含磷污泥與超音波預處理鋁鹽污泥之共調理脫水 · 3--P 濃度為20 ，30 ，40 ，50 ，60 ，80 mg/l 的溶液各250ml ，分別加入1g 乾燥研磨後的鋁鹽污泥，調整酸鹼值後蓋上蓋子

1

含磷污泥與超音波預處理鋁鹽污泥之共調理脫水含磷污泥與超音波預處理鋁鹽污泥之共調理脫水含磷污泥與超音波預處理鋁鹽污泥之共調理脫水含磷污泥與超音波預處理鋁鹽污泥之共調理脫水

莊詩韻，台灣積體電路製造股份有限公司

一一一一、、、、前言前言前言前言

廢水處理之生物除磷程序會產生富磷生物污泥，而此種污泥本身所含的磷酸

根，在後續處理中若處於厭氧狀態，會導致磷酸根的大量釋放(Rydin, 1996)。這

些高濃度含磷溶液迴流至系統中，不但會增加系統負擔，也會使放流水的含磷濃

度提升。因此，富磷生物污泥的處理，除了要改善污泥脫水性之外，也必須去抑

制磷酸根的釋放，或去除迴流液中的磷酸根。

淨水廠常會添加化學混凝劑來去除雜質並增加沉澱速率，常用的化學混凝劑

為多元氯化鋁(Polyalumium chloride)及硫酸鋁(Alumium sulfate)，因此會產生大量

的鋁鹽污泥。鋁鹽污泥屬於化學污泥，具有膠羽結構緻密、不可壓縮等特性，故

可作為剛性架構劑，加入生物污泥中共同調理會加強脫水性(Lai and Liu, 2004)。

鋁鹽污泥同時具有良好除磷能力(Galarneau and Gehr, 1997)，且經由超音波預處

理之後，更可增加移除污染物的能力(Guan et al., 2005)，因此超音波預處理之鋁

鹽污泥與富磷污泥進行共調理可能具備多重優勢。而共調理後的污泥，其後續處

置可利用堆肥方式成為有用的材料(Gea et al., 2005)。

本研究主要的目的為：

1.利用陽電性聚電解質對富磷污泥進行單一調理，了解富磷污泥之特性及其脫

性。

2.利用超音波對鋁鹽污泥進行預處理，觀察超音波對污泥性質所造成的變化。並

將經過不同超音波處理時間的鋁鹽污泥與富磷污泥進行共調理，討論混合後

之污泥特性及除磷能力，並添加陽電性聚電解質進行調理，進一步了解污泥

共調理之優劣。

3.藉由恆溫吸附實驗探討溶液酸鹼値對鋁鹽污泥吸附磷酸根的影響，並討論不同

採樣時間之鋁鹽污泥吸附能力差異性。

二二二二、、、、污污污污泥泥泥泥共調理脫水之步驟共調理脫水之步驟共調理脫水之步驟共調理脫水之步驟

實驗用的富磷污泥取自雲林科技大學環安系張維欽教授實驗室模廠，此模廠

為批次反應槽(SBR)，採厭氧-好氧-沉澱連續交替方式進行馴養，富磷污泥為每

天從模廠收集之廢棄生物污泥，污泥產量約為 660 ml/day。連續儲存七天污泥產

量，當作每次實驗污泥樣品，並於第八天進行實驗，且於當日完成所有實驗。

鋁鹽污泥取自台北公館淨水廠。原水處理能力每日 520,000噸，設計出水量

為 480,000噸。而實驗用的鋁鹽污泥即取自沉澱池，淨水廠所使用的混凝劑為多

元氯化鋁(PACl)，且污泥組成主要以砂礫及黏土為主，故其污泥屬於無機的化學

2

污泥。

聚電解質方面，使用陽離子型聚電解質 KP-1200B(電荷密度為 3.9 meq/g，分

子量為 6×106 g/mole)作為調理劑。於調理前配置為 2 g/L的濃厚液，攪拌 24小

時後以備使用。

污泥調理是利用標準的瓶杯攪拌裝置來進行。汙泥基本性質利用標準方法量

測(APHA , 1995)，而單一調理是將聚電解質加入富磷污泥中，在 200rpm下，快

混 30秒，隨後以 45rpm慢混 90秒。共調理部分，則是先利用超音波對鋁鹽污泥

處理 0、15、30分鐘，再與生物污泥以不同比例進行混合，加入聚電解質後，在

200rpm下，快混 30秒，隨後以 45rpm慢混 90秒。最後，將調理後的污泥進行

毛細虹吸時間(CST)和過濾比阻(SRF)等脫水性相關試驗，並量測界達電位、溶解

