高屏海域陸海交互作用及永續經營與管理---總計畫暨子計畫五：高屏海域碳、營養鹽及微量元素之生地化作用與通量研究(III)Biogeochemical Processes and Fluxes of Carbon, Nutrients and Trace Elements in the Kaoping Coastal Zone (III)

行政院國家科學委員會補助專題研究計畫成果報告

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※ 高屏海域陸海交互作用及永續經營與管理 ※

※ －總計畫暨子計畫五： ※

※ 高屏海域碳、營養鹽及微量元素之 ※

※ 生地化作用與通量研究(三) ※

※※※※※※※※※※※※※※※※※※※※※※※※

計畫類別： 個別型計畫▓整合型計畫

計畫編號：NSC 92－2621－Z－110－003-

執行期間： 92 年 8 月 1 日至 93 年 9 月 30 日

計畫主持人：洪佳章

共同主持人：高明瑞

本成果報告包括以下應繳交之附件：

□赴國外出差或研習心得報告一份

□赴大陸地區出差或研習心得報告一份

□出席國際學術會議心得報告及發表之論文各一份

□國際合作研究計畫國外研究報告書一份

執行單位：中山大學海洋地質及化學研究所

中 華 民 國 93 年 9 月 6 日

1

高屏海域陸海交互作用及永續經營與管理－

總計畫暨子計畫五：

高屏海域碳、營養鹽及微量元素之生地化作用

與通量研究(三)

Biogeochemical Processes and Fluxes of Carbon, Nutrients and

Trace Elements in the Kaoping Coastal Zone ( III )

計畫編號：NSC 92－2621－Z－110－003－

執行期限：92 年 8 月 1 日至 93 年 9 月 30 日

主持人：洪佳章 中山大學海洋地質及化學研究所

計畫參與人員：洪嘉穗、何晟銘、王有傑、黃美惠

中山大學海洋地質及化學研究所

中文摘要

大鵬灣是研究近岸環境改變對生態系統影響之理想場所，因此本研究主

要目的在評估大鵬灣蚵架拆除前後的環境改變對碳、營養鹽及汞生地化作用

之影響，以及大鵬灣汞物種及微量金屬之控制機制及污染程度。大鵬灣蚵架

拆除前水體滯留時間約為

10 天，蚵架拆除後約為 7.1 天，顯示出潟湖水體之

交換以蚵架拆除後比拆前較佳。而營養鹽濃度的變化大致為蚵架拆後比拆除

前低，因蚵架拆除後海水交換量變大使得營養鹽濃度變小及潟湖內缺乏牡蠣

攝食與箱網養殖所致。大鵬灣蚵架拆除後∆POC/∆PN 年平均比值 8.1，比蚵架

拆除前∆POC/∆PN 年平均比值 7.3 略高，似顯示蚵架拆除後陸源或碎屑有機

碳影響增大。利用生地化模式推演大鵬灣內物質之收支平衡，顯示大鵬灣蚵

架拆除後全年平均淨有機碳生成量約為拆除前

2 倍，表示蚵架拆除後，大鵬

灣仍為一自營性系統。而由大鵬灣之淨固氮能力(nfix-denit)可知，蚵架拆除前

後皆為固氮作用較脫氮作用顯著，顯示出潟湖內以固氮藻類為主；而蚵架拆

除後，在夏季時以由固氮藍藻轉為矽藻，則表示大鵬灣的整治對水質條件已

有所改善。

大鵬灣中汞物種分佈分別為總汞濃度（unfilt.）

：

6.66-12.40 ng/l，平均 10.01

ng/l；總溶解態汞濃度（filt.）：1.79-3.75 ng/l，平均 2.56 ng/l；反應性汞濃度：

1.59-2.67 ng/l，平均 1.90 ng/l；顆粒態汞濃度：2.51-9.45 ng/l，平均 5.60 ng/l。

由大鵬灣之顆粒態汞濃度與葉綠素 a 呈現正相關，而總溶解態汞及反應性汞

與葉綠素 a 呈現負相關，顯然各汞物種分佈主要受生物吸收作用所控制。反

應性汞（Hg

2+

）與溶氧濃度呈現顯著正相關，表示生物氧化還原作用影響

Hg

2+

之分佈。顆粒態汞濃度與懸浮顆粒物質及有機顆粒碳濃度有顯著正相關，主

要的原因是生物吸收及顆粒吸收作用所致。大鵬灣各微量金屬之富集因子顯

示出大鵬灣各微量金屬之中以汞的污染及生物富集作用最大，而大鵬灣顆粒

態汞與顆粒態鐵、錳及鋁並無顯著相關，顯示汞主要是與有機質結合，並非

受到地殼風化或是陸源所帶來的顆粒物質所決定。

關鍵詞：碳與營養鹽生地化作用，蚵架拆除，水體滯留時間，自營性系統，

汞物種，人為污染

Abstract

The Tapong Bay is an ideal site to study the influence of coastal environment

change on the ecosystem. Therefore, this study aims to evaluate the influence of

oyster culture racks removal on biochemical processes of carbon, nutrients and

mercury in the Tapong Bay.

3

present condition (7.1 days). This suggests that the flushing condition of lagoon

water is improved after the racks were removed. The annual mean of each nutrient

concentration is also lower at present than before, probably due to the enhanced

water exchange rate and biological utilization. The annual mean of ∆POC/∆PN is

8.1 that is larger than that of the previous condition (7.3), possibly resulting from

the increase of inputs of organic detritus. The Tapong Bay is an autotrophic system

(p-r>0) both before and after the removal of oyster culture racks. However, the net

ecosystem production (p-r) at present is twice as large as before the removal of

oyster racks. After the removal of racks, the annual nitrogen fixation still exceeds

the annual denitrification in the Tapong Bay with a magnitude of 5.35 mole N m

-2

yr

-1

.

Mercury (Hg) is a highly toxic metal with high affinity to biota. The study

also aims to develop the analytical methods of Hg species and apply to study Hg

biogeochemistry in Tapong Bay. Distributions of Hg species in the Tapong Bay are

spatio-temporally variable, ranging from 6.66 to 12.40 ng/l (ave., 10.01 ng/l) for

total Hg (unfilt.), from 1.79 to 3.75 ng/l (ave., 2.56 ng/l) for total dissolved Hg

(filt.), from 1.59 to 2.67 ng/l (ave., 1.90 ng/l) for reactive Hg and from 2.51 to 9.45

ng/l (ave., 5.60 ng/l) for particulate Hg. The abundance of particulate Hg is

positively correlated with chlorophyll a, and total dissolved Hg and reactive Hg

are negatively correlated with chlorophyll a. Such relationships imply that

distributions of Hg species are primarily controlled by biological uptake and/or

adsorption/desorption. Reactive Hg (Hg

2+

) is also correlated positively with

dissolved oxygen concentration suggesting the biological redox effect in

modulating the distribution of Hg

2+

. Particulate Hg also shows positive

relationships with total suspended matter and particulate organic carbon, primarily

due to biological absorption and particle adsorption/desorption. The magnitudes

of EF are larger in Tapong Bay than in Chiku Lagoon for most metals, particularly

for Hg. On the other hand, particulate Hg is poorly correlated with particulate Fe,

Mn and Al, strongly indicating relatively little influence of terrestrial detritus in

modulating the distributions of particulate Hg.

