華江濕地小水鴨度冬棲地之適應性管理

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國立臺灣大學工學院土木工程學系博士論文

Department of Civil Engineering College of Engineering

National Taiwan University Doctoral Dissertation

華江濕地小水鴨度冬棲地之適應性管理

Adaptive management on the wintering habitat of common teals (Anas crecca) in Hwajiang estuarine wetland

黃國文 Gwo-Wen Hwang

指導教授：李鴻源博士

Advisor: Hong-Yuan Lee, Ph.D.

中華民國 101 年 7 月

July 2012

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I

口試委員會審定書

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II

謝辭

完成博士論文，並非僅靠個人之聰明才智，而是藉由「團隊合作」，產生最大的研究能量。要感謝團隊的陳章波老師、謝蕙蓮老師、施上粟博士、徐崇斌博士、盧堅富老師及黃守忠博士，在跨領域的研究及合作過程中，讓我獲得豐碩的

研究成果，對生態環境保育，可以貢獻一己之力。在過程中，我儘量Be an open-

minded person！這也將是我爾後持續遵行的座右銘。

首先要感謝李鴻源老師這麼多年來的指導，在李老師的提點下，開啟了我在生態水利領域的研究視野，最後終於順利完成學業；感謝汪靜明老師及袁孝維老師在論文口試期間給予之建議及指導；也感謝胡通哲老師，從我入學就開始教導我進行研究，長期給予鼓勵；要特別感謝陳章波老師及謝蕙蓮老師，在兩位老師

的帶領指導下，我得以參與國科會計畫並順利完成小水鴨 HSI 的研究，也引領我

在學術研究上的進步；謝謝盧堅富老師帶領我完成小水鴨調查資料彙整。

感謝上粟自我入學後，即一起合作研究，亦師亦友的陪伴，讓我終於將這個近似不可能的任務完成了！維昇學長的觀念教導及論文撰寫指導，讓我受益良多。

也謝謝筱雯及勝崎，快樂相伴及撰寫文章的情誼。謝謝守忠學長一起進行小水鴨調查、學術研究及協助英文摘要修改；崇彬及舒婷博士一起撰寫文章，帶給我的學術修練；佳宜、曉航、俊翰及思儒的協助。

謝謝研究室的志揚學長、昱嘉、蕙綾、卓群、阿昌、育民、津豪、志勤、品

含、子傑、詔傑、昶谷、施敏、毅青（花了很多時間傳授 GIS）、文獻（傳授

CCHE2D）、鵬豪、曉怡、富銘、淑玲、聖文、小紅、保憲、宇騰、紀淮、榮志、

婉瑜的支持鼓勵。

感謝水工所主任譚義績老師、劉振宇老師及黃良雄老師，在工作上的指導及學業上的鼓勵，特別感謝黃老師這三年來的提攜及帶領，讓自己無論在生活上、

工作上或學術上，都獲益良多。也感謝賴進松博士在計畫執行上的協助及工作上的照顧。

謝謝水工所同事明仁博士、振和兄、正有兄、文勝、裕君、阿寬、豐佐、志賢、振家、何姊、淑慧、劉小姐、吳姐及小翁的鼓勵加油；連洲、明熹及凱堯學長、大學同學貢丸、小黑、晉琪、小策、文松、小肝的加油；特別感謝臺北市政府工務局羅俊昇副局長於擔任處長期間，准許我在職進修，開啟了我學術及職業

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III

生涯的另一扇窗；也要告慰林松青博士在天之靈，謝謝您的鼓勵及提攜，我終於不負所望，畢業了！也感謝淑玲大嫂的加油！謝謝水利工程處郭正副總、葛股、

基祥大哥、淑貞姊、富中股長、小松、宇正、小潘、佳穎、洙宏；荒野伙伴銀河、

紅山椒、小啄木、貓頭鷹、土星、海馬、海牛及 Coka 一家；好友小皮、祥溱、

碧姬、郭姊、憲文；中興同事黑軍、鐵人、旋Sir、倪師叔、輝哥、林鈺；國中同

學秀蘭及慶峰；宜蘭無尾港文教促進會的大哥們、森林系 DJ 老師及他可愛的學

生們、華江守護聯盟的伙伴，謝謝你們的鼓勵與支持。

也謝謝國科會、經濟部水利署、水利規劃試驗所及第十河川局提供部分研究經費，臺北市動物保護處、中華鳥會及台北鳥會提供相關研究資料。

感謝我的父母對我的養育及鼓勵；千佑、美鳳及莉媛的鼓勵；岳父、岳母及外婆的鼓勵支持，特別是岳父大人對我的鼓勵及期許；佑昇及湘怡的加油；彩曰阿姨、姨丈、依珊及兆祥日常的協助及鼓勵。

最後，要感謝我一雙可愛的兒女，他們在我攻讀學位期間，可能有些時候被犧牲假期，無法讓他們享受正常的父愛，但從現在起，我們全家又可以好好的 Happy 了！當然，我的另一半，負擔更大的壓力，她要幫我照顧孩子，也要幫忙分擔親朋好友的壓力（有人會問起，他什麼時候畢業？），常常鼓勵我，陪我度過所有的苦澀及甘甜，我僅以有限的此生，回報她無限的恩情。秀旻，有妳才有現在的我，我僅將本文獻給妳及孩子們！

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IV

僅以本文獻給我的最愛

秀旻、聖桓及亦璿

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V

摘要

本研究整合生態學與水利學觀點，以棲地適合度指標模式（HSI model）

量化小水鴨喜好之度冬棲地條件，建置一套適用於感潮濕地之小水鴨度冬棲地適應性管理模式。華江濕地為東亞小水鴨重要度冬棲地之一，惟近年來受到自然營力及人為干擾，環境劇烈變遷。河床大幅回淤，植被面積也隨之快速擴增，使小水鴨喜好之灘地及水域面積大量減少。因此小水鴨度冬棲地復育及管理，為當前極為重要且迫切之課題。

本研究於2008 年 10 月至 2009 年 3 月在華江濕地三個固定位置，進行 22 次小水鴨數量及棲息位置調查，共紀錄小水鴨 3615 隻次。同時調查高程、坡度及距植被最短距離等環境因子，以地理資訊系統記錄於 5m×5m 之數值地形網格。接著以單位努力收穫量的概念，繪製網格內單次調查小水鴨最大數量與環境因子關係之包絡線，作為各環境因子之適合度指標

（SI）。以最小值法整合三個環境因子之適合度指標，建置棲地適合度指標（HSI）模式。分析結果顯示，小水鴨喜好低緩坡度、高低潮位間之高程及鄰近植被邊緣之棲地環境，其棲地之最適坡度介於0.7%至 1.4%間，最適地表高程介於 EL. 0.3m 至 EL. 0.7m 間，最適距植被最短距離則為 0 m 至 4m。另以網格內小水鴨最大數量與棲地適合度指標進行驗證，兩者成高度顯著相關，顯示本研究建立之小水鴨度冬棲地適合度指標模式具高度可靠性及實用性。本研究依據棲地適合度指標將本區之環境品質分為不良（0 - 0.25）、普通（0.25-0.50）、良好（0.50-0.75）及最佳（0.75-1.0）等 4 個等級，最佳棲地的比例在新潮池、內河道及次潮溝分別為 41.9%、17.4%及 26.4%。

本研究以小水鴨度冬棲地適合度指標及量化之棲地特性研擬棲地復育原則，主要為坡度小於 1.5%、高程於 EL. 0.0m 至 EL. 0.5m 間、在灘地營造潮池或潮溝，退潮時仍保有水域、距植被最短距離不超過 25m、復育棲地寬度至少 100m 及長度至少 250m、復育地點儘量於小水鴨主要棲息地附近，以增加適合棲地之連續性。規劃三個華江濕地復育方案，僅以復育地

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VI

點為操縱變因，再以 CCHE2D 模式進行數值實驗，以分析不同復育地點之優劣。主要考量為造床流量條件下之減淤效益，模擬結果進一步計算水流底床剪應力分布，並假設水流底床剪應力愈大、淤積潛勢愈低、復育效果愈佳。分析結果顯示，位於華江濕地上游側之復育地點淤積趨勢相對較低，

為較佳之復育地點。

本研究引用適應性管理之架構，以棲地適合度指標模式作為量化評估工具，建置華江濕地小水鴨度冬棲地適應性管理模式。此模式包括監測、

評估及決策三部分，可作為華江濕地小水鴨度冬棲地復育及管理參考使用，

並可供其他類似濕地之復育及永續管理參考。

關鍵字：感潮濕地、小水鴨、度冬、棲地適合度指標、復育、適應性管理。

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VII

Abstract

This study aimed at constructing an adaptive management model for wintering habitat of Common Teal (Anas crecca) in Hwajiang Wetland. A habitat suitability index (HSI) was developed to quantify the physical environments of the Teals’ preferred habitat. The Hwajiang wetland is an important wintering site for migratory Common Teal, whose population has dramatically declined in recent years, due most likely to the persistent degradation of habitats in this wetland. Due to river morphology, the changes of sediment deposition and vegetation expansion, have reduced the available habitat for the wintering Teal. Therefore, the rehabilitation of the Teals’ habitat is urgently needed for a sustainable management in this wetland.