性化學需氧量及溶解性磷之濃度等等，了解污泥性質之變化。恆溫吸附實驗部

分，利用磷酸二氫鉀(KH2PO4)配製 PO43-

-P濃度為 20，30，40，50，60，80 mg/l

的溶液各 250ml，分別加入 1g 乾燥研磨後的鋁鹽污泥，調整酸鹼值後蓋上蓋子

封口，溫度控制在 25℃，連續震盪 12小時。實驗完成後，量取酸鹼值，取樣並

以 0.45µm之濾紙過濾，隨後以離子層析儀量測之。

三三三三、、、、共調理脫水共調理脫水共調理脫水共調理脫水結果與討論結果與討論結果與討論結果與討論

3.1 污泥基本性質污泥基本性質污泥基本性質污泥基本性質

污泥基本性質如表 1 所示。pH皆接近中性；富磷污泥固含量低，鋁鹽污泥

固含量高。界達電位方面，富磷污泥為-9.5~-17.0 mV，表面帶負電荷；鋁鹽污泥

表面接近電中性，為-2.2及 1.2mV。

表表表表 1 污泥基本性質污泥基本性質污泥基本性質污泥基本性質

富磷污泥

(雲科實驗模廠)

2007年 1月

公館淨水廠

鋁鹽污泥

2007年 3月

公館淨水廠

鋁鹽污泥

pH 6.35~6.64 6.78 6.74

TS (g/l) 7.12~9.64 27.44 47.63

SS (g/l) 6.45~8.93 25.64 46.93

zeta potential (mV) -9.5~-17.0 -2.2 1.2

3.2 富磷污泥單一調理富磷污泥單一調理富磷污泥單一調理富磷污泥單一調理

富磷污泥單一調理之界達電位與調理劑量關係，如圖 1所示。原始富磷污泥

界達電位為-17 mV，隨著聚電解質劑量增加，界達電位會往正電方向移動，在劑

量達 3.75 kg/ton SS時發生電荷逆轉，這是因為陽離子性聚電解質以靜電力吸附

在帶負電荷的污泥顆粒表面，導致污泥顆粒表面電性中和。

3

污泥單一調理之 CST、SRF與聚電解質劑量關係，如圖 2所示。富磷污泥原

始 CST值為 18.9秒，隨後添加陽電性聚電解質進行調理，當劑量在 4.48 kg/ton SS

時有最佳脫水性，此時 CST值為 12.9秒，超過此最適劑量點，脫水性有些微惡

化的現象，主要是過多聚電解質殘留於溶液中所致(Christensen et al., 1993；Wu et

al., 1997；Bache and Papavasilopoulos, 2000)。由於本實驗所使用之富磷污泥，在

未調理時便有良好的脫水性，因此，加入聚電解質調理對污泥脫水性幫助並不明

顯。SRF為另一脫水指標，由圖中顯示，富磷污泥原始 SRF值為 5.51×1011

m/kg，

在聚電解質劑量為 2.24 kg/ton SS時有最低 SRF值，為 0.38×1011

m/kg，超過此最

適加藥劑量， SRF值會些微上升。SRF的最適加藥劑量比 CST試驗低，且加藥

劑量超過最適劑量時，脫水性無明顯惡化，因為 SRF 之操作壓力較高，會降低

最適劑量之外，也會減少殘留聚電解質對脫水性所造成的影響。觀察界達電位及

污泥脫水性對加藥劑量之關係，CST和 SRF之最適劑量分別為 4.48 kg/ton SS和

2.24 kg/ton SS，與等電點發生在劑量約為 3.75 kg/ton SS時接近，因此，推測電

性中和為主要污泥調理機制，陽電性聚電解質以靜電力吸附於污泥顆粒表面，中

和表面電荷，降低顆粒間的靜電斥力而形成有效的絮凝，藉此提高污泥脫水性。

0 5 10 15 20-20

-15

-10

-5

0

5

10

15

20

Zeta

po

ten

tia

l (m

V)

Polymer dosage (kg/ton SS)

0 5 10 15 200

5

10

15

20

25

30


CS

T (

se

c)

0

1

2

3

4

5

6

SR

F (1

011 m

/kg

)

