生物污泥胞外聚合物之萃取及...
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崑山科技大學 環境工程系
專題研究報告
生物污泥胞外聚合物之萃取及
銅吸附效能評估
指導老師：呂明和
班 級：四環四 A
學 生：陳彥伯、施佩君
中華民國九十七年五月
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I
摘要摘要摘要摘要
重金屬在工業上的應用不遑多論，而其未能有效利用或回收的情
況下，造成廢水中普遍存在相當濃度的毒性重金屬，胞外聚合物
(extracellular polymeric substances，EPS) 是一種由生物污泥中微生物
在一定的環境下所產生位於細胞體外的高分子聚合物，本研究係以生
物污泥胞外聚合物(EPS)之萃取及吸附 Cu試驗，生物污泥種類分別為
曝氣污泥、迴流污泥、消化污泥。胞外聚合物(EPS)的定量與萃取方
法密切相關，研究中採用了文獻所提到離心、超音波、微波熱處理之
物理萃取方法進行 EPS 的萃取，測定蛋白質之含量。其中主要探討
控制的因素為：胞外聚合物之較佳萃取條件、吸附時間、Cu 濃度等
項。由研究結果得知曝氣總萃取量為 8.62 mg EPS/g vss、迴流污泥為
15 mg EPS/g vss、消化污泥為 2.38 mg EPS/g vss，證實迴流污泥之有
機物量最多，因此可萃取出較多量之 EPS，而不同時間對 EPS 含量
之影響，利用超音波進行萃取時其萃取時間須大於 40min、微波萃取
最佳時間為 30min。實驗結果顯示，EPS 對低濃度 Cu 有明顯的吸附
成效，Cu濃度 10mg/L吸附效率高於 200mg/L，而且以單位負荷量結
果顯示，EPS確實具有吸附 Cu之能力。
關鍵字：胞外聚合物(EPS)、生物污泥、物理萃取、銅離子。
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II
目目目目 錄錄錄錄
頁數
摘 要 ……………………………………………………………… I
目 錄 ……………………………………………………………... II
表目錄 ……………………………………………………………... V
圖目錄 ……………………………………………………………... VI
一、 前言………………………………………………………... 1
1-1 研究動機及目的…………………………………………... 1
1-2 研究內容…………………………………………………... 2
二、 文獻回顧…………………………………………………... 3
2-1 生物污泥來源及特性……………………………………... 3
2-2 重金屬之來源及處理概況………………………….…….. 3
2-2-1重金屬之來源………………………………….……. 3
2-2-2重金屬之處理概況……………………….…………. 4
2-3 吸附原理及影響因子……………………………………... 5
2-3-1吸附原理……………………………………………. 5
2-3-2吸附種類……………………………………………. 5
2-3-3吸附模式……………………………………………. 6
2-3-4影響吸附反應之因子………………………………. 10
2-4 胞外聚合物(EPS)之組成及對重金屬之應用……………. 11
2-4-1胞外聚合物(EPS)之組成…………………………… 11
2-4-2胞外聚合物(EPS)之功能…………………………… 13
2-4-3胞外聚合物(EPS)於重金屬之應用………………… 13
2-5 薄膜濃縮…………………………………………………... 15
2-5-1薄膜分離之原理……………………………………. 15
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III
2-5-2薄膜分離方法之種類………………………………. 15
2-6 小結………………………………………………………... 16
三、 實驗設備與方法………………………………………..…. 17
3-1 實驗材料…………………………………………………... 19
3-1-1生物污泥……………………………………………. 19
3-1-2實驗材料……………………………………………. 20
3-1-3實驗設備……………………………………………. 20
3-2 實驗流程…………………………………………………... 22
3-3 實驗方法…………………………………………………... 23
3-3-1樣品備製……………………………………………. 23
3-3-2生物污泥之基本特性分析…………………………. 23
3-3-3EPS萃取試驗……………………………………….. 24
3-3-4 EPS之組成特性分析………………………………. 25
3-3-5 EPS之透析濃縮……………………………………. 26
3-3-6重金屬吸附試驗……………………………………. 26
四、 結果與討論………………………………………………... 27
4-1 生物污泥基本特性分析…………………………………... 27
4-1-1 SS、VSS與固態 TOC析.......................................... 27
4-1-2 pH值、密度與含水率分析....................................... 27
4-1-3生物污泥之表面結構 FTIR之分析……………….. 28
4-1-4小結…………………………………………………. 29
4-2 萃取試驗…………………………………………………... 30
4-2-1不同污泥種類對 EPS含量之影響…………………. 30
4-2-2不同超音波功率對 EPS含量之響............................ 31
4-2-3不同萃取時間對 EPS含量之影響………………… 32
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IV
4-2-4萃取組合方式對 EPS含量之影響………………… 33
4-2-5小結…………………………………………………. 34
4-3 EPS之特性分析................................................................... 35
4-4 EPS之濃縮與冷凍乾燥試驗……………………………... 36
4-5 EPS對銅離子吸附現象之探討…………………………... 36
4-5-1不不不不同銅離子濃度對吸附效率之影響………………. 36
4-5-2不同吸附時間對吸附效率之影響…………………. 37
4-5-3小結…………………………………………………. 37
五、 結論與建議………………………………………………... 39
5-1結論…………………………………………………… 39
六、 參考文獻………………………………………………….. 40
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V
表 目 錄
頁數
表 2-1 典型生物污泥物化特性...................................................... 3
表 2-2 銅之來源及工業用途…………………………………….. 4
表 2-3 移除廢水中重金屬方法之比較………………………….. 4
表 2-4 物理吸附與化學吸附之比較…………………………….. 6
表 2-5 各種吸附劑之最大吸附特性與 Qm值分析表.................... 14
表 3-1 實驗材料及藥品.................................................................. 20
表 3-2 儀器設備………………………………………………….. 21
表 4-1 污泥之 SS、VSS與固態 TOC分析…………………….. 27
表 4-2 pH值、密度與含水率分析................................................ 28
表 4-3 EPS濃縮與冷凍乾燥之重量損失表…………………….. 36
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VI
圖圖圖圖 目目目目 錄錄錄錄
頁數