Point-count surveys of the Common Teal were conducted at a tidal pool, an inner channel and a tidal creek in Hwajiang Wetland and Teals’ positions were recorded from October 2008 to March 2009. Twenty-two sets of data and 3615 counted individuals were collected. Three habitat variables, including slope, elevation and the distance to the nearest vegetation, were displayed on 5 m × 5 m grid cells and analyzed with GIS software. Suitability index (SI) values of habitat variables were determined using the envelop curve of maximum abundance of common teals versus the habitat variables. The results showed that Common Teal preferred habitats with gentle slopes, median elevations and areas close to vegetation. The abundance of the Common Teal was highest in the grid cells with slopes ranging from 0.7 to 1.4%, bed elevation varying from 0.3 to 0.7 m above the mean sea level, and distance to the nearest vegetation shorter than 4 m.

The HSI model was constructed by calculating the minimum value of the three SIs, and the suitability map of wintering common teals was generated to represent an integrated map of habitat quality in the area. A simple regression analysis indicated that the HSI model is a reliable indicator as the maximum numbers of the Common Teal in each grid cell increased significantly with the HSI values. Four types of habitat conditions, poor, fair, good and excellent, were determined based on the HSI values. The proportions of excellent habitat were

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41.9%, 17.4% and 26.4% in the tidal pool, the inner channel and the tidal creek, respectively.

A principle of rehabilitation was derived from the HSI model, with slopes smaller than 1.5%, elevations between 0.0m and 0.5m, and distance of less 25 m to the nearest vegetation. The rehabilitation area should be larger than 100 m in width and 250 m in length and adjacent to the existing Teal habitat. Three rehabilitation scenarios were simulated and characterized based on field survey and the HSI model. In addition, a horizontal two dimension numerical model, CCHE2D, was employed to simulate bank-full flow characteristics such as water surface elevation, flow velocity, shear stress and so on. The bathymetry and vegetation cover were assumed the same while the location was different. The shear stress evaluation indicated that the rehabilitation of the most upstream location is the best scenario because it has the lowest sediment deposition rate and represents a minimum maintenance effort needed in the future.

This study provided a foundation for determining potential habitats and information on how to mitigate a degraded wetland for the Common Teal. It encompassed the aspects of monitoring, evaluation, and decision making that would benefit future management plans directed toward the Common Teal and other waterfowl species in Taiwan. It also provided an adaptive management model for application to similar projects of wetland rehabilitation and sustainable management.

Keywords: Common Teal, Wintering waterfowl, Estuarine wetland, Habitat suitability Index, Rehabilitation, Adaptive management.

