益，而曝氣試程BOD 的去除率高於未曝氣試程，推測原因為 • 曝氣能提高生物活性，加速去除水體中的有機物。 • 4. 試程一及試程二在密植區一PO4 • 3-濃度有些微上升，然後在本系統依序有一 • 定下降趨勢，可能係因所種植之挺水性植物吸收後，使PO4 • 3-濃度下降。 • 5. 兩試程之污水流過密植區一前，NOX-N 的濃度皆不高，但試程一於開放水 • 域區有略微上升的情形，而試程二NOX-N 濃度增加幅度較大。顯示在開放 • 水域區中進行曝氣能有效增強硝化作用，密植區二會因脫氮作用，使其硝酸 • 鹽濃度降低，將水體中NOX-N 轉換成大氣中的N2。 • 6. 於曝氣試程時，系統之TN 及NH3-N 的去除效益顯著較佳，第二池硝化作 • 用也明顯增強，因此，可知於三段式表面流人工濕地之第二池，適當曝氣以 • 增加水體之溶氧，將可達到氮移除的較佳效果。

18. 參考文獻 • 1. Vymazal, J., “Constructed Wetlands, Surface Flow”, Encyclopedia of Ecology, pp. • 765-776 (2008). • 2. Maltais-Landry, G., R. Maranger, and J. Brisson, “Effect of artificial aeration and • macrophyte species onnitrogen cycling and gas flux in constructed wetlands”, • Ecological Engineering, Vol. 35, pp. 221-229 (2009). • 3. Bachand, P.A.M., and A.J. Horne, “Denitrification in constructed freewatersurface • wetlands: II. Effects of vegetation and temperature”, Ecological • Engineering, Vol. 14, pp. 17-32 (2000). • 4. Vymazal, J., “The use constructed wetlands with horizontal sub-surface flow for • various types of wastewater”, Ecological Engineering, Vol. 35, pp. 1-17 (2009). • 5. 江漢全、簡吉甫、呂沛儒、張書豪，“人工濕地處理系統水質處理效率之評估 • -以林口濕地為例”，資源與環境學術研討會，第25-36 頁，花蓮(2005)。 • 6. Vymazal, J., “Removal of nutrients in various types of constructed wetlands”, • Science of the Total Environment, Vol. 380, pp. 48-65 (2007). • 7. Poach, M.E., and P.G. Hunt, G.B. Reddy, K.C. Stone, M.H. Johnson and A. • Grubbs, “Swine wastewater treatment by marsh–pond–marsh constructed • wetlands under varying nitrogen loads”, Vol. 23, pp. 65–175 (2004). • 8. United States Environmental Protection Agency, “Design Manual: Constructed • Wetlands Treatment of MunicipalWastewater ”, Cincinnati, Ohio (1999).