Keywords: Carbon and nutrient biogeochemical processes, oyster racks removal,

water exchange time, autotrophic system, Hg speciation, anthropogenic pollution

一、緣由與目的

台灣西部潟湖主要由離岸沙洲與海岸陸地間所圍成的海水水域，潟湖內

外海水可藉離岸沙州間的潮口互相流通，離岸沙洲隔絕大多數波浪。沿岸潟

湖對於環境的重要性在於可提供多樣性海洋生物之棲息場所進而提高漁獲量

（Lacerda and Goncalces, 2001）。近年來因經濟成長的壓力下，台灣的潟湖

也漸漸開始結合觀光及遊憩，進而發展成國際性渡假中心（如大鵬灣）。

一般潟湖常有淡水的輸入，而這些淡水的來源通常為河川、工業、農業、

養殖用水或家庭廢水，有些未經處理的污水排入潟湖中，雖為潟湖帶來大量

5

的營養鹽，但卻也將污染物質帶進潟湖中。在眾多污染物質中，微量金屬元

素及其化學物種是值得探討的課題。研究微量金屬可以了解其在環境中生地

化的循環及意義（Florence, 1986）。水體中微量金屬元素與生物之交互作用

包括：生物累積（bioaccumulation）、生物可利用性（bioavailability）和毒性

（toxicity）。而微量金屬元素在水體中的生地化循環則包括：生物作用

（bioaction）、傳輸作用（transport）、吸附作用（adsorption）和沉降作用

（precipitation）。已有研究報告指出（Sunda and Guillard, 1976；Anderson and

Morel, 1978；Sunda et al., 1978；Andrew et al., 1977；Jackson and Morgan,

1978），微量金屬元素若超過一定濃度會對生物體有害，累積在生物體中不

易分解，在生物體中造成毒性，當累積濃度超過生物體所能忍受時，便會影

響生物生長，發生病變而導致死亡。

自然界中的微量金屬元素主要來自於岩石的風化、侵蝕及火山作用，但

是近年來人類的活動所產生的污染，尤其是工業以及家庭廢水不當的將污染

物質排入自然水體中，已經使得微量金屬元素分佈的型態有所改變（Bonnvic

et al., 1994）。汞是眾多微量金屬元素中具有相當高毒性的元素，許多的報導

曾指出，人們若是食用含汞污染之飲用水，會造成中樞神經疾病（例如：水

俁病）

。自然環境中，各種汞物種的型態有：金屬汞（Hg

0

）

、二價的無機汞鹽

類、短鍵的烷基汞化物、芳香基（aryl）汞化物、烷基汞化物和其他類有機汞

化物（Jonnalagadda and Prasada Rao, 1993）。汞在地殼中的分佈極不均勻，含

量約在

30∼80µg/kg 之間，而礦物的風化（如辰砂礦）及金屬礦之開採（特

別是銅、鋅礦的開採）

，亦會釋出大量的汞。環境中汞的人為污染主要是來自

於農業和工業，由於大量的使用含汞農藥，已造成農地的汞污染。又因人類

的活動增加，工業區日益增多，藉著燃燒除去與金礦混合的汞以萃取黃金，

也會造成汞蒸氣逸出至大氣環境中；燃燒煤炭及石油，則是空氣中汞的最大

來源（Rowens, 1991）。

各種金屬的污染與不同的工業有密切的關聯，如：電鍍工業廢水有

Cd

污染，煉礦廢水有

Cu、Pb 及 Ni 污染，染製工業有 Cd、Cu、Pb、Hg、和 Zn

污染以及石化業的

Pb 及 Hg 污染等(William et al., 1978; Forstaner, 1990)。本文

即將探討汞在潟湖中的生地化作用，並同時探討

Zn、Mn、Cd、Cu、Pb、Ni、

Al 金屬元素，以了解汞與其他金屬之相互關係及其污染對台灣潟湖環境的影

響。

因此本研究之主要目的為：

1. 研究蚵架拆除後之大鵬灣水文及營養鹽等化學參數之季節性變化。

2. 評估大鵬灣蚵架拆除前後的環境改變對生地化學作用之影響。

3. 探討大鵬灣潟湖汞物種及微量金屬含量之季節性差異及其控制機制。

二、材料與方法

2-1 採樣地區及方法

7

本研究為了瞭解台灣潟湖中水文化學參數與溶解態及顆粒態之汞物種以

及微量金屬等分佈及控制情形，在大鵬灣與設了十個測站 (如圖一所示)。

圖

1 大鵬灣採樣位置圖

2-1-2 採樣時期及方法：

採樣時期是自

2000 年 12 月、2001 年 7 月以及 2003 年 2、5、8、11 月

（四季），另外在

2003 年四季大鵬灣加採林邊排水溝、紅樹林區以及嘉南橋

下三個測站水樣。採樣係利用舢舨至採樣點，採水是利用密閉式自製抽水裝

置以矽質膠管抽取各站水深之表層(約水下 5 cm)及底層(約距底泥 10 cm)之水

樣，分裝於

4 升之 PE 塑膠瓶(已事先浸酸、清洗過)，以及裝入 500 ml 之棕色

瓶 (避免光合作用之進行)，立即放入乾冰桶冷凍(必免生物作用)攜回實驗室

以測定營養鹽。現場並用玻璃濾紙(Whatman, GF/F)及手動幫浦過濾 100 ml

之水樣(加入 1 至 2 滴飽和碳酸鎂溶液)後將濾紙封裝立即放入乾冰筒存放，用

以分析葉綠素 a (Chlorophyll a)。另外，以 1 升之 pyrex 玻璃瓶(裝水樣的玻

璃瓶事先於實驗室用酸浸泡、清洗過，並置於

450℃之高溫爐 4 小時以去除

殘留於瓶壁的汞)採集水樣，用以測定汞的濃度。

現場同時以攜帶型鹽度計(WTW，LF-320 型，resolution: 0.01 mg L

-1

)及

pH 計(METTLER，MP-120 型，resolution: 0.01pH)測定溫度、鹽度、溶氧及

pH 四項基本水文參數(溫度測值以鹽度計上之溫度讀值為主，resolution:

0.1k)。

2-2 元素之測定

2.2-1 溶解態有機碳(DOC)及無機碳(HCO

3-

)之測定

本研究中溶解性有機碳(DOC) 及無機碳(HCO

3-

)之測定是利用高溫催化

氧化法以

TOC analyzer（Shimadz, TOC 5000）測量（Hung and Lin, 1995）。

2.2-2 顆粒態有機碳(POC)及無機碳(PIC)之測定

顆粒態有機碳之分析乃是使用

Fisons NA-1500 碳、氮、硫元素分析儀，

藉由約

1050 ℃的高溫及催化劑, 將樣品中的有機質氧化成碳和氮的氧化

物。經由高溫銅絲將碳、氮氧化物還原成

N

2

及

CO

2

的氣體, 再由載流氣體(He)

9

送入層析管柱中分離

, 最後藉由熱傳導偵測儀 （temperature conductivity

detector）測量濃度。顆粒有機碳、氮樣品測定之前必須先將樣品中之無機碳

去除。無機碳之去除係以

2M 的 HCl 溶液滴在樣品上, 再將滴完酸之濾紙置

入烘箱中, 以 50℃烘 24 小時去除殘餘之 HCl 及水氣。最後將烘乾之樣品以銀

盒包裹置入高溫之石英管中燃燒及分析。 顆粒態無機碳為總碳與有機碳之

差。

2-2-3 溶解態金屬之分析及測定

利用過濾之水樣潤洗

1 升之 PE 細口瓶(已酸洗過) 並裝入濾液，並立即

加 入

30 ml 順丁烯二酸銨（pH 6.5）緩衝液，再進行濃縮及純化，以

Flame/Flameless AA 分析溶解態重金屬 (Fe、Mn、Zn、Pb、Cu 及 Cd 等六種

元素)。

2-2-4 懸浮顆粒態金屬元素之分析

將過濾後的濾紙乾燥之後，再加入超純硝酸、鹽酸和氫氟酸置於鐵氟龍

消化瓶，利用微波消化器(CEM 2000)分解懸浮顆粒。最後以 flame/flameless AA

測量消化液中各元素之濃度。

2-2-5 營養鹽之分析：

包括溶解態無機氮，

DIN (NO

3-

、

NO

2

、

-

NH

4+

)，磷酸鹽(PO

4

)及矽酸鹽(SiO

4

)