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IX

圖目錄

圖 2.1-1 雄鳥（左圖，繁殖羽）及雌鳥（右圖）照片 ... 6

圖 2.1-2 各種水鳥覓食時之水深差異 ... 9

圖 2.2-1 亞洲及歐洲小水鴨度冬區域 ... 12

圖 2.2-2 1998 年至 2007 年東亞小水鴨數量變化 ... 13

圖 2.2-3 1984 年至 2009 年華江濕地小水鴨數量圖 ... 13

圖 2.2-4 淡水河主流之大斷面位置及航照圖 ... 15

圖 2.2-5 淡水河主流歷年之河床平均高程 ... 18

圖 2.2-6 淡水河斷面 029 之歷年橫斷面圖 ... 18

圖 2.2-9 1948 年華江濕地航照圖 ... 20

圖 2.2-10 1989 年華江濕地航照圖 ... 20

圖 2.2-11 2000 年華江濕地航照圖 ... 21

圖 2.2-12 2005 年華江濕地航照圖 ... 21

圖 2.2-13 2009 年華江濕地航照圖 ... 22

圖 2.2-14 華江濕地各位置底質之粉泥 -黏土含量百分比（左圖）及粒徑中值（右圖） ... 24

圖 2.3-1 適應性管理之流程圖 ... 29

圖 2.4-1 美國路易斯安那州小水鴨度冬之濕地型態適合度指標圖 ... 35

圖 2.4-2 美國路易斯安那州小水鴨度冬之水深適合度指標圖 ... 35

圖 2.4-3 Koizumi et al.（ 2008）進行棲地適合度指標驗證圖 ... 36

圖 3.1-1 淡水河及華江濕地位置圖 ... 44

圖 3.1-2 華江濕地附近河道大斷面及小水鴨主要度冬棲地位置圖 ... 44

圖 5.1-1 華江濕地新潮池小水鴨調查成果圖 ... 59

圖 5.1-2 華江濕地內河道小水鴨調查成果圖 ... 60

圖 5.1-3 華江濕地次潮溝小水鴨調查成果圖 ... 60

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XIII

圖 5.1-4 華江濕地 2009 年空照圖 ... 62

圖 5.1-5 華江濕地 2009 年植被範圍圖 ... 63

圖 5.1-6 華江濕地 2009 年地形高程圖 ... 64

圖 5.1-7 華江濕地 2009 年坡度圖 ... 64

圖 5.1-8 2001 至 2011 臺北橋水位超越機率圖 ... 66

圖 5.2-1 華江濕地小水鴨各因子之適合度指標： (a)坡度、 (b)高程、 (c)距植被最短距離 ... 68

圖 5.2-2 華江濕地可觀察網格之小水鴨及各等級棲地適合度指標分布圖 ... 71

圖 5.2-3 華江濕地之各等級棲地適合度指標分布圖 ... 72

圖 5.2-4 華江濕地棲地適合度指標與小水鴨最大數量之關係 ... 73

圖 5.2-5 新北濕地的棲地復育營造完成之空照圖 ... 74

圖 5.2-6 新北濕地之雁鴨群 ... 75

圖 5.3-1 復育方案之橫斷面圖 ... 77

圖 5.3-2 各復育方案之規劃地形 ... 78

圖 5.3-3 各復育方案之規劃坡度 ... 79

圖 5.3-4 各復育方案之規劃植被範圍 ... 79

圖 5.3-5 復育方案之棲地適合度指標圖 ... 80

圖 5.3-6 華江濕地之橫斷面位置圖 ... 80

圖 5.3-7 各復育方案之橫斷面位置圖 ... 81

圖 5.3-8 復育前後之華江濕地各橫斷面 HSI 分布圖 ... 85

圖 5.3-9 復育後 Case A 之橫斷面 HSI 分布圖 ... 86

圖 5.3-10 復育後 Case B 之橫斷面 HSI 分布圖 ... 86

圖 5.3-11 復育後 Case C 之橫斷面 HSI 分布圖 ... 87

圖 5.4-1 淡水河計算網格 ... 88

圖 5.4-2 華江濕地附近計算網格 ... 89

圖 5.4-3 2010 年梅姬颱風實測水位與模擬水位成果比較圖 ... 90

圖 5.4-4 原地形之演算地形圖 ... 91

圖 5.4-5 原地形之水位分布圖 ... 92

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圖 5.4-6 原地形之流速分布圖 ... 93

圖 5.4-7 原地形之底床底應力分布圖 ... 94

圖 5.4-8 復育方案 Case A 之底床底應力分布圖 ... 95

圖 5.4-9 復育方案 Case B 之底床底應力分布圖 ... 95

圖 5.4-10 復育方案 Case C 之底床底應力分布圖 ... 96

圖 5.4-11 復育方案 Case A 之橫斷面底床剪應力分布圖 ... 97

圖 5.4-12 復育方案 Case B 之橫斷面底床剪應力分布圖 ... 97

圖 5.4-13 復育方案 Case C 之橫斷面底床剪應力分布圖 ... 98

圖 5.6-1 華江濕地小水鴨度冬棲地之適應性管理模式 ... 103

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XV

表目錄

表 2.1-1 美國路易斯安那州度冬小水鴨活動時間分配比例 ... 7

表 2.2-1 東亞小水鴨重要度冬棲息地 ... 12

表 2.2-2 淡水河河床粒徑分類表 ... 23

表 2.2-3 2004-2007 年河床質調查表 ... 24

表 2.2-4 2011 年淡水河河床質粒徑分析表 ... 26

表 2.3-1 米埔保護區管理策略分區重要性 ... 31

表 2.5-1 二維水理模式功能比較表 ... 40

表 4.2-1 華江濕地小水鴨度冬喜好棲地之三個環境因子假設條件 ... 50

表 4.4-1 淡水河 2 年重現期之流量及河口水位 ... 54

表 4.4-2 梅姬颱風淡水河之尖峰流量及河口水位 ... 56

表 5.1-1 華江濕地各調查位置之小水鴨歷次調查隻次表 ... 61

表 5.1-2 淡水河臺北橋站水位超越機率表 ... 65

表 5.2-1 三個觀察區坡度、高程及距植被最短距離之平均值及變動範圍 ... 67

表 5.2-2 各觀察區可觀察網格數量及各等級棲地品質所佔百分比 ... 69

表 5.3-1 復育前後 Case A 之各橫斷面 HSI 數值變化 ... 87

表 5.4-1 2010 年梅姬颱風驗證水理模式參數之成果 ... 90

表 5.4-2 復育後各方案橫斷面之底床剪應力值 ... 99

表 5.5-1 復育前後各方案之底床剪應力數值及變化 ... 101

表 5.5-2 各方案成本及效益評估 ... 101

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1

第一章緒論

1.1 研究動機

水鳥族群度冬或返回繁殖地之遷徙過程中，濕地因具有多樣性微棲地，

可提供水鳥食物及棲息環境（Mitsch & Gosselink, 2007），因此濕地乃為最重要的過境或度冬區域之一，而棲地劣化或適合棲地面積減少都會對水鳥造成危害（Bautista et al., 1992）。雖然有些種類水鳥可以忍受嚴重的棲地劣化，但某些種類的水鳥，可能會因此而改變他們的度冬遷徙路線，以避免受到棲地劣化或適合棲地面積減少之影響（Dolman and Sutherland, 1995）。

對體型嬌小的鴨科鳥類而言，特別像小水鴨（Common teals, Anas crecca），他們的身體無法儲存足夠能量，應付長途遷徙過程所需消耗之體 力，而必須增加停留過境區域的數量，覓食補充能量。因此度冬及過境區域環境對小水鴨相當重要，他們繁殖成功率將部分取決於度冬區域之棲地條件及遷徙飛行路線（Arzel et al., 2007）。

濕地常位於河川水系流域，受洪水及潮汐等自然營力影響，造成沖刷或淤積之地形變化（Huang et al., 2010; 施上粟，2005），進而改變棲地環境品質。所以成功的棲地保育管理策略應該增加考量度冬區域重要棲地環境因子及評估棲地品質。

小水鴨繁殖於歐亞大陸之溫帶區域，每年遷徙至地中海及亞洲南方度冬，他們是世界上數量最多的鴨科之一（del Hoyo et al., 1994）。每年 9 月到 10 月左右，繁殖季過後，西伯利亞及北歐的小水鴨開始進行秋季的遷徙，

到西歐及東太平洋溫暖區域度冬。每年 1 月到 2 月左右，又開始春天的往北遷徙，離開南方度冬區。在東亞，小水鴨的數量估計約 18 萬隻，但近十年來呈現穩定下降（Moderate decline）的趨勢（Li et al., 2009），這種趨勢也發生於臺灣的小水鴨族群。淡水河華江濕地為東亞遷徙路線中一個重要的度冬棲地，1997 年臺北市政府依據野生動物保護法設立臺北野雁保護區，

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2

於 1999 年由國際鳥盟（BirdLife International）列為國際重要鳥類棲地

（International Bird Areas, IBAs）（Liao, 2001; 方偉達等,2008; Li et al., 2009）。華江濕地度冬小水鴨族群於 2000 年達到最大數量 10000 隻（Li et al., 2009），但後來大幅減少，到 2007 年只剩 2000 隻左右（方偉達等，

2008）。小水鴨數量減少的原因，包括大尺度的全球環境變化因素，故無法完全清楚瞭解。但證據顯示，本區域因泥砂淤積及植被面積擴增導致水域及灘地面積減少等因素，造成棲地劣化，可能是小水鴨數量減少的原因之一（謝蕙蓮等，2011）。

相關研究顯示小水鴨是最易受干擾及棲地品質變化影響的鳥種之一

（Tuite et al., 1984; Pease et al., 2005），在歐洲及美洲已進行許多小水鴨與棲地環境因子關係之研究（Genard and Lescourret, 1992; Guillemain et al., 2002; Guillemain et al., 2010; Isola et al., 2000; Bolduc and Afton, 2004;

Boertmann and Riget, 2006; Arzel et al., 2007; Vest and Conover, 2011），但在亞洲太平洋地區卻少有相關研究（Cao et al., 2008）。因小水鴨度冬棲地環境品質量化研究，為棲地保育及管理之重要課題。而且，目前幾無研究以生態學及水利學的角度，考量棲地環境因子與小水鴨數量動態變化，以量化評估（Quantitative assessment）小水鴨度冬區域之棲地品質，並考量自然營力造成地形沖淤變化對棲地品質的影響。

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3

1.2 研究目的

本研究以淡水河華江濕地為研究案例，第一部分使用地理資訊系統

（Geographical information system, GIS）詳細紀錄環境因子及小水鴨數量位置等資訊，以高程、坡度及距植被最短距離等三項最重要的環境因子，建置小水鴨度冬棲地適合度指標（Habitat suitability index, HSI）模式，量化評估研究區域之棲地品質及小水鴨對度冬棲地需求之條件。第二部分以二維水理模式（Two dimensional hydraulic model）進行數值模擬（Numerical simulation），分析棲地地形之沖淤變化趨勢。綜合前述兩部分，進行小水鴨度冬棲地適應性管理（Adaptive management）策略之研擬。

本研究整合生態學與水利學觀點，研究成果可作為小水鴨度冬區執行量化管理及劣化棲地復育措施之重要參考。並嘗試回答下列三個問題：

1.小水鴨的度冬棲地之量化特性為何？

2.小水鴨度冬棲地變化為何？

3.如何同時考量小水鴨棲地需求（生態學）及自然營力（水利學）的觀點，進行小水鴨度冬棲地復育地點之選擇？

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1.3 研究內容與流程

本研究主要內容為依據現地觀測資料建置小水鴨度冬區域之棲地適合度指標（HSI）模式，量化棲地品質，配合水理及沖淤分析，評估復育位置之優劣，並研擬淡水河華江濕地適應性管理策略。由研究動機及研究區域選定，進行文獻回顧，選擇研究方法，研究成果分析及討論，並進行結論與建議。本研究各章節主要內容簡述如下，研究流程如圖1.3-1 所示。

第一章緒論：由研究動機及目的，研擬本研究之假說及可回答之問題。

第二章文獻回顧：由小水鴨生理及其度冬棲地特性文獻，探討小水鴨度冬主要活動及其棲地需求，並確認度冬區域最重要的環境因子。文獻資料提及，淡水河華江濕地為東亞小水鴨重要度冬區域之一，近年小水鴨數量大幅減少，故深入瞭解淡水河華江濕地棲地變遷趨勢及其原因，包括河相特性及人為干擾。在此種人為及自然力作用下，需採用永續性之管理作為，主要包括監測、評估及決策等三大部分。回顧分析棲地適合度指標模式之特性，其為棲地品質量化評估之較佳方法，並作為適應性管理模式架構之一部分。再配合水理及沖淤分析文獻回顧，選定水理模式及沖淤分析方法。

第三章研究區域：華江濕地為東亞小水鴨度冬重要棲地之一，近年由於棲地環境大幅變遷，小水鴨數量也大幅減少，故本研究以華江濕地為研究區域，期能為棲地復育及管理提出妥善對策。

第四章研究方法：現地調查小水鴨數量及位置、地形、坡度、植被範圍及水位，並以地理資訊系統記錄及數位化，建置棲地適合度指標模式。

以CCHE2D 水理模式及底床剪應力，評估地形沖淤趨勢。

第五章研究成果與討論：根據現地調查成果，分析探討小水鴨數量及位置、地形、坡度、植被範圍及水位成果。建置小水鴨棲地適合度指標模式，探討其分布特性，並據以研擬復育原則。規劃復育方案，並以水理模式及底床剪應力進行沖淤分析，選取較佳之復育地點。引進適應性管理架