3.3 超音波預處理之鋁鹽污泥超音波預處理之鋁鹽污泥超音波預處理之鋁鹽污泥超音波預處理之鋁鹽污泥

表 2為超音波預處理鋁鹽污泥之氫氧化鋁含量及比表面積。表中顯示，兩次

取樣時間的鋁鹽污泥之氫氧化鋁含量分別為 170.83及 124.03 mg/g。而原始鋁鹽

污泥之比表面積皆約為 54 m2/g；經由超音波處理 15分鐘，比表面積可增加至大

約 66 m2/g；超音波處理 30分鐘，比表面積可增加至將近 68 m

2/g，增加程度減

圖 1 富磷污泥單一調理之

界達電位與調理劑量關係

圖 2 富磷污泥單一調理之

CST、SRF與調理劑量關係

4

少。因為超音波處理過程中，會釋放出巨大能量而使污泥顆粒破碎，導致污泥比

表面積增加(Mao et al., 2004; Guan et al., 2005)。另外，鋁鹽污泥之比表面積的增

加，可能有利於後續與富磷污泥進行共調理時，有更多的吸附座去吸附水中的溶

解性磷。

表表表表 2 超音波預處理鋁鹽污泥之氫氧化鋁含量及比表面積超音波預處理鋁鹽污泥之氫氧化鋁含量及比表面積超音波預處理鋁鹽污泥之氫氧化鋁含量及比表面積超音波預處理鋁鹽污泥之氫氧化鋁含量及比表面積

比表面積 (m2/g)

氫氧化鋁

含量

(mg/g sludge) 超音波 0min 超音波 15min 超音波 30min

2007年 1月

鋁鹽污泥 170.83 54.58 66.03 67.61

2007年 3月

鋁鹽污泥 124.03 54.57 65.84 67.93

圖 3為 2007年 1月之鋁鹽污泥經由超音波處理後之粒徑分佈，由圖顯示出，

未經過超音波處理、超音波預處理 15分鐘和 30分鐘的鋁鹽污泥之中位數粒徑分

別為 6.265µm、11.822µm及 17.731µm。圖 4為 2007年 3月之鋁鹽污泥經由超音

波處理後之粒徑分佈，從圖中除了可以觀察到中位數粒徑隨超音波處理時間的增

加而增加之外，也明顯發現超音波能量可以使 100µm 以上的污泥顆粒破碎，達

到減少粒徑大小的目的。

圖 5為 2007年 1月及 3月之鋁鹽污泥經由不同超音波時間處理之 SEM圖，

無論取樣時間或是超音波預處理時間的不同，皆可觀察到鋁鹽污泥為非結晶型

態。

0.01 0.1 1 10 100 1000 10000

-1

0

1

2

3

4

5

6

Volu

me (

%)

Diameter (µm)

non-sonication, d(0.5)=6.265µm

sonication time : 15min, d(0.5)=11.822µm


0.01 0.1 1 10 100 1000 10000-1

0

1

2

3

4

5

6

Volu

me (

%)

Diameter (µm)

non-sonication, d(0.5)=6.112µm



圖圖圖圖 3 2007 年年年年 1 月之鋁鹽污泥經月之鋁鹽污泥經月之鋁鹽污泥經月之鋁鹽污泥經

由超音波處理後之粒徑分佈由超音波處理後之粒徑分佈由超音波處理後之粒徑分佈由超音波處理後之粒徑分佈

圖圖圖圖 4 2007 年年年年 3 月之鋁鹽污泥經月之鋁鹽污泥經月之鋁鹽污泥經月之鋁鹽污泥經

由超音波處理後之粒徑分佈由超音波處理後之粒徑分佈由超音波處理後之粒徑分佈由超音波處理後之粒徑分佈

5

0 20 40 60 80 1000

10

20

30

40

50

60

70

80

SC

OD

(m

g/l)

percentage of alum sludge (%)

non-sonication

sonication time : 15 min

sonication time : 30 min

0 20 40 60 80 10040

50

60

70

80

90

100

non-sonication

sonication time : 15min


So

lub

le p

hosp

ho

rus r

em

ova

l (%

)

percentage of alum sludge (%)

3.4.2 富磷污泥與鋁鹽污泥以富磷污泥與鋁鹽污泥以富磷污泥與鋁鹽污泥以富磷污泥與鋁鹽污泥以 1:1 或或或或 4:1 比例混合加藥共調理之實驗結果比例混合加藥共調理之實驗結果比例混合加藥共調理之實驗結果比例混合加藥共調理之實驗結果

