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國立高雄大學土木與環境工程學系

碩士論文

以自然生態工法處理國內銅、鋅大宗污染場址效益之研析

Research on Using Nature Ecological Engineering to

remediate Major Cu,Zn tainted paddy field

研究生：陳厚慈 撰

指導教授：葉琮裕博士

中華民國一零六年七月

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謝誌

轉眼間就到了完成論文的這一刻，想起過去兩年多的歲月，雖然中間

歷經很多的挑戰，論文仍在兩年內完成，在這些時光裡，學習到了不同

於大學時期所接觸的知識以及處事態度，並且學習到了許多儀器及實驗

的操作方式、執行計畫，把經驗當成淬鍊，才有今天畢業的這一刻。

首先要感謝指導教授，葉琮裕老師，老師於專業方面領域總是能在第

一時間找出缺點來進行指導，並且督促實驗及讓我嘗試去提計畫書及投

稿期刊， 也讓我於從中學習到許多，包括撰寫計畫之專業製作等等，都

在這學習到非常多，再來要感謝口試委員，高志明老師及董正釱老師、

彭彥斌老師、陳谷泛老師於百忙之中仍然抽空來參與口試，提供許多寶

貴之意見供論文修改時之方向及參考。

再來要感謝，美華姐、逸馨負責了實驗室裡最繁瑣的帳目等事情，

還有同窗同學們、學弟們不僅於平常時刻常常陪伴度過最辛苦的階段，

也於最後撰寫論文階段不忘打氣且關心彼此，最後要特別感謝已畢業的

莊朝欽學長協助；陳佳信、徐靖雅等大學部之加入，分擔了做實驗及許

多計畫事情。

最後，我要感謝我的陳家、吳家人、女朋友子秦、高中同學們，總是

不斷鼓勵我將論文完成，我才能專心攻讀學業並從研究所畢業。

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目錄

第一章、前言 ................................................................................................. 12

1.1 研究背景與動機 .............................................................................. 12

1.2 研究目的 ........................................................................................... 16

第二章、文獻回顧 ......................................................................................... 43

2.1 植生整治技術暨吸收重金屬之機制 ............................................... 43

2.1.1 植生復育效益評估 ................................................................ 46

2.1.3 植生之選擇 ............................................................................ 49

2.1.2 工業廢水中的重金屬簡介 .................................................... 53

2.2 生態工法之人工濕地技術介紹 ....................................................... 60

2.2.1 濕地定義與分類 .................................................................... 60

2.2.2 自然淨化系統種類介紹 ........................................................ 61

2.2.3 自然淨化工法之原理 ............................................................ 62

2.2.4 溼地植物重金屬去除機制 .................................................... 66

2.2.5 水生植物淨化水質的成效 .................................................... 68

2.3 生態工法之植生復育整治技術介紹 ............................................... 70

2.3.1 化學改良劑(可生物降解之螯合劑)應於植生復育法 ........ 70

2.3.2 植物生長激素應於植生復育法 ............................................ 73

第三章、研究方法 ......................................................................................... 78

3.1 研究架構 ........................................................................................... 78

3.2 模槽實驗 ........................................................................................... 81

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3.3 質參數分析 ....................................................................................... 83

3.4 金屬分析方法 ................................................................................... 83

3.4.1 水中重金屬分析 .................................................................... 83

3.4.2 植體重金屬分析 .................................................................... 83

3.4.3 模槽實驗底泥王水總量分析 ................................................ 83

3.5 水耕耐受性實驗重金屬配置 ........................................................... 85

3.6 盆栽實驗 ........................................................................................... 87

3.6.1 土壤重金屬配製 .................................................................... 87

3.6.2 土壤萃取實驗 ........................................................................ 88

3.6.3 土壤酸鹼值測定 ................................................................. 89

3.6.4 土壤有機質測定 ................................................................. 89

3.6.5 事業廢棄物毒性特性溶出程序(TCLP) .............................. 89

3.7 植物形態學分析 .................................................................... 90

3.8 分析方法之品保品管 ...................................................................... 90

3.8.1 精密度 ................................................................................... 90

3.8.2 準確度 ................................................................................... 90

3.8.3 重金屬銅鋅離子檢量線配置 ............................................. 90

3.9 資料分析 .......................................................................................... 91

第四章、結果與討論 ..................................................................................... 92

4.1 模槽實驗 .......................................................................................... 92

4.1.1 水體重金屬去除分析 ........................................................... 92

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4.1.2 植體重金屬累積分析 ........................................................... 94

4.1.3 底泥總重金屬分析 .............................................................. 101

4.1.4 毒性溶出程序試驗測試(TCLP) ......................................... 102

4.2 水耕耐受性實驗 ............................................................................. 103

4.3 盆栽實驗 ......................................................................................... 103

4.3.1 重金屬吸收累積量探討 ..................................................... 104

4.3.2 盆栽試驗 ANOVA 單因子變異數分析 ............................. 107

4.3.3 植體重金屬銅傳輸及累積系數分析 ................................. 112

第五章、結論與建議 ................................................................................... 114

第六章、參考文獻 ....................................................................................... 117

附錄 ............................................................................................................... 122

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表目錄

表 2.1 花卉、植物植應用於環境復育彙整表 ............................................ 47

表 2.2 各種重金屬經由不同方式(人為、大自然)排放至環境中 .............. 54

表 2.3 各種重金屬於環境之特性 ................................................................. 56

表 2.4 不同重金屬對人體造成的傷害......................................................... 58

表 3.1 微波消化儀參數設定 .......................................................................... 84

表 3.2 Hoagland 溶液所含營養成分 ............................................................ 84

表 3.2 水耕實驗操作條件表 .......................................................................... 84

表 3.4 盆栽實驗操作條件表 .......................................................................... 84

表 4.1 濕地模槽系統對重金屬銅之去除 ..................................................... 93

表 4.2 濕地模槽系統對重金屬鋅之去除 ..................................................... 93

表 4.3 盆栽試驗各組別 ANOVA 單因子變異數分析…………………...113

表 4.4 盆栽試驗添加組與控制組地下部 T 檢定……………………....113

表 4.5 盆栽試驗添加組與控制組地上部 T 檢定………………..……...114

表 4.6 各組植體累績傳輸係數..………………………………………….115

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圖目錄

圖 1.1 全國農地污染列管場址成長趨勢（場次）..................................... 12

圖 1.2 全國農地污染列管場址成長趨勢（面積）..................................... 13

圖 2.1 植體細胞逆境效應 ............................................................................. 45

圖 3.1 實驗架構 ............................................................................................. 79

圖 4.1 植體各部分吸收重金屬銅濃度 ......................................................... 97

圖 4.2 植體各部分吸收重金屬鋅濃度 ......................................................... 98

圖 4.3 系統各部分吸收重金屬銅濃度百分比 ............................................. 98

圖 4.4 系統各部分吸收重金屬鋅濃度百分比 ............................................. 99

圖 4.5 各植栽底泥吸收重金屬銅鋅含量圖 ................................................ .99

圖 4.6 植栽組各部吸收重金屬銅含量圖 ..................................................... 98

圖 4.7 栽試驗各組根部重金屬銅累積量 ..................................................... 98

圖 4.8 栽試驗各組莖部重金屬銅累積量 ..................................................... 98

圖 4.9 栽試驗各組葉部重金屬銅累積量 ..................................................... 98

圖 4.10 栽試驗各組花部重金屬銅累積量 ................................................... 98

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以自然生態工法處理國內銅、鋅大宗污染場址效益之研析

指導教授：葉琮裕博士（教授）

國立高雄大學土木與環境工程系研究所

學生：陳厚慈

國立高雄大學土木與環境工程系研究所

摘要

台灣的農業型態小而密集，農業區和工業區域混雜，台灣地區下水道並未普及，所以廢水

往往搭排至各水利會灌排系統導致工業之廢棄物或廢水直接污染鄰近和下游農地或灌溉渠道，

是農地遭受重金屬污染的主要原因以重金屬銅、鋅為污染大宗。針對這些農地以環境永續經營

為目的利用大自然淨化工法的方式，針對灌溉用水品質之改善，雖應以取水源頭改善為治本之

道，如何經渠道進入農田時採取避事前預防措施或於事後休耕時進行整治。

本研究工法以挺水性植物為主要探討（菖蒲、香蒲、培地茅），以該系統模組對廢水的處

理成效探討做為日後田間模組系統研究參考對象。三組植體都對溶解態銅鋅有良好的去除效果，

菖蒲鋅總含量為 146.10±28.03 mg/kg，香蒲銅鋅總含量為 51.03±2.76 mg/kg，植體吸收重金屬主

要累積於地下部，在評估植體對於重金屬吸收的效益，發現香蒲系統吸收效益較佳。另外目前

水耕實驗經測試及相關考量(吸水性、易栽培等)後得最佳物種(葵百合)進行整合性植生復育下

階段的盆栽試驗，應用螯合劑(EDDs)、植物生長激素 GA3 去做整體植生復育整治效率探討。在

盆栽實驗所探討所得最佳操作之組別，可看出組別 EDDS 由於地上部分累積量明顯大於控制

組(T-test)，於整體植株來比較重金屬累積濃度也大於控制組許多，說明永續型植生復育在重金

屬銅土壤下可達較佳的效益。

關鍵字:自然淨化系統、重金屬銅、鋅、濕地模槽系統、螯合劑

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Research on Using Nature Eclolgical Enginnering to

remediate Major Cu,Zn tainted paddy field

Advisor(s): Dr.(Professor) Tzung-Yuh Yeh

Department of Civil and Environmental Engineering

National University of Kaohsiung

Student: Houci Chen

Department of Civil and Environmental Engineering

National University of Kaohsiung

ABSTRACT

The objective of this study was to investigate wastewater purification in constructed

wetlands via physical, chemical, and biological processes. Various emergent plants have be

researched to evaluate Ho Zin River contaminated by swine industries. Iris had total contents

32 and 146 mg/kg for copper and zinc respectively while Vetiver had 36 and 101 mg/kg for

copper and zinc, respectively most of plant uptake was in the root areas.

By bioaccumulation factors, I found out Cattail performed the best.