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構，以棲地適合度指標模式為量化評估工具，建置華江濕地小水鴨度冬棲地適應性管理模式。

第六章結論與建議：最後依據本研究成果提出結論，並提供若干建議，

供主管機關及後續研究參考。

圖1.3-1 研究流程圖

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第二章文獻回顧

2.1 小水鴨及其度冬棲地特性

小水鴨（Common teals, Anas crecca）是浮水鴨類（dabbling duck）中體型最小的一種，體長約為 34cm 至 43cm，雌鳥體重約為 360g，雄鳥體重約為 340g，翅膀長約 17.5cm 至 20.4cm，展翅長度約 53cm 至 59cm，鳥喙

（Culmen）長約 3.2cm 至 4cm，跗蹠（Tarsus）長約 2.8cm 至 3.4cm

（Carboneras, 1992），雄鳥及雌鳥之照片如圖 2.1-1 所示。

圖 2.1-1 雄鳥（左圖，繁殖羽）及雌鳥（右圖）照片

（資料來源：宜蘭縣野鳥學會）

由於小水鴨體型過小，故無法儲存足夠能量，應付遷徙所需（Paquette and Ankney 1998; Klaassen 2002）。所以必須在遷徙過程中，停留數個過境區域覓食，以補充能量（Arzel et al., 2007）。理論上，小水鴨如果可以最有效率的方式及最短時間返回繁殖地，將可大幅增加築巢繁殖成功率

（Elmberg et al., 2005）。若度冬或過境區域之棲地條件劣化或適合棲地面積減少，將使小水鴨改變遷徙路線、降低遷徙效率或延長遷徙時間，由此可知，度冬及過境區域之環境品質及飛行路線，對小水鴨相當重要，將部分決定繁殖成功率（Arzel et al., 2007）。

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2.1.1 小水鴨度冬主要活動

瞭解水鳥活動模式（Activity-time budget），可用於評估水鳥在生理及行為上反應環境因子的變動（Paulus, 1988）。而瞭解鳥類各類活動所佔時間，可以進一步釐清其棲地選擇與覓食行為之相關性（Paulus, 1988;

Baldassarre et al., 1988）。以美國路易斯安那（Louisiana）州的度冬小水鴨為例（Euliss and Harris, 1987），覓食與休息是度冬小水鴨白天最重要的活動（表 2.1-1），覓食行為多於早上，佔 42.1％的時間，中午及下午則以休息為主，分別佔47.6%與 49.4％的時間。Johnson and Rohwer（2000）研究美國路易斯安那州小水鴨覓食時間也達70％以上。

表 2.1-1 美國路易斯安那州度冬小水鴨活動時間分配比例 時間分配百分比（％）

覓食休息移動理毛警戒求偶爭吵早上 42.1 35.6 8.8 11.8 0.8 0.5 0.5 中午 31.2 47.6 8.7 11.5 0.5 0.6 0.3 下午 29 49.4 8.5 11.4 0.7 0.7 0.3

（資料來源： Euliss and Harris, 1987）

Guillemain et al.（2002）研究在法國西海岸濕地度冬的小水鴨，顯示法國的度冬小水鴨夜間最高利用 85％的時間進行覓食活動，全天平均運用 37

％至60％的時間覓食。

謝蕙蓮等（2011）在淡水河華江濕地的研究成果顯示，度冬小水鴨在 24 小時的日週期中，有兩個覓食高峰，也就是在兩次退潮中期至最低潮期間並延續到漲潮初期，覓食長達6～8 小時。於 2009 年 12 月的調查中，小水鴨的覓食活動旺盛，有 66.9%的小水鴨（總隻次 4836）進行覓食，其次之活動類型為休息（23.0%），理羽（6.4%）及移動（3.7%）。此外，在同一個覓食高峰時段，有覓食後短暫休息，再覓食的現象。於2010 年 2 月的調查中，小水鴨的休息活動旺盛，有 72.3%的小水鴨表現休息行為（總

(24)

8

隻次 14722），其次為覓食行為（14.7%），再次為移動（9.0%）與理羽

（4.0%）。於 2010 年 3 月的調查中，小水鴨仍以覓食為最主要之活動類型

（41.3%, 總隻次 18036），其他活動類型依序為休息（34.7%），移動

（12.3%），理羽（11.8%）。

前述文獻研究成果顯示，小水鴨於度冬區域之主要活動為覓食及休息，

所佔時間可達 60％至 85％。

2.1.2 度冬棲地重要環境因子

水鳥可依據身體特徵不同，如身體形態（Morphology）、鳥喙(Bill)長度及形狀、脖子長度、腳的長度及身體尺寸，去適應覓食之特定水深

（Baker, 1979; Isola et al., 2000; Boertmann and Riget, 2006）及水深變化。感潮濕地（Estuarine wetland）之淺水區乃由潮汐漲退所形成，並提供水鳥覓食機會（Acuna et al. 1994; Ntiamoa-Baidu et al. 1998）。水生無脊椎動物

（Aquatic invertebrates）組成度冬雁鴨最主要的食物（Olney, 1963; Vest and Conover, 2011）。小水鴨常覓食於高潮與低潮間之泥水交界面（mud-water interface）（水際線）附近（Johnson and Rohwer, 2000），可能是因為泥水交界面含有較多的底棲動物（Invertebrates）及種子等食物（Pöysä, 1983;

Gaston, 1992）。

陳炤杰（2003）研究各種水鳥於濕地覓食時，跗蹠長度與水深之關係，

研究發現各鳥種跗蹠長與其所能覓食之水深呈顯著正相關，關係式為「覓食水深 = -1.23 + 0.82×跗蹠長」， n = 17， r = 0.87， P < 0.001。Johnson and Rohwer（2000）研究小水鴨覓食行為，發現小水鴨覓食水深平均為 3.5 cm（水深範圍 0 cm 至 29 cm）。Ma et al.（2010）分析影響水鳥使用濕地的因子，包括水深、水位變動、植被、鹽度、地形、食物種類、食物可獲得性、濕地面積、濕地連接性等，發現浮水鴨類（Dabbling duck）喜好之水深為5 cm 至 27 cm，如圖 2.1-2。

(25)

9

圖 2.1-2 各種水鳥覓食時之水深差異

（Ma et al., 2010）

謝蕙蓮等（2011）整合 2009 年至 2010 年間三次小水鴨調查資料，分析小水鴨活動與所利用的棲地類型，得知華江濕地小水鴨覓食區是濕泥灘與淺水域，休息區是深水域、濕泥灘或乾泥灘，理羽活動則在濕泥灘或淺水域，移動活動常在深水域。2009 年 12 月於華江濕地觀察結果顯示，濕泥灘與淺水域是小水鴨最頻繁的覓食地（33.6%及 32.9%隻次使用），乾泥灘為 0%，深水域為 0.3%。2010 年 2 月在華江濕地的小水鴨，大多使用深水域作為休息地（38.7%隻次使用），而使用乾泥灘的小水鴨比例為 20.8%，

使用淺水域者為1.0%，使用濕泥灘比例為 11.8%。2010 年 3 月的觀察結果顯示，小水鴨多在淺水域覓食（38.1%隻次使用），利用濕泥灘與深水域休息的小水鴨比例相當（12.9% vs. 12.8%）。

植被（Vegetation）之種類及覆蓋範圍會影響水鳥食物取得的難易度

（Bancroft et al., 2002）、食物提供量（Vest and Conover, 2011）、躲藏便利性（Hattori and Mae, 2001）及築巢材料種類及數量（Froneman et al., 2001）。

灘地高程可能扮演決定水鳥在灘地覓食數量的重要角色，灘地的地勢坡度也影響水鳥的使用，一個在高潮與低潮之間的平緩灘地，可擴展較大

(26)

10

的淺水區域面積（Johnson and Rohwer, 2000）。Johnson and Rohwer（2000）

建議後續研究可以比較灘地高程與灘地坡度，於各潮位時雁鴨分布數量，

將對以疏浚方式創造棲地之規劃相當有幫助。平緩坡度及底床高程些微變化之濕地，具有平均水深變化範圍較大之特性，有大面積之灘地，可吸引較多水鳥（Erwin et al., 1994; Taft et al., 2002）。