利用富磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 1:1比例混合進行共調

理，其界達電位與聚電解質劑量關係表示於圖 8，未超音波處理、超音波預處理

15 分鐘和 30 分鐘系統之混合污泥在未加藥前的界達電位分別為-6.6、-5.4、

-9.8mV，隨後加入陽離子性聚電解質 KP-1200B，污泥表面電位會隨著加藥量增

加而隨之提高，並在加藥劑量約 2.5~3.5kg/ton SS之間達到等電點，繼續添加聚

電解質，污泥表面電位會逆轉為正電荷。文獻指出，陽離子性聚電解質和電中性

圖圖圖圖 5 鋁鹽污泥經由超音波處理後之鋁鹽污泥經由超音波處理後之鋁鹽污泥經由超音波處理後之鋁鹽污泥經由超音波處理後之 SEM 圖圖圖圖(2000 倍倍倍倍)

2007.01, 0min 2007.01, 15min 2007.01, 30min

2007.03, 0min 2007.03, 15min 2007.03, 30min

圖圖圖圖 6 富磷污泥富磷污泥富磷污泥富磷污泥、、、、1 月份不同超音波月份不同超音波月份不同超音波月份不同超音波

處理時間之鋁鹽污泥及混合後污處理時間之鋁鹽污泥及混合後污處理時間之鋁鹽污泥及混合後污處理時間之鋁鹽污泥及混合後污

泥之溶解性化學需氧量泥之溶解性化學需氧量泥之溶解性化學需氧量泥之溶解性化學需氧量

圖圖圖圖 7 富磷污泥富磷污泥富磷污泥富磷污泥、、、、1 月份不同超音波月份不同超音波月份不同超音波月份不同超音波

處理時間之鋁鹽污泥及混合後污處理時間之鋁鹽污泥及混合後污處理時間之鋁鹽污泥及混合後污處理時間之鋁鹽污泥及混合後污

泥之溶解性泥之溶解性泥之溶解性泥之溶解性磷移除率磷移除率磷移除率磷移除率

6

化學污泥間的作用，主要透過氫鍵及凡得瓦爾力進行吸附(Somasundaran and

Krishnakumar, 1997)，吸附力較差，然而透過與負電性生物污泥的混合，混合後

污泥帶有較強的負電性，可與陽離子性聚電解質行靜電吸引，吸附力可能較強且

污泥調理效果也較佳。另外，鋁鹽污泥進行超音波預處理對混合污泥表面電位沒

有相對的關係，因此也不影響加藥劑量的多寡(Chu and Lee, 2001)。

圖 9為富磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 1:1比例混合進行共

調理之毛細虹吸時間與聚電解質劑量的關係，未超音波處理、超音波預處理 15

分鐘和 30 分鐘系統之混合污泥在未加藥時的 CST 值分別為 90.3、120.5、129.2

秒，可以觀察到鋁鹽污泥經超音波預處理時間愈長，會使 CST 值提升，原因在

於超音波會使污泥顆粒之粒徑變小(Chu and Lee, 2001; Gonze et al., 2003)，且污

泥在超音波過程中所釋放出的有機物質會增加整體黏度(Na et al., 2007)，這些現

象皆會不利於污泥脫水。隨後加入陽離子性聚電解質 KP-1200B進行共調理，污

泥的脫水性會隨著聚電解質的添加而獲得改善，無論在未超音波處理、超音波預

處理 15 分鐘或 30 分鐘系統之混合污泥中，最適聚電解質添加劑量皆為 2.83

kg/ton SS，CST值亦皆可降低至 17秒左右，這是因為聚電解質可藉由電荷中和

及分子鏈間的架橋作用來達到污泥脫水性的改善。同時證明超音波處理並不會增

加污泥調理之最適加藥量，聚電解質的添加可以改善因鋁鹽污泥經過超音波預處

理所導致對混合污泥脫水性不利的影響。然而一旦超過此最適劑量，CST值有明

顯的增加，脫水性惡化，惡化情形主要因為過量的聚電解質殘留在溶液中造成黏

度增加，而導致脫水性惡化的現象發生(Christensen et al., 1993；Wu et al., 1997；

Bache and Papavasilopoulos, 2000)。

富磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 1:1 比例混合進行共調理

後，以過濾比阻為脫水指標的結果如圖 10 所示。未超音波處理、超音波預處理

15 分鐘和 30 分鐘系統之混合污泥在未加藥前的 SRF 值分別為 7.88×1012、

8.59×1012、10.26×10

12 m/kg，隨著聚電解質劑量增加，SRF值隨之下降，意指脱

水性隨之改善。在未超音波處理、超音波預處理 15 分鐘系統的混合污泥中，最

適聚電解質添加劑量為 2.83 kg/ton SS，SRF值可降低至 0.26×1012