圖 2-1 Freundlich 等溫吸附圖…………………………………... 7
圖 2-2 Langmuir 等溫吸附圖……………………………………. 9
圖 2-3 污泥中 EPS之顯微鏡掃描圖…………………………….. 11
圖 2-4 活性污泥膠羽示意圖…………………………………….. 12
圖 2-5 氨基酸於酸鹼之不同情行下之官能機構造圖………….. 12
圖 2-6 EPS之 FTIR分析圖譜……………………………………. 15
圖 3-1 實驗設計階段圖………………………………………….. 18
圖 3-2 污水廠處理流程圖……………………………………….. 19
圖 3-3 實驗流程圖……………………………………………….. 22
圖 4-1 污泥之表面結構 FTIR分析圖…………………………… 29
圖 4-2 不同污泥種類對 EPS含量之影響結果分析圖…………. 31
圖 4-3 不同超音波功率對 EPS含量之影響結果分析圖………. 32
圖 4-4 不同萃取時間對 EPS含量之影響結果分析圖………….. 33
圖 4-5 單一及萃取組合方式對 EPS含量之影響結果分析圖….. 35
圖 4-6 EPS之表面官能基之 FTIR分析圖譜……………………. 35
圖 4-7 不同銅離子濃度對吸附效率與單位負荷量之影響結果
分析圖…………………………………………………….. 37
圖 4-8 不同吸附時間對吸附效率之影響結果分析圖………….. 37
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1
一一一一、、、、前言前言前言前言
1111----1111 研究動機及目的研究動機及目的研究動機及目的研究動機及目的
重金屬在工業上的應用不遑多論，而其未能有效利用或回收的情
況，造成電鍍、皮革、染料、染整工場或工業區的廢水中，普遍存在
相當濃度的毒性重金屬如銅、鎳、鋅、鎘、鉻、鈷等。廢水處理常用
的活性污泥法能吸附/去除部分重金屬，若能將廢水中的重金屬回收
再利用，不但能保護環境，也是企業、環境的永續經營之道。活性污
泥的組成包含微生物、有機體、礦物、金屬離子等，其中粒徑大小屬
於膠體範圍者(
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2
1-2 研究內容研究內容研究內容研究內容
本研究之研究目的為從生物污泥中萃取之EPS為一有效之重金
屬吸附劑來探討不同條件下處理廢水中銅離子之吸附效率。本研究內
容分別如下：
1. 了解生物污泥之特性，進而分析生物污泥之基本特性分析，其主
要目的主要是為了建立污泥之基本資料。
2. 以單一物理萃取及組合物理萃取方法之應用方式了解萃取 EPS 之
情形，以求出較佳萃取條件及 EPS 含量
3. 以 EPS 吸附處理低濃度之銅離子廢水試驗，了解 EPS 之吸附情
況，求出較佳吸附效率及吸附負荷量。
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3
二二二二、、、、文獻回顧文獻回顧文獻回顧文獻回顧
2-1 生物污泥之來源與特性生物污泥之來源與特性生物污泥之來源與特性生物污泥之來源與特性
廢水生物處理係利用微生物之生化反應將有機物礦化
(Mineralization)而達到處理之目的，依微生物之特性一般可區分為喜
氣及厭氣兩種；在喜氣系統中，活性污泥法操作程序，已廣泛應用於
工業廢水，且可獲得良好的效果；厭氣系統則為微生物在缺氧狀態下
將有機物消化為甲烷及二氧化碳 (邱創汎等，1989) 。
另外，在廢水(污)水生物處理過程中產生之生物污泥的特性受污
水處理廠進流污水性質、廢(污)水處理設施及污泥穩定化方式等之影
響而有不同，典型的生物污泥之物化組成特性如表一所示。
表 2-1 典型生物污泥物化特性(張祖恩等，1997) 項 目 活性污泥 初沉污泥 廢棄活性污泥 消化污泥
TS(%) 0.83~1.16 3~8 0.5~1.0 5.0~10.0
VS(%) 59~88 60~90 60~80 30~60
Protein(% of TS) 32~41 20~30 32~41 15~20
Nitrogen(% of TS) 2.4~5.0 1.5~4.0 2.5~7.0 1.6~6.0
Phosphorus (P,% of TS) 61~240 0.8~2.8 1.0~7.0 1.4~4.0
Potassium (K,% of TS) 0.21~0.29 0.1~1.0 0.2~0.5 0.1~3.0
pH 6.5~8.0 5.0~6.5 6.5~7.5 6.5~7.5
Alkalinity (mg/L as CaCO3) 580~1100 500~1500 200~500 2500~3500
Organic acids (mg/L) 1100~1700 - - -
Energy content (kj/kg) 18592~23241 15000~14000 12000~16000 6000~14000
2-2 重金屬之來源及處理概況重金屬之來源及處理概況重金屬之來源及處理概況重金屬之來源及處理概況
2-2-1 重金屬之來源重金屬之來源重金屬之來源重金屬之來源
由於金屬物品的大量使用，冶金、化工及金屬表面處理工業之蓬
勃發展也伴隨產生許多重金屬污染問題，其中以電鍍等金屬表面處理
業所排放的廢水最為嚴重，其產生的廢水、廢液及污泥中均含有有毒
的重金屬，如：銅、鋅、鎳、鉻…等，如未能妥善處理而任意排棄，
則易對河川、土壤及地下水造成相當程度的二次污染問題。
台灣近來由於金屬處理工業及高科技產業之蓬勃發展，事業廢水
不當處理，導致地面水體的重金屬銅污染程度量出警訊，在銅礦及電
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鍍工廠鄰近區域亦會產生銅污染。銅在工業上主要用途為製造銅線、
合金…等，如表 2-2 所示，為銅之污染來源及工業用途。
表 2-2 銅之來源及工業用途
重金屬 污染來源 工業用途
銅
冶煉，銅製品生產等廢
水，含銅農藥，燃燒廢
電纜、觸媒及油漆…等
電鍍、塗料製造、成衣服
飾及交通工具業…等
2-2-2 重金屬廢水之處理概況重金屬廢水之處理概況重金屬廢水之處理概況重金屬廢水之處理概況
目前在工業界中對於含重金屬廢水之處理方式大致上可分為(1)化
學沈澱法、(2)離子交換法、(3)電解還原法、(4)薄膜分離法、(5)活性
碳吸附法、(6)生物處理法等，這些方法除將重金屬與廢水分離，其中
加鹼化學沉澱是最常使用之方式，處理過程為利用鹼液添加，使金屬
離子與氫氧離子反應形成氫氧化物沉澱，而後再以混凝沉澱法予以
固、液分離去除重金屬。以下針對幾個處理方式作簡單介紹，而其優
缺點比較列於表2-3。
表2-3 移除廢水中重金屬方法之比較
移除方法 優點 缺點
化學沉澱 操作簡單、去除效果佳 大量的污泥、成本較高
電解法 回收貴重的金屬 能源成本高
離子交換 許多合成樹脂可供利用 處理成本高、再生的問題
活性碳 去除效果佳 處理成本高、再生的問題
生物處理 便宜、可大量培養 回收金屬困難
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2-3吸附吸附吸附吸附原理及影響因子原理及影響因子原理及影響因子原理及影響因子
2-3-1吸附原理吸附原理吸附原理吸附原理
「吸附(adsorption)」一詞最早由Kayser在1881年提出，用以描述
氣體在物質表面的凝結現象，與氣體分子被包含物質內的氣體「吸收
(absorption)」不同，到1909年McBain則將兩者合稱為「吸持(sorption)」
(黃龍泰，2001) 。
所謂的吸附現象(Ruthen,1984)是指流動相(包含液相和氣相)的被
吸附物( adsordate)附著在固體吸附劑( adsorbent)的孔隙表面，因表面
吸附作用，將被吸附物吸附並集中於固體表面或孔隙中的一種現象。
多數的吸附劑均為多孔性物質，而吸附主要是發生在孔隙上或發生於
吸附劑內部的特定基座，及所謂吸附活性基座(active sites)上。由於孔
洞一般均很小，所以其內部表面積的總和遠大於外部表面積。一般來
說吸附劑的內部表面積越大或活性基越多，可擁有較大的吸附能力。
然而根據吸附劑與吸附質之間所產生的作用力，依鍵結方式不同，可
分為物理吸附(Physical adsorption)與化學吸附(Chemical adsorption)。
2-3-2 吸附種類吸附種類吸附種類吸附種類
一般而言，吸附之種類依其鍵結作用方式，可分為物理吸附
(Physical adsorption)和化學吸附(Chemical adsorption)。