均利用半自動流動注入分析儀(Flow Injection Analyzer, FIA)配合分光光度計

進行測定(Pai et al., 1990)。

2-2-6 汞濃度之分析

使用原子吸收光譜儀(Perkin-Elmer 5100PC)，同時搭配一於本實驗室自行

改 良 自 流 動 注 入 分 析 系 統

(Perkin-Elmer FIAS 400) ， 及 一 汞 齊 化 系 統

(Perkin-Elmer Amalgam System)以測量 Hg 之含量(萬和洪，2000)。所有水樣

分析流程均盡可能於經酸洗之封閉管路中進行，以避免直接與環境中空氣接

觸遭受汞污染，同時亦可防止樣品中汞的揮發流失。主要實驗步驟簡述如下：

溶解態汞之測定：

（a） Reactive Hg（反應性汞，Hg

2+

）－將現場採集之未經過濾水樣定

量至

100 ml，帶回實驗室後，將水樣置於反應瓶，再注入適量之

汞還原試劑

SnCl

2

，經

Au/Pt 網濃縮後，以高溫脫吸附，測定汞

含量。

（b） Total dissolved Hg（總溶解態汞）及 Total Hg（全量汞）－將採

集後經過濾後(total dissolved Hg)及未經過濾(total Hg)之水樣定

量至

100 ml，添加 1.5 ml BrCl 氧化試劑，靜置 24 小時。將水樣

置於反應瓶，並添加

1ml 之 Hydroxylamine hydrochloride 試劑以

中和殘存之

BrCl 氧化試劑，再注入適量之汞還原試劑 SnCl

2

，經

Au/Pt 網濃縮後，以高溫脫吸附，測定汞含量。

顆粒態汞之測定：

11

先以純水經多次氣體吹趕步驟，將純水中之原子態汞趕出，再取懸浮顆粒

消化液（消化方法與微量金屬相同）1ml 注入反應瓶，並加入適量汞還原試

劑

SnCl

2

。

啟動系統使已純化之氣體開始吹趕，經吹趕氣體載流之原子態汞被送

至汞齊化系統中。經適當時間收集，再將管柱加熱，使汞脫離

Au/Pt 網表面，

通入載流氣體將汞蒸氣一次趕至

CVAAS 中偵測。

2-2-7 葉綠素 a：

取已於現場過濾

100 ml 並收集之濾紙，將濾紙放入包有鋁箔紙的離心

管，加入

90%的丙酮 10 ml (丙酮萃取法，Strickland and Parson, 1972)，用震

盪器震盪二十分鐘後（加速濾紙中葉綠素 a 的萃取）

，放入冷藏櫃中冷藏

1 個

小時，再取出離心管放於橫向混合攪拌器上，攪拌二分鐘後，放入冷藏櫃內

冷藏二十四小時，次日取出離心管，以

3000rpm 速度離心十五分鐘處理後，

將離心管上層澄清液放入螢光儀測量之（Turner Designs, model 10-AU）

，本分

析方法用非酸化方法（non-acidification technique, Welschmeyer, 1994），直接

量測其螢光值，無須量測及計算脫鎂葉綠素含量。

2-2-8 淨有機碳生成量之估算

在海洋生態系統中，初級生產者是生態系之最基層，而初級生產者又以

浮游植物為主，浮游植物行光合作用會與無機物質合成有機物質，根據

Redfield ratio，浮游植物之 C：N：P 會接近 106：16：1(Redfield et al., 1963)。

然而，估算生態系統中之淨有機碳生成量，是以磷為基礎，以

C：P 之比值

關係來評估，這是因為磷沒有涉及水與空氣之交換作用，故不用考慮水體中

的磷會脫逸至大氣中(Froelich, 1988)。

根據上述原理，淨有機碳生成之通量為：

∆DIC

O

＝∆DIP(C：P)

part

(C：P)

part

：C-P ratio in particulate organic material（以 Redfield ratio 為準）

∆DIC

O

：organic removal of DIC

若

∆DIP>0，表示 DIC 之產生是經由淨呼吸作用(net respiration)所造成，

即

p – r < 0

p：production r：respiration

若

∆DIP<0，表示 DIC 之消耗是經由淨有機生產力(net organic production)所造

成，即

p – r > 0

2-2-9 固氮—脫氮(nfix-denit)之關係

氮的循環在底水系統中，脫氮可能扮演重要的角色(Seitzinger, 1988)。

(CH

2

O)

106

(NH

3

)

16

H

3

PO

4

＋

94.4HNO

3

106CO

2

＋

177.2H

2

O ＋ H

3

PO

4

＋

55.2N

2

(Richards, 1965; Smith and Hollibaugh, 1989)

13 part P N P N denit nfix ) ( : ) ( − =∆ −∆

當（nfix-denit）＞0，表示固氮作用＞脫氮作用，為淨固氮作用。

（nfix-denit）＜0，表示脫氮作用＞固氮作用，為淨脫氮作用。

(N:P)

part

：N-P ratio in particulate organic material

nfix (nitrogen fixation)是指在水體中之固氮量

denit (denitrification)是指在水體中之脫氮量

三、结果與討論

3-1 大鵬灣基本水文資料之分佈及季節變化

各水文參數（鹽度、pH、溫度及溶氧）在空間分佈上，以 2003 年 8 月

為例（與洪，2001 比較），表水與底水之鹽度由內向外遞增，主要原因是受

到廢水注入的影響，內外灣鹽度值差約在

2 psu 以內，其餘月份亦有此現象。

pH 方面，表水與底水 pH 變化則是由灣內向外遞增，這顯示了內灣有低 pH

的廢水注入之影響，但底水

pH 比表水低，主要是由於底水微生物耗氧分解，

釋出

CO

2

，使

H

+

濃度升高，因而降低了

pH 值，其餘月份亦有此現象。溶氧

方面，表水之溶氧飽和度由內向外遞增，顯示內灣微生物耗氧分解作用旺盛，

而底水之溶氧飽和度亦明顯低了許多，底水內灣只有約

27%，顯示底水之耗

氧分解作用更旺盛，其餘月份亦有此現象。

DOP DIP P DON NH NO NO N ∆ + ∆ = ∆ ∆ + ∆ + ∆ + ∆ = ∆ − − + 4 2 3

在季節變化方面（圖

3-1）

，表水鹽度變化介於

28.96~34.65 之間，底水鹽

度變化介於

31.4~34.47 之間。採樣期間，以八月表底水鹽度差異最大，明顯

是受到了降雨的影響，其餘月份差異不大。

pH 方面，表水約介於 7.96~8.56，

而底水約介於

7.82~8.31。溫度方面，表水約介於 23.65~30.77℃之間，而底水

介於

23.69~30.18℃之間，以 7 月最高，12 月最低，與 pH 之季節變化相似。

在溶氧方面，表水約介於

5.05~10.26 mg L

-1

之間，底水約介於

3.14~7.79 mg L

-1

之間，表水明顯的比底水高，12 月及 2 月時因為溫度降低，冷水下沉，使得

灣內水上下混合均勻，因此溶氧值相差不大。

15

圖

3-1 大鵬灣基本水文參數平均（鹽度、pH、溫度及溶氧）

之時間序列變化

0 3 6 9 12 Surface Bottom Nov Aug May Feb 2003 Jul 2002 Dec 2001 DO ( m g /L ) Time (month) 21 24 27 30 33 Surface Bottom T e m p era tu re ( o C) 7.6 8.0 8.4 8.8 Surface Bottom pH 28 30 32 34 36 _Surface Bottom Sa lin it y