m/kg，而超音

波預處理 30分鐘系統之混合污泥，其最適聚電解質添加劑量為 4.25kg/ton SS，

SRF值可降低至 0.01×1012

m/kg。無論在未超音波處理、超音波預處理 15分鐘或

30 分鐘系統之混合污泥中，超過最適聚電解質添加劑量時，脫水性只會些微惡

化，此結果與上述 CST 值比較，SRF 值較不受加藥過量影響。文獻指出，由於

SRF的操作壓力較高，因此加藥過量造成的黏度上升，對於脱水性的影響較小，

反而對 CST 有較明顯的影響，但若殘留在溶液中的聚電解質過多，脫水情形仍

會惡化(Christensen et al., 1993；Zhao et al., 1998；Bache and Papavasilopoulos,

2000)。

由上述污泥脫水性試驗所得到的最適加藥劑量結果，與界達電位試驗中所發

生等電點的加藥劑量相比較，發現最適劑量範圍是相近的，因此推測電性中和為

7

主要污泥調理機制，陽電性聚電解質以靜電力吸附於污泥顆粒表面，中和表面電

荷，降低顆粒間的靜電斥力而形成有效的絮凝，藉此提高污泥脫水性。

圖 11 為富磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 1:1 比例混合進行

共調理之化學需氧量與聚電解質劑量的關係。未添加聚電解質時，未超音波處

理、超音波預處理 15分鐘和 30分鐘系統之混合污泥的溶解性化學需氧量分別為

41.7、53.4、67.8 mg/l，這是因為超音波處理所產生的能量會使鋁鹽污泥中部份

不可溶有機物轉變成可溶性有機物質，而造成溶解性化學需氧量的增加(Chu and

Lee, 2001)。圖中也可觀察到，聚電解質的添加對溶解性化學需氧量的變化沒有

影響。

在溶解性磷含量的試驗中，原始富磷污泥的磷濃度為 78.16mg/l。圖 12為富

磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 1:1比例混合進行共調理，不同加

藥量與溶解性磷去除率的關係圖。未添加聚電解質時，未超音波處理、超音波預

處理 15 分鐘和 30 分鐘系統之混合污泥的的溶解性磷去除率皆高達約 98%，因

此，在此比例之中，無法觀察出鋁鹽污泥經由超音波預處理時間的長短對溶解性

磷移除的影響。這是因為在此混合比例中，足量的鋁鹽污泥含有大量氫氧化鋁，

可和正磷酸鹽進行形成鍵結，而達到去除溶解性磷的良好效果(Galarneau and

Gehr, 1997)。另外，圖中也可觀察出聚電解質的添加對溶解性磷的去除沒有影響。

由上述富磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 1:1比例混合加藥共

調理的實驗結果中得知，添加適量的聚電解質可以改善脫水性、沉降性及濁度，

但過量的聚電解質會造成上述之污泥性質的惡化。而超音波預處理並不會增加污

泥調理之最適加藥量。另外，此比例下的混合污泥在加藥共調理的系統中，無法

觀察出鋁鹽污泥經由超音波預處理時間的長短對溶解性磷移除的影響。

圖 13 為富磷污泥與不同超音波預處理時間之鋁鹽污泥以 4:1 比例混合進行

共調理，其不同加藥量與溶解性磷去除率的關係圖，在此部分溶解性磷含量的試

驗中，原始富磷污泥的磷濃度 80.34mg/l。未添加聚電解質時，未超音波預處理、

超音波預處理 15分鐘和 30分鐘系統之混合污泥的溶解性磷移除率分別為 54.3、

66.0、71.4 %，証明出超音波預處理時間的增加會提升溶解性磷的去除率，原因

在於超音波能量會使鋁鹽污泥顆粒變小、比表面積增大，進而吸附更多的溶解性

磷。另外，圖中也可觀察出聚電解質的添加，並不能增加溶解性磷的去除效果。

8

0 1 2 3 4 5 6-10

-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

8

10 non-sonication



Zeta

pote

ntia

l (m

V)


0 1 2 3 4 5 60

20

40

60

80

100

120

140

160 non-sonication



CS

T (

sec)


0 1 2 3 4 5 60

2

4

6

8

10

12 non-sonication



SR

F (

10

12m

/kg

)


0 1 2 3 4 5 60

20

40

60

80

100 non-sonication



SC

OD

(m

g/l)