The other project was be carried out to improve landscape plants research and analysis of

heavy metals in the soil . Explore the integration of plant growth hormones and chelating

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to restore soils contaminated with heavy metals and further assessment of landscape crops of

flower heavy-metal contamination of soil remediation operation -cum- related

environmental factors intended . By experiment and explore plant growth hormones and

heavy metals on the growth scenario explants ( explants morphological analysis ) the

cumulative effect of heavy metal -cum- transfer effectiveness. Another biodegradable

chelating agent added to alter the bioavailability of heavy metals in the soil , with the plant

growth hormone to enhance the effect , the pot experiment planting investigate the

cumulative weight of the metal transfer .

We expect integrate the type of remediation method as a follow-up study of green

remediation technology.

Keywords: Artificial wetland, Heavy metals, Bioconcentration factor, Translocation

factor

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第一章、前言

1.1 研究背景與動機

根據環保署「103 年度土壤及地下水污染整治年報」，於 103 年期間

公告列管控制場址共 223 場次面積約 165.2 公頃，其中農地就占了 181

（81.17%）場次 27.3（16.52）公頃。土壤污染物種類以重金屬的銅、鋅、

鎳、鉻及鎘的污染場址數之比例最多，分別占總比率之 22.21%、18.17%、

17.16%、14.14%及 6.6%，而這些重金屬也是農地的主要污染物。時至今

年，據「全國農地重金屬污染潛勢調查成果報告」，農地污染潛勢主要分

布於桃園、台中、彰化及高雄等地區，而目前公告列管中農地污染場址筆

數共 2,523 筆（約 341.4 公頃）。農地污染乃是迫切解決的問題，由環保署

自 91 年起於每年污染整治年報中所統計之列管污染場址數據來看，全國

農地污染列管場次及面積在這幾年有顯著提高的趨勢(圖 1-1.2)。

圖 1.0.1 全國農地污染列管場址成長趨勢（場次）

13

圖 1.0.2 全國農地污染列管場址成長趨勢（面積）

這是因為環保署持續的調查工作所展現的成效，但同時也揭示出台灣農地

污染甚為嚴重的面貌。上述的調查結果顯示出台灣的農業型態小而密集，

農業區和工業區域混雜，導致工業之廢棄物或廢水直接污染鄰近和下游農

地或灌溉渠道，是農地遭受重金屬污染的主要原因。也因為目前台灣地區

下水道並未普及，所以生活汙水跟工業廢水往往搭排至各水利會灌排系統，

進而流入農地，造成許多汙染事件，已發生之土壤重金屬汙染個案分析，

如在工業污染的案例，桃園市不少農地先前受到灌溉水源污染，導致重金

屬含量超標，被環保局列管不得耕種，全市目前列管農地有一八六七筆、

約二五○公頃，以重金屬銅污染最嚴重，桃園市的工業區多，有不法業者

偷排廢水污染溪流，導致灌溉水源受到污染，早期曾發生著名的鎘污染事

件，民國九十年代陸續整治改善，目前的農田以重金屬銅污染最嚴重，主

要在黃墘溪、黃墘溪下游埔心溪、新街溪流域，污染地區以蘆竹、大園、

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八德與中壢區為主，全市污染農田待整治，將來也必須加強灌溉水源農業

灌溉溝渠的稽查。於行政院環保署統計全台灣有 828 個場址為公告控制場

址，其中有 502 個場址為農地、84 個場址為加油站及儲槽、53 個場址為

工廠、2 個為非法棄置場 2 個及其他 14 個場址，由統計結果，控制場址中

農地污染場址數量為最大宗，且以重金屬為主要污染物。其中以受重金屬

銅污染場址最多，有 181 處場址；受重金屬鎘污染場址次之，有 129 處場

址；其次為受重金屬鋅、鎘及鉻分別有 66、56 及 52 處場址，但以受重金

屬鉛及砷之場址最少，僅只有 17 及 1 處場址受到污染。由於台灣農地主

要耕種食用作物，一旦遭受污染，不僅造成全國上下的食安危機，這些公

告列管之污染場地也必須依法停耕。而農民在停耕期間少了維持生計的收

入，對他們而言是最嚴重的損失，政府也因此而增加了沉重的負擔。對此，

如何有效的事前預防這些污染進入土地，或是在整治期間創造對環境、健

康安全無虞的土地利用方法，將成為減緩農業經濟損失的關鍵。

灌溉用水品質之改善，雖應以取水源頭改善為治本之道，惟受限於有效替

代水源不足、不同行政部門間之協調、法令規定因素，源頭改善較難以於

短期內得見成效。本研究參考國外針對都會型非點源污染（Urban Nonpoint

Source Pollution）之處理方式，嘗試應用類似非點源污染之現地處理設施，

作為灌溉用水導入農地之前處理方案，並評估其水質改善效益。灌溉用水

導入農地之前處理類型，常用大自然工法如人工濕地、礫間接觸、土壤滲

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濾、草溝、草帶、花毯植生帶、曝氣設施、人工浮島等。

而本研究所採行之現地處理工法，係以離槽人工溼地處理型式及田間植

生復育為主要方案，將農地進水口處之田間區域為水質處理區。而從操作

觀點而言，顆粒性污染物質如泥砂等，利用沉澱、過濾、等物理反應，便

可以用一般 BMPs 處理；但對溶解性污染質，如氮、磷、農藥等，物理反

應的作用不大，而需以生化反應處理，如利用植物根部攝取、轉換等作用

去除。Barfield et al.(1977)：進行田間小試區測試，建議使用緩衝植生綠帶

對泥砂、有機物及微量金屬有去除之效果。國外採用類似以進水口（Inlet）

進行水質淨化處理之案例，主要針對都會之非點源污染產生熱區（如工業

區、停車場、修車廠、採礦場鋪面）之暴雨收集系統之進水口處，設置沉

澱、過濾裝置，以避免此類熱區因都會或工業行為使懸浮固體、油污、重

金屬經暴雨沖刷至農業排水、灌溉系統。

依據前人的之研究結果，前述裝置淨化裝置效益成果，對於懸浮固體去除

率可達 79%，重金屬去除率可達 25%~91%，而Barbosa and Hvitved-Jacobsen

（2001）提出，高速公路上在天氣乾旱時，道路往往會累積鉛、錫等重金

屬，等到降雨時，這些重金屬會被沖刷到高速公路兩旁的農地，對農地會

造成重金屬污染，也就是非點源污染，因此研究中將高速公路週遭的農田

當成溼地，先讓這些有重金屬污染的雨水流至溼地，使重金屬沉積或被土

壤吸附，處理過後較乾淨的水再當成其他農田的灌溉水。另外植生處理對

於重金屬之需求不一，有些重金屬為植物所需如銅鋅等，然過多重金屬將

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引起植物毒害。近年來植生復育技術於土壤及染整治逐漸受重視，它屬生

態工法可達資源永續利用且較一般傳統化學物理整治技術更能讓民眾接

受。此外，如果農地可藉植生復育法去除有機污染及重金屬污染，亦不易

改變土壤之質地並且具有增加景觀美化之功能。植生復育整治受污染之土

壤，其植種應具備增生迅速及對重金屬吸收良好具有耐污性，且植體對於

重金屬傳輸性佳。將污染農地之與整治再利用方案融合，在整治兼具農田

綠地造景及提供民眾休憩功能，以達到土地適當利用之目的。無論植生花

毯或人工溼地模組可視為都會型非點源污染淨化系統，將其運用農地進水

時，並將灌溉水中的重金屬污染物視為處理對象，為本研究試驗之初期規

劃構想並由此建立對非點源污染去除功效之評估方法。

本自然生態工法研究將分成三部分包括(1)藉由人工溼地模槽系統

瞭解香蒲及菖蒲、培地茅對於重金屬銅鋅累積之情形，找到最適人工溼

地模組並評估未來實場應用性；(2) 初步篩選葵百合、香水百合、菊花、

球菊藉由水耕實驗輔以營養液篩選最適植栽進行下階段盆栽實驗；(3)

探討葵百合於受重金屬污染土壤環境下，植體對於銅鋅之吸收狀況，並

添加螯合劑 EDDS 改變土壤與重金屬鍵結情形，以提升植物吸收重金屬

之效益。

1.2研究目的

由農地土壤重金屬濃度分布調查經驗顯示，同一農田坵塊土壤重金屬，

普遍呈現由進水口處向遠離進水口處遞減情形，進水口污染濃度高，設置

一緩衝區有其必要性。本研究設計以農田引水口為一緩衝帶處理之概念，

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緩衝帶主要達成污染削減之機制，以兩種現地處理工法為本研究之探討污