1.物理吸附
物理吸附主要作用力包括：凡得瓦爾力(Van der Waal’s forces)、
靜電相互作用力(electrostatic interaction)其中包含極化(polarization)、
偶極子(dipole)和四極子(quadrupole)之間的相互作用。而凡得瓦爾力
是由倫敦擴散力 (London dispersion force)及靜電吸引力 (Classical
electrostatic interaction force)所形成。其分敘如下：
(1)倫敦擴散力
當被吸附質與吸附劑互相接近時，其分子所帶的電子將產生連續
的波動，依據London理論，當原子或分子上電子連續在運動時，結果
將產生暫時性及迅速變動的偶極矩 (Dipole moment)與四偶極矩
(Quadrupde moment)，而當其接近固體表面時，將干擾固體表面之分
子使分子表面之電子分布產生波動結果，亦使固體表面之分子產生暫
時性的偶極矩與四偶極矩之間相互作用。
(2)凡得瓦爾力
為靜電吸引力，這種作用力比倫敦擴散力較具專一性，尤其在偶
極分子與離子固體物之間更為顯著，靜電吸引力大小與固體表面電場
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強度及分子被極化程度有關。
一般而言，物理吸附為放熱反應，其焓值(enthalpy，△H)變化與
吸附質之凝結熱差不多，大約40KJ/mole，且因物理吸附反應之活化
能較低，故反應速率相當快。
2.化學吸附
化學吸附係由被吸附質與吸附劑之化學反應所導致。一般認為，
此種吸附係發生在吸附劑表面具有不同形式活化基之位置，藉共電子
效應，而導致吸附作用。換言之，化學吸附是吸附質與固體表面之間
因親和力產生分子軌域的重疊作用，使得吸附質與吸附劑之間產生化
學鍵結，其性質與化學鍵相似。一般化學吸附鍵位於固體表面活性中
心且化學吸附鍵遠比物理吸附作用之凡得瓦爾力強，可由化學吸附與
物理吸附平均產生之焓加以證實。一般化學吸附實際放出的吸附能
(焓)大於10 kcal/mole，而物理吸附放出之吸附能小於10kcal/mole。
表2-4 物理吸附與化學吸附之比較
吸附種類 化學吸附 物理吸附
吸附力 化學結合力 凡得瓦爾力
吸附熱 10~150 kcal/mol 數個 kcal/mol 以下
活化能 需要 不需要
吸附溫度 高於沸點 沸點附近
吸附層 單層 多層
選擇性 有 無
反應速率 慢 快
2-3-3 吸附模式吸附模式吸附模式吸附模式
吸附模式最早是由Freundlich(1907)根據實驗結果提出等溫吸附
模式；隨後Langmuir(1916)提出了單分子層吸附理論；於1938 年，
Brunayer、Emmett 與Tellery 則根據Langmuir的假設與理論推導出多
分子層吸附模式，又簡稱B.E.T.吸附方程式，此三種模式為目前解析
吸附現象時最常用之模式。
1. Freundlich Equation
Freundlich 等溫吸附模式是一種經驗式，此模式之基本假設為固
相表面具有不同的吸附位置，需有不同的吸附能量，常用於表面非常
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不均勻之吸附劑在一定濃度範圍對單一溶質系統的等溫吸附。
Freundlich 方程式表示如圖2-1所示：
nefe
CKq1
=
圖2-1 Freundlich 等溫吸附圖
其中，C：平衡時，吸附質在氣相中的分壓或濃度(atm, mg/L)；
q=x/m：吸附劑的平衡吸附量，吸附質mg/吸附劑mg；
K,n：經驗常數，與吸附劑及吸附質的性質及溫度有關；
n＞1 吸附行為是有利性吸附(favorable adsorption)
n =1 吸附行為是線性吸附(linear adsorption)
n＜1 吸附行為是不利性吸附(unfavorable adsorption)
可將上式化為：
當以ln(x/m)對lnC 作圖時，若等溫吸附曲線符合Freundlich等溫
式，則可得一截距lnK 以及斜率(1/n)的直線，並可進一步求得實驗常
數值K 及n。Freundlich 模式甚具實用價值，但較不適用於高濃度的
吸附情形。
1>n 1=n
1
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2. Langmuir Equation
Langmuir 等溫吸附模式係假設價電點(point of valency)位於吸附
劑表面，且每一位址可吸附一個分子，亦即被吸附成單一分子層，此
外並假設所有吸附位址，對被吸附分子具有相等的親和力，且被吸附
分子之存在，並不影響其餘位址之吸附效應。
Langmuir 等溫吸附方程式之基本假設為(Ruthven,1984)：
(1)吸附劑固體表面具有無數分佈均勻且具相同吸附能量之吸附位置
(site)，每一吸附位置只能吸附一個分子(如圖2-2所示)；
(2)各吸附位置對吸附質之親和力相同；
(3)固體表面單分子層之最大吸附容量即為飽和吸附容量；
(4)吸附之分子不會脫附，且彼此間無相互作用存在。
Langmuir 方程式通常表示如下：
其中，C：平衡時，吸附質在氣相中的分壓或濃度(atm, mg/L)；
x/m：吸附劑的平衡吸附量，吸附質mg/吸附劑mg ；
K：吸附平衡常數，其值視吸附劑與吸附質的性質和溫度而定；
b：最大吸附量(mg/mg)
K 值亦可表示為：
其中 ∆H：吸附熱；T：吸附溫度；R：理想氣體常數；A：常數
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圖2-2 Langmuir 等溫吸附圖
3. BET (Brunauer-Emmett-Teller) Equation
BET 方程式多用於氣體吸附，與Langmuir 方程式的不同點為多
層吸附，即最大吸附量並非表面覆蓋一層，事實上在被吸附物質的蒸
氣壓接近飽和蒸氣壓時，吸附量常有明顯增加的趨勢。BET 方程式
表示如下：
其中，K：為常數；Qe：單位土壤吸附量；Q
0：單層飽和吸附量；
P：吸附物質的蒸氣壓； P0：吸附物質飽和蒸氣壓。
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2-3-3 影響吸附反應之因子影響吸附反應之因子影響吸附反應之因子影響吸附反應之因子
吸附是一種複雜的表面作用現象，而影響吸附反應速率及平衡狀
態的因素很多，主要係以吸附劑、吸附質及為主，分別說明如下。
1.吸附劑特性
(1)比表面積
比表面積與孔隙結構決定了活性碳吸附容量及溶液中可被去除
吸附質之大小及類型。由於吸附為表面作用現象，故其吸附容量與可
吸附的表面積有關，而實際上比表面積為決定吸附劑單層飽和吸附容
量的主要因子。表面積愈大，其吸附量愈大，同時當孔隙率（porosity）
和平均孔徑(mean pore radius)降低時，比表面積(specific surface area)
則會增大。
(2)孔隙大小分佈
孔隙大小及孔隙大小之分佈決定於吸附劑之材質、製造過程及再
生次數。孔隙大小分佈影響其吸附容量及吸附速率，一般商業性活性
碳其總孔隙體積及孔隙大小分佈範圍非常廣，故可利用性大。
(3)表面所帶官能基及極性
以活性碳為例，在原(virgin)活性碳表面是呈非極性，而且對非極
性的有機分子具有極高的親和力。活性碳依其所具有之官能基性質可
分為二類，包括酸化活性碳與鹼化活性碳；酸化活性碳能使中性蒸餾
水pH 值下降並具親水性，鹼化活性碳能使中性蒸餾水pH 值上升並
具親水性。活性碳表面之氧化物官能基性質仍有部份未瞭解之處，然
而目前已初步證實活性碳表面與有機物產生反應之主要氧化物官能
基為羰基(-CO)及羧基(-COOH)。此外，水化金屬化物表面積亦具有O
－基或OH2－作用基，可參與吸附反應。
(4)吸附劑零電位點與電性
吸附劑之零電位點(zero point of charge，pHPZC)決定特定吸附反應
溶液pH條件下吸附劑表面之帶電特性。當溶液pH高於pHPZC時，此時
吸附劑表面帶負電荷可與溶液中帶正電陽離子產生吸附作用；而當溶液pH低於pHPZC時吸附劑表面則帶正電荷，可與溶液中帶陰電性離子
產生鍵結而去除。
2. 吸附質
(1) 吸附質分子之大小（size of adsorbate molecules）
當吸附質的分子過大，可能無法擴散進入吸附劑的孔隙中，且
速率較慢，因此影響吸附量。
(2) 吸附質之溶解度（solubility of adsorbate）