圖圖圖圖 8 富磷污泥與富磷污泥與富磷污泥與富磷污泥與 3 月份不同超月份不同超月份不同超月份不同超

音波預處理時間之鋁鹽污泥進音波預處理時間之鋁鹽污泥進音波預處理時間之鋁鹽污泥進音波預處理時間之鋁鹽污泥進

行共調理之界達電位與聚電解行共調理之界達電位與聚電解行共調理之界達電位與聚電解行共調理之界達電位與聚電解

質劑量關係質劑量關係質劑量關係質劑量關係


音波預處理時間音波預處理時間音波預處理時間音波預處理時間之鋁鹽污泥進之鋁鹽污泥進之鋁鹽污泥進之鋁鹽污泥進

行共調理之行共調理之行共調理之行共調理之 CST 與聚電解質劑與聚電解質劑與聚電解質劑與聚電解質劑

量關係量關係量關係量關係



行共調理之行共調理之行共調理之行共調理之 SRF 與聚電解質劑與聚電解質劑與聚電解質劑與聚電解質劑

量關係量關係量關係量關係



行共調理之行共調理之行共調理之行共調理之溶解性化學需氧量溶解性化學需氧量溶解性化學需氧量溶解性化學需氧量

與聚電解質劑量關係與聚電解質劑量關係與聚電解質劑量關係與聚電解質劑量關係

9

0 1 2 3 4 5 650

60

70

80

90

100

non-sonication



So

lub

le p

hosp

horu

s r

em

ova

l (%

)


0 1 2 3 4 5 60

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100 non-sonication



So

lub

le p

ho

sp

ho

rus r

em

ova

l(%

)


3.5 恆溫吸附實驗恆溫吸附實驗恆溫吸附實驗恆溫吸附實驗

在恆溫吸附實驗中，首先討論酸鹼值效應的影響，圖 14 為不同酸鹼值下，

吸附平衡濃度與吸附容量之關係。在低平衡濃度的範圍中，吸附容量會隨著平衡

濃度的增加而大幅提升，原因在於較高的磷酸根起始濃度，有較大的驅動力可以

吸附於鋁鹽污泥表面，然而當平衡濃度過高時，吸附容量只會平緩增加，這是因

為鋁鹽污泥表面的活性座幾乎已完全被佔據。我們也發現不同的酸鹼值下，對吸

附能力有很明顯的影響，在高酸鹼值下，吸附能力明顯下降，其原因可能是，不

同溶液酸鹼值影響吸附劑表面電位，導致吸附能力降低。Zeng et al.(2004)利用氧

化鐵作吸附劑吸附磷酸根，當提高酸鹼值時，會使氧化鐵表面負電位提高，而與

磷酸根之間的排斥力增加，造成吸附能力下降。黃昭貴(2005)測量不同酸鹼值下

其界達電位變化，隨著酸鹼值增加，電位值越往負電方向移動，等電點發生在酸

鹼值約為 7.5左右，證明酸鹼值會影響吸附劑表面帶電性，而溶液酸鹼值在偏鹼

性的情況下，較不利於吸附的進行。然而，這僅為自非特定性吸附之反應機制討

論，其它文獻亦有指出磷酸根在氫氧化鋁之吸附為特定性吸附，磷酸根主要以螯

合基交換(ligand-exchange)方式鍵結於氫氧化鋁(Helmy et al.,1996；Zhou, et al.,

2005；Yang, et al., 2006)，其吸附劑表面電位改變，並非導致吸附能力下降的主

因，然而酸鹼值效應與前述是一致的，即酸鹼值偏酸時有利吸附。

圖 15 以不同時間取樣的淨水廠鋁鹽污泥作為吸附劑進行實驗之結果，比較



行共調理之行共調理之行共調理之行共調理之溶解性磷移除率溶解性磷移除率溶解性磷移除率溶解性磷移除率與與與與

聚電解質劑量關係聚電解質劑量關係聚電解質劑量關係聚電解質劑量關係

(富磷污泥富磷污泥富磷污泥富磷污泥：：：：鋁鹽污泥鋁鹽污泥鋁鹽污泥鋁鹽污泥= 1：：：：1)

圖圖圖圖 13 富磷污泥與富磷污泥與富磷污泥與富磷污泥與3月份不同超月份不同超月份不同超月份不同超


行共調理之行共調理之行共調理之行共調理之溶解性磷移除率溶解性磷移除率溶解性磷移除率溶解性磷移除率與與與與

聚電解質劑量關係聚電解質劑量關係聚電解質劑量關係聚電解質劑量關係

(富磷污泥富磷污泥富磷污泥富磷污泥：：：：鋁鹽污泥鋁鹽污泥鋁鹽污泥鋁鹽污泥= 4：：：：1)