小水鴨度冬族群為了覓食與休息常集中於感潮濕地及河口等區域，度冬棲地選擇常與食物可獲得程度，及躲避干擾與被獵食之庇護性高度相關。

Genard and Lescourret （1992）曾評估法國海岸之小水鴨度冬棲地，定義小水鴨棲地包括淺水池、緩和坡度堤岸及多邊緣植被旁之開闊環境。

由於水深、坡度及距植被最短距離等為小水鴨度冬棲地最重要之環境因子，以往研究多為定性描述，幾乎無量化分析，故本研究乃選擇其為量 化評估小水鴨度冬棲地需求條件及棲地環境品質之三個最重要環境因子。

(27)

11

2.2 淡水河華江濕地生態特性

淡水河華江濕地為東亞小水鴨遷徙路線中重要的度冬棲地之一，臺北市政府於 1993 年依據野生動物保護法設立「臺北市中興橋華中橋野生動物保護區」，1997 年擴大為「臺北市野雁保護區」，國際鳥盟於 1999 年將其列為國際重要鳥類棲地（IBAs, 編號 TW004），主要保育目標為雁鴨科鳥類，尤以小水鴨為主（Liao, 2001; 方偉達等, 2008; Li et al., 2009; 李培芬等,2010）。某一水鳥種類的重要棲地（critical habitat），通常被定義為該水鳥在此棲地中的棲息數量達到總族群數量的 1％以上，以小水鴨為例

（如圖2.2-1），東亞小水鴨重要棲地需達到 8000 隻以上（Li et al., 2009）。

目前所知的東亞小水鴨重要棲地中，淡水河華江濕地（華江橋）及關渡濕地（台北海洋技術學院）均屬之（如表2.2-1）。

華江濕地於 2007 年再由內政部營建署評定為國家級國家重要濕地，屬

「大漢新店國家重要濕地」之一部分（內政部營建署網頁資料），原先即為「臺北市野雁保護區」及國際重要鳥類棲地（IBAs），其主要保育目標物種皆為雁鴨科鳥類，其中尤以小水鴨數量佔絕大多數，可達 90%以上

（方偉達等，2008；謝蕙蓮等，2009）。

近10 年來東亞小水鴨數量呈現穩定下降的趨勢（Li et al., 2009），如圖 2.2-2 所示，數量以 10 年（1998 年至 2007 年）減少約 4 萬隻之趨勢下降（Li et al., 2009）。這種小水鴨數量減少的趨勢也發生於華江濕地的小水鴨族群。由中華鳥會提供之資料顯示，自 1987 年開始華江濕地度冬小水鴨族群有較完整紀錄，於2000 年達到最大數量約 10000 隻（Li et al., 2009），

但後來大幅減少，到 2007 年只剩 2000 隻左右（方偉達等，2008；謝蕙蓮，

2011），如圖 2.2-3。

(28)

12

圖 2.2-1 亞洲及歐洲小水鴨度冬區域

（Li et al., 2009）

表 2.2-1 東亞小水鴨重要度冬棲息地

地區棲息地最大數量年份

臺灣臺北華江橋（華江濕地） 9,999 2000 中國安徽武昌湖 Anqingyanjiang NR 10,161 2004

中國湖南東洞庭湖 11,160 1996

中國江西鄱陽湖 19,757 2005

日本 Ibaraki Kasumi-Gaura 14,981 1989 日本 Ibaraki Kasumigaura Nangan

Sakuragawa-Mura 10,176 2003 日本 Ishikawa Kahokugata（Kawakitagata） 8,665 2003 日本 Niigata Sa-Kata （Sagata-

Kamisagata-Mitaraigata） 8,052 2006 南韓 Chungnam Daeho Lake 17,801 1996 南韓 Gyeonggi Siwha（Shihwa）Reservoir 15,000 1999 越南 Dong Thap Tram Chim National Park 10,000 1992

（資料來源：Li et al., 2009）

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13

圖 2.2-2 1998 年至 2007 年東亞小水鴨數量變化

（Li et al., 2009）

圖 2.2-3 1984 年至 2009 年華江濕地小水鴨數量圖

（資料來源：中華野鳥學會；謝蕙蓮等，2011）

度冬棲地面積減少時，可能造成所剩面積區域之上層獵食者

（consumers）密度增高，這也將導致更多的干擾（interference）、消耗

（depletion）及低進食率（lower food intake rates），也造成更高的冬季死

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14

亡（winter mortality）及族群數量減少（Goss-Custard,1980; Goss-Custard et al., 1995; Sutherland and Goss-Custard, 1991; Sutherland & Dolman, 1994;

Dolman and Sutherland, 1995）。小水鴨數量減少的原因，包括大尺度的全球環境變化因素，故無法清楚瞭解。但證據顯示，淡水河華江濕地小水鴨數量減少的原因可能是棲地劣化，因泥砂淤積及植被面積擴增，造成水域及灘地面積減少等因素（謝蕙蓮等，2011）。

因此釐清華江濕地保育目標小水鴨其度冬棲地的劣化原因，為復育棲 地之首要工作，方可有效進行棲地復育作業。

2.2.1 淡水河河相特性

華江濕地（斷面編號淡 028A 至淡 031）位於大漢溪與新店溪匯流口，

為淡水河主流上游，本區域又名江子翠。淡水河從江子翠至河口之主流河段，根據 Rosgen 河道分類系統（Rosgen, 1996），河川型態分別為：河口到關渡河段蜿蜒度為 1.10，屬平直河流，底床坡度為 0.095％；關渡到江子翠河段蜿蜒度為 1.39，屬辮狀河流，底床坡度為 0.038％，此種河道較為寬淺，易生砂洲（施上粟等，2008）。

淡水河流域於 1945 年台灣光復後，因臺北市人口增加及工商發展迅速，

早已超過日據時代原規劃的臺北地區容納人口 60 萬人，政府乃逐步推動淡水河各項防洪建設。臺灣省水利局於 1963 年開始著手研擬淡水河防洪治本計畫，1969 年 5 月經濟部成立水資源統一規劃委員會，針對淡水河防洪治本計畫檢討並作其他方案探討，於 1973 年 12 月提出臺北地區防洪計畫建議方案（草案）呈報行政院。「臺北地區防洪計畫」以 200 年重現期洪水量為保護設計基準，沿淡水河及支流兩岸興建堤防，開闢二重疏洪道。臺北橋的計畫堤頂標高為 EL. 10.02m，淡水河關渡以下設計流量為 25000cms；

由二重疏洪道疏洪 9200cms，疏洪後臺北橋之洪水量為 14300cms，堤防內河寬約為400m（黃恔娉及施上粟，2012）。

(31)

15

由於防洪計畫興築堤防，淡水河由大漢溪與新店溪匯流口（斷面編號淡 031）流至臺北橋（斷面編號淡 024A）時，河寬由 1200m 窄縮至 400m

（如圖 2.2-4），故易於洪水時形成控制斷面，臺北橋上游河段因水位抬升及流速減緩而形成泥砂淤積區（施上粟等，2008；李鴻源及侯文祥，

2009）。

淡水河河相特性造就忠孝橋至華江橋一帶之沙洲，也因感潮及植被生長，使沙洲成為生態豐富之感潮濕地，於中興橋上游側形成華江濕地。因如此多樣性的棲地型態，使得華江濕地成為小水鴨度冬重要棲息地（李鴻 源及侯文祥，2009）。

圖 2.2-4 淡水河主流之大斷面位置及航照圖

（資料來源：第十河川局）

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16

2.2.2 華江濕地環境變遷

淡水河早年因開採砂石，造成河床大幅下降，如經濟部水利署第十河川局（以下簡稱：第十河川局）自 1969 年至 2009 年之每年大斷面測量資料（如圖 2.2-5）。於 1989 年淡水河全面禁採砂石前，淡水河之河床平均高程幾乎為歷年最低。1989 年禁採後，全河段開始回淤，由圖 2.2-5 中之 1994 年、2006 年及 2009 年平均高程得知，河床逐年淤高。而華江濕地所在之中興橋（斷面編號淡 028A）至斷面淡 031，由 1989 年河床平均高程為-0.39m 至-1.86m，回淤至 2009 年河床平均高程為 0.06m 至 0.75m，平均河床高程淤積幅度達1.53m。