染削減現象；並以國內大宗農地污染重金屬鋅、銅污染物為主要染削減對

相。

而緩衝帶之意義為平日時農田溝渠引水口不應種植食用作物；或於休

耕時種植增加相關附加價值及達到同時現地整治之效益，以天然物景觀性

植物密植形成植生綠帶，並輔以生化土壤改良技術(如添加螯合劑、植物

生長激素)提升植生緩衝帶處理及復育受重金屬銅、鋅污染農田土壤效益；

另一緩衝帶則施用人工溼地改善灌溉溝渠水質同時配置以單元化或模組

化設計，便利後續維護及更新。

本研究目的分為

(1)濕地模槽系統，重金屬於模槽之削減效率，以及底泥沉澱重金

屬暨不同植體、部位吸收之貢獻及相關受體間之重金屬傳輸機制，

探討濕，用以推估金屬對於水體環境之污染衝擊及其環境之潛勢。

(2)水耕耐受性實驗，初步篩選葵百合、香水百合、菊花、球菊藉由

一系列的濃度測試及植體型態學的觀察，輔以營養液篩選最適景觀

植栽進行下階段盆栽實驗。

(3) 植體盆栽實驗，評估生物激素 (GA3) 與可生物降解之螯合劑

(EDDs)提升景觀性植物重金屬植生復育效益研析，評估生物激素暨可

生物降解之螯合劑對對重金屬累積之效益暨植體累積傳輸機制。

43

第二章、文獻回顧

2.1植生整治技術暨吸收重金屬之機制

可經由吸收累積之過程來移除土壤中之重金屬，利用植物處理受金屬

污染土壤之復育工作稱為植生復育，phytoremediation。植生復育法之主

要機制包括有：（一）植物萃取法(phytoextraction)；(二)植物穩定 法

(phytostabilization)；(三)根部濾除法(rizofiltration)。植物萃取法係由植 物

根部吸收土壤中污染物(重金屬及有機物)，將及傳輸至植體各部位累 積，

經過一段時間吸收後，將植體移除處理，一般以焚化或掩埋為主要 之

處理措施，期間需評估植物生長速率及收割時間，避免植體死亡，造成

重金屬再釋出於環境之。植物安定化係透過植物根部組織作用，將有機

物及重金屬濃縮、重金屬吸附於根部等。以減少污染物之生物有效性

(bioavailability)及傳輸性，讓污染物可進一步在環境中分解或於空中揮

發。根部濾除法係使用植體根部吸收、濃縮廢水中之重金屬。根部過濾

效果最為明顯係禾本科植物，其根部具有快速生長及擁有較大之表面

積。一般而言，為提昇植生復育之效率應選擇具高重金屬吸收率、高累

積於易收割部位，且能生長迅速並具有高生物量之植體種類（Laghlimi et

al. , 2015）。植生復育對於污染物降解需花較長時間改善，及對植栽定期

收割暨後續處理處置需求等，不及一般工程整治技術 快速有效率，然

而植生復育法較傳統物化處理整治技術經濟且屬於生態工法可達到資

源永續利用。

復育中重金屬之移動及傳輸途徑，主要為重金屬吸附於根表面， 生

物有限性之重金屬經根部細胞膜進入根細胞，部分金屬被根部吸收並經

44

生理機能作用存於液泡(vacuole)中，再經由內生細胞組織進入根部木質

部 (xylem)，再經轉移作用傳輸至莖及葉( Lasat, 2001)。作為植生復育植

物，首先須克服重金屬逆境而存活，再進一步吸收重金屬。植物細胞抵

抗重金屬逆境的機制為：

1. 防止重金屬進入植物細胞中

2. 將重金屬排出細胞質或細胞外

3. 藉由蛋白質或化學物質直接與重金屬結合，以降低重金屬毒害重金

屬污染是一種逆境：不同植物種類對重金屬污染的敏感性差異極大。因

為植物的細胞膜對重金屬有選擇性，所以重金屬通常不會被植物根部吸

收。某些植物會吸收重金屬並累積在葉片中，這類植物稱為蓄積性植物

(accumulator species)。植物耐受高量重金屬污染的機制有兩種，一種是

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行成低分子量的有機金屬化合物，主要是使金屬元素與含硫胺機酸結合，

或與有機酸結合，稱為植物螯合素(phytochelatins)。(葉等，2004)。金屬

離子移動到根部表面主要有質流(mass flow)和擴散(diffusion)二種，植物

是否可自土壤中吸收重金屬受作物品種、栽培方式、重金屬種類及土壤

質地等影響，此外於相同重金屬濃度下，重金屬吸附能力可因 土壤含

水率不同而異(洪，1997)。植生復育之成效關鍵主要在於如何大量將污

染物由土壤固相之結合態 釋出至土壤液相中，另一為植物之特性，因

此，理想之植生復育植物必需 具備：1. 能忍受高濃度污染物之毒性。

2. 必需能蓄積大量污染物在可收割的組織中。3. 具高生長速率。4. 生

物質量產能大。5. 根部綿密易接觸吸收 (余等，2003)。

圖 2.1 植體細胞逆境效應

(葉顓銘，2004, Modified after Marschner, 1995.)

46

2.1.1 植生復育效益評估

為評估植生復育效能之重金屬去除效率，常利用植物生物濃縮

係數 (Bioconcentration factor, BCF)、植物傳輸係數 (Translocation factor,

TF)進行評估。

其中，Csoil、Croot、Cshoot分別指土壤、植體地下部位 (根部) 及植體

地上部位 (莖及葉部) 濃度。BCF主要係比較植體根部重金屬累積量及

土壤重金屬含量，BCF值越高表示植物對於土壤重金屬吸收攝取效益越

佳。 植生復育需搭配適切收割植體方能將重金屬污染物由污染土壤移

除，故當植體具有良好之傳輸能力即將重金屬傳送於莖葉部位，有助於

植生復育之後續收割，因而植體莖葉部位生物質量重金屬累積越大，收

割可除之重金屬越大量。TF係將植體莖葉部份及根系部分重金屬含量做

比較，探其植體重金屬由根至莖葉表面可收割部分之傳輸性，TF值越大

表示植物對於重金屬之由根至莖葉傳輸能力越佳，表為2.1文獻回顧彙整

過去植生復育中所運用之物種案例簡介。

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表 2.1 花卉植物應用於環境復育彙整表

國外相關案例(一) 類型/學名 重金屬 文獻來源

菊花的潛力。組織中的鉛濃

度跟隨順序為根莖花。組合

治療 T16（50mg / kg Pb，0.8g

/ kg 元素硫和 6g / kg 蛭石）

引起鉛的最大濃度根，莖和

花分別達到 43.58,22.45 和

9.62mg / kg 的程度，導致最

大生物累積因子 BCF

（0.38）。但是，組合處理

T4（硫和蚯蚓）顯示最大 T.F

（0.63）和 T12（20mg / kg

鉛，0.8g / kg 元素硫和 6g /

kg 蚯蚓）產生最大 PEF

（0.153）。

野菊花優選在中度鉛污染的

土壤中安全生長，同時施用

元素硫和蚯蚓堆肥，這將促

進植物的光合色素，從而增

強鉛污染土壤的復育。

野菊花/Chrysanthemum

indicum L

鉛(Pb) Mani et al.

(2015

)

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國外相關案例(二) 類型/學名 重金屬 文獻來源

對植物加入不同濃度的

GA3 進行分析，其濃度分別

為 0,50,100,150,200 和 250

mg/L 總共 6 個處理。關於營

養和開花特性的數據表明，

菊花開花對於大多數研究的

參數顯著變化。250mg/L 的

GA3 應用使花比正常季節

更早產生花，並將開花季節

延長至 22 天。

杭白菊/chrysanthemum

morifolium

無

(GA3)

Muhammad et

al. (2016)

國外相關案例(三) 類型/學名 重金屬 文獻來源

進行盆栽實驗以 EDTA 對四

種花的 Cd 和 Pb 積累的影

響。結果表明，對土壤施用

EDTA 顯著增加了牽牛花，

萬壽菊和彩葉草葉中的 Cd

含量以及所有花的葉中 Pb

的濃度。萬壽花對 Cd 和孔

雀草對 Pb 的富集係數和易

位係數(TF)均達到了的 1，

說明萬壽菊和孔雀草可以用

於污染土壤的修復。

牽牛花/

Pctunia hybrid

萬壽菊/

Tagetes erecta L

孔雀草/

Tagetes patula L.

彩葉草/

Solenlstemon

scutellarioides

鉛(Pd)、

鎘(Cd)

Li et al.(2007)

49

2.1.3 植生之選擇

植物學的分類，主要依據花器的構造、花序、葉型變化等來分類，

因此無法適用品種甚多的花卉種類上，因此花木常依不同目的，不同的

需求而做不同的分類，觀賞樹木不僅要供人觀賞也要適當的栽培才能顯

現其美麗的一面，所以常依生長習性、開花習性、原生地、栽培方式、

生態利用、花型作為分類的依據。一般在觀賞栽培時最常使用的方法，

也是種苗公司市場販售所使用的分類法，其分類有 1.一、二年生草

（Annuals and Biennuals）、 2.宿根草（多年生草本花卉，Perennials）、

3.球根（Bulbs and Tubers）、4. 蘭科植物（Orchids）、6. 蕨類植物（Ferns）

等。

球根植物在原生環境一年中有明顯的長期乾旱或寒冷季節，需具休

眠現象，才能延續生命，而將根、莖或葉片等器官在地下肥大，形成儲

藏養分和水分的狀態，形狀如球形、塊狀、粗條狀等，稱之為球根。雖

然球根仍屬於廣義的宿根草，但因其形狀特殊具儲藏性，且生長開花也

別有特色，種類亦不少，因此通常獨立成為球根類。

球根在休眠期間，地上部枯萎，僅留球根，並表現耐儲藏和運送的特性，

容易從生產地輸送到其他較遠處消費，又其具有自行保存水分、養分的

能力，故在環境較差的地方仍能開花。因此被廣泛的使用切花，花壇，

和花盆上，近年來花卉園藝市場亦流行，屬於球根的植物包含鬱金香、

風信子、水仙、球根鳶尾、香水百合等。

其根系發展健全與否，及其活性如何影響植物的生長。根系的生

長受到土壤環境中各種性質密切的影響，其中甚為重要的一項水分狀態，

土壤的水分動態會影響土壤的物理、化學以及生物性質,當然會影響根系

50

的生長及活性，因此維持土壤有適當的水分含量，對植物的生長甚為重

要。目前植生萃取利用植物在生長期從幼苗至開花過程中能大量吸取土

壤水份中的重金屬，並於生長期結束後移除再重新種植新作物，欲增加

植生復育的效率，採其吸水性強的特質，故考慮此球根的植物。目前推

廣種植的景觀植物有向日葵、小油菊、大波斯菊、黃波斯菊、百日草、

萬壽菊、青葙等。雖然為非豆科枝草花植物，不具固碳能力，但可以截

取土壤中過多養分，掩施分解後依然可增加土壤隻有機質，改善土壤之

性質。因此將選用的景觀植物介紹於下：

名稱：菊花

英名：chrysanthemum

學名：Chrysanthemum morifolium

科屬：菊科(Compositae)、菊屬(Chrysanthemum)，為一年或多年生草本

植物

形態:

常具特有之香味。菊花作為經濟栽培歷史相當悠久，其普及之原因，因

為其具有花色、花形繁多，容易進行產期調節，切花壽命極佳等優點，

為花卉栽培及消費者所愛用。除了切花外，尚可做為盆花或花壇，為利

用範圍廣之花卉種類。

名稱：百合

英名：Daylily、 Tiger lily

學名： Lilium formosanum

科屬：百合科(Liliaceae)屬別-百合屬(Lilium) ，為多年生之鱗莖植物

形態:

51

百合開花特性與其它球根花卉頗為不同,在種球養成時期,其短縮狀

的莖盤深埋在地下,呈橫向生長,鱗片數目不斷增加,種球乃得以肥大,生

長過了一段時間後,地上部開始萎黃,種球開始停止生長,此時需要一段時

間的低溫,打破其休眠狀態,其短縮莖才轉為縱向生長,向上抽出花莖,在

遇到合適的溫度時,莖頂開始分化出花芽。百合此種特性,特別容易做促

成栽培,以調節開花期。

景觀性花卉植物，顧名思義就是可做為農田景觀美化又兼具有農地

肥力增進的作物，綠肥作物之功能由以往單純地增加土壤有機質含量、

改變土壤理化性、避免病蟲害滋生及雜草叢生等目的，朝田園景觀美化

之途邁進。休耕田種植景觀綠肥不僅美化農村田園，亦可增加蜜源，並

配合休閒觀光政策，可達到生產、生活、生態並重之產業結構。

另外，水生植物種類、功能之選擇人工溼地系統溼地植物可分為四種類

型(挺水型、沈水植物型、漂浮性植物、浮葉性植物)(林春吉，2000)；

本文僅以欲實驗之對象作為深入探討挺水植物型(emergent macrophytes

莖與落葉等提供微生物附著生長與所需的碳源、水流流經介質與植物的

根區，藉此讓微生物分解有機物、脫氮等，同時介質亦可吸附磷及重金

屬等。常用的水生植物有蘆葦類(Phragmites spp.)、香蒲類(Typha app.等

本實驗主要以挺水型植物為主(培地茅、香蒲、菖蒲)

名稱: 香蒲

學名: Typha orientalis Presl

別名: 水蠟燭

科名: Typhaceae 香蒲科

52

形態: 多年生草本，具地下根莖，高 70 至 150 公分。葉線形，長 50 至

100 公分，寬約 1 公分。花黃褐色，頂生穗狀花序，圓柱狀，雄花在上，

雌花在下。瘦果，有毛。

分布: 生長於海岸濕地、溪床、廢魚池、水稻田。台灣各地均有分布，

主要以地下根莖萌生不定芽繁殖，常成群生長。

名稱:培地茅

學名: Vetiveria zizanioides

科名: Poaceae 禾本科

英文名 Vetiver Grass，學名，在中國稱香根草，為禾本科常綠多年生草

本植物，一般環境下株高可達 1~3 公尺。因其具有極強的適應性和抗逆

境能力，而且生長快速、根系發達、栽培容易，基於培地茅有如此多的

優越特性，因此近幾年來已廣泛利用於水土保育及環境保護等生態及土

壤復育工程。在諸多的栽培草類中脫穎而出，成為水土保持植物中的佼

佼者，培地茅可忍受有毒金屬元素如鋁、錳、砷、鉻、鎳、鉛、汞、硒

及鋅等元素，並可將之吸收濃縮在植株體內，因此可藉由此特性移除土

壤中的重金屬元素，降低農地重金屬含量，使農地復耕的恢復期縮短。

名稱:鳶尾花(水菖蒲)