3-2 大鵬灣水體之滯留時間及海水交換量

為了瞭解大鵬灣蚵架拆除後大鵬灣水體與外海海水交換之情形，利用生

地化盒子模式（Gorden et al., 1996）以水與鹽之收支平衡原理，計算出採樣時

期潟湖與海水之交換量，再算出整個潟湖水體交換更新所需的時間，大鵬灣

採樣時期（蚵架拆除後）之海水交換量，約介於

1121~2078×10

3

m

3

d

-1

之間，

而年平均之交換量約為

1553×10

3

m

3

d

-1

，與大鵬灣蚵架拆除前（洪，2001）比

較，蚵架拆除前之海水交換量，約介於

770~1803×10

3

m

3

d

-1

之間，而年平均

之交換量約為

1090×10

3

m

3

d

-1

，此原因是由於蚵架的拆除，而使得海水交換量

變大。

大鵬灣採樣時期（蚵架拆除後）之滯留時間約介於

5.3~9.2 天(表 4-1)，

在秋、冬季時(2003 年 11 月及 2 月)之滯留時間較長，年平均滯留時間為 7.1

天，較大鵬灣蚵架拆除前之滯留時間介於

5.8~13.2 天，年平均滯留時間約 10.0

天約短了

3 天。由海水交換量的變大及滯留時間的變短，皆可顯示出大鵬灣

在蚵架拆除之後水體的交換變好了。

3-3 大鵬灣營養鹽及溶解態有機碳、氮、磷之分佈及季節性變化

營養鹽濃度以空間分佈來看（2003 年 8 月為例）

，溶解態矽酸鹽（DSi）、

溶解態無機氮（DIN）及溶解態無機磷（DIP）濃度均由灣外向內遞增，且濃

度底水大於表水，由於底水有機質分解多，再生營養鹽多，因此底水濃度較

17

高。由圖可看出營養鹽在內灣的第

6 站有較高值，這與林邊排水溝注入廢水

有關；其餘月份皆有相同趨勢。

在季節的變化上，表底水

DSi、DIN 及 DIP 有類似的變化趨勢，由圖看

出除了

2 月 DSi 之表水濃度、8 月 DIP 之表及底水濃度及 7 月 DIN 之底水濃

度有較高值外，其餘營養鹽濃度在

12 月時皆有較高的值，且其餘濃度在 8 月

時有較低的值，這是因為藻類大量生長，大量利用掉營養鹽所造成。

由於浮游植物進行光合作用時會吸收海水中之營養鹽及二氧化碳而轉換

成有機物質，並經由分泌作用，釋放出溶解態有機物(dissolved organic matter,

DOM)至水體中。海水中攝食浮游植物之生物也會藉由排泄作用而釋出

DOM。海水中死亡之生物屍體及排泄物(fecal pellets)即形成顆粒態有機物

(particulate organic matter, POM)之

亦會被分解成營養鹽及二氧化碳再回到海水中被浮游植物利用(Hedges, 1987;

Walsh, 1991; Chester, 1990)。

溶解態有機碳、氮、磷（DOC、DON、DOP）濃度以空間分佈來看（2003

年

8 月為例），三者的濃度皆由灣外向內遞增，且濃度底水小於表水，由於

DOM 的主要來源為表水且有機質分解作用旺盛，因此底水濃度較表水來的

低，而其餘月份亦可看出相同趨勢。在內灣第

6 站有較高值，與營養鹽趨勢

類似，明顯是受到林邊排水溝廢水注入所影響。

在季節的變化上，三者表底水有類似的變化趨勢，而在

8 月 DOC 之表水

濃度有一高值，與葉綠素 a 相同在 8 月時有高值，顯示大鵬灣中 DOC 來源除

了廢水帶來的之外，由浮游植物生長所釋出亦是很重要的來源之一。

以大鵬灣內蚵架拆除前後來看營養鹽的變化（表

3-1），營養鹽（DSi、

DIN、DIP）年平均濃度在蚵架拆前比拆後大，推測是因為海水交換量變大，

使得滯留時間變短造成濃度較小，另外潟湖內缺乏牡蠣攝食與箱網養殖亦為

可能原因之一。而溶解態碳及氮（DOC、DON）拆前濃度比拆後小，但 DOP

則是拆除前比拆除後大，可能的原因包括廢水注入的影響以及整體生態系改

變的影響所致。

19

表

3-1 大鵬灣蚵架拆除前後營養鹽及溶解態有機碳、氮、磷濃度比較

Nutrient (µM) Dissolved Organic Matter (µM) Sampling Time

DSi DIN DIP DOC DON DOP

Reference 蚵架拆除前 Aug-1999 22.5 12 2.51 172.3 21 2.70 洪 (2001) Oct-1999 29.0 18 3.97 127.7 14 6.74 Dec-1999 12.7 13 2.41 128.2 32 0.70 Feb-2000 18.3 20 5.07 126.0 35 0.54 Apr-2000 16.4 12 4.00 120.3 23 1.50 Jun-2000 21.7 12 5.11 211.7 23 2.70 Aug-2000 39.6 30 7.60 168.2 23 1.94 Dec-2001 11.0 9.1 3.3 178.5 - - 本實驗 Jul-2002 11.2 21.9 1.6 228.4 - - Mean 20.3 16.4 4.0 162.4 24.4 2.4 蚵架拆除後 Feb-2003 12.4 9.4 1.0 154.1 49.2 1.6 本實驗 May-2003 6.0 8.0 0.2 193.9 41.3 1.1 Aug-2003 4.2 9.8 3.0 241.6 41.4 0.7 Nov-2003 8.0 18.2 0.6 126.2 73.0 0.9 Mean 7.7 11.4 1.2 179.0 51.2 1.1

為了了解潟湖中浮游植物受什麼條件所控制，將

Chl. a 與日射

量、溫度及溶氧做一時序變化圖（略）

，發現三者趨勢變化具有一致性，

表示浮游植物生長是受到日射量及溫度所控制，且由圖中可看出溶氧

濃度在夏季有較高的值，顯示由於日射量的增高使得大量浮游植物繁

殖，經由光合作用，釋放出大量氧氣，而增加溶氧量所造成。而由

Chl.

a 與 DIN 及 DIP 之趨勢變化並無明顯一致性，表示浮游植物生長並不

受到氮及磷含量的控制（DIN/Chl. a 之相關係數（R 值為 0.33，P 值為

0.27），DIP/Chl. a 之相關係數（R 值為 0.39，P 值為 0.23））。

3-4 大鵬灣氮及磷之輸出入通量及有機碳生成量

大鵬灣主要物質輸入之來源是廢水注入、降雨等來源，而輸出則

有殘餘流量(V

R

)及海水交換量(V

X

)。利用盒子原理估算(3-3 節中說

明)，在氮及磷之輸入及輸出量方面（表 4-4）

，在大鵬灣蚵架拆除前，

年平均

DIN、DON 及 DOP 之輸入量小於輸出量，這表示若是要達到

一個平衡（輸出等於輸入）

，那麼輸入的來源除了廢水的注入之外，

應該還有其他的來源，例如由箱網養殖所代謝出（洪，2001）。而蚵

架拆除之後，年平均

DIN、DIP 及 DOP 之輸入量大於輸出量，這表

示廢水注入影響甚大，而

DON 年平均為輸出量大於輸入量，推測是

因為藻類吸收了

DIN 之後轉換成 DON 排出。

21

另一方面，在季節性之變化量上，大鵬灣拆除前，2000 年 8 月

各項之輸入量皆比其他月份高了許多，原因是在

2000 年 8 月之降雨

量及廢水注入量都較其他月份高，所以造成物質之輸入量大；而淨輸

出量各項皆是夏季大於冬、春季，此與夏季有較高之海水交換量有

關。大鵬灣拆除後，2003 年 2 月 DIN 及 DON 之輸入量比其他月份

高出許多，可能是廢水注入了含氮量高的物質所影響；而各物質之淨

輸出量並無顯示出明顯的季節性變化。

各物質之淨通量 (∆Y) ，可利用非保守性物質之收支平衡計算，

∆Y 代表在 steady-state 下輸入通量與輸出通量之差值，若輸入量大於

輸出量，則

∆Y 為(－)，表示物質有淨的累積(internal sink)，若輸入

量小於輸出量，則

∆Y 為(＋)，表示物質是淨的釋放(internal source)。

大鵬灣各物質之

∆Y（mmole m

-2

d

-1

）列於表

3-3，其中ΔDIC

O

是由

各採樣月份之ΔDIP 所計算出有機碳之淨通量(ΔDIC

O

＝ΔDIP(C：

P)