而斷面淡 029、淡 030 及淡 031 三大斷面右岸灘地分別可代表華江濕地下游至上游之橫斷面，其歷年變化，如圖 2.2-6 至圖 2.2-8 所示。由圖 2.2-6 所示，斷面淡 029 右岸灘地由 1989 年至 1999 年淤積 1m 至 2m 左右，

1999 年至 2004 年呈現較大範圍之大幅淤積，最大達 1.8m 左右，而 2004 年至 2009 年則呈現沖淤互現；左岸深槽區，1989 年至 1994 年底床可深達 EL. -6m，1999 年至 2004 年為 EL. -3.4m，2009 年為 EL. -3m 左右；斷面淡 029 之深槽仍維持於左岸。

由圖 2.2-7 所示，斷面淡 030 右岸灘地在橫向距離 600m 至 950m 之間為華江濕地，1989 年至 2009 年最高點由 EL. 0m 淤積至 EL. 2.5m，平均淤積約 2m；左岸深槽區，1989 年至 1999 年底床可深達 EL. -6.4m，1999 年至2009 年為 EL. -5m 左右；斷面淡 029 之深槽亦維持於左岸。

由圖 2.2-8 所示，斷面淡 031 右岸灘地在橫向距離 700m 至 900m 之間為華江濕地上游側，1989 年至 2009 年最高點由 EL. -0.5m 淤積至 EL. 1.5m；

由圖可知，2004 年後，在橫向距離 1080m 凸起處為第一道低水護岸；1989 年至 1994 年斷面淡 031 維持左右岸各有 1 個深槽，1999 年右岸深槽由原 EL. -4.5m 淤積至 EL. -1.8m，深槽僅剩左岸部分，左岸深槽於 1989 年至 2009 年，維持在 EL. -6m 至 EL. -4.5m 之間。

(33)

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華江濕地 1948 年、1989 年、2000 年、2005 年及 2009 年之歷年航照圖，如圖2.2-9 至圖 2.2-13 所示。由圖 2.2-9 可知，1948 年華江濕地左岸沙洲面積相當大，亦可見到沙洲上的耕地，此時二重疏洪道、三重新莊堤防、

中興橋及華江橋皆尚未施築，臺北市側之河濱灘地亦未整治，淡水河主流偏向右岸；由圖 2.2-10 可知，1989 年航照圖顯示周邊橋梁及堤防皆已完成，

惟歷經河川砂石開採，左岸沙洲已消失，對照大斷面資料，河道中已無出露之沙洲灘地；由圖 2.2-11 可知，2000 年航照圖顯示，右岸逐漸有沙洲灘地出露，應為禁採砂石後，河床回淤，右岸沙洲漸漸淤高；由圖 2.2-12 可知，2005 年右岸沙洲面積逐漸擴大，植生已明顯可見，河床已淤高；由圖 2.2-13 可知，2009 年右岸沙洲面積大增，形成近 80 公頃之華江濕地，其植被面積亦大幅增加，目前以高莖蘆葦為優勢植群（謝蕙蓮，2011）。

由於華江濕地附近河段之河相特性，使其為淡水河具高度淤積潛勢之河段。而由於人為嚴重干擾，使該段淡水河已由自然河川轉變為都市河川。

河川整治，沿河岸興築堤防及低水護岸，限縮河川自然發展能力。先前河川採砂及水庫興建，造成河床嚴重下降，而後禁採砂石，形成河床大幅回淤。

謝蕙蓮（2011）等人研究成果顯示，2000 年華江濕地之沙洲形成，此 時主要地景為水域及灘地，至 2009 年沙洲灘地面積大增，植被面積亦大幅 增加，高潮位以上之陸域區域及高莖植被為主要地景，為影響小水鴨棲地 品質的主要原因。

(34)

18

圖 2.2-5 淡水河主流歷年之河床平均高程

（黃恔娉及施上粟，2012）

圖 2.2-6 淡水河斷面 029 之歷年橫斷面圖

(35)

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圖 2.2-9 1948 年華江濕地航照圖

（資料來源：中央研究院）

圖 2.2-10 1989 年華江濕地航照圖

（資料來源：農林航測所）

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圖 2.2-11 2000 年華江濕地航照圖

圖 2.2-12 2005 年華江濕地航照圖

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圖 2.2-13 2009 年華江濕地航照圖

2.2.3 淡水河底質粒徑

由於淡水河受開採砂石、洪水事件、禁採砂石等人為干擾及自然力影響，除造成河床高程劇烈下降及大幅回淤之變化外，河床底質粒徑分布隨之改變，而有其特性。

根據張瑞津等（1989）調查淡水河底質粒徑分布，淡水河河口至竹圍為粗砂，竹圍至關渡為細砂，關渡以上為粉砂質；新店溪江子翠至中正橋為砂、泥質，福和橋至秀朗橋屬砂、礫石河床；基隆河由中國海專（現已改名為：臺北海洋技術學院）至汐止則屬細砂、泥質。這些數據是在完全禁止採砂（1982 年起逐年禁採、1989 年全面禁採）後量測，由此張瑞津等

（1989）推斷在 1989 年前淡水河河口之底質因受潮流進退影響，堆積物較上游略粗，再往上游因潮流之影響減弱，河床底質反較河口細。

(39)

23

施上粟等（2008）蒐集過去水利單位所做的各項河床質調查，整理整個河系所調查的底床質粒徑分布如表 2.2-2 所示，分析結果感潮段 d50：淡水河 0.26mm 至 0.48mm、大漢溪 0.21mm 至 0.27mm、新店溪 0.25mm；感潮段 d10：淡水河 0.15mm 至 0.26mm、大漢溪 0.12mm 至 0.15mm、新店溪 0.12 mm。可見感潮段含泥量低，這些數據主要來自 1982 年量測，是在禁止採砂前，也符合具開採價值的砂石粒徑條件，所以當時感潮段沿岸存在很多砂石場。

施上粟等（2008）整理 2004 年至 2007 年在淡水河的幾次底質調查

（伴隨底棲動物採集），整理如表 2.2-3，結果發現：淡水河河口至關渡之平均粒徑介於 0.02-0.05mm 之間；關渡至江子翠之平均粒徑介於 0.02- 0.32mm 之間。

由謝蕙蓮等（2009）於華江濕地之現場調查採樣資料得知（如圖 2.2- 14），華江濕地各位置底質粒徑小於 62 μm 的粉泥-黏土含量（silt/clay content）百分比約為 20%至 50%，其中以新潮池（位置參考圖 3.1-2）之 50%最高，主河道之 20%最低；各位置之底質粒徑中值（median grain size）

約為 0.06mm 至 0.11mm，以主河道之 0.11mm 最大，新潮池之 0.06mm 最小。

表 2.2-2 淡水河河床粒徑分類表

斷面 粒徑分類(mm)

d90 d84 d80 d75 d70 d65 d60 d50 d40 d30 d25 d20 d10

T0 0.41 0.31 0.26 0.22 0.19

T12 0.55 0.39 0.27 0.21 0.15

T23-T24 0.91 0.72 0.48 0.41 0.26

T32 0.49 0.39 0.27 0.23 0.15

T38 0.97 0.49 0.21 0.16 0.12

T42 170.28 109.14 53.34 6.17 0.41

T45 224.69 148.22 33.17 0.77 0.22

資料來源：台灣北部地區河川砂石資源調查報告書（1982），

施上粟等（2008）

(40)

24

表 2.2-3 2004-2007 年河床質調查表

資料來源 位置 平均粒徑(mm)

4 挖子尾 0.03

2 0.03

4 竹圍 0.02

1

關渡

0.05

2 0.02

4 0.02

4 基隆河口 0.09

2 社子島 0.02

3 0.04

4 重陽橋 0.02

4 臺北橋 0.03

4 中興橋 0.04

1 江子翠(左岸) 0.12

4 0.32

1 江子翠(右岸) 0.06

4 0.13

1 新海橋-大漢橋 0.06

4 0.11

4 景美溪匯流口 0.13

4 秀朗-福和橋 0.30

1 0.14

來源註解

1、淡水河江子翠地區河防安全及河川生態棲地檢討規劃，2006 2、淡水河系紅樹林濕地疏伐可行性評估研究(1/2)，2006 3、淡水河系紅樹林濕地疏伐可行性評估研究(2/2)，2007 4、淡水河系河川情勢調查計畫，2004-2005

資料來源：施上粟等（2008）

圖 2.2-14 華江濕地各位置底質之粉泥 -黏土含量百分比（左圖） 及粒徑中值（右圖）

（謝蕙蓮等，2009）

施上粟等（2008）從水力學泥砂沉降速度的觀點，稱小於 0.02mm 的顆粒為黏性泥砂；若從土壤角度，則小於 0.004mm 的顆粒才能稱為黏性泥

(41)