學名: Iridaceae

科名:菖蒲科

形態:是多年生水生植物，其根莖生長旺盛，經常在底泥內快速伸長的根

莖，行無性繁殖。菖蒲是國外人工濕地推薦的物種，尤其是都市污水淨

化型人工濕地，暴雨滯洪池，甚至是都市污泥淨化池都可種植的物種，

其生命力非常的強。菖蒲經常與香蒲一起生長，在陽光強的地方長香蒲，

53

在陽光較弱的地方長菖蒲，所以菖蒲也被視為耐蔭性的水生植物。

許文明(2002)指出選擇適合於人工溼地種植之水生植物，有下列準則可

作為參考：

1. 快速及固定的生長速率。2. 容易繁殖。

3. 具備吸收污染物的能力。4. 能忍受極優養的成長環境。

人工濕地最普遍的挺水植物為莎草、蘆葦及香蒲，而最常使用的浮水植

物為布袋蓮（如表 3），選擇具本土性植物，不僅可增加植物存活率，亦

可避免因其他植物的引入，造成環境生態的另一個衝擊。常見水生植物

的種類對環境高忍受力、少病蟲害、具有顯著生態效益（Reed et al., 1995）。

在選擇植物時，需先對該地區污染源的種類及污染程度進行調查與評估，

以作為植物在適合生長及抗污上提供選擇。透過調查，選出較合適之植

物，不但可以增加染物去除率，亦可減少因植物替換所產生的維護費用，

本研究回顧相關文獻，針對不同植物對污染物的去除率及相關研究進行

分析。

2.1.2 工業廢水中的重金屬簡介

在環境中原本就存在重金屬，但其濃度不至於影響人體健康對環境

造成污染。重金屬主要分為以下八種，分別為銅、鋅、鉛、鉻、鎘、汞、

鎳、砷。且有部分重金屬是生物體內所需要的。而也有重金屬是環境中

不需要對生物體有傷害的，例如：鎘，鉛，砷，汞，鉻，當重金屬濃度

過高時，首先影響的是土壤中微生物的活性( Khan et al., 2010 )，接著種

植作物會經由植體根部吸收將重金屬累積至植體，當人們將植體食入身

54

體，會於體內進行累積，會影響身體機能的正常運作，造成身體的病變

嚴重點會造成死亡。

重金屬要累積至環境 中，有分為自然造成和人為兩種，自然造成

則是有礦物質風化、火山爆發等等，而人為的來源包括電鍍廢液、農藥、

農業肥料、污泥傾倒、工業廢水排放、大氣沉降等等。

下表 2.2 則為各種重金屬經由不同人為方式排放至環境中的過程。

表 2.2 各種重金屬經由不同方式(人為、大自然)排放至環境中

重金屬 來源 參考文獻

銅 銅主要污染源銅電鍍工廠及印

刷電路板工廠之電鍍廢液、廢水

及廢水處理後之廢污泥，廢五金

回收過程之酸洗廢液、農藥殺蟲

劑、肥料大量使用

Thangavel

Subbhuraam,2004

鋅 鋅主要用途為金屬之外皮合

金，而土壤中的鋅污染源為採

礦、工業廢水、廢棄物、化學肥

料等

林等人，2005

鉛 自然界中之岩石、土壤、空氣、

水和生物體中均有微量分佈，在

開採、冶煉、加工應用之過程中

皆有污染之可能。而另外來源在

含鉛汽油、電池製造、除草劑和

殺蟲劑。

Salem et al.,

2000 and Pulford and

Watson, 2003

55

重金屬 來源 參考文獻

鉻 鉻極微量的存在於無污染低層

大氣中，土壤中平均多數含量在

100~500ppm 之間。主要汙染源

為鐵鉻工業、耐火材料工業、煤

的燃燒、電鍍、防腐、染料、金

屬酸洗、鋼鐵生產等。

Khan et al.,2007

鎘 油漆和顏料、塑料穩定劑、電鍍

鎘、焚燒塑料物質和磷肥、採

礦、冶煉、廢棄物焚化、肥料製

造、化石燃料等其他工業之廢棄

物或副產品。

Khan et al.,2007

鎳 鎳常用於鎳合金之生產、油漆原

料、電池、電接點、化妝品等，

主要污染源為製造業者不當排

放廢棄物及廢水。

Memon et al., 2001,

Wuana and Okieimen,

2011 and Rodrigues et

al., 2012

汞 於各類礦物、岩石、水體、土壤、

大氣及生物體中都有微量的

汞。另外在工業之使用廣泛，為

污染水體最嚴重之重金屬；和醫

療廢棄物處理、燃燒過程排放有

關。

Tariq et al.,2006

56

重金屬 來源 參考文獻

砷 農藥和木材、防腐劑顏料、油

漆、含鉛汽油；自然界中之砷來

自火山噴發、含砷之礦石等

Thangavel and

Subbhuraam, 2004,

Wuana and Okieimen,

2011

表 2.3 各種重金屬於環境之特性

重金屬 機制 參考文獻

銅 銅在植物體內除了是酵素輔助因子外。植物

吸收銅有限，土壤中如銅濃度過高，會影響

根部水分之吸收，累積於根部，出現生長延

遲及黃化等，影響作物生產並造成毒害。因

高濃度重金屬會刺激細胞產生活化氧族及

自由基，使細胞處於氧化逆境，進而抑制生

長。

Thangavel

Subbhuraam,2004

鋅 不同 pH 環境下會產生不同型態之鋅，亦影

響其於土壤中之移動性。植物只能吸收有限

之鋅，雖對植物毒性低，過量累積於土壤

時，仍會造成毒害並影響生產；同時鋅為植

物生長所必需，於多種酵素中扮演輔助因

子，影響酵素活性高低，植物缺鋅時會出現

黃化等病徵；濃度過高亦會使光合作用、呼

吸作用、生長遲緩及黃化等毒害現象。

葉，2002；張，1998

57

重金屬 機制 參考文獻

鉛 鉛多聚積於土壤表層，其化合物有較低的溶

解度，微生物不易降解，而常與土壤中有機

物結合；鉛於土壤中之移動性較低。植物對

鉛吸收不明顯；而研究指出鉛會影響植物光

合作用、呼吸作用、某些酵素系統、能量產

生及作物生產等。

Salem et al.,

2000 and Pulford

and Watson, 2003

鉻 總鉻在土壤中僅有少部分為可溶性，故不易

為植物吸收，植物生長對鉻之需要性，至今

尚未證實。另外低濃度鉻具某些刺激作用植

物生長之作用，高濃度時會引起中毒症狀，

引起突變，導致畸形。

張，1998；林等人，

2005

鎘 鎘並非植物生長所必需元素，毒性較其它重

金屬高 2-20 倍，且較其它重金屬更易被農作

物、蔬菜、稻米所吸收，過量會使植物生長

受阻。土壤中鎘吸附與累積隨土壤種類與特

性而定，主要與酸鹼值、氧化還原狀況、黏

粒等含量有關。

Khan et al.,2007；

葉，2002

鎳 此元素於土壤中之作用受 pH、 有機質含

量、土壤氧化還原狀況影響。鎳非植物生長

所必需，微量鎳對生長有某些促進作用，但

鎳也易造成毒害，使黃化、生長遲緩，嚴重

時會阻礙植物根部生長，莖葉壤死等病徵。

Memon et al.,

2001, Wuana and

Okieimen,

2011 and Rodrigues

et al., 2012

58

重金屬 機制 參考文獻

汞 一般於酸性土壤中汞之吸收較明顯，有機汞

比無機汞更易被植物吸收。

Tariq et al.,2006、

葉，2002

砷 研究顯示砷酸與砷酸根於土壤中的行為與

磷酸相似，易被帶正電的膠體物質所吸附。

植物可累積高量之砷，依植物種類、土壤中

的砷型態等不同，而吸收量不同，植物生長

不需砷，濃度過高會使生長不良，進而取代

磷酸活動而抑制能量代謝作用。

Thangavel and

Subbhuraam, 2004,

Wuana and

Okieimen, 2011

其各種重金屬對人體的傷害也不同，如下表 2.4 所示。

表 2. 4 不同重金屬對人體造成的傷害

重金屬 對人體影響 參考文獻

銅 銅為人體必須元素之一，吸收後很快

的經由尿液及膽汁排出，對人體不具

累積性危害；但如食入過量銅，會導

致嚴重的黏膜刺激淚和腐蝕作用，並

導致腦，腎損害，肝硬化和慢性貧

血，胃腸道刺激

Salem et al.,

2000 and Wuana and

Okieimen, 2011

鋅 引起頭暈和疲勞；另外人體對鋅攝取

過多，會影響鐵、銅之吸收而造成貧

血，造成高密度脂蛋白降低及加速動

脈硬化。

Padmavathiamma and Li,

2007, Wuana and Okieimen,