part

) ， 而 固 氮 — 脫 氮 作 用 (nfix-denit) 是 探 討 氮 的 代 謝 作 用 淨 值

(LOICZ, 1996)，並利用(ΔN－ΔP(N：P)

part

)計算出(3-3 節所述)，當

nfix-denit ＞0，表示固氮大於脫氮作用，反之則是脫氮大於固氮作

用。大鵬灣蚵架拆除前之∆DIN 在 2000 年 4 月及 8 月、2001 年 12 月

及

2003 年 7 月為正值外，其餘月份皆為負值，而∆DIN 年平均為正值，

表示有淨的釋放；∆DIP 除了 2000 年 2 月為正值之外，其餘月份皆

表

3-2 大鵬灣溶解態氮、磷之輸出及輸入季節變化量

input (103 mole d-1) output (103 mole d-1) Sampling Time

DIN DON DIP DOP DIN DON DIP DOP Reference

蚵架拆除前 Aug-1999 20.5 6.0 4.1 2.3 17.4 24.0 3.8 3.7 洪 (2001) Oct-1999 20.2 6.0 4.1 2.3 14.9 9.3 3.4 5.7 Dec-1999 17.3 6.0 4.1 2.3 11.2 23.4 2.2 0.6 Feb-2000 17.6 6.0 4.1 2.3 16.1 23.0 4.2 0.3 Apr-2000 6.9 10.4 4.2 0.9 11.8 18.4 4.1 1.2 Jun-2000 12.7 10.4 5.8 1.2 12.3 20.4 5.4 2.6 Aug-2000 22.7 28.2 10.7 3.3 34.8 20.1 8.5 2.0 Dec-2001 17.2 - 4.0 - 23.7 - 3.8 - 本實驗 Jul-2002 19.9 - 4.0 - 39.8 - 2.9 - mean 17.2 10.4 5.0 2.1 20.2 19.8 4.3 2.3 蚵架拆除後 Feb-2003 24.2 15.4 3.1 1.8 13.2 48.8 4.4 0.9 本實驗 May-2003 21.7 7.3 0.5 4.1 11.7 74.4 0.4 1.4 Aug-2003 38.7 98.3 7.8 7.0 12.6 68.0 1.4 1.9 Nov-2003 21.9 20.9 1.9 0.9 15.4 74.2 0.6 1.0 mean 26.6 35.5 3.3 3.5 13.2 66.4 1.7 1.3

23

為負值，表示有淨的累積，∆DON 及∆DOP 大部分皆為正值表示其皆

有淨的釋放 (internal source)，顯示出受到浮游植物生長所供應的影響

大。而大鵬灣蚵架拆除之後，年平均除了∆DON 為正值之外，∆DIN、

∆DIP 及∆DOP 皆為負值，表示有淨的累積，2003 年 2 月∆DIP 為-1.20

mmole m

-2

d

-1

，是為淨的累積；且

8 月∆DIP 為 0.25 mmole m

-2

d

-1

，是

為淨的釋放，與蚵架除之前相反，顯示由於蚵架的拆除，灣內缺少了

牡蠣攝食利用營養鹽及藻類以及及廢水仍繼續注入且堆積了大量營

養鹽。

由ΔDIC

o

來評估生態系的代謝作用，當ΔDIC

o

＜0，表示光合作

用大於呼吸作用 (p－r＞0)，是一自營性系統，由於大鵬灣之ΔDIC

o

大部分為負值看來，大鵬灣幾乎全年為有機碳生成（p-r>0），且蚵架

拆除前ΔDIC

o

年平均之

p－r 為 5.64 mole C m

-2

yr

-1

(約為 67.68 g C m

-2

yr

-1

)，蚵架拆除後ΔDIC

o

年平均之

p－r 為 11.64 mole C m

-2

yr

-1

(約為

139.68 g C m

-2

yr

-1

)，蚵架拆除前後之ΔDIC

o

相差了約

2 倍，這結果顯

示蚵架拆除後，大鵬灣仍為一自營性系統且淨有機生產力（光合作用）

比蚵架拆除前更強。

由大鵬灣之固氮—脫氮(nfix-denit)看來，大鵬灣蚵架拆除前全年平均

為

1.38 mole m

-2

yr

-1

（表

3-3），顯示固氮大於脫氮，與大鵬灣內部具

有念珠藻等固氮優勢藻種 (蘇等， 2000) 相符合，但是固氮—脫氮作

表

3-3 大鵬灣之非保守性物質季節變化通量(∆Y)

nfix-denit=∆N-∆P*16 ( - ) 代表 net sink

∆DIN ∆DON

∆DIP

∆DOP

∆N

∆P

nfix-denit

Reference

Sampling Time

∆DIC

O

蚵架拆除前 _{Aug-1999 -0.58 3.40 -0.06 0.26 2.82 0.20} -0.38 -6.36 洪 (2001) Oct-1999 -1.00 0.62 -0.13 0.64 -0.46 0.51 -8.62 -13.78 Dec-1999 -1.15 3.28 -0.36 -0.32 2.25 -0.68 13.13 -38.16 Feb-2000 -0.28 3.21 0.02 -0.38 3.04 -0.36 8.80 2.12 Apr-2000 0.92 1.51 -0.02 0.06 2.52 0.04 1.88 -2.12 Jun-2000 -0.08 1.89 -0.08 0.26 1.60 0.18 -1.28 -8.48 Aug-2000 2.28 -1.53 -0.42 -0.25 0.66 -0.67 11.38 -44.52 Dec-2001 1.21 - -0.04 - 1.21 -0.04 1.85 -4.66 本實驗 Jul-2002 3.74 - -0.22 - 3.74 -0.22 7.26 -23.00 mean (mmole m-2 d-1) 0.56 1.77 -0.15 0.04 1.93 -0.12 3.78 -15.44 mean (mole m-2 yr-1) 0.21 0.65 -0.05 0.01 0.70 -0.04 1.38 -5.64 蚵架拆除後 _Feb-2003 -4.90 -5.70 -1.20 0.02 -10.60 -1.18 8.35 -127.56 本實驗 May-2003 -1.88 12.62 -0.02 -0.51 10.74 -0.53 19.17 -2.01 Aug-2003 -2.05 6.27 0.25 -1.16 4.22 -0.91 18.74 26.66 Nov-2003 -1.23 10.02 -0.23 0.01 8.79 -0.23 12.41 -24.65 mean (mmole m-2 d-1) -2.52 5.80 -0.30 -0.41 3.29 -0.71 14.67 -31.89 mean (mole m-2 yr-1) -0.92 2.12 -0.11 -0.15 1.20 -0.26 5.35 -11.64

25

用隨季節變化會有很大之差異，附生藻生產力以冬季較高 (王，2001)