25

砂。前者稱之為「水力黏性泥砂」百分比，後者則稱之為「土壤黏性泥砂」

百分比。該研究於淡水河進行鑽探取樣，發現淡水河斷面 T03 與 T24 表層處無發現黏性泥砂，深度10.05m 至 10.5m 處所佔黏性泥砂百分比最高(22.4

％至 58.3％、10.5％至 25.7％)，T35 斷面於深度 2.55m 至 3m 處黏性泥砂百分比為最大值(72.4％、31.1％)。

粘性泥砂沉降依水中泥砂濃度由小至大，可細分為無絮凝的分散性沉降、絮團沉降、絮網沉降、壓縮沉降，粘性泥砂在流動水中的沉降速度處於分散性沉降或絮團沉降狀態，與濃度大小有關。通常粒徑愈小絮凝作用愈強，某一臨界粒徑以上則絮凝作用可忽略，Migniot(1989)、錢寧與萬兆惠（1981）分別提出這個臨界粒徑為 0.03mm、 0.01mm，可視平均值 0.02mm 為有無絮凝現象的泥砂顆粒分界，不同於土壤力學的黏土分界 0.004mm。粘性泥砂在濃度很小的水體中，因為水中紊流破壞絮凝的形成，

沉降速度為單一顆粒沉降速度，此情況粘性泥砂與粒徑小於 0.1mm 的非粘性泥砂都可使用 Stokes’law 計算沉降速度。0.02mm 粒徑依照 Stokes’ Law 之沉降速度為0.36mm/s（施上粟等，2008）。

Mehta et al.（1989）分析 Migniot(1968)、Chase(1979)的沉降筒實驗數據，加分散劑後粒徑是 0.02、0.002、0.0002mm 的泥砂，分別量測其未加分散劑的絮團沉降速度是 0.27、0.17、0.11mm/s，雖然粒徑相差一百倍，

但是絮團沉降速度 0.11-0.27mm/s 在同一級序。 Migniot （ 1968 ）認為 0.02mm 以下之黏性泥砂絮凝成絮團之沉降速度在 0.15-0.6mm/s 之間；基於上述絮團沉降速度在一狹小範圍內，故不再細分 0.02mm 以下粒徑，本研究以0.02mm 及 0.36mm/s 作為淡水河黏性泥砂的粒徑及沉降速度代表值。

由 2011 年河床床質粒徑採樣分析資料得知（如表 2.2-4）江子翠附近斷面 028 之 d50粒徑約為 0.205mm，斷面 032 之 d50粒徑約為 0.059mm（葉克家，2011）。

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由相關文獻現地調查採樣分析成果可知，淡水河華江濕地附近之河床 底質粒徑 d₅₀約為 0.05mm 至 0.32mm，屬於粉土或黏土至細砂之間（美國 統一土壤分類法），或粗粒壤土至細砂之間（美國地球物理聯合會分類法，

AGU）（吳健民，1991）。

表 2.2-4 2011 年淡水河河床質粒徑分析表

（資料原來：葉克家，2011）

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2.3 棲地適應性管理模式

華江濕地位處淡水河淤積河段，受人為干擾嚴重，近年呈現陸域化及植被範圍擴增趨勢，造成小水鴨度冬棲地適合面積大幅減少（謝蕙蓮等，

2011）。由於度冬棲地面積減少時，將對小水鴨造成嚴重影響（Goss- Custard,1980; Goss-Custard et al., 1995; Sutherland and Goss-Custard, 1991;

Sutherland & Dolman, 1994; Dolman and Sutherland, 1995）。因此在易淤積河段引進有效之復育及管理模式，為當前華江濕地管理最重要之課題。而華江濕地因河相及受人為干擾之特性，無法以一次性之棲地改善作業，即達成復育目標之永續性，故適合引用適應性管理（Adaptive management）

策略，作為棲地管理之架構。並以棲地適合度指標模式為量化評估之方法，

作為適應性管理之評估工具。

2.3.1 適應性管理

由於生態系發展的過程充滿不確定性，因此，需採用一套能兼顧環境變動及目標達成的管理方式，即適應性管理。嘗試找尋最理想的管理方式

（Learning to manage by managing to learn），才能對不確定性作出適當的回應。根據 Thom（2000）的研究指出，結合復育計畫（Rehabilitation projection）之適應性管理包括監測（Monitoring）、評估（Assessment）及決策（Decision）等三個主要部分；適應性管理是於實做的過程中學習

（Learning by doing），並進行監測以回饋修正計畫的適應性管理方式

（Walters and Holling, 1990），此種管理方式可以彌補管理人員事前無法獲得完整的基本資料而造成計畫不詳實的困境，或因諸多無法控制的環境因素而造成計畫失敗的窘境。

適應性管理之流程（如圖2.3-1）主要包括下列各項：

1. 計畫目標 (Goal) ：需清楚闡述目標，目標為復育計畫之驅動力

（Drives）。

2. 控制因子(Controlling factors)：如高程、地形、植被、水文等因子。

(44)

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3. 系統結構(Structure)：如濕地狀況（植物莖高、莖密度）。

4. 系統功能(Functions)：如哺乳動物、水鳥、岸鳥、魚的食物、魚等出現頻度。

5. 復育概念模式(Conceptual model)：由控制因子組成系統結構及功能，

並發揮功能，即為一完整之復育概念模式。

6. 監測(Monitoring)：監測各控制因子之狀態，如濕地高程淤積或沖蝕，

水位變動狀況等。

7. 評估(Assessment)：由控制因子之狀況進行評估，供決策參考。

8. 決策(Decision)：依據控制因子及系統功能變動情形進行評估，以決定各種作為。包括（1）無行動(Doing nothing)，無需任何作為；（2）

行動(Doing something)，行動可回饋控制因子，改變其狀態，進一步影響系統結構及功能；（3）改變目標(Changing Goal)，若決策為回饋修正目標，則修正目標後，調整控制因子，再進一步影響系統結構及功能。

然而，適應性管理在實際應用上亦有其限制，包括經費限制與組織制度的障礙（Gunderson et al., 1995; Castleberry et al., 1996; Van Winkle et al., 1997; Walters, 1997）。經費的限制往往造成後續監測無法持續，沒有監測的數據，則適應性管理自然無法推動。另外，由於適應性管理容許在過程中做必要的變更或甚至改變計畫目標，這種作業方式與許多主管機關的組織或制度規定常有抵觸；因此，適應性管理在執行上仍有其困難。為解決上述的問題，美國路易斯安那州所推動「海岸濕地規劃、保護及復育法」

（The Costal Wetlands Planning, Protection, and Restoration Act, CWPPRA）

的作法，或許可視為一解決之道。路易斯安那州為了挽救該州濕地面積嚴重消失問題（據估計每年約以65 至 92km²速度消失，Barras et al., 1994），

該州立法機關通過 CWPPRA 法案，並建立海岸濕地保育基金（Costal Wetlands Conservation and Restoration Fund），藉以推行超過 100 個以上的

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濕地復育計畫。CWPPRA 法案主要係根據適應性管理的原理而制訂，將計畫相關的組織架構（Organization Structure ）、規劃程序（ Planning Process）、計畫執行（Project Implementation）、監測計畫（Monitoring Program）納入該法案中，並做詳細的規範（Steyer and Llewenllyn, 2000），

以解決經費及組織制度上的限制。

適應性管理是一種永續管理，無法一次作業就有成效，很多因素都要納入考慮，為建立共識，適宜一開始就讓社會大眾參與討論，且應納入行政體系、學者專家、民間非營利組織及地方社區人士等為協調溝通對象，

以取得共識、減少爭議（謝蕙蓮及施上粟，2007）。

圖 2.3-1 適應性管理之流程圖

（本研究修改自：Thom, 2000; 謝蕙蓮及施上粟，2007）

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適應性管理雖有其限制，但若依其流程持續執行，對環境不斷演變的系統而言，是一個較佳的管理方式，對保護區管理，有相當程度之成效。

若搭配量化評估（Quantitative assessment）方法，則可達成棲地適應性管 理之目標。

2.3.2 香港米埔自然保護區案例

米埔沼澤及后海灣內灣的濕地位處香港的西北角，數十年來成為候鳥的天堂。以往，米埔並沒有獲任何形式的保護，直至 1976 年，才列為具特殊科學價值地點。1984 年，世界自然基金會（World Wildlife Fund, WWF）開始接手管理米埔保護區，推行環境教育及保護工作。1995 年，