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溶解度會隨著吸附質之分子量減少而增加，吸附發生時，分子應
與溶劑分離，並與顆粒接觸，吸附質的溶解度越大時，溶質與溶劑間
之鍵結越強，導致被吸附能力亦隨之遞減。
2-4 胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物(EPS)之組成及對重金屬之應用之組成及對重金屬之應用之組成及對重金屬之應用之組成及對重金屬之應用
2-4-1 胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物(EPS)之組成之組成之組成之組成
胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)是一種由微生
物(主要是細菌）新陳代謝、水解、分泌所組成，所產生位於細胞體
外的高分子聚合物，大部分微生物，無論是懸浮性或是附著性微生物
皆會產生， EPS主要的型態分為3種，即黏膜狀、碎粒狀、纖絲狀，
分別存在於不同之生物處理系統。但其所佔比例並非為一定值，需視
廢水性質及生物處理程序而異。故在不同條件下所產生的 EPS 會對
處理效果有一定的影響，所以在選擇處理條件時也必須慎重考慮。，
其EPS於顯微鏡所觀察之情形如圖2-3所示。EPS 常在污泥表面上被
發現，並帶有 -10 ~ -20mv ，因此EPS 對二價金屬離子之吸附相當
有用。
圖2-3 污泥中EPS之顯微鏡掃描圖(1000x)
在EPS 的組成方面，由於萃取方法與污泥來源不同，各個研究
對EPS的組成成分比例亦有相當大的差異，但學者們大致上皆認為
EPS 主要是由四種所組成：多醣類、蛋白質、核酸、脂質(薛良坪，
1976)， 其含有許多帶負電的官能機，如carboxyl, hydroxyl, phosphate,
sluphate，並大比表面積，也因此EPS有助於細胞的聚集且保護細胞免
受外在環境的直接刺激。
在EPS 的含量方面，大致上來說EPS占SS 的量會隨污泥狀態不
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同而不同。厭氧消化污泥產生之EPS 量較活性污泥少，大約只有4％
的乾污泥重，厭氧污泥之所以產生較少的EPS乃是由於在厭氧條件下
EPS 產生後可能馬上被細菌分解，產生CO2 和CH4 所致。在活性污
泥系統中每克污泥所含之EPS 量是70~90mg，活性污泥系統中EPS
的量是乾污泥重的15%。活性污泥中EPS 之組成以碳水化合物居多；
厭氧污泥中EPS 組成是以蛋白質居多(阮文昌，2002)。
圖2-4 活性污泥膠羽示意圖
圖2-5 氨基酸於酸鹼之不同情行下之官能機構造圖
酸性環境 中性環境 鹼性環境
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2-4-2 胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物(EPS)的功能的功能的功能的功能
因微生物 EPS 在生物處理程序中可促進微生物群體之膠凝作
用，進而形成顆粒化污泥或附著性生物膜，有助於微生物總量之增加
和多元化菌種之截流，以達廢水中污染物之徹底分解。故藉由 EPS
的產生可促進生物群的膠凝及架橋作用，逕而加速反應效果(范少
奇，2005)。金屬與 EPS 的反應機制包含離子交換、錯合、吸附、沉
澱，錯合方面又以羰基(carboxyl group)的影響最為重要(Guibaud 等，
2004)，在成分方面，研究指出 EPS 中的蛋白質對 Cu 有較高的吸附
力；醣醛酸對 Ni 的吸附力較高(Guibaud 等，2003)。
2-4-3 胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物胞外聚合物(EPS)於重金屬之應用於重金屬之應用於重金屬之應用於重金屬之應用
Liu et. al (2001)利用離心(20000g，30min)之方式將 EPS 萃取出
來，而吸附處理重金屬溶液，以重金屬濃度 10-100ppm 來進行批次之
吸附實驗，其結果中得知其 EPS 之負荷量分別為 1.48mg Zn2+/mg
EPS、1.12mgCu2+/mg EPS、0.83mgCr3+/mg EPS、0.90mgCd2+/mg EPS、
1.10mgCo2+
/mg EPS、0.25mgNi2+/mg EPS 及 0.25mgCrO42-
/mg EPS，
另外，於吸附模式中其 Langmuir 等溫方程式之 R2 為 0.93-0.96，而
Freundlich 等溫吸附方程式之 R2為 0.89-0.97；Guilbaud et. al (2003)
分別取得不同地區之活性污泥，以離心之方式將 EPS 萃取出來，其
以極譜分析(polarographic)之方法來計算鍵結位置之數量與錯合之常
數，結果顯示鍵結位置之數量為銅＞鉛>>鎘，而 EPS-metal 之錯合之
常數為鎘＞鉛~銅，但其中最主要之原因為蛋白質、多醣類及腐植質
之含量，因為其為 EPS 之主要組成成分而因此會影響吸附效率。另
外，Liu et. al (2001)分別比較 EPS 與其他吸附劑，如：泥煤(peat)、海
藻(algae)、米糠(rice bran)及活性碳(activated carbon)，其各類吸附劑
之吸附特性於表 2-5 所示。
-
14
表 2-5 各種吸附劑之最大吸附特性與 Qm值分析表(Liu et. al, 2001)
Maximum capacity
Meatal Absorbent Range Average Range Average
(mg/g) (mg/g) (mg/g) (mg/g)
EPS 900Algae 93~135 121Peat 21~23 21
Resin 107~217 146
EPS 1100
Rice bran 9
Resin 60~142 83
EPS 830 878
Rice bran 33
Resin 15~50 31
EPS 250
Peat 119
Active carbon 20~145 76
EPS 1120
Algae 69~83 76
Fungi 14~43 30 2~65 23
Peat 6~20 14
Active carbon 9
Resin 63~126 87
EPS 250 301
Fungi 5~12 9
Peat 1~23 9
Resin 46~168 88
EPS 1480 1779
Peat 6~13 10
Rice bran 7~24 16
Resin 57~136 85
mQ
+2Cd
+2Co
+3Cr
−2
4CrO
+2Cu
+2Ni
+2Zn
-
15
Guilbaud et. al (2005)利用FTIR來分析EPS之官能基，如圖2-6所
示。
圖 2-6 EPS 之 FTIR 分析圖譜
2-5 薄膜濃縮薄膜濃縮薄膜濃縮薄膜濃縮
薄膜是介於兩流體間阻隔的界面，具有限制或調節某些物質通過
的功能，是施加一驅動力利用物質通過薄膜之差異性，以達到分離、
濃縮、純化之目的(潘帥宇，2002)。
2-5-1 薄膜薄膜薄膜薄膜分離之原理分離之原理分離之原理分離之原理
其分離的機制是依據蛋白質大小與透析膜孔徑之差異，大於孔徑
的物質會阻隔在膜內形成濃縮液(retentate)，小於孔徑的水則通過膜成
為濾液(filtrate)(施柏宏，2003)。
2-5-2 薄膜分離方法與種類薄膜分離方法與種類薄膜分離方法與種類薄膜分離方法與種類
(1) 以流體靜壓差為驅動力的薄膜分離程序
以薄膜兩側壓力差造成強制對流(forceconvection)，將小分子帶至
膜另一側，而大分子責被薄膜阻隔，如逆滲透(reverss osmosis，RO)、
超過濾(ultrafiltration)及微過濾(microfiltration)(潘帥宇，2002)。
-
16
(2) 以濃度差為驅動力的薄膜分離程序
生物系統的分離過程，通常是在等溫等壓下，以濃度差作為物質
透過薄膜之驅動力，這種程序稱之為透析。透析槽的裝置，簡單的說
就是在濃度差下，使一種或多種溶質從一流體透過薄膜至另液流體
中。通常我們稱欲排掉溶質的溶液為進料溶液，而接受溶質的流體則
稱為透析液。(郭文正，1988)
(3) 以電位差為驅動力的薄膜分離程序
對於不同成份的輸送，電透析是唯一使用電位為微驅動力的薄
膜分離程序。在此程序中，離子交換是將帶電性成份從未帶電的分子
中分離出來。電透析槽(stack)是由一系列陰、陽離子交換膜，於因陽