且自營性藍綠細菌(Synechococcus spp.)之數量亦是在 12 月份較多

(蔣，2000)，故與大鵬灣冬季固氮作用較強相符合。大鵬灣水域浮游

藻種類以矽藻最多（20-30 種），依序為渦鞭藻（8 種）、綠藻及藍藻

（5 種）、隱藻、游藻及綠鞭藻最少（各一種）；春秋季藻種數較夏冬

季多。目前大鵬灣內已停止牡蠣養殖及拆除蚵架與箱網養殖，而在

2001 年冬季優勢種由穩藻轉為渦鞭藻，春季優勢種轉為藍藻，夏季

優勢種轉為矽藻（蘇，2002）。由表 4-5 知在大鵬灣蚵架拆除之後的

固氮作用（春季>夏季>秋季>冬季），春季固氮作用最強是因為優勢

種已轉換為有固氮能力的藍藻所影響，而在夏季矽藻取代藍藻，則顯

示出水質條件有改善。

3-5 大鵬灣各汞物種濃度之分佈及季節性變化

大鵬灣及七股潟湖汞物種濃度之空間分佈（2003 年 8 月為例），

總溶解態汞（Total dissolved Hg）及反應性汞（Reactive Hg）濃度均

由內向外遞增；而顆粒態汞（Particulate Hg）濃度則是由內向外遞減，

此由於大鵬灣及七股潟湖靠近內灣處皆有廢水注入，所挾帶著大量營

養鹽造成內灣之

Chl. a 濃度較高，因此內灣 Particulate Hg 濃度較高

且

Total dissolved Hg 及 Reactive Hg 較低，此與生物吸收作用有關。

大鵬灣之

Reactive Hg 濃度底水較表水低，由於底水溶氧較低，而耗

氧不利於

Hg

2+

之生成；而

Total dissolved Hg 及 Particulate Hg 濃度則

是底水較表水大，則是由於生物吸收或是顆粒吸附作用或脫吸附作用

所造成。

由於大鵬灣內外之空間變化差異大，故將大鵬灣分為內外灣之

分，內灣測站為第

4、5、6、7 及 8 站，外灣為第 1、2、3、9 及 10

站，將汞物種濃度分佈以內外灣來比較其污染程度（表

3-4）

。由表中

之各汞物種年平均濃度可知，Particulate Hg 濃度內灣大於外灣，由於

內灣總懸浮顆粒（TSM）濃度高且 Chl. a 濃度亦高，而汞吸附於顆粒

上或生物吸收所致。

Reactive Hg 濃度外灣大於內灣；Complexed Hg 濃

度則內灣大於外灣，由於內灣有機質較高，Reactive Hg 與有機質反

應形成

complexed Hg 所造成。

在季節時序性的變化上，大鵬灣各汞物種濃度之表底水有相同的

趨勢，且大鵬灣與七股潟湖之

Total dissolved Hg 及 Particulate Hg 濃

度冬季>秋季>春季>夏季，而 Particulate Hg 濃度及汞之分配係數

（Partition coefficient, Kd）值則是相反的（夏季>春季>秋季>冬季），

顯示出汞在夏季主要以顆粒態存在於水體中；冬季主要以溶解態存在

於水體中，且季節性生物利用及顆粒分佈來影響汞物種濃度分佈。

27

表

3-4 大鵬灣內灣及外灣之汞物種濃度

Inner Bay (station 4,5,6,7,8) Outer Bay (station 1,2,3,9,10)

Samping Time Particulate Hg (ng/L) Reactive (Hg2+) (ng/L) Complexed Hg (ng/L) Particulate Hg (ng/L) Reactive (Hg2+) (ng/L) Complexed Hg (ng/L) range (mean) range (mean) range (mean) range (mean) range (mean) range (mean) Dec-2001 2.51~19.97 (10.57) 1.21~2.71 (2.08) - 2.28~16.30 (8.04) 1.04~7.88 (3.42) - Jul-2002 3.25~11.09 (7.03) 0.52~2.64 (1.46) 0.04~1.63 (0.16) 3.11~8.67 (5.28) 0.39~3.08 (1.73) 0.10~1.83 (0.23) Feb-2003 2.10~3.96 (2.83) 0.45~1.82 (1.14) 0.57~2.70 (1.81) 0.60~7.98 (2.32) 0.45~4.09 (2.36) 0.15~2.66 (1.79) May-2003 2.32~8.55 (5.84) 0.37~2.21 (1.50) 0.31~2.49 (0.38) 1.41~6.98 (4.53) 0.55~3.99 (1.97) 0.17~1.97 (0.40) Aug-2003 4.53~11.98 (6.68) 0.33~2.27 (1.45) 0.02~2.49 (0.19) 1.42~8.47 (5.41) 0.39~3.08 (1.73) 0.07~1.57 (0.19) Nov-2003 3.16~7.36 (4.81) 0.39~2.83 (1.66) 0.15~2.70 (1.57) 1.89~6.14 (3.83) 0.43~3.01 (2.11) 0.08~2.26 (1.15) mean 6.29 1.55 0.84 4.90 2.22 0.75

由於藻類為沿海潟湖重要基礎生產者之一，且浮游植物及藻類會

行生物吸收作用，將水體中的汞或微量金屬累積在體內，而水中魚類

或生物體又捕食浮游植物，所以為了了解生物吸收作用是否會影響汞

物種之濃度與分佈，因此將大鵬灣及七股潟湖中

Chl. a 濃度與各汞物

種濃度作一關係圖。由大鵬灣各汞物種與

Chl. a 之相關性圖（圖 4-16、

續）可看出四個季節之

Particulate Hg 濃度與 Chl. a 皆有一顯著正相

關，表示水體中的汞被藻類所吸收，因此

Particulate Hg 濃度隨著 Chl.

a 增加而有所增加；而 Total dissolved Hg 及 Reactive Hg 濃度與 Chl. a

卻有一顯著負相關，而由於水體中的汞已被藻類吸收，所以水體中溶

解態汞濃度會減少。由這個結果可知汞物種之濃度及分佈與生物吸收

作用有密切關係。

3-6 大鵬灣各汞物種與總懸浮顆粒物質濃度（TSM）之關係

汞在循環過程中會經由生物吸收或吸附於懸浮顆粒物質上，而形

成

Particulate Hg。由大鵬灣及七股潟湖各汞物種與 TSM 濃度之相關

性圖可看出四個季節之

Particulate Hg 濃度與 TSM 濃度皆有一顯著正

相關，表示水體中的汞被生物吸收或懸浮顆粒所吸附，因此

Particulate

Hg 濃度隨著 TSM 增加而增加，且因沉降作用或底部再懸浮，底水

TSM 高亦會造成 Particulate Hg 濃度較表水高；反之，Total dissolved

29 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 0 2 4 6 8 10 bottom P=0.2943 R=-0.3938 surface P=0.8992 R=0.0495 R e a c ti ve H g ( n g /l ) Chl. a ( µg/l ) 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 0 5 10 15 20 bottom P=0.0291 R=-0.7187 surface P=0.2940 R=-0.3903 T o ta l D iss o lve d H g ( n g /l ) 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 0 5 10 15 20 25 30 Dec/2001 surface bottom bottom P=0.0054 R=0.8315 surface P<0.0001 R=0.9529 P a rt ic ul at e H g ( ng /l ) 0 20 40 60 80 0 1 2 3 4 bottom P=0.1128 R=-0.5328 surface P=4.1188E-4 R=-0.8983 Jul/2002 surface bottom Re ac ti v e Hg (ng /l ) Chl. a ( µg/l ) 0 20 40 60 80 0 1 2 3 4 bottom P=0.1237 R=-0.5195 surface P=0.0017 R=-0.8511 T o ta l D is s o lv e d H g ( ng/ l) 0 20 40 60 80 0 3 6 9 12 bottom P=0.3056 R=0.3608 surface P=3.2624E-4 R=0.9043 P a rt ic ul at e Hg ( n g /l) 0 1 2 3 0 1 2 3 4 5 surface P=9.7045E-4 R=-0.9514 bottom P=0.0050 R=-0.8692 Rea c ti v e Hg (ng /l) Chl. a ( µg/l ) 0 1 2 3 0 2 4 6 8 bottom P=0.0129 R=-0.8189 surface P=6.2195E-4 R=-0.9594 T o ta l Di s s ol v e d H g ( n g/ l) 0 1 2 3 0 2 4 6 8 10 bottom P=0.0148 R=0.8097 surface P=0.1361 R=0.6215 Feb/2003 surface bottom P a rt ic ul at e H g ( n g /l)