10

不同吸附劑之吸附能力的差異，所取污泥分別為 2007年 1月份及 2007年 3月份

之鋁鹽污泥，酸鹼值控制在 6.5±0.1並固定溫度及吸附劑量，改變起始濃度，隨

著起始濃度增加吸附容量也隨之增加；另外，由圖顯示出 2007年 1月份公館鋁

鹽污泥有較佳的吸附能力，原因在於 2007年 1月份公館鋁鹽污泥所含之氫氧化

鋁濃度較高，造成高吸附效率的主要因素。

比較共調理及恆溫吸附實驗中，鋁鹽污泥對溶解性磷的吸附能力，結果如表

3所示。恆溫吸附實驗以各鋁鹽污泥最大吸附量進行討論，而共調理實驗，只取

富磷污泥與未超音波預處理之鋁鹽污泥混合體積比為 4：1 進行討論，此比例為

最大吸附量，兩組實驗酸鹼值皆接近中性。由表顯示，在本實驗結果中，共調理

實驗的吸附容量會比恆溫吸附容量低，原因在於恆溫吸附實驗中，鋁鹽污泥只單

純地對磷酸根進行吸附；在共調理實驗中，富磷污泥所含的各種物質和所釋放的

磷酸根，皆可能會和鋁鹽污泥表面上的官能基進行螯合基交換反應，因此對磷酸

根的吸附容量較低。另外，共調理實驗以 2007年 3月份鋁鹽污泥吸附容量最大，

反觀恆溫吸附實驗則以 2007年 1月份鋁鹽污泥最佳，此兩部分結果並不吻合，

這是因為在共調理實驗中，富磷污泥變動因子較多，包括溶液中所含溶解性磷濃

度、背景離子強度等，性質相對來說較複雜，且污泥共調理主要利用瓶杯攪拌裝

置，以攪拌方式進行，而恆溫吸附實驗是以恆溫震盪器，利用震盪方式進行吸附

實驗，實驗方式不同，再加上共調理實驗之鋁鹽污泥固含量並不一致，皆會影響

吸附磷酸根的能力。

0 10 20 30 40 50 60 70 800

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

qe (

mg P

/g a

lum

inum

slu

dge

)

Ce (mg/l)

pH=5.0+ 0.1

pH=6.2+ 0.1

pH=8.2+ 0.2

0 10 20 30 40 50 600

1

2

3

4

5

6

7

8

qe (

mg P

/g a

lum

inum

slu

dg

e)

Ce (mg/l)

2007.01

2007.03

圖圖圖圖 14 固定溫度固定溫度固定溫度固定溫度 25℃℃℃℃，，，，不同酸不同酸不同酸不同酸

鹼值之吸附平衡濃度與吸附容鹼值之吸附平衡濃度與吸附容鹼值之吸附平衡濃度與吸附容鹼值之吸附平衡濃度與吸附容

量之關係量之關係量之關係量之關係

圖圖圖圖 15 固定溫度固定溫度固定溫度固定溫度 25℃℃℃℃，，，，不同不同不同不同吸吸吸吸

附劑附劑附劑附劑之吸附平衡濃度與吸附容之吸附平衡濃度與吸附容之吸附平衡濃度與吸附容之吸附平衡濃度與吸附容

量之關係量之關係量之關係量之關係

11

表 4-3 共調理及恆溫吸附實驗之吸附容量比較

吸附容量 (mg P/g aluminum sludge)

共調理實驗

Bio : Alum = 4 : 1

(pH = 6.5 ±0.1)

恆溫吸附實驗

(pH = 6.5 ±0.1)

2007年 1月

鋁鹽污泥 2.48 6.42

2007年 3月

鋁鹽污泥 3.95 5.33

四四四四、、、、結論結論結論結論

1.單一調理之結果顯示，原始富磷污泥脫水性質相當良好，因此聚電解質的添加

對提升脫水性的貢獻不顯著。而添加聚電解質對沉降性及濁度皆有改善，但對

於溶解性化學需氧量及溶解性磷的移除都沒有影響。

2.鋁鹽污泥經過超音波預處理，其比表面積會隨著處理時間的增加而增加。

3.透過不同超音波預處理時間的鋁鹽污泥與富磷污泥共調理得知，超音波處理可

提升溶解性磷的去除率，但溶解性化學需氧量會增加，因此同時顯示出鋁鹽污

泥除磷反應，可用磷酸根與有機物質之交換來描述。另外，超音波處理時間愈

長，愈不利於脫水性及沉降性，添加適量的聚電解質即可有效改善之，其所需

最適劑量亦相同。

12

參考文獻參考文獻參考文獻參考文獻

黃昭貴，「含磷污泥與鋁鹽污泥之共調理脫水」，碩士論文，國立台灣科技大學化

學工程系，台北 (2005)。

APHA, “Standard methods for the examination of water and wastewater”, 19th

edn.