電及間，以交錯排列成許多獨立的膜室(cell)所構成。
2-6 小結小結小結小結
綜合彙整前述背景資料分析，從生物污泥中萃取之EPS為一有效
之重金屬吸附劑，從資源再利用的角度，若能將活性污泥中的EPS成
分萃取出，則可應用於處理廢水中重金屬的吸附，然而目前EPS之萃
取方法仍待探討其較佳萃取條件，另外，由於不同污泥來源所萃取之
EPS分部組成量也會跟隨著不同，亟待進一步探討者。
-
17
三三三三、、、、實驗設備與方法實驗設備與方法實驗設備與方法實驗設備與方法
本研究基於資源永續回收再利用之理念，結合生物污泥之特性及
吸附基本理論，進行不同污泥種類之 EPS 萃取，嘗試以單一物理萃
取方法或兩種以上之物理組合方法，並配合透析原理濃縮 EPS 含量；
其中假設萃取所得蛋白質量為 EPS 之相當量，進而透過蛋白質檢測
方式測得蛋白質之含量，找出較佳之萃取條件，並透過 FTIR 來觀察
EPS 之結構。將乾燥後之 EPS 用以吸附處理低濃度銅離子廢水，進
而評估 EPS 吸附重金屬之效率。本研究之實驗設計可分為五階段來
執行如圖 3-1 顯示。
第一階段：取自某工業區污水處理廠之曝氣污泥、迴流污泥、消化污
泥，經現場濃縮後在分別進行污泥之基本特性分析，以瞭
解生物污泥之基本特性。
第二階段：以單一物理萃取方法來探討不同污泥種類對 EPS 含量之
影響，並配合不同萃取時間來觀察不同萃取時間對 EPS
含量之影響，進而得知較佳之污泥種類及單一物理萃取條
件。
第三階段：選擇較佳單一物理萃取條件，進行組合物理萃取方法應
用，觀察經萃取組合對 EPS 含量之影響，進而得知較佳
組合物理萃取條件。
第四階段：綜合以上之操作條件與參數，選擇較佳萃取條件，其將萃
取後之 EPS 進行濃縮及冷凍乾燥，進一步將水分分離。
第五階段：將乾燥後之 EPS 用以吸附銅離子廢水，並改變不同吸附
條件，以探討適當之操作條件。
-
18
圖 3-1 實驗設計階段圖
-
19
3-1 實驗材料實驗材料實驗材料實驗材料
3-1-1 生物污泥生物污泥生物污泥生物污泥
本實驗之實驗材料，取自某污水處理廠之曝氣污泥、迴流污泥、
消化污泥之生物污泥，其污水廠之廢水處理程序，如圖 3-2 顯示，採
取污泥經現場濃縮後，即刻進行後系列之試驗。
圖 3-2 污水廠處理流程
-
20
3-1-2 實驗材料實驗材料實驗材料實驗材料
以下為本實驗所需使用到之藥品及材料名稱、等級及廠牌分別，
如表 3-1 所示：
表 3-1 實驗材料及藥品
3-1-2 實驗實驗實驗實驗設備設備設備設備
以下為本實驗所需使用到之儀器設備、名稱、廠牌及規格，如表
3-2 所示：
材料材料材料材料及藥品及藥品及藥品及藥品名稱名稱名稱名稱 等級及廠牌等級及廠牌等級及廠牌等級及廠牌
1.Nacl 實驗級
2.Coomassie Blue G-250 染劑 Sigma 級
3.牛血清蛋白(BSA) Sigma 級
4.薄膜濾紙 Mixed Cellulose ester 材質，MFS
5.透析膜 Cellu．Sep H1
6.硝酸銅 實驗級，關東化學株式會社
-
21
表 3-2 儀器設備
儀器設備名稱儀器設備名稱儀器設備名稱儀器設備名稱 廠牌及規格廠牌及規格廠牌及規格廠牌及規格
1.落地型高速離心機 VISION，轉速>22.000R
2. pH meter Suntex SP-2200，pH 電極
3.電子天平 A＆D，GH-200
4.超音波 Power Sonic420
5.微波爐 Panasonic，NN-S565
6.傅立葉轉換紅外線光譜儀 Perkin Elmer，Spectrum GX
7.固態總有機碳分析儀 O.I.A，50µgC 到 3
8.原子吸收光譜儀 Perkin Elmer，AA200
9.恆溫震盪槽 deng，yng/Dkw-20/速度 10～200rpm
10.紫外光光譜儀(UV) U-2800
11.高溫爐(550℃) 250L*250H*250W
12.烘箱(105℃) Cnannel，DV-452
13.冷凍乾燥機 LABCONCO
-
22
3-2 實驗流程實驗流程實驗流程實驗流程
本實驗之流程如圖 3-3 所示，包括了七個部份：(1)基本特性分析
(2)EPS萃取試驗(3)濃縮試驗(4)組成特性分析(5)冷凍乾燥(6)吸附試驗
(7)效能評估。
圖 3-3 實驗流程圖
-
23
3-3 實驗方法實驗方法實驗方法實驗方法
3-3-1 樣品備樣品備樣品備樣品備製製製製
本研究採集之生物污泥，採自某污水處理廠之曝氣、迴流、消化
污泥池之污泥，採取污泥經現場濃縮後，即刻進行後系列之試驗。
3-3-2 生物污泥之基本特性分析生物污泥之基本特性分析生物污泥之基本特性分析生物污泥之基本特性分析
本研究之生物污泥樣品之基本特性分析，其主要特性分析為：
1.SS 2.VSS 3.固態 TOC 4.pH 值及密度分析 5.水分含量測定 6.污泥之
表面結構 FTIR 分析；其研究目的主要是為了建立污泥之基本資料，
以便了解污泥特性。
1.懸浮固體檢測方法(NIEA W210.57A)
依環保署公告之水中總溶解固體及懸浮固體檢測方法，測定污泥
之 SS。
C：懸浮固體及濾片重(g)
D：濾片重(g)
V：樣品體積(L)
2.揮發性懸浮固體測定
將 SS 測定後含餘留物之濾片及蒸發皿，放入 550℃高溫爐中
10~15 分鐘，將取出後移入乾燥器中冷卻，待其恆重後稱其重量。
3.固體 TOC 測定
將所要測定之樣品，稱取適量(其單位為 mg)置入樣品杯中，再將
其放入儀器內部待測，要測其樣品時，先要輸入樣品重量，即可測定。
測定過程中，樣品經高溫 900℃燃燒，儀器內部由 IR 轉換為波峰，
在由波峰計算積分面積，計算出樣品之有機碳含量(TOC)。
-
24
4.pH 值(NIEA R208.02C)及密度分析
依環保署公告之廢棄物之氫離子濃度指數(pH 值)測定法，測定污
泥之 pH；利用量筒將其污泥裝至 10mL，而後測其重量，再將重量與
體積相除便可得到密度。
5.污泥水分含量測定(NIEA R203.01T)
稱取以之重量 W1的污泥樣品至於室溫 105℃烘箱中至少 24 小時
乾燥後，再取出並降至室溫，測得其重量 W2，則其含水率(Wt%)於下
式計算之。
污泥含水率＝ 001
21100×
−
W
WW
W1：送入烘箱前之重量(g)。
W2：經 103~105℃烘乾後之重量(g)。
6.污泥之表面結構 FTIR 之分析
將污泥乾燥後，進行 FTIR 表面之結構分析，進而觀察其污泥本
身之官能基。其操作條件如下：
Beamsplitter：CsI
Spectra region：4000~400 cm-1
Resolution：4 cm-1
Number of scan：32
Sensitivity：1
3-3-3 EPS萃取試驗萃取試驗萃取試驗萃取試驗
(1) 探討不同污泥種類對 EPS 含量之影響
本實驗利用單一物理萃取方法分別進行萃取 EPS 試驗，其控制
條件分別為：離心(20000G，4℃，30min)、超音波(450W，20℃，60min)、
微波熱處理(80℃，30min)。並假設萃取所得蛋白質量為 EPS 之相當
量，以蛋白質定量法分析 EPS 含量，進而探討不同污泥種類對 EPS
含量之影響，而可得知較佳之污泥種類。
(2) 探討超音波不同功率對 EPS 含量之影響
利用超音波萃取方法萃取 EPS，分別以不同的萃取功率 250、
350、450W，其萃取條件為 60min、20℃，並假設萃取所得蛋白質量
-
25
為 EPS 之相當量，以蛋白質定量法分析 EPS 含量，觀察經不同功率
下之超音波對 EPS 含量之影響，進而得知較佳之超音波萃取功率條
件。
(3)不同萃取時間對 EPS 含量之影響
利用上述得知較佳之污泥種類，在分別以不同之萃取時間(20、
30、40、50、60min)，觀察較佳萃取 EPS 之污泥種類經不同萃取時間
對 EPS 含量之影響。並假設萃取所得蛋白質量為 EPS 之相當量，以
蛋白質定量法分析 EPS 含量，進而得知較佳之單一物理萃取時間。
(4) 萃取組合方式對 EPS 含量之影響
綜合以上之操作條件與參數，選擇較佳單一物理萃取方式，進行
組合物理萃取方法應用，並假設萃取所得蛋白質量為 EPS 之相當量，
以蛋白質定量法分析 EPS 含量，觀察經萃取組合方式對 EPS 含量之
影響，進而得知較佳物理萃取組合方法。
3-3-4 EPS之組成特性分析之組成特性分析之組成特性分析之組成特性分析
(1)蛋白質定量法
1. 標準曲線( standard curve )製作
分別將小牛血清蛋白( Bovine Serum Albumin，BSA ) 加入1％