2011 and Iqbal, 2012；葉，

2002

59

重金屬 對人體影響 參考文獻

鉛 導致發育受損，智力降低，短期記憶

喪失，學習障礙和協調問題，腎功能

衰竭;心血管疾病的風險增加。

Hess and Schmid (2002)

鉻 工業上使用的大部份為六價鉻，其刺

激及腐蝕性會造成人體局部的皮

膚、頭皮脫髮、黏膜及上呼吸道疾

病、腸胃疾病與皮膚損傷；消化道系

統大量吸收，可能引起死亡。

林等人，2005；

鎘 致癌，致突變，致畸形，內分泌失調，

腎功能衰竭和慢性貧血；鎘屬嚴重的

污染性元素，因生物體不需要鎘，成

人體內的鎘，主要儲存於肝與腎當

中，體內如過量鎘堆積會造成近端腎

小管損傷，而引起骨骼軟化和變形，

甚至骨折死亡，常稱此類病狀為痛痛

病。

Degraeve, 1981, Salem et

al.,2000 and Awofolu,

2005；張，1989

鎳 被稱為鎳癢的過敏性皮膚炎，鎳接觸

性皮膚炎是人體對鎳最常見的反應

症狀，而吸入後可引起肺、鼻、鼻竇、

咽喉和胃癌，神經毒性，遺傳毒性，

肺炎，腎和肝病變，脫髮。

Duda-Chodak and

Baszczyk,2008 and Mishra

et al., 2010, Salem et al.,

2000, Khan et al., 2007, Das

et al., 2008,

60

重金屬 對人體影響 參考文獻

汞 因氯鹼工廠排放氯化甲基汞進入海

中，經食物鏈至人體，會影響人體神

經系統造成所謂之水俁病(Minamata

disease)

葉，2002、張，1998

砷 砷是致癌元素之一，多因不慎吸入或

食入含砷的有機或無機物質引起中

毒現象，慢性砷中毒最常見為長期飲

用含砷量偏高的地下深井水，造成動

脈性末梢循環障害，形成「烏腳病」。

另外研究指出干擾身體內 ATP 的合

成。

張，1998、葉，2002，Tripathi

et al., 2007

2.2 生態工法之人工濕地技術介紹

2.2.1 濕地定義與分類

濕地定義：陸地與水域的過渡地帶

1. 國際濕地公約， 又稱「拉姆薩公約(Ramsar, 1971) 」：凡是包含草澤、

林澤、泥澤或水域等地，不論是自然或是人為，暫時或是永久，其水

體是否流動，是否含有鹽份，甚至海水，深度在潮位時不深過 6 公尺

之地區。此外，相近於濕地的河岸、海岸地區皆可納入，或者在濕地

範圍內的島嶼、低潮時水深超過 6 公尺之海水地區也納入。

2. 本國的定義：

61

(1)行政院農業委員會

(a)發生季節性氾濫期間通常是在該土地能被供為農業用途之時間。

(b).在陸生及水生體系間過渡之土地，其水位通常位於或近於地面，

或是該地積有淺水；必須具備有下列性質之一種：

I. 該地至少是週期性的，以水生植物為優勢。

II. 基質主要是無法排水之積水土壤。

III. 基質非為土壤，而在每年生長季之某些期間內，為水所飽和或積

有淺水。（自然保育通訊，第十三期，1987)

2.2.2 自然淨化系統種類介紹

根據行政院環境保護署水質自然淨化工法操作維護彙編，自然淨化

系統可以系統介質之不同區分為「土地處理系統」及「水生處理系統」

二大類；土地處理系統可再細分為「地表漫流系統」、「慢速滲濾系統」、

「快速滲濾系統」、「地下滲濾系統」，而水生處理系統可再細分為「溼

地處理系統」、「水生植物系統」。

1.植生處理法(Plant Treatment)：其內容包括溼地處理系統(表面、地下)、

水生植物處理系統、草溝、人工浮島等。

2.土壤處理法(Soil Treatment)：其應用又依散水式之不同細分為兩類灌

溉處理：其內容包括快滲、慢滲、漫地流等、地下滲濾

3.接觸氧化法(Contact Oxidation Treatment)：其內容包括礫間接觸、填充

濾材等。

4.其他：曝氣氧化塘法、直接曝氣法等。

本研究案例淨化單元採用之自然淨化工法為人工溼地處理法，其方

62

法介紹如下：

人工溼地系統(constructed wetland)，係以工程方式構築溝渠並種植水生

植物後，將污水引入溼地可利用水中微生物之代謝、沉澱、吸附等物理、

化學及生物作用去除水中污染物。分為兩大類：自由表面流式(free water

surface flow constructed wetland)，以及潛流式濕地(subsurface flow system

constructed wetland)。若依水生植物生長型態做分類，可將表面流人工

溼地分為挺水、漂浮型、沉水型，如圖 2.2 所示。一般挺水型植物對環

境的耐受性較高，故常出現於表面流式濕地。

圖 2.2 處理型人工濕地種類

(Kadlec and Walllace, 2008)

2.2.3 自然淨化工法之原理

而植物所提供之功能，亦包括植物根部及莖部區域提供微生物膜生

長位置，微生物可分解水中營養鹽及有機物，且大型植物生長可減緩表

面流式人工濕地中之水流流速、穩定河床，然而若是植物地下生物質量

63

(Biomass)較大，則有利於污染去除功效，主要由於生物質量較大，對於

營養鹽吸收能力較強，且根系較複雜之植物體，其微生物(菌相)較為豐

富，透過氧氣傳輸作用植物體可將氧氣由大氣傳送至根部區域，促使污

水中有機物質受微生物分解(Tanaka et al., 2007; Gagnon et al., 2007)。人

工濕地其植物扮演非常重要之角色，植物體供微生物附著生長環境外，

其餘功能還包括大型植物根莖部可攔阻水流降低流速度，藉此過濾或沉

澱顆粒型營養鹽及有機污染物。濕地中的水生植物具有將大氣中氧氣經

由葉面透過內部的通氣系統傳送至植物根部，使在水面下或介質中的根

區附近呈現出好氧狀態，此作用稱之為根區效應(root zone effect)

(Kadlec, 1996.)(圖 2.3)，根區可使水生植物能適應在充滿水的土壤中生

存，並且提供土壤中自營性與異營性微生物的生長所需氧氣，因而促進

微生物對污染物的分解作用。氧氣的傳送會沿著濃度梯度自大氣中傳送

至根區層，相反的，經由根部系統呼吸作用所產生的二因厭氧分解所產

生的甲烷氣亦會擴散作用而返回大氣中。其中最值得探討的現象是溼生

植物之根區呈好氧狀態，再加上溼地內部其它區域的厭氧狀態，而形成

一個特殊好氧∕厭氧介面。於好氧區內好氧性微生物可行礦化、硝化反

應及植物吸收消化等代謝作用。至於在厭氧區內，厭氧性及缺氧性細菌

則進行脫硝及厭氧反應，抑或是被溼地土壤介質吸附、離子交換、錯合

反應、沉澱等化學反應，及物理性吸附反應等。

64

圖 2.3 植體根區效應

(Kadlec,1996.)

污染物進入人工溼地系統之「生態反應器」(ecosystem-reactor)中，會由

各種不同機制的作用所降解。當污染物進入濕地，水中的污染物會被濕

地中的微生物所轉化，或是因自然界中的化學、物理過程，而進行對污

染物的淨化程序。一般而言，當污染物進入濕地後，會受到以下幾種不

同型態而降解污染物質：

一般來說有，細菌的轉化(Bacterial conversion) 、氣體吸收/脫附(Gas

absorption/Gas desorption)、沉澱(Sedimentation)、自然衰減(Natural

decay) 、吸附(Adsorption) 、揮發(Volatilization) 及化學反應(Chemical

reaction) (表 2.5)。此外，介質的過濾作用與植物吸收亦為溼地去除污染

物之機制。人工溼地系統藉由這些作用去除水中之污染物如 BOD、SS、

氮、磷、重金屬與病原體等。

65

表 2.5 人工濕地的去除機制與影響之污染物質

(Watson et al., 1989)

機制 污染物質 描述

物

理

性

作

用

沉澱 P-可沉降固體物

S-膠體狀固體物

I-生化需氧量、

氮、磷、重金屬、

鈍性有機物、細

菌及病毒

利用重力將固體物沉澱

過濾 S-可沉降與膠體

狀固體物

粒狀物質隨水流流經介質、植物

根部被過濾

吸收 S-膠體狀固體物 粒狀物體間的吸引力(凡得瓦力)