圖

3-2 大鵬灣表底水各汞物種與葉綠素 a 之關係圖

0 2 4 6 8 10 0 1 2 3 4 5 bottom P=0.6673 R=-0.1557 surface P=0.1404 R=-0.5007 May/2003 surface bottom R eac ti v e H g ( n g /l) Chl. a ( µg/l ) 0 2 4 6 8 10 0 1 2 3 4 5 bottom P=4.3909E-4 R=-0.8967 surface P=0.0085 R=-0.7740 T o ta l Di s s o lv e d Hg (n g/ l) 0 2 4 6 8 10 0 3 6 9 12 bottom P=1.5431E-4 R=0.9210 surface P=1.9693E-4 R=0.9159 P a rt icul at e Hg (ng /l) 0 3 6 9 12 0 1 2 3 4 bottom P=4.1240E-4 R=-0.9443 React iv e H g ( n g/ l) Chl. a ( µg/l ) 0 3 6 9 12 0 1 2 3 4 bottom P<0.0001 R=-0.9855 surface P=0.0293 R=-0.7180 surface P=0.0200 R=-0.7497 T o ta l Diss ol v e d Hg (ng /l ) 0 3 6 9 12 0 3 6 9 12 15 bottom P=1.4972E-4 R=0.9604 surface P=0.0203 R=0.7484 Aug/2003 surface bottom P a rt icul at e Hg (ng /l) 0 2 4 6 8 0 1 2 3 4 bottom P<0.0001 R=-0.9758 Nov/2003 surface bottom surface P=0.0125 R=-0.7494 Rea c ti v e Hg (n g/ l) Chl. a ( µg/l ) 0 2 4 6 8 1 2 3 4 5 6 bottom P=4.9555E-4 R=-0.8934 surface P=0.0182 R=-0.7224 T o ta l D is s ol v e d H g ( n g /l) 0 2 4 6 8 0 2 4 6 8 10 bottom P=1.3381E-4 R=0.9238 surface P=5.8882E-4 R=0.8885 P a rt ic ul at e H g ( n g/ l)

圖

3-2 續 大鵬灣表底水各汞物種與葉綠素 a 之關係圖

31

被懸浮顆粒所吸收，所以水體中溶解態汞濃度會減少。

而污染物在水系統中的反應變化亦取決於它們在溶解態及顆粒

態的分布，而分配係數(partition coefficient) K

d

為描述水系統中元素在

溶解態及顆粒態間的分佈及反應情況。

K

d

之定義如下：

[particulate metal concentration(µg kg

-1

)]

[dissolved metal concentration(µg l

-1

)]

K

d

的分布變化可幫助我們了解個別金屬的特性及其在不同環境中顆

粒吸附、脫吸附反應的特性（Li et al., 1984; Pankow and McKenzie,

1991; Stumm and Morgan, 1996）。在大鵬灣中汞的分配係數（Kd）與

TSM 濃度呈現顯著正相關，且 POC 與 TSM 亦顯示正相關，此表示

汞易吸附於有機顆粒上，並顯示汞其高顆粒性效應。

3-7 反應性汞（Reactive Hg）濃度與溶氧（DO）濃度之關係

大鵬灣

Reactive Hg 濃度與 DO 濃度有明顯的正相關，此原因是

當溶氧濃度足夠時，

Hg

0

因生物氧化作用而形成

Hg

2+

（圖

4-26）

，

此說明了富氧環境有利於

Hg

2+

生成，而耗氧環境則不利於

Hg

2+

生成，因此底水的

Reactive Hg 濃度較表水低（底水耗氧作用旺

盛）

。但是部分大鵬灣（Dec/2001, Jul/2002, May/2003）之 Reactive

K

d

(l kg

-1

)=

Hg 與 DO 之正相關並未達到顯著水準，而其它否有其他因素

（TSM、DOC 及 POC）的影響，則有待進一步的研究。

3-8 大鵬灣微量金屬之地化特徵與污染現況

水環境是否遭受微量金屬的污染，不能單由微量金屬濃度的高低

來判定其污染程度，因為微量金屬濃度的高低除了與污染程度有關之

外，亦與來源的背景值、沉積物組成、有機質含量及顆粒大小有關

（許，2000）。在全球微量元素循環中，沈積物或懸浮顆粒物質因具

有重金屬富集作用而能反映了人類活動及污染的訊息。理論上，水環

境的污染程度可以用懸浮物中微量元素的富集因子(enrichment factor)

(EF)加以評估：

EF = ([X]

pm

/ [Al]

pm

) / ([X]

fr

/ [Al]

fr

)

此處的[X]

pm

/ [Al]

pm

為懸浮顆粒物中某一元素與鋁的比值，[X]

fr

/

[Al ]

fr

為地殼中某一元素與鋁的比值(Poulton and Raiswell, 2000)，而

其中[X]

fr

/ [Al]