NaCl 中調配成0.1 mg/ml，0.2 mg/ml，0.3 mg/ml ，0.4 mg/ml及0.5
mg/ml，以分光光度計於波長595 nm 分別紀錄其吸光值，各濃度所得
O.D.值再求出回歸線，繪製成標準曲線。
2. 蛋白質含量之測定
控制組：加入0.lml之1%NaCl當做空白試驗。
實驗組：加入 0.1 ml 之樣品。
每個well各加入1ml之Bio-Rad Protein Assay Reagent稀釋液，小心
混合均勻避免起泡而影響實驗結果，靜置5分鐘，以分光光度計於波
長595 nm 讀取吸光值。並將每一樣本所得的吸光值與BSA標準曲線
做比對，即可得知樣本中的蛋白質含量。
-
26
(2) EPS 之結構分析
將萃取後之 EPS 乾燥後，進行 FTIR 表面之結構分析，進而觀察
其 EPS 本身之官能基。其操作條件如下:
Beamsplitter：CsI
Spectra region：4000~400 cm-1
Resolution：4 cm-1
Number of scan：32
Sensitivity：1
3-3-5 EPS濃縮濃縮濃縮濃縮、、、、乾燥試驗乾燥試驗乾燥試驗乾燥試驗
選擇較佳之物理萃取條件，分別利用透析濃縮法，將萃取後之
EPS 中多餘的水分去除，進一步濃縮 EPS 含量，實驗進行時，至少
要換兩次透析液 (100 至 1000 倍樣本體積) 才能完成，一般透析時間
至少要三個小時；另外，並將濃縮後之 EPS 進行冷凍乾燥，將濃縮
後之 EPS 中殘留的水分去除，進一步將 EPS 乾燥，以確保能將水分
完全分離出來。
3-3-7重金屬吸附試驗重金屬吸附試驗重金屬吸附試驗重金屬吸附試驗
(1) EPS 對銅離子吸附現象之探討
將乾燥後之 EPS 用以吸附處理銅離子廢水，改變 Cu 濃分別為
10、50、100、150、200 mg/L(100ml)與乾燥後之 EPS 進行吸附，以
吸附時間為 24hr 來進行吸附實驗，並以 AA 分析銅離子濃度，觀察
其不同銅離子濃度對吸附效率與單位負荷量之影響，進而得知 EPS
之最佳吸附效率與單位負荷量之銅離子濃度。
(2)不同吸附時間對吸附效率之影響
選用 Cu 濃度 50mg/L 與乾燥後之 EPS，再分別控制其吸附時間
分別為 6、12、18、24hr 之後，並以 AA 分析其銅離子之濃度，觀察
不同吸附時間對吸附效率之影響，進而得知 EPS 最佳吸附時間。
-
27
四四四四、、、、結果與討論結果與討論結果與討論結果與討論
4-1 生物污泥基本特性分析生物污泥基本特性分析生物污泥基本特性分析生物污泥基本特性分析
本研究取自某工業區污水處理廠之曝氣、迴流、消化之生物污泥
樣品，經現場濃縮後在分別進行污泥之基本特性分析，其主要特性分
析為：SS 、VSS、固態 TOC、pH 值、密度、含水量、污泥之表面結
構 FTIR 分析；其研究目的主要是為了建立污泥之基本資料，以便了
解污泥特性。
4-1-1 SS、、、、VSS與固態與固態與固態與固態 TOC分析分析分析分析
將所採集之生物污泥分別進行 SS、VSS 與固態 TOC 分析。如表
4-1 所示，並分別說明如下：
表 4-1 污泥之 SS、VSS 與固態 TOC 分析
經分析曝氣污泥之 SS 為 8949mg/L、迴流污泥為 10357 mg/L、消
化污泥 11097mg/L，而曝氣污泥之 VSS 為 6586mg/L、迴流污泥為 7377
mg/L、消化污泥為 6903 mg/L；其中 SS 之濃度分別為消化>迴流>曝
氣，而 VSS 之濃度則分別為迴流>消化>曝氣，由此可知其迴流污泥
之有機物含量為最高。另外，於固態 TOC 中結果顯示，其曝氣污泥
之 TOC 為 4.21g/kg 迴流污泥為 5.93g/kg、消化污泥 3.04g/kg，由此可
知其迴流污泥之 TOC 含量皆比曝氣與消化污泥高；另外，在 EPS 的
產量方面會隨污泥狀態不同而不同，因此由此可知 EPS 之產量亦與
微生物生長有關，EPS 之產量在微生物處於最高時，可增加 EPS 的
萃取量。
分析項目 曝氣污泥 迴流污泥 消化污泥
SS(mg/L) 8949 10357 11097
VSS(mg/L) 6586 7377 6903
TOC(g/kg) 3.04 5.93 3.21
-
28
4-1-2 pH值值值值、、、、密度與含水率分析密度與含水率分析密度與含水率分析密度與含水率分析
將所採集之生物污泥分別進行 pH 值、密度與含水率分析。如表
4-2 所示，並分別說明如下：
表 4-2 pH 值、密度與含水率分析
經pH之分析結果中得知其曝氣pH值為7.2，迴流活性污泥分別為
7.05，而消化污泥則為5.33；經分析污泥之密度結果分別為：曝氣污
泥0.97 g / cm3、迴流污泥0.95g / cm3 、消化污泥0.97 g / cm3；而經分
析結果顯示污泥之含水率皆為98~99%。
4-1-3 生物污泥之表面結構生物污泥之表面結構生物污泥之表面結構生物污泥之表面結構FTIR分析分析分析分析
將污泥乾燥後，進行 FTIR 表面之結構分析，進而觀察其污泥本
身之官能基。
由圖 4-1 可知，根據 Paul(2002)指出 3429cm-1 為 O-H 伸縮振動所
造成，2924cm-1 為 C-H 伸縮振動所造成，1652 cm-1 為 C-O 伸縮振動
所造成，1540 cm-1 為 C-N 伸縮振動所造成，1418 cm-1為 O-H 伸縮振
動所造成，1117 cm-1為 C-O 伸縮振動所造成，668 cm-1 為 NH2伸縮振
動所造成，602 cm-1 為 O-H 伸縮振動所造成；其中較明顯之吸收峰為
3429 及 1117cm-1 也為污泥最主要之官能基。
分析項目 曝氣污泥 迴流污泥 消化污泥
pH 7.2 7.05 5.33
密度( g / cm3) 0.97 0.95 0.97
含水率(%) 98 99 98
-
29
3419
2924
1635
1384
1074
531
圖 4-1 污泥之表面結構 FTIR 分析圖
4-1-4 小結小結小結小結
綜合上述之實驗結果，可得知污泥基本之特性，從污泥之表面結
構 FTIR 之分析得知污泥具 O-H 及 C-O 二個明顯之官能基，另外，
SS 之濃度分別為消化> 迴流>曝氣，而 VSS 之濃度則分別為迴流>消
化>曝氣。而於固態 TOC 中結果顯示，迴流污泥之 TOC 含量皆比曝
氣與消化污泥高，另外，EPS 之產量亦與微生物生長有關，EPS 之產
量在微生物處於最高時，可增加 EPS 的萃取量。
-
30
4-2 萃取試驗萃取試驗萃取試驗萃取試驗
將採集後之生物污泥進行物理萃取方法(離心、超音波、微波熱
處理)萃取 EPS，且嘗試以單一物理萃取方法或是兩種以上之物理方
法組合方法應用，假設萃取所得蛋白質量為 EPS 之相當量，測定蛋
白質的含量，找出較佳之萃取條件，其主要控制條件包括：不同污泥
種類對 EPS 含量之影響、不同超音波功率對 EPS 含量之影響、不同
萃取時間對 EPS 含量之影響、萃取組合方式對 EPS 含量之影響。
4-2-1不同污泥種類對不同污泥種類對不同污泥種類對不同污泥種類對 EPS含量之影響含量之影響含量之影響含量之影響
將不同污泥種類分別進行離心(20000G，4℃，30min)、超音波
(450W，20℃，60min)、微波熱處理(80℃，30min)之控制條件下萃取
EPS，並假測萃取所的蛋白質量為 EPS 之相當量，再以蛋白質定量法
檢測 EPS 含量，進而求得較佳之污泥種類之條件。
如圖4-2所示，為不同污泥種類對EPS含量之影響，由其結果可得
知迴流污泥皆比曝氣與消化污泥之EPS含量多，而其中經由不同方法
萃取所得之EPS量，曝氣污泥之總萃取量為8.62 mg EPS/g VSS、迴流
污泥為15 mg EPS/g VSS、消化污泥為2.38 mg EPS/g VSS；由此可知，
迴流污泥之EPS萃取量為最多，其次為曝氣污泥，其主要是因為迴流
污泥之有機物含量大於曝氣污泥而使其EPS萃取量相差6 mg EPS/g
vss左右。另外，消化污泥則與其他污泥相差許多，其原因可能是由
於在厭氧條件下EPS產生後立刻被細菌分解，而使其EPS量有減少之
趨勢。
如表 4-1所示其有機物之含量為迴流>曝氣>消化，而其結果與EPS
之萃取量符合，由此可知 EPS 之產量亦與微生物生長有關，EPS 之
產量在微生物處於最高時，可增加 EPS 的萃取量。
-
31
萃取方法
污泥種類
曝氣 迴流 消化
EP
S含
量(m
g E
PS
/g v
ss)
0
2
4
6
8
10
離心超音波微波