米埔及后海灣內灣共 1,500 公頃的濕地正式根據「拉姆薩爾公約」

（Ramsar convention）列為國際重要濕地。

米埔及后海灣的紅樹林面積達 400 多公頃，是中國第六大紅樹林濕地。

在紅樹林下可找到豐富的底棲無脊椎動物，夏天更有多種雀鳥在紅樹林築巢棲息。而佔地 45 公頃的蘆葦叢是廣東地區僅餘面積最大的蘆葦叢之一，

也是候鳥的重要覓食地，部分鶯鳥於春秋兩季在此覓食。在蘆葦叢曾記錄到近400 種無脊椎動物，其中四種為科學界的首次發現。

香港政府在設立拉姆薩爾公約濕地之餘，亦決定撥款港幣 4.23 億元在其後五年收購土地、設立濕地教育及訪客中心並進行保護管理。為確保這片國際重要濕地獲得善用，港府於 1997 年完成一份管理計畫，把濕地分為核心區、生物多樣化管理區、公眾參觀區、資源善用區與私人土地區等五個區域（WWF Hong Kong, 2006; 謝蕙蓮及施上粟，2007）。

根據「Management plan for the Mai Po marshes wildlife education centre and nature reserve 2006- 2010」（WWF Hong Kong, 2006），米埔保護區之管理策略中，根據棲地、植物、動物（哺乳、鳥類、無脊椎、兩爬）等面向，將保護區所具有的資源價值，就國際性（全世界）、區域性（中國大陸）與局部性（香港）等不同空間尺度，予以劃分成不同重要等級（如表

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2.3-1），以作為訂定經營管理優先順序之參考。以紅樹林區之適應性管理為例，米埔保護區除第一次以人工疏伐方式移除紅樹林成林，後續每年則由志工至泥灘地撿拾紅樹林胎生苗，以維持泥灘地型態之棲地。這套針對不同棲地而採分區管理的方式，可作為其他保護區引用適應性管理之參考。

表 2.3-1 米埔保護區管理策略分區重要性

棲地類型重要性

國際區域本地

潮間帶灘地高度高度高度

紅樹林中等高度高度

蘆葦叢中等高度

基圍（Gei Wai）高度高度

魚池中等高度

（資料來源：WWF Hong Kong, 2006）

米埔濕地紅樹林區之維護管理方式，已具適應性管理之原則，惟無量 化之評估，難精確提供後續決策可用之參考資料。

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2.4 棲地適合度指標模式

2.4.1 棲地適合度指標模式理論

1974 年美國魚類及野生物管理局（U.S. Fish and Wildlife Service, USFWS）最先開始將棲地適合度指標（Habitat suitability index, HSI）之原則運用於棲地評估程序（Habitat evaluation Procedures, HEP），作為評估程序的一部分（USFWS, 1980a; USFWS, 1980b）。棲地適合度指標可量化描述某物種之棲地品質狀態。適合度指標（Suitability index, SI）乃建立於假設適合度指標與棲地承載量（Habitat carrying capacity）有正比關係，這關係即為最佳棲地適合度值為 1，而最劣棲地適合度值為 0（USFWS, 1981）。

棲地適合度指標的定義為：

棲地適合度指標=^{研究區域棲地狀況}

最適棲地狀況（2.4-1）

棲地適合度指標為一個連結鳥類數量與棲地環境條件的量化方法，此方法可針對特定鳥種之獨特棲地，將每個棲地特徵因子量化，並轉化為棲地適合度指標（數值為0 到 1）。每個棲地因子之適合度指標（SI）可被整合為一個棲地適合度指標（HSI）（數值也是從 0 到 1），表示特定鳥種所在區域之棲地品質（USFWS, 1981）。剛開始棲地適合度指標在各別區域尺度（Individual management unit）下，根據棲地因子現地實測資料建置，

針對特定鳥種評估棲地品質。而近來因為大尺度（Large-scale）空間資料可取得性增加及技術進步，棲地適合度指標已可運用在不同尺度上

（VanHorne and Wiens 1991, Stauffer, 2002）。就目前研究成果而言，包括遙測地景尺度（Remotely sensed landscape-level）的棲地適合度指標，也已發展應用於更大面積的區域（Storch, 2002; Larson et al., 2003; Rittenhouse et al., 2007; Tirpak et al., 2009）。

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棲地適合度指標模式可分為以下三類型：（Bovee et al., 1998; 經濟部水利署水利規劃試驗所，2012）

一、第一型

第一型棲地適合度指標被定義為個人經驗與專業意見，或經由協商定義而成的準則。而這個準則若與收集野外實驗數據相較，可迅速建置並節省經費。第一型最大缺點之一，即以意見代替資料。第一型棲地適合度指標依據專家意見建立，惟專家必需能夠清楚瞭解物種對棲地之需求，並注重中立客觀之原則。

二、第二型

第二型棲地適合度指標是依據目標物種，現地量測微棲地資料及物種出現頻度，建置棲地適合度指標。研究人員盡可能的在目標物種出現的地方，收集微棲地利用的資料。第二型與第一型比較，差異主要為後者依據真實的資料而非意見。建立第二型棲地適合度指數，其生態資料收集是相對花費較高，若物種的資料太少，將無法利用。

三、第三型

為計入可利用棲地的因素，而發展出第三型棲地適合度指標。最普遍使用的方法是以已利用棲地（Habitat use ）與可供利用棲地（ Habitat availability）之比例關係建立適合度指數（Preference index）。然而，生態資料收集的困難在第三型棲地適合度指數也會出現。應用第三型棲地適合度指數前若沒有經過專業的校正而定義可利用棲地，會造成生態意義的差異。

現地量測目標物種微棲地及物種出現頻度等資料，建置棲地適合度指 標，為可靠且具科學性之量化棲地條件及評估棲地品質之妥適方法。

2.4.2 棲地適合度指標模式應用

棲地適合度指標為非常合用的棲地品質評估工具，而且常用於自然資源管理者及決策者，用於量化分析瀕危的陸域或水域生態系統中的野生動

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植物棲地狀態（Cole and Lefebvre, 1989; Jowett and Davey, 2007; Luan et al., 2011）。他們可以運用地理資訊系統（GIS）整合環境因子資料，產出野生物種棲地品質狀態之空間分布地圖（Lauver et al., 2002; Luan et al., 2011）。

Rice（1984）研究發現，水深 V1 指標、沈水植物佔水域面積比例 V2 指標、植被與水域面積百分比 V3 指標，是在評估潛鴨覓食棲地品質時，

最重要的三個因素。Rice 並提出覓食地品質的綜合指標式為：覓食地品質=

(V1*V2*V3)^1/3。

Howard and Kantrud（1986）分析墨西哥灣度冬的尖尾鴨（Northern pintail）棲地適合度，在各種因子中，尖尾鴨喜好低鹽度的水域，鹽度高於 20ppt 以上時，適合度僅剩 0.20；其中挺水植物面積百分比（percentage of area that is covered by persistent emergent vegetation）為 0 至 30%時，適合度為1。

Lauver et al.（2002）以地景分類、樹籬及樹木數量等因子，建置伯勞鳥（loggerhead shrike）的棲地適合度指標模式，他們以地理資訊系統繪製美國Fort Riley Military Reservation （FRMR）棲地品質地圖。結果顯示，

保留區有67%的面積適合伯勞鳥棲息。

Leberg（2012）蒐集過去文獻，分析小水鴨於美國路易斯安那州度冬之調查資料，以大尺度 500m×500m 網格，建置濕地型態（分為 Fresh marsh, Brackish marsh, intermediate marsh, swamp forest & saline marsh）及水深（分為 8 個等級）兩個因子之棲地適合度指標。小水鴨最適棲地環境為 Fresh marsh 及水深為 8cm 至 18cm 之棲地環境條件，如圖 2.4-1 及 2.4-2。

美國魚類及野生物管理局以棲地評估程序為基礎（USFWS, 1980a），

依物種別、地域別建立棲地適合度指標。美國迄今所發表的棲地適合度指標已多達 171 種，公布於美國地質調查所（ USGS ）網站（ http:

ww.nwrc.usgs.gov）及國家濕地研究中心的數位圖書館供各界利用（經濟部水利署水利規劃試驗所，2012）。