fr

值是參考

Bowen(1979)所發表的結果，鋁在沈積物中

可視為”守恆性”元素，幾乎均由自然風化而來（Green-Ruiz, 2001），

且鋁在地殼中的含量也相當高（8.2％），是地球上第三個豐度最高的

元素，然而鋁在海水中的含量卻很低，且其含量較不易受人為因素影

響（Kemp and Thomas, 1976），因此兩者皆可以作為背景值的依據。

33

染；而若元素富集於表層土壤亦可能提供懸浮顆粒直接輸入水環境

中，但不同的風化過程可能也會造成富集因子相對較高的結果(Martin

and Whitfield, 1983)。

由鐵的富集分佈（圖

4-29、續圖 4-29）來看，大鵬灣鐵的富集

程度

0.70-4.62，平均 1.46；因鐵為地殼主要組成之一，不易受到人為

因素影響，若是

EF 值大於 1，則可能是與地質背景有關，因此有鐵

富集的現象。而微量金屬中，鎘、鎳、銅、鉛、汞、錳及鋅之

EF 值：

大鵬灣微量金屬

EF 值有著類似的分佈（且 EF 值均大於 1），尤其測

站

4、5、6、7 及 8 的值都較其他測站高，因為廢水的注入，使得大

鵬灣內灣受到微量金屬污染比外灣更形嚴重。依據富集程度判斷：大

鵬灣微量金屬之污染程度

Hg>Zn>Cd>Pb>Mn>Cu>Ni>Fe。

由大鵬灣及七股潟湖微量金屬富集程度的比較，可知大鵬灣各微

量金屬富集程度均大於七股潟湖，顯示出大鵬灣受到微量金屬污染的

程度較七股潟湖大，其中以汞污染的差異最大。

四、結論

1. 大鵬灣之基本水文資料之季節變化相當明顯，以空間分佈來看，

內灣鹽度小於外灣，主要是因為內灣有

Linpan Dike 廢水注入的緣

故。夏季鹽度較小，主要是降雨的緣故。大鵬灣蚵架拆除後（2003

年

2~11 月）水體滯留時間平均為 7.1 天，與大鵬灣蚵架拆除前（洪，

2001 與 2001 年 12 月及 2002 年 7 月）水體滯留時間平均為 10.0

天短了約

3 天，顯示蚵架的拆除已有效改善大鵬灣海水交換作用。

2. 大鵬灣內蚵架拆除前後營養鹽的年平均濃度變化大致為拆前比拆

後高，拆除後因海水交換量變大而使得滯留時間變短造成濃度較

低，再加上蚵架拆除後潟湖內已缺乏牡蠣攝食與箱網養殖所致。

由營養鹽、葉綠素

a、總懸浮顆粒物質濃度與基本水文特性之關

係，推測出大鵬灣之生產力，在蚵架拆除後與拆除前相同，主要

受到水溫、日射及透光度之影響，而未受到氮、磷之限制。大鵬

灣蚵架拆除前後營養鹽比值（Si/N、Si/P 及 N/P）的改變，顯示出

在蚵架拆除後，缺乏牡蠣攝食藻類或浮游動植物相及水母組成改

變的影響。

3. 由大鵬灣蚵架拆除前∆POC/∆PN 年平均比值 7.3（趨近於 Redfield

ratio C/N 約等於 6.6），而蚵架拆除後∆POC/∆PN 年平均比值 8.1，

顯示蚵架拆除前以生物源有機碳為主；而在蚵架拆除後可能陸源

或碎屑有機碳影響增加。

4. 利用生地化模式推演大鵬灣內物質之收支平衡，顯示大鵬灣蚵架

拆除前後全年平均淨有機碳生成量相差了約

2 倍（拆除前為 5.64

mole C m

-2

yr

-1

；拆除後為

11.64 mole C m

-2

yr

-1

）

，顯示蚵架拆除後，

35

大鵬灣仍為一自營性系統且淨有機生產力比蚵架拆除前更高。

5. 由大鵬灣之固氮—脫氮(nfix-denit)作用可知，蚵架拆除前後皆為固

氮作用大於脫氮作用，顯示出潟湖內以固氮藻類為主；而蚵架拆

除後，在夏季時已由固氮藍藻轉為矽藻，則表示大鵬灣的整治對

水質條件已有所改善。

6. 以大鵬灣各汞物種年平均濃度來看，Particulate Hg 濃度內灣大於

外灣，由於內灣

TSM 高，Chl. a 亦高而汞吸附於顆粒上或生物吸

收所致。Reactive Hg 濃度外灣大於內灣；Complexed Hg 濃度則內

灣大於外灣，由於內灣有機質含量較多，

Reactive Hg 經由螯合作

用與有機質形成

Complexed Hg 所造成。

7. 大鵬灣之汞物種與葉綠素 a 及 TSM (POC)的相關性顯示出，汞物

種之分佈主要與生物吸收作用有關及與地化反應有密切關係。因

此顆粒態汞與

TSM (POC)成正相關；而總溶解態汞及反應性汞則

與葉綠素 a 成負相關。由大鵬灣汞分配係數 (Kd)夏季>春季>秋季

>冬季，顯示生地化作用控制汞物種之季節性變化。汞之 Kd 值與

TSM 濃度呈現顯著正相關，且 POC 與 TSM 亦顯示正相關，此表

示汞易吸附於有機顆粒上。大鵬灣之顆粒態汞與顆粒態鐵、錳及

鋁並無顯著相關，顯示汞主要是與有機質結合，並非受到地殼風

化或是陸源所帶來的顆粒物質所控制。

8. 因大鵬灣有廢水注入之污染源，因此以各微量金屬之富集因子結

果均比自然背景值高（除了鐵以外）

，由結果顯示出大鵬灣各微量

金屬之富集因子超過了七股潟湖，其中以汞的污染大鵬灣更是遠

超過七股潟湖，推測大鵬灣所受到的人為污染影響比七股潟湖來

的大。

37

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第二部分: 共同主持人之研究成果

高屏海域陸海交互作用及永續經營與管理─子計畫九：

高屏沿海地區永續發展之研究（二）：

高高屏三縣市地方公務人員對於永續發展之認知探討

計畫類別：□ 個別型計畫 ■ 整合型計畫 計劃編號： 執行單位：國立中山大學企業管理學系 計劃協同主持人：高明瑞 國立中山大學企業管理學系教授 計畫參與人員：周佳蓉 國立中山大學公共事務管理研究所博士生 簡秀芳 國立中山大學公共事務管理研究所碩士生 聯絡方式：高雄市鼓山區蓮海路70 號 中山大學企業管理系 摘要 本研究旨在探討高高屏三縣市的地方公務人員對於社會發展價值觀及永續 性地方政策的認知程度。近年來政府以「永續發展」作為施政的理想與目標，但 似乎僅於中央層級政府間受到重視，地方政府是否致力於採行永續發展原則，地 方公務人員是否具有此等觀念與認知，值得探究。本研究回顧國際與國內重要文 獻，首先建構三大部分的評量題項—永續社會觀、永續原則與信念及地方永續政 策作為，以問卷調查方式，共發出問卷九百九十一份，共計有效問卷三百八十一 份。 實證分析結果顯示，高高屏地方公務人員普遍具有正面的永續發展認知。社會 發展價值觀上傾向新環境典範，並可分成三個不同觀點，觀點一是「環境取向 的」、觀點二是「均衡考量的」、觀點三是「社會規範導向的」社會發展價值觀。 對於永續發展原則的看法，普遍認同國際和我國政府所擬定之永續發展原則，尤 其對於明確引導人們如何落實永續發展之具體建議的接受度較高。地方議題方 面，普遍認同永續之地方政策作為，然而某些屬於當代主流價值觀的立場卻呈現 模稜，需待釐清。例如交通建設之規劃，應以大眾運輸為主，還是建立完整公路 體系以圖個人方便；地方是否應該為了招商和活絡地方經濟，給予廠商稅則優惠 等誘因；地方活動之舉辦，應該師法國際級之嘉年華會，還是小而美的展現地方 獨特性。根據研究發現與現實狀況觀察，地方公務人員雖具有普遍正面的永續發 展認知，但與地方政策的推動並無相關性，這值得進一步的研究。 關鍵字：永續發展、高高屏、地方公務人員、永續認知

43

Abstract

This study is to explore the cognition of local civil servants from the Kao-Kao-Ping Area on their value system of social development and sustainable local policies. Recently Taiwan government has adopted sustainable development as the ideal and direction of policy fulfillment, nontherless it seems bounded only at the central-government level Whether the local governments attentively adopt sustainable development principle and local civil servants own the cognition and understanding of sustainable development deserves further studying. Based on literature review on international and national materials, three parts of survey items were constructed –social paradigm of sustainability, sustainable development principles and local sustainable policies. Total 991 questionnaires were mailed and 381 valid responses were analyzed.

The empirical analysis showed the local servants of the Kao-Kao-Ping Area generally posses positive cognition on sustainable development. Their perspectives on social development lean toward New Environmental Paradigm. Specifically, the perspectives can be divided into “environment-oriented”, “equilibrium-oriented” and “social norms –oriented”. The sustainable principles emphasized by the international societies and the central government are highly accepted, especially, the implementing directions of sustainable development. The local sustainable policies were highly recognized but with some vagueness on the position of “main stream” values, such as highways or mass transportation, local place marketing, incentives to factories, local activities with international focus or unique locality. According to the study finding and the observations form the real situations, the cognition of civil servants on sustainable development is not related to the local policy practice.

Keywords: Sustainability/ Sustainable development、Kao-Kao-Ping, Local Civil Servants, Sustainable Cognition

壹、前言

隨著世界人口的激增，人類活動所產生的問題也日益嚴重，過去資源不虞匱 乏的時代已經過去，工業革命所形成的快速生產力已經超過地球所能負荷的涵容 量，空氣污染產生的二氧化碳使得地球溫度年年上升，繼而造成氣候異常，生命 循環錯亂；加上人類的大肆開墾，不僅威脅其他生物的棲息空間，不加節制的破 壞行為更導致大自然的反蝕，形成土石流和地層下陷等危害自身生命財產安全， 猶如蝴蝶效應般，生態系中，一地區所產生的問題，可能造成全球性的影響。因 此在普遍意識到問題的嚴重性之後，由聯合國主導的永續發展與環境會議，不斷 地探討地球永續發展的相關議題，希望在兼顧每個國家、每個人民的權益下，及