圖 4-2 不同污泥種類對 EPS 含量之影響
4-2-2不同超音波功率對不同超音波功率對不同超音波功率對不同超音波功率對 EPS含量之影響含量之影響含量之影響含量之影響
利用超音波進行 EPS 萃取試驗，用以探討功率對 EPS 含量之影
響，改變不同超音波功率分別為 250W、350W、450W，萃取條件皆
為 60min、20℃，並以蛋白質定量法分析 EPS 含量，且假設萃取所得
的蛋白質含量即為 EPS 之相當量，進而得知不同超音波萃取功率之
最佳條件。
由圖 4-3 所示，為不同超音波功率對 EPS 含量之影響，由其結果
可得知於超音波為 450W 之 EPS 萃取量皆比 350W 與 250W 含量多，
其中 250W 之 EPS 萃取量為 4.59 mg EPS/g VSS、350W 為 6.42 mg
EPS/g VSS 與 450W 為 8.99 mg EPS/g VSS，由實驗結果得知 450W 與
250W 相差 4.40 mg EPS/g VSS，與 350W 相差 2.57 mg EPS/g VSS，
故選用超 450W 為較佳實驗超音波萃取功率。
-
32
2D Graph 1
超音波功率(W)
450W 350W 250W
0
2
4
6
8
10
EP
S含
量(m
g E
PS
/g v
ss)
圖 4-3 不同超音波功率對 EPS 含量之影響
4-2-3不同萃取時間對不同萃取時間對不同萃取時間對不同萃取時間對 EPS含量之影響含量之影響含量之影響含量之影響
將迴流污泥予以離心(20000G，4 )℃、超音波(450W，20 )℃、微波
熱處理(80 )℃ 控制條件下，改變不同萃取時間分別為 20、30、40、50、
60min，進而觀察於不同萃取時間下其 EPS 含量之變化情形。
如圖 4-4 所示，隨著萃取時間增加其 EPS 之萃取量有隨之增加之
趨勢，其中萃取方法為離心之最佳萃取時間為 20min、超音波之最佳
萃取時間為 60min、微波之最佳萃取時間為 30min。於萃取方法為離
心時，隨著萃取時間之增加其 EPS 之萃取量並無明顯增加之趨勢，
因此可知離心之萃取方法並不會因時間增加而明顯之增加趨勢；於萃
取方法為超音波時，其 EPS 含量於萃取時間為 60min 有一明顯之增
加趨勢，且比萃取時間 20min 增加 5 mg EPS/g VSS 左右，因此可知
利用超音波進行萃取時其萃取時間須大於 40min 才具明顯之效果；於
萃取方法為微波時，其萃取時間大於 30min 後並無明顯之增加趨勢，
其主要是因為污泥於一定之加熱時間後其污泥本身已脫水分離。
-
33
從最佳條件中可得知，離心之萃取時間為30min其EPS含量為0.78
mg EPS/g VSS、超音波之萃取時間為 60min 萃取其 EPS 含量為 7.25
mg EPS/g VSS、微波之萃取時間為 30min 萃取其 EPS 含量為 6 mg
EPS/g VSS，因此，由此可知在萃取時間 30min 時，其 EPS 萃取量為
微波＞超音波＞離心，另外，萃取時間為 60min 時，其 EPS 萃取量
為超音波＞微波＞離心，亦即 EPS 之最佳萃取方法為超音波。
圖 4-4 不同萃取時間對 EPS 含量之影響
4-2-4萃取組合方式對萃取組合方式對萃取組合方式對萃取組合方式對 EPS含量之影響含量之影響含量之影響含量之影響
綜合以上之操作條件與參數，以迴流污泥進行萃取不同組合萃
取，選擇控制條件分別為離心(20000G，4℃，20min)、超音波(450W，
20℃，60min)、微波熱處理(80℃，30min)進而暸解萃取組合方式對
EPS 含量之影響，並以較佳萃取 EPS。
將萃取方式進行單一及組合萃取方式，結果如圖 4-5 所示，其中
A 組合萃取方法為微波後再進行離心之萃取方式進行，其 EPS 含量
為 19.90 mg EPS/g VSS，另外 B 組合為超音波加上離心之萃取所得為
29.89 mg EPS/g VSS，進而 C 組合為超音波後再進行微波最後再進行
離心，萃取所得為 39.66 mg EPS/g VSS。因此，由此可知較佳萃取組
合方式為超音波後再進行微波最後再進行離心；另外，比較組合萃取
萃取時間(min)
0 10 20 30 40 50 60 70
EP
S含量
(mg E
PS
/g v
ss)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
離心超音波微波
-
34
與單一萃取之 EPS 含量，其 EPS 含量於組合萃取有明顯之增加趨勢，
且比單一萃取方法增加 11.38～31.14 mg EPS/g VSS 左右，因此可知
利用組合方法萃取其萃取 EPS 皆比單一萃取之 EPS 含量來的多，故
EPS 較佳萃取條件為組合萃取方法。
單一及組合萃取方法
離心 超音波 微波 A B C
EP
S含量
(mg E
PS
/g v
ss)
0
10
20
30
40
50
圖 4-5 單一及萃取組合方式對 EPS 含量之影響
(A: 微波+離心 B: 超音波+離心 C: 超音波+微波+離心)
4-2-5 小結小結小結小結
综合上述之實驗結果，迴流污泥皆比曝氣與消化污泥之 EPS 含量
多，其主要是因為迴流污泥之有機物含量大於曝氣污泥而使其 EPS
萃取量相差 6 mg EPS/g VSS 左右。另外，消化污泥則與其他污泥相
差許多，其原因可能是由於在厭氧條件下 EPS 產生後立刻被細菌分
解；而於不同萃取時間對 EPS 含量之影響，離心之萃取方法並不會
因時間增加而明顯之增加趨勢，其超音波萃取時間須大於 40min 才具
明顯之效果；另外，微波萃取時間大於 30min 後並無明顯之增加趨
勢。將萃取方式進行組合萃取方式，其 EPS 含量於組合萃取有明顯
之增加趨勢，且比單一萃取增加 11.38～31.14 mg EPS/g VSS 左右，
而利用組合方法萃取其萃取 EPS 皆比單一萃取之 EPS 含量來的多。
-
35
4-3 EPS 之特性分析之特性分析之特性分析之特性分析
Guilbaud et. al (2005)利用 FTIR 來分析 EPS 之官能基，如圖 4-6
所示，其中 3200-3400cm-1 為 O-H 之伸縮振動所造成 (OH into
polymeric compounds)，2930 cm-1 為 C-H2 之伸縮振動所造成，
1640-1660 cm-1為C＝0與C-N之伸縮振動所造成(Proteins)，1550-1560
cm-1 為 C-N 與 N-H 之伸縮振動所造成(Proteins)，1400-1410 cm-1 為 C
＝0 與 O-H之伸縮振動所造成(Carboxylates)，1300-1160 cm-1為 C-O-C
之伸縮振動所造成(Polysaccharides)，因此可確定與 EPS 特性相符。
3401
1634 1382
1120
612
圖 4-6 EPS 之表面官能基之 FTIR 分析圖譜
-
36
4-4 EPS 之濃縮與冷凍之濃縮與冷凍之濃縮與冷凍之濃縮與冷凍乾燥試驗乾燥試驗乾燥試驗乾燥試驗
將經組合萃取後之 EPS，利用透析濃縮法將萃取後之 EPS 多餘的
部份水分去除，進一步濃縮 EPS 含量；另外，將濃縮後之 EPS 進行
冷凍乾燥，進一步將 EPS 中殘餘之水份去除，以確保能將水分完全
分離，而不致於造成稀釋之現象，而後再分析原 EPS、殘餘 EPS 之
重量。將 EPS 濃縮與冷凍乾燥過程中重量分佈情況紀錄於表 4-3。
如表 4-4 可知，為 EPS 濃縮與冷凍乾燥之重量損失表，其中含水
量部份則將原 EPS 經濃縮後再置於冷凍乾燥機中其減少之水分重量
稱含水量。經濃縮後 EPS 之含水量比原 EPS 之含水量減少約 63.01g，
經冷凍乾燥後 EPS 之含水量則比濃縮後 EPS 之含水量減少約
11.55g，由此可知 EPS 於濃縮與冷凍乾燥過程中可去除高達 74.56g
之含水量，而使全部水分完全分離，而不致於造成稀釋之現象。
表 4-3 EPS 濃縮與冷凍乾燥之重量損失表
4-5 EPS 對對對對銅離子銅離子銅離子銅離子吸附現象之探討吸附現象之探討吸附現象之探討吸附現象之探討
將乾燥後之 EPS 用以吸附處理不同濃度之銅離子廢水，其主要控
制條件為：不同銅離子濃度對吸附效率之影響、不同吸附時間對吸附
效率之影響，並觀察其對銅離子之吸附效率與吸附負荷量。
4-5-1不同不同不同不同銅離子銅離子銅離子銅離子濃度對吸附效率之影響濃度對吸附效率之影響濃度對吸附效率之影響濃度對吸附效率之影響
改變不同之銅離子濃度，分別為 10、50、100、150、200mg/L(100ml)