化

學

性

作

用

沉降 P-磷、重金屬 形成不溶性的物質或與這些

物質發生共同沉降

吸附 P-磷、重金屬

S-惰性有機物

吸附在介質或植物組織表面

分解 P-惰性有機物 由氧化、還原或藉由紫外線

的照射將較不穩定的化合物

分解或轉變

66

機制 污染物質 描述

生

物

性

作

用

微生物的

新陳代謝

P-膠體狀固體

物、生化需氧

量、氮、鈍性有

機物、重金屬

藉由懸浮、底棲或依賴植物

維生的微生物將膠體與可溶

性有機物去除。生物性的硝

化/脫硝座用。重金屬生物性

的氧化

植物的新

陳代謝

S-鈍性有機物、細

菌、病毒

有機物由植物吸收作用，根區分

泌物對糞生病原體具毒性

植物吸收 S-氮、磷、重金

屬、鈍性有機物

在適合的生長條件下，植物會利

用這些物質

自然衰減 P-細菌、病毒 自然衰減或生長環境不適合時。

註：表中使用的代號：P=主要作用、S=次要作用、I=附帶作用(偶爾會

發生的去除效果)

2.2.4 溼地植物重金屬去除機制

應用水生植物進行水污染防治是值得開發的技術，綜觀目前水生植

物可用於淨化水質，其機制在於吸收污染源之成份或可忍受多高濃度之

污染源，至於污染源成份可區分含金屬物質及非金屬物質，前者多來自

工業或生化廢水，主要含有鉛、汞、銀、鋅、鐵、銅、等，這些金屬物

質累積過高對多數水生植物有毒害作用；因此會與顆粒結合藉由沉澱或

是過濾在水中被去除。同時也有可能會吸附在有機物質上，利用陽離子

與羧基在死或活的植物體組織上交換。微量金屬同時有可能會靠氧化還

原反應，沉澱為難溶的鹽類，例如硫化物與氫氧化物。植物的根系由於

會形成一種被稱為根區效應的好氧區域，是微量金屬進行氧化反應的最

67

佳場所，因此會在根部聚集微量金屬（Vymazal, 2010）。

重金屬的去除(Marchand et al. 2010)重金屬在濕地中主要的去除機制為

吸附、離子交換、與有機物螯合、過濾、生物吸收，有部份植物具吸收

和超累積微量元素在其組織體內之能力，對於受污染的土壤或水域環境，

利用此能力來移除有毒重金屬及微量元素之處理方法稱為植物淨化。在

濕地裡佔優勢之浮水性植物，如浮萍、滿江紅，對重金屬鐵和銅有高倍

的生物濃縮效應；布袋蓮對含銀之工業廢水能在極短時間內進行有效率

的移除；而濕地中的不同植物，布袋蓮、天胡荽、青萍、滿江紅等，也

於近年被熱絡的討論其對鎳、鋅、鐵、鈷、鉻、鉛、銅、 鎘等重金屬

之累積吸收情形。根據國內的研究報告，人工濕地處理重金屬除了具植

物的生物濃縮作用外，植物體本身與底泥亦有交互作用發生，導致植物

根部重金屬累積量通常較地上部組織為高，而底泥之重金屬累積量亦非

常可 觀，如鉛在人工濕地的分布狀況，底泥所提供之去除率可達 70％

以上。有研究指出，重金屬在土壤中的移動性與土壤性質、重金屬特性

有關，重金屬在粗質地、低吸附力的土壤中較在黏質土壤中更易移動。

而從研究數據顯示出，鋅、鉛、鎳、錳、鉻、 銅等重金屬的平均濃度，

隨著人工濕地的系統路徑而逐漸降低，水質成分逐漸穩；因大部分重金

屬汙染屬外來汙染，故重金屬主要存在於 0-15 cm 的土壤表層，只有少

部分移至約 60 cm 之深土層；。(Türker et al. 2014 ; Alloway, 1995)。

水生植物(如香蒲、蘆葦、菖蒲)能將空氣傳輸至植物的根部，藉由擴散

作用以氧化根部周遭的底泥或水域，修改金屬在濕地的沉積分佈。Doyle

and Otte (1997)發現了鐵、砷、鋅等金屬在有植被土壤的含量比無植被

土壤還高，尤其是植物根區附近的土壤，金屬含量特別高。鳶尾花(菖

68

蒲)地下部分對鉻的對重金屬的吸收能力強(Vymazal and Šveha 2012)。然

而亦有文獻指出，若以人工濕地來處理廢污水的金屬物質時，可能具有

危險性，因金屬有可能進入到食物鏈後，經由生物累積效應造成更大的

危害。因此運用此方法在生態復育時更應謹慎，以免遭受毒害之生物越

來越多，故而在收割後的植物以及含金屬的污泥，其後續處理方式就更

顯重要。植物對重金屬的吸附富集機制，主要為兩個方面：一是利用植

物發達的根系對含重金屬廢污水產生吸收過濾作用，達到對重金屬的富

集、累積，植物也可經由根部直接吸收水溶性的重金屬離子；二是利用

微生物的活性原則、重金屬與微生物的親合作用，把重金屬轉化成為較

低毒性的產物(Vymazal and Šveha 2012)。水生植物對重金屬具有吸收

累積能力，環境中的重金屬含量與植物組織中的重金屬含量呈正相關，

因此可透過分析植物體內的重金屬 含量來判斷環境中的重金屬水平

2.2.5 水生植物淨化水質的成效

近年來有專家學者的研究指出，藉由濕地中植物吸收攝取元素之特

性，剛好可應用在金屬的去除；某些濕地植物對水體中的重金屬具有極

強的富集能力，其植體內的重金屬濃度可高達生長水體中重金屬濃度的

數百、甚至幾千倍，但不同種類的濕地植物對水體中重金屬的吸收積累

能力有所不同廢污水進入濕地後，水生植物能透過吸收、吸附和富集等

作用來去除水體中的污染物，包括對氮、磷的吸收利用以及對重金屬的

吸附和富集。而水生植物淨化水質的機制與其根系發達程度有密切的相

關性，主要有兩大原因：其一為發達的植物根系可分泌較多的根分泌物，

創造微生物良好的生存條件，以促進根際的生物降解，提高濕地之淨化

69

能力；其二為植物的根系在固定介質表面、土壤和保持植物、微生物旺

盛生命力發揮著重要作用，對保持濕地生態系統的穩定性有重要意義。

在人工濕地中，污染物主要是靠附著生長在植物根區表面及附近的微生

物去除，因此，植物根系越發達，淨化水質效果越佳，如能選擇根系較

發達、較長的水生植物種植於人工濕地，便能大大提升其淨化廢污水的

能力(Braeckevelt et al.,2011.)。

水生植物對重金屬的淨化機制：金屬不能像有機物一樣被微生物降

解，唯透過生物的吸收得以從環境中去除，而植物具有生物量大且易於

後續處理的優勢(錢江華， 2008)。利用植物處理重金屬，主要由三部分

組成：一是利用植物從廢污水中吸取、沉澱或富集金屬；二是利用植物

降低金屬活性，從而減少重金屬被淋濾到地下或通過空氣擴散出去；三

是利用植物將土壤中或水體中的重金屬萃取出來，富集並搬運到植物根

部、可收割部分，藉由收割含重金屬的植物枝條，以降低土壤或水體中

的重金屬濃度，達到治理污染、修復環境的目的(Kadlec et al., 2012；郭

書吟，2006)。

而重金屬在植物體內含量不平均，在同一區域中，不同種類的水生

植物重金屬含量差別很大，就算同一種 類在不同區域中，水生植物的

重金屬含量相差也大。水生植物富集重金屬的能力順序一般是沉水植物

＞浮水植物＞挺水植物，根系發達的 大於根系不發達的水生植物；對

重金屬的忍受能力大小是挺水植物＞ 浮水植物＞沉水植物(Headley

and Tanner, 2011；Brisson and Chazarenc 2009；黃亮等，2002)。

因此，不同生態的水生植物，它們對重金屬的耐性和累積富集能力各不

相同，生長環境也有差異。能用於植物修復的植物種類應具有以下的特

70

性：一是即使在污染物濃度較低時，也會有較高的累積率；二是能在體

內富集高濃度的污染物；三是能同時吸收累積數種重金屬；四是生長快

速，生物量大；五是具有抗蟲、抗病等能力(Raskin et al. 1997)。

2.3 生態工法之植生復育整治技術介紹

2.3.1 化學改良劑(可生物降解之螯合劑)應於植生復育法

統植生復育過程是單純栽種植栽對污染土壤進行污染物的吸收、整

治，故所使用的植物為超量累積植物，但污染源並非為同種重金屬，超

量累積植物針對的重金屬只有單一種，其效果為最好，但為複合(兩種

以上)重金屬污染下，其植生復育效果有限。為了能提升值生復育的效

率，近幾年研究經由螯合劑的添加，可增加土壤中重金屬流動性並且提

升植物對重金屬之吸收及傳輸效果。在 Tassi et al (2008) 指出所謂促進

植生萃取法 (assisted phytoextraction) 為一藉由化學藥劑添加於土壤以

增加收割作物重金屬累積量之程序。 Nowack et al. (2006) 指出藉由螯

合劑強化植生復育法有兩項主要機制，一為增強土壤重金屬之移動性及

傳輸性，二為植物植體對金屬-螯合劑錯合物之吸收與轉移。添加螯合

劑改善植體萃取之效率，提昇植物吸收重金屬效率及植體根莖部位傳輸

性。螯合劑溶出及錯合重金屬之能力，可達到增加重金屬移動性以及提

升重金屬於根部與地上收割部位之傳輸，被錯合之重金屬，可被根部累

積且有效傳輸至植物之地上部位。在螯合劑有分為兩大類，分別為不可

被生物降解與可被生物降解兩種。首先是不可被收生物降解之螯合劑

EDTA (ethylenediaminetetraacetic acid , C10H16N2O8) ，為最廣泛應用於

強化植生復育之螯合劑，其強錯合力被廣泛應用於土壤整治，雖能有效

71

的增加重金屬移動力，但其不易生物分解之特性，可能造成地下水污染

之衍生問題。尤其在花卉來說，Gangwar et al.(2014)指出向日葵

(Helianthus annuus)添加 EDTA 及 HEDTA 人工螯合劑會使生質量下降。

而 pH 值之高低會直接影響土壤中之重金屬溶解度，也會影響溶液中重

金屬之型態與沉澱之規律性。

此外，為提升植生復育整治成效，植種選擇及重金屬土壤鍵結型態

之改變為重要取決要件。植栽能耐重金屬所造成之毒害、並且能大量吸

收重金屬及生物質量之增生率大等特性為植生復育選擇植體之必要條

件。螯合劑添加對土壤中重金屬鍵結之影響，亦係植生復育效率之一重

要因子，整治過程期間可添加生物可分解性螯合劑或有機酸以改變重金

屬與土壤間鍵結型態，進而提升植生復育之處理效益及達到防止地下水

遭受二次污染之衍生性問題。

接下來生物可分解螯合劑 EDDS(ethylenediaminedisuccinic acid,

C10H13N2O8) 於近期受到關注， EDDS 易被土壤分解也產生較少有害

副產物，其與重金屬 (如 Cr、Fe、Pb、Cd、Na、Cu、Ni) 之錯合物皆

可被生物分解，惟 Hg-EDDS 錯合物由於具毒性而不被微生物所分解

(Vandevivere et al., 2001)。Yang et al. (2013)研究顯示應用 EDDS 針對分

別為黑麥草跟茼蒿兩種植物，並添加 EDDS 與空白組做對照，顯示有添

加 EDDS 有助於吸收重金屬 Cu 的累積量有增加的趨勢。Gangwar et

al.(2014) 先前的研究證實，因為植物本身在環境的脅迫下會被馴化，自

體會產生生長激素用以調節對環境的影響，因此對植物本身的生長通常

有不良的後果，所以可以透過外源性地添加植物生長激素藉以減輕重金

屬的毒害 EDDS 是屬於易生物分解螯合劑，有學者指出 EDDS 於土壤半

72

衰期為 2.5 天，即殘存於土壤中的 EDDS 將隨時間而迅速減少(Luo et al.,

2006)。Luo et al. (2005) 探討 EDDS 及 EDTA 等螯合劑添加對小麥及

豆子吸收重金 屬鉛及鎘效益之影響，結果顯示添加 EDDS 效果較

EDTA 差，其 原因為 EDDS 具生物迅速降解性，EDDS 之重金屬錯合

物之生物降解 能力，由高至低分別為 Cd > Pb > Zn > Cu，即 Cd 與 Pb

之 EDDS 錯合物被植體吸收前已被生物分解。而土壤中銅濃度為 300

mg/kg-1，添加 1.5 mmol kg-1 EDDS 吸收效果最佳；當銅濃度為 450

mg/kg-1，添加 1.5 mmol kg-1 EDTA 吸收效果最佳。於鎘濃度 為 15

mg/kg-1 時，添加 1.5 mmol kg-1 EDTA，可幫助植物對鎘之吸收

(Evangelou et al., 2007)。研究結果指出螯合劑毒性太高會降低植物生值

量，以至於減少重金屬量的累積 (Chen and Cutright，2001)。螯合劑使

用後，對某些土壤微生物與植物會產生毒害，且使用亦要考慮造成的二

次污染與回收的問題，避免土壤產生毒性 (Leštan et al., 2008)。使用人

造螯合劑易引起植物毒害、黃化、 壞疽、生質量的減少。使用天然的

APCAs (EDDS、NTA)來代替合成 APCAs(EDTA 等)，可減低對環境的

毒害。(Evangelou et al., 2007; Michael et al., 2007)。添加 5 mmol

kg-1EDTA及EDDS會使白豆(P. vulgaris)出現缺綠、黑斑、 壞疽等病徴；

印度芥菜(Brassica juncea)(0.13 mmol kg-1)、玉米(Zea mays)(1.39 mmol

kg-1)等之生質量減少 (Luo et al., 2005; Jiang et al., 2003; Huang et al.,

1997) 。而利用菸草復育，添加 EDTA、EDDS濃度如高於 6.25 mmol kg-，

即會使 乾重明顯下降，且 EDDS 會影響幼苗生長。(Evangelou et al.,

2007)。Gao et al (2012) 於這項研究中指出利用芥菜種植於鉛、鋅的汙

染土壤中，特別的是加入螯合劑(EDTA、EDDS)於植物生長過程進行研

73

究，表示兩種螯合劑可顯著的增加重金屬從土壤的根部到植體的莖部的

量。但值得探討的是這兩個螯合劑導致有大約 30％以上生質量急遽的損

失，因此土壤中的總金屬量會因為芥菜的種植而減少 。Wu et al (2012)