American Public Health Association, Washington D.C. (1995).

Bache, D. H. and Papavasilopoulos E. N., “Viscous behavior of sludge centrate in

response to polymer conditioning”. Water Research., Vol.34, No.1, pp.354-358

(2000).

Christensen, J. R., Sorensen, P. B., Christensen, G. L., and Hansen, J. A.,

“Mechanisms for overdosing in sludge conditioning”, Journal of Environmental

Engineering, Vol.119, No.1, pp.159-171 (1993).

Chu, C. P. and Lee, D. J., “Sludge management (II): sludge pretreatment”, Bulletin of

the college of engineering, N.T.U., June, No.82, pp.49-76 (2001).

Galarneau, E. and Gehr, R., “Phosphorus removal from wastewaters : experimental

and theoretical support for alternative mechanisms”, Water Research, Vol.31, No.2,

pp.328-338 (1997).

Gea, T., Artola, A. and Sanchez, A., “Composting of de-inking sludge from the

recycled paper manufacturing industry”, Bioresoure Technology, Vol.96, No.10,

pp.1161-1167 (2005).

Gonze, E., Pillot, S., Valette, E., Gonthier, Y. and Bernis, A., “Ultrasonic treatment of

an aerobic activated sludge in a batch reactor”, Chemical Engineering and Chemical

Processing, Vol.42, No.12, pp.965-975 (2003).

Guan, X. H., Chen, G. H. and Shang, C., “Re-use of water treatment works sludge to

enhance particulate pollutant removal from sewage”, Water Research, Vol.39, No.15,

pp.3433-3440 (2005).

Helmy, A. K., Ferreiro, E. A. and De Bussetti, S. G., “Energy, enthalpy, and isosteric

13

heat of adsorption of phosphate on hydrous Al oxide”, Journal of Colloid and

Interface Science, Vol.183, No.1, pp.131-134 (1996).

Lai, J. Y. and Liu, J. C., “Co-conditioning and dewatering of alum sludge and waste

activated sludge”, Water Science and Technology, Vol.50, No.9, pp.41-48 (2004).

Mao, T., Hong, S. Y., Show, K. Y, Tay, J. H. and Lee, D. J., “A comparison of

ultrasound treatment on primary and secondary sludges", Water Science and

Technololgy, Vol.50, No.9, pp.91-97 (2004).

Na, S., Kim, Y. U. and Khim, J., “Physiochemical properties of digested sewage

sludge with ultrasonic treatment”, Ultrasonics Sonochemistry, Vol.14, No.3,

pp.281-285 (2007).

Rydin, E., “Experimental studies simulating potential phosphorus release from

municipal sewage sludge deposits”, Water Research, Vol.30, No.7, pp.1695-1701

(1996).

Somasundaran, P. and Krishnakumar, S., “Adsorption of surfactant and polymer at the

solid-liquid interface”, Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects,

Vol.123-124, pp.491-513 (1997).

Wu, C. C., Huang, C. and Lee, D. J., “Effects of polymer dosage on alum sludge

dewatering characteristics and physical properties”. Colloids Surfaces A:

Physicochemical and engineering Aspects, Vol.122, No.1-3, pp.89-96 (1997).

Yang, Y., Zhao, Y. Q., Babatunde, A. O., Wang, L., Ren, Y. X. and Han, Y.,

“Characteristics and mechanisms of phosphate adsorption on dewatered alum sludge”,

Separation and Purification Technology, Vol.51, No.2, pp.193-200 (2006).

Zeng, L., Li, X. and Liu, J., “Adsorptive removal of phosphate from aqueous solutions

using iron oxide tailings”, Water Research, Vol.38, No.5, pp.1318-1326 (2004).

Zhao, Y. Q., Papavasilopoulos, E. N., and Bache, D. H., “Clogging of filter medium

by excess polymer during alum sludge filtration”, Filtration and Separation, Vol.35,

No.10, pp.947-950 (1998).

14

Zhou, A., Tang, H. and Wang, D., “Phosphorus adsorption on natural sediments：

modeling and effect of pH and sediment composition”, Water Research, Vol.39, No.7,

pp.1245-1254 (2005).

Documents

含磷污泥與超音波預處理鋁鹽污泥之共調理脫水 · 3--P 濃度為20 ，30 ，40 ，50 ，60 ，80 mg/l 的溶液各250ml ，分別加入1g 乾燥研磨後的鋁鹽污泥，調整酸鹼值後蓋上蓋子