與萃取後之 EPS 進行吸附，其吸附時間為 24hr，並以 AA 分析其銅
離子之濃度，觀察其不同銅離子濃度對吸附效率與單位負荷量之影
響，進而得知 EPS 最佳吸附效率與吸附負荷量之銅離子濃度。
如圖 4-7 所示，利用不同銅離子濃度對吸附效率與單位負荷量之
影響結果，隨著銅離子濃度的增加其吸附效率有明顯減少之趨勢，以
單位負荷量而言，隨著銅離子濃度增加其單位負荷量有明顯增加之趨
勢。另外銅離子濃度於 10mg/L 時吸附效率為 80%，而於 200mg/L 時
吸附效率卻僅有 38%，由此可知，EPS 吸附高濃度銅離子之效果並無
原 EPS 濃縮後 冷凍乾燥後 含水量
重量(g)
82.67 19.66 8.11 74.56
-
37
明顯之成效。此外，銅離子於 10mg/L 時單位負荷量為 0.1mg Cu2+/mg
EPS，而銅離子於 200mg/L 時單位負荷量為 1.0mg Cu2+/mg EPS，增
加了 0.9 mg Cu2+/mg EPS，以單位負荷量結果顯示，EPS 確實具有吸
附銅離子之能力。
因此，由上述得知，EPS 對低濃度銅離子有明顯的吸附成效，故
選用銅離子濃度為 50mg/L 為最佳銅離子之吸附濃度，因吸附效率可
達至 74%且其污泥負荷量也為 0.49mg Cu2+/ mg EPS。
銅離子濃度(mg/L)
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
吸附效
率(%
)
0
20
40
60
80
100
單位
負荷
量(m
g C
u2
+ /
mg
EP
S)
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
吸附曲線單位負荷量曲線
圖 4-7 不同銅離子濃度對吸附效率與單位負荷量之影響
4-5-2不同吸附時間對吸附效率之影響不同吸附時間對吸附效率之影響不同吸附時間對吸附效率之影響不同吸附時間對吸附效率之影響
由上述實驗結果得知，EPS 對低濃度銅離子有明顯的吸附成效，
故選用銅離子濃度為 50mg/L，進行不同吸附時間對吸附效率之影
響，其分別控制其吸附時間為；6、12、18、24hr，觀察不同吸附時
間對吸附效率之影響，進而得知 EPS 最佳吸附時間。
如圖 4-8 所示，利用不同吸附時間對吸附效率之影響結果，其中
吸附時間為 6hr 時吸附效率為 62%，吸附時間為 12hr 時吸附效率為
66%，吸附時間為 18hr 吸附效率為 62.6%，由此可知 EPS 吸附銅離
子並不會因為吸附時間之增加而明顯之增加趨勢，但於吸附時間為
-
38
24hr 時有微量之增加趨勢，且比 6hr 增加了 6.7%，因此，增加 EPS
對重金屬吸附時間，可能會微幅增加 EPS 吸附銅離子之成效。
吸附時間(hr)
0 6 12 18 24
吸附效率(%)
0
20
40
60
80
圖 4-8 不同吸附時間對吸附效率之影響
4-5-3 小結小結小結小結
綜合上述之實驗結果，乾燥後之 EPS 於銅離子濃度為 10mg/L 時
吸附效率為 80%，但於銅離子濃度於 200mg/L 時吸附效率卻僅有
38%，另外，銅離子於 10mg/L 時單位負荷量為 0.1mg Cu2+/mg EPS，
而銅離子於 200mg/L 時單位負荷量為 1.0mg Cu2+/mg EPS，因此由此
可知 EPS 對低濃度銅離子有明顯的吸附成效，以單位負荷量結果顯
示，EPS 確實具有吸附銅離子之能力；吸附時間為 6 小時後其 EPS
吸附銅離子並不會因為吸附時間之增加而明顯之增加趨勢，但於吸附
時間為 24hr 時有微量之增加趨勢，因此，增加 EPS 對重金屬吸附時
間，可能會微幅增加 EPS 吸附銅離子之成效。
-
39
五五五五、、、、結論結論結論結論
本研究基於資源永續回收再利用之理念，結合生物污泥之特性及
吸附基本理論，進行不同污泥種類之 EPS 萃取，且嘗試以單一物理
萃取方法或是兩種以上物理方法之組合應用，找出較佳的萃取條件，
並配合透析濃縮 EPS 含量；且將 EPS 乾燥後用以吸附處理低濃度之
重金屬廢水，進而評估 EPS 對重金屬之吸附效能評估。
5-1 結論結論結論結論
1. 不同的汙泥種類污泥萃取 EPS 含量依序為迴流>曝氣>消化；以不
同方法萃取 EPS 之較佳時間分別是離心為 20mins、超音波為
60mins、微波為 30mins；為獲取較高之 EPS 萃取量之最佳組合方
式為超音波+微波+離心較佳，所以確實利用組合方法皆比單一萃
取方法較佳。
2. Cu 濃度於 10mg/L 時吸附效率為 80%，於 200mg/L 吸附效率為
38%，因此得知 EPS 吸附高濃度 Cu 其效果並無明顯之成效，但以
單位負荷量結果顯示，隨著 Cu 濃度增加而單位負荷量有明顯增加
之趨勢，所以確實 EPS 具有吸附 Cu 之能力。
3. EPS 吸附 Cu 並不會因為吸附時間之增加而明顯之增加趨勢，但增
加 EPS 對重金屬吸附時間，僅會微幅增加 EPS 吸附 Cu 之成效。
-
40
六六六六、、、、參考文獻參考文獻參考文獻參考文獻
Gilles Guibaud, Sophie Comte, Francois Bordas, severine Dupuy, Michel
Baudu, Comparsion of the compiexation potential of extracellular
polymeric substances (EPS), extracted from activated sluges and
produced by pure bacteria strains, for cadmium, lead and nickel.
Chemosphere 59 (2005) 629-638.
Guilbaud G., Tixier N., Bouju A. and Baudu M., Relation between
extracellular polymers composition and its ability to complex Cd, Cu
and Pb, Chemosphere, Vol. 52, pp.1701-1710, 2003.
Goodwin J. A. and Foster, C. F. (1985). Afurther examination into the
composition of activated sludge surfaces in relation to their settlement
characteristics. Wat. Res.,19,527-533.
Lin. Y .,M.C.Lam and H.H.P.Fang(2001).Adsorption of heavy metals by
EPS of activated sludge. Water science and Technology. Vol. 43, No.6,
pp 59-66.
Liu Yan and Herbert H. P. Fang. Influences of Extracellular Polymeric
Substances (EPS) on Flocculation, Settling, and Dewatering of
Activated Sludge.(2003)Critical Rewiews in Environmcental and
Technology,33(3):237-273
阮文昌，薄膜生物反應槽積垢特性之研究，朝陽科技大學環境工程與
管理研究所，碩士論文，2002
林岱樺，乾廢棄生物污泥應用於銅之吸附與脫附特性研究，崑山科技
大學環境工程系，碩士論文，2005。
潘帥宇，沉浸式薄膜過濾系統臨界濾速之探討，淡江大學 化學工程
學系，碩士論文，2002。
施柏宏 ，鹽類誘導乙腈-水系統產生相分層之機制應於蛋白質分離純
化之探討，東海大學 化學工程學系，碩士論文，2003。
-
41
郭文正、曾添文，薄膜分離，高立圖書有限公司，1985。
張祖恩、呂明和，生物污泥之土地施用及處置技術，工業污染防治第
64 期，1997。
邱創汎、鄒文源，批式活性污泥的數學模式及設計原則研究，第 14
屆廢水處理技術研討會論文集，1989。
黃龍泰，以稻殼和花生殼製備高表面積之活性碳與其應用，國立台灣
科技大學化學工程系，碩士論文，2001。
薛良坪，重金屬在活性污泥中累積之研究，國立成功大學土木工程學
系，碩士論文，1976。
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