這篇研究指出 EDDS 顯著的增加土壤溶液溶解性有機碳和 pH 值，也同

時超越原本土壤中可利用性金屬量，增加可溶性的金屬進而被植物所吸

收。Tandy et al (2006) 這篇植生復育研究指出有添加 EDDS 跟無添加

EDDS 吸收重金屬所呈現不一樣的生理特性，有添加 EDDS 會與金屬形

成複合物會以主動性的共質體運輸，會在植體的細胞間做傳遞複合物於

地上部；無添加 EDDS 會呈現植外體運輸，透過細胞間的空隙擴散重金

屬至植體內。Cestone et al(2012) 這篇研究指出 EDDS 在植生復育的效

率上扮演著很重要的腳色，因為當芥菜植體內有重金屬銅會誘使植物氧

化及造成威脅，植體透過添加 EDDS 的馴化下解決這個問題，並促進植

物體中重金屬銅由根部傳輸至冠部的效率。Vigliotta et al(2016)指出使用

EDDS 提高玉米的植物提取能力，在鋅的情況下，不影響植物健康及其

生質量，甚至使用 EDDS 植物提取銅和鋅的量為無添加的 1.5 倍，但同

時使用 EDDS 及 EDTA 效果沒單獨使用 EDDS 有效。

2.3.2 植物生長激素應於植生復育法

在以往添加螯合劑的植生復育中，有文獻指出螯合劑 (如 EDTA、

EDDS 等) 可增加重金屬於土壤之生物有效性，然而其所促使之高土壤

重金屬移動性反而可能使植體之生長受到阻礙，進而可能導致植生復育

效益減低 (Bruno-Fernando et al., 2007)。因此，如何使植體能夠有效生

長，以達到長期植生復育之目的則為一重要議題。植物激素廣泛用於協

助植物生長並增進植物植體之生物質量 (Tassi et al., 2008)，因此若整合

74

生物激素與螯合劑應用於強化植生復育受重金屬污染土壤應具有良好

成效。一般而言植物生物激素可分為生長素 (例如 Indole-3-acetic acid,

IAA、Indole-3-butyric acid,IBA 等)、吉貝素 (文獻指出約有 70 幾種，

其中最常見者為 Gibberellic acid,GA3)、細胞分裂素 (cytokinins, CK) 等。

Liphadzi et al. (2006) 將向日葵植栽受中度及高度重金屬污染之土壤，結

果顯示於中度污染之土壤加入 IAA 可以有效提高植體根部之生物質量，

但於高污染之土壤則無改變，其進一步指出 IAA 可減低重金屬對於植

體之危害。López et al. (2005) 以水耕實驗探討 IAA 與 EDTA 對

Medicago sativa 吸收重金屬 Pb 之影響，研究結果指出當結合 100 μM

IAA/ 0.2 mM EDTA 可有效提升植體葉部重金屬 Pb 之累積量 (分別為

控制組以及僅添加 EDTA 者的 28 及 6 倍)。Israr et al. (2008) 亦指出

100 μM IAA 可提升 Sesbania drummondii 地上部位重金屬 Pb 之累積，

高於控制組之 6 倍，且結合 EDTA 可再進一步提高地上部位對 Pb 之

累積 (約 10 倍)。 Fässler et al. (2010) 結合 IAA 與 EDDS，探討其減

低重金屬 Pb 及 Zn 對向日葵毒性之研究，結果顯示 IAA 可有效減低

重金屬 Pb 及 Zn 對植體之毒害 (例如減低其幼芽及根部之乾重、根部

長度、根部體積及表面積等)，且 EDDS 可增進植體之萃取成效。Hadi

et al. (2010) 研究指出藉由噴灑 GA3 與 IAA 於 Zea mays L. 葉部可有

效提升植體累積重金屬 Pb 之能力。此外，結合 GA3 或 IAA 與 EDTA

可以有效提升植體累積重金屬之能力。且 GA3 對於提升植體重金屬

Pb 之傳輸作用較 IAA 為佳。亦有學者利用整合 CK 與 EDTA 促進植

生復育法處理受重金屬 Pb 與 Zn 污染之廢棄場址，其使用之植物為向

日葵 (Helianthus annuus) 。於 He (2015)的研究中探討植物生理現象與

75

生長激素（GA3）關係，利用植物提取鉛，並探討過程中黑麥草對金屬

解毒機制的影響。結果表明，除 GA3 單獨在低劑量（1 或 10μM）促進

黑麥草(L. perenne)形成抗氧化機制以防止受到鉛的威脅，並起透過增加

鉛在細胞壁上的比例以減少鉛在植體的毒性，因此鉛的吸收和累積伴隨

著黑麥草光合作用和植物生長，有著顯著同步增加的趨勢，（P

76

濃度累積量增加了 0.01%–0.46%。Hadia(2014)在文中指出藉由生長激素

GA3 和合成螯合劑(EDTA)強化銀膠菊，探討利用單獨和組合在鎘污染

土壤復育的影響。GA3（10-9，10-7，和 10-5M）施加作為噴霧均於噴灑

於葉面上。而銀菊的選擇是因為其快速的增長和不適口性質的植物，以

減少將來金屬進入動物食物鏈的風險。銀膠菊對鎘修復的潛力進行了第

一次的評估；發現鎘顯著減少植物的生長和生質量。最高顯著的生質量

在 GA3（10-5M）。 而 GA3 或 EDTA 的增強植物鎘的吸收和積累，與對

照進行比較都有顯著效應。最高顯著根和莖鎘濃度在 GA3（10-5M）+

EDTA（160 mg/kg）的組合被發現，而在 EDTA 的組合葉的累積濃度為

最高。在植物部分鎘累積濃度在莖

77

和蠶豆的產生種子的生化成分的觀察；GA3 可也修復因重金屬的有絲分

裂的和蠶豆植物一些代謝機制的不利影響。因為，蠶豆種子的蛋白質電

泳顯示，控制組和實驗組的植物中對照可得重大的差異在主要的分子鍵

結之間。總之，植物生長激素的應用可以在抑制造成有利重金屬的還原。

在重金屬的的壓力下的植物可以與生長激素被視為改善生長指標，以避

免在開花延遲，並且同樣果實質量得以提高。

78

第三章、研究方法

3.1 研究架構

本研究為建立農地大宗污染源銅、鋅去除之研析，本研究參考國外

針對都會型非點源污染（Urban Nonpoint Source Pollution）之處理方式，

嘗試應用類似非點源污染之現地處理設施，作為灌溉用水導入農地之前

處理方案(人工濕地模槽)且同時評估灌溉用水導入農地之後的末端處

理方案(衍生之土染污染之植生處理)。以兩種自然淨化工法作為相關文

獻蒐集對象並整理之，前處理方案(人工濕地模槽)需研析彙整人工溼地

自然淨化系統，植物及其根系微生物去除暨傳輸機制，藉以調整本研究

設計控制參數；同時分析溼地模槽底泥、金屬存在型態；評估挺水性植

物或其他生長型式植物暨根系附近微生物，植體各部位對重金屬去除貢

獻。另外末端處理方案即應用景觀性花卉於進水口前以植生花毯綠帶進

行組隔或於農田休耕時進行現地處理，選擇四種花卉於水耕實驗找出最

適值植栽，則依適當植栽再以盆栽實驗各組的參數設定(螯合劑、生長

激素)對整體植生復育之影響，並觀察銅鋅於植體之傳輸累積分部改變

情形，以利後續歸納最適條件，相關實驗架構如圖3.1所示。

79

圖 3.1 實驗架構

文獻蒐集整理：

植生復育作用原理。

植物生長激素作用原

理。

螯合劑添加對土壤鍵

結與重金屬傳輸效益。

盆栽土壤背景參屬蒐

分析方法建立：

土壤重金屬總量分析。

植體分析：植體形態學(乾

重、長度、體積等)與重金

屬累積量。

實驗儀器：AA、微波消化

儀等。

進行試驗

參數配置

植體

培養

水生植物

模場試驗

花卉水耕耐受性試驗(尋求最佳濃度)

花卉盆栽土壤盆栽試驗(螯合劑改良)

數據整理分析：

土壤重金屬分析。

植體各部位(根、莖、葉)的植體重金屬。

評析最佳參數，重金屬底泥、土壤、植體累積相關性分析

評估以 EDDS 以及 GA3 提升百合花(根、莖、葉和花)植生復

育含重金屬(銅、鋅)土壤之效益。

評估螯合劑添加對土壤重金屬銅、鋅鍵結形態及植體累積傳

輸情形。

80

人工溼地模型

模槽控制暨環境影響因子分析，批次模槽系統如圖 3-1 所示，分別為

挺水性蘆葦、香蒲、菖蒲、對照組，內裝有礫石約五公分高、控制組，模

槽體積為長 0.7 m×寬 0.5 m×高 0.46 m 其水深為 0.4 m(圖 3.3)，以挺水植物

試驗之蘆葦及香蒲，模槽內土壤深度約 15 cm，採樣紀錄點皆取自表面水，

採樣時間為 12 及 18 時，模槽設置挺水性蘆葦、香蒲、菖蒲及則分別為添

加礫石後的植株 6 株/盆、6 株/盆及 6 株/盆，及控制組。

植物栽種間的距離

內部以細胞方式排列，內部的單個濕地單元內的排列涉及很大程度

上的處理效率。理論上，如果濕地的底部和植被的密度可以在促進充分

接觸面積來控制，該處理可以防止處理單元流動上的短流和污染物去除

效率的最大化如圖 3.2 所示。

圖 3.2 植物栽種的最佳排列

(Kadlec and S. D. Wallace, 2009)

溼地模型槽之操作方法

第一階段實驗中所使用之溼地模型槽共有三組加控制組，屬於礫石床與

砂土分層介質，其中礫石層與細砂層共高 0.3 公尺，水位均控制於 0.35

81

公尺高，水平面距離細砂層表面 0.05 公尺，因此是屬於表面流式人工

溼地系統（free water surface system，FWS），並於三槽內均種植水生植

物，以建立三個任何條件均相同之溼地模型槽。處理槽的幾何構造與流

程安排屬於束流式，槽體為塑膠材質，每組有 1 個槽體，3 組共 3 個槽

體，每槽長 0.45m、寬 0.35m、高 0.35m，體積約 0.055 m3，組總體積

約 0.385m3。其中三組內裝有礫石約五公分高，另一組未放置礫石，比

較其處理效率。實驗室規模人工溼地之階段流程是由三個處理槽組成，

水流方亦採用由表面進入再從底層收集後從上排出。

礫石特性

本研究實驗中所用之礫石，主要是建築用之礫石及細砂。礫石粒徑

大小約在 2~3cm 左右，然而細砂直徑多為

82

於 0.17-0.18 公尺高，水平面距離細砂層表面 0.05 公尺，因此是屬於表

面流式人工溼地系統（free water surface system，FWS），並於三槽內均

種植水生植物分別植栽菖蒲、香蒲、培地茅和未植栽四個系統，評估各

種污染物去除效率，並且同時探討在模槽中水生植物不同部位(地上部

及地下部)累積重金屬的傳輸狀況。

以建立三個任何條件均相同之溼地模型槽(如圖 3.3)。處理槽的幾何

構造與流程安排屬於束流式，槽體為塑膠材質，每槽長 0.6 m、寬 0.4 m、

高 0.35 m，體積約 0.084 m3(圖 1、模槽示意圖)。其中三組內裝有礫石層、

細砂層及土層共高 0.11 公尺，另一組未放置植栽，比較其處理效率。

實驗室規模人工溼地之階段流程是由三個處理槽組成，水流方亦採用由

表面進入再從底層收集後從上排出。

圖 3.3 模槽示意圖

本實驗所用的植物都是直接跟廠商購買，再將其放置模槽進行培養，待

其適應一個月再開始進行試驗，試驗天數設定延長約兩週，而每批次試

驗各模槽取一點，每隔兩日採樣一次，採樣時間約上午八點至九點。

83

本實驗主要以挺水型植物為主(菖蒲、香蒲、培地茅)

3.3 質參數分析

為了瞭解模槽各水質參數，採集水樣並快速拿回實驗室測定背景參

數(pH、溫度、導電度、鹽度、溶氧、氧化還原電位)，銅鋅重金屬則以

火焰式原子吸收光譜法(NIEA W306.54A)進行分析。

3.4 金屬分析方法

3.4.1 水中重金屬分析

溶解態重金屬指將水樣過濾之後，添加硝酸約兩三滴，使其 pH 值

降至 1.5-2.0，放置 24 小時後，以火焰式原子吸收光譜儀進行分析。

3.4.2 植體重金屬分析

採植將其以烘箱 104℃烘乾 24 小時，再將其地上地下部分別剪碎

磨碎，各別取出 0.5 g植體並添加濃硝酸及濃鹽酸(HNO3:HCL=11:1，V/V)

體積分別為 5.5 mL 和 0.5 mL，再由微波消化儀進行萃取，並過濾後以

火焰式原子吸收光譜儀進行分析。

3.4.3 模槽實驗底泥王水總量分析

以王水總量分析指對於模槽底泥總重金屬含量進行探討，將其以烘

箱 104℃烘乾後，用 20 號篩過篩後，取 0.5 g 土壤以濃硝酸及濃鹽酸

(HNO3:HCL=1:3，V/V)體積分別為 3.0 mL 和 9.0 mL，再由微波消化儀

進行微波消化，並過濾後以火焰式原子吸收光譜儀進行分析。

微波輔助消化之參數設定如表 3.1 所示。

84

表 3.1 微波消化儀參數設定

Power (W) Ramp (min) Temperature

(oC)

Hold time

(min)

土壤全量萃取 1600 (75%) 15:00 200 15:00

序列萃取(末段) 1600 (75%) 15:00 200 15:00

植體萃取 1600 (75%) 15:00 200 15:00

*( ) 內數值表示微波消化儀之實際輸出功率; 此外，當其升溫至 200 oC，

維持 15 min，便開始降溫。

實驗材料

本研究所需之物品藥品如下所示：

1.銅標準溶液，廠牌 MERCK

2.鋅標準溶液，廠牌 MERCK

3.EDDS ，廠牌 Fluka

4.無水硫酸銅，廠牌 Showa

5.氯化鋅，廠牌 Showa

6.硝酸，廠牌 Scharlau

7.鹽酸，廠牌 Scharlau

8.電子分析天平 GR-200，廠牌 AND

9.烘箱，廠牌 Memmert

10.微波消化儀 Multiwave 3000 ，廠牌 Perkin Elmer

11.攜帶型酸鹼度計 sensION2 ，廠牌 HACH

85

3.5 水耕耐受性實驗重金屬配置

為避免實驗操作過程植體缺乏養分 導致阻礙生長，因此以稀釋後 Hoagland

溶液做為基底水樣 (約稀釋為 stock solution 之 1/4 or 1/5)，重金屬 Cu/Zn

添加於 Hoagland 溶液以進行後續實驗。Hoagland 溶液(表 3.2)配置係改良

Israr and Sahi (2008) 所採用之配置法，其中， NaFe(II)EDTA 以 FeSO4．7

H2O 取代 (Fässler et al., 2010)。此外為避免重金屬 Cu 與 Zn 之干擾，於

本研究中 Hoagland 溶液不添加 CuSO4 與 ZnSO4。水耕實驗之參數選擇如

表 3.3 所示。

表 3.2 Hoagland 溶液所含營養成分

Component Stock Solution mL Stock Solution/L

2M KNO3 202 g/L 2.5

2M Ca(NO3)2×4H2O 236 g/0.5L 2.5

Iron(Sprint 138 iron chelate) 15 g/L 1.5

2M MgSO4×7H2O 493 g/L 1

1M NH4NO3 80 g/L 1

Minors:

H3BO3

MnCl2×4H2O

ZnSO4×7H2O

CuSO4

H3MoO4×H2O or

Na2MoO4×2H2O

2.86 g/L

1.81 g/L

0.22 g/L

0.051 g/L

0.09 g/L

0.12 g/L

1

1M KH2PO4(pH to 6.0 with

3M KOH) 136 g/L 0.5

86

表 3.3 水耕實驗操作條件表

參數項目 實驗條件

植栽 百合、菊花

Hoagland stock

solution

115 mg/L NH4NO3