第一章 前言
1.1 研究動機 濕地(wetland)，係指陸地與水域間經常或間歇被潮汐或洪水淹沒的土 地。其定義及分類方式繁多。我國目前對濕地仍未有一致性的定義，但根據 國際拉姆薩濕地公約(RAMSAR, 1971)第一條，濕地的定義為：「不論天然或 人為、永久或暫時、靜止或流水、淡水或鹹水，由沼澤(marsh)、泥沼地(fen)、 泥煤地(peatland)或水域所構成之地區，包括低潮時水深6公尺以內之海域。」。 至於美國廣被接受的官方定義為聯邦法規機構用於劃定濕地的三項準則：(1) 必須具有優勢水中植物；(2)在表土下某一深度的土壤必須含水；(3)在一最低 限度之期間或頻率內必須為水淹沒或土壤含有飽和之水 (Donal, 1993)。一般 而言，濕地可分為二類：沿海或海岸濕地(tidal wetlands or coastal wetlands)與 內陸濕地(nontidal wetlands or inland wetlands)，沿海濕地包括沿海沼澤、泥質 灘地、紅樹林沼澤；而內陸濕地則包括淡水沼澤或池塘、河邊低地、泥炭沼 澤、灌木沼澤等。本研究計畫之範圍，則以沿海濕地為主。過去我們將濕地 視為不重要且沒有價值的地區，以填土或排水的方式建構出農業或漁業用 地，或將濕地供作其他用途，而產生無以回復的結果。多年來經由科學家及 田野調查工作者的努力，發現濕地具有無法計算的價值及功能。它不但提供 鳥類庇護、覓食及生育時的棲地；濕地同時能提供經濟利益，例如濕地中魚 類及貝類的生產；此外濕地可調節水量，補注地下水，減除洪患，對於養分 與廢物的資源存留與轉換及淨化水質；以及保護海岸免受侵蝕等均具有明顯 之功能。濕地這些功能或利益不但對目前當代人類意義非凡，也直接間接地 攸關後續世代的褔祉。所以，不論是現存濕地的保護，抑或已被破壞濕地的 復育，目前在國際間皆獲得普遍的重視。渡、竹圍、嘉義縣東石、塭港、布袋一帶最具規模，且都是典型的紅樹林沼澤。 據中華民國野鳥學會調查，台灣目前沿海面積總計約 11,896 公頃，各個溼地 資源均甚豐富，其中關渡沼澤、挖子尾紅樹林、蘭陽溪口、大肚溪口、東石紅 樹林、龍鑾潭更名列「國際自然及自然資源保育聯盟（IUCN）」亞洲濕地調 查台灣的十二大濕地之中。然而台灣這些重要濕地卻都同時面臨包括廢水排 放、垃圾傾倒、廢土堆積、工業區開發、海埔地開發、交通建設、盜獵、盜採 等問題。例如，根據臺灣省環保處於民國七十二年的調查，全省 294 處垃圾掩 埋場用地中，178 處為濕地，即佔全部用地的 60％。直到民國八十一年十一月 三十日，瀕臨絕種的黑面琵鷺在台南七股工業區預定地內，遭人槍殺造成二死 二傷後，水鳥及濕地的保育才引起國內較為廣泛的重視。 根據中華民國野鳥學會的估計，台灣濕地的面積約在一、二萬公頃左右， 分佈在宜蘭地區的蘭陽溪口、竹安、五十二甲、無尾港；台北地區的挖子尾、 關渡、立農、華江橋；新竹地區的港南；彰化地區的大肚溪口；嘉義地區的鰲 鼓；台南地區的四草、曾文溪口；屏東地區的高屏溪口、龍鑾潭；以及台東地 區的大陂池等共十六個。此外，根據張長義等人的調查 (張長義等人，1995)， 目前可稱之為「海岸濕地」者共計二十二個：(1)宜蘭縣無尾港濕地；(2)宜蘭 縣五十二甲濕地；(3)宜蘭縣蘭陽溪口濕地；(4)宜蘭縣竹安濕地；(5)淡水河口 濕地；(6)新竹縣新豐紅樹林；(7)新竹市南寮濕地；(8)新竹市香山濕地；(9)苗 栗縣竹南紅樹林濕地；(10)台中縣高美濕地；(11)台中港濕地；(12)大肚溪濕地； (13)雲林縣成龍濕地；(14)嘉義縣鰲鼓濕地；(15)嘉義縣朴子溪口濕地；(16)嘉 義縣新塭濕地；(17)嘉義縣好美寮濕地；(18)台南縣北門濕地；(19)台南縣七股 濕地；(20)台南市濕地；(21)高雄縣永安紅樹林濕地；(22)屏東縣鎮安濕地。然 而，上述這些濕地的範圍，幾乎全在陸域部分，尤其是溪流河川之出口處，且 以紅樹林為主要植物相。換言之，目前濕地的區劃範圍並未包括海埔地或潟湖 等較廣泛的範疇。如果將之納入，則台灣濕地的面積，僅加入海埔地部分，即
可增加五萬四千公頃以上，總和至少將達六萬五千公頃。由上述列舉之已知濕 地，除宜蘭沿海和台東大陂池外，台灣的主要濕地可說集中在淡水河系、新竹 縣市、台中港南北兩側及西南沿海從嘉義沿岸之外傘頂洲、鰲鼓至台南縣市的 沿岸及高雄及屏東等縣市的沿岸，濕地型態包括有鹽灘地、河口及潟湖等地 形。而本年度研究計畫之調查範圍將以台灣中西部沿岸之台中及彰化等地區的 海岸濕地為主。 台灣中西部幾個主要沿海岸濕地從北至南包括台中縣清水鎮的高美濕 地、大肚溪口北岸枝台中港濕地、及彰化縣大肚溪口難愛枝大肚溪口濕地等。 此一區段，有無數的沙丘、沙洲、泥灘地及鹽沼等，是台灣海岸地形學「活教 室」之一，也因為海水低淺，陽光養份充足，以及地形地貌和生態系統的豐富 多樣，成就了台灣中西部沿岸養殖盛行、魚貝豐產的盛況。換言之，在所有濕 地中，中西沿海濕地可以說亦為台灣最為多樣化，且最具規模的「海岸寶庫」 之一，因此必須傾全力保存之。然而不幸的是，台中縣清水鎮的高美濕地將面 臨位於其南邊之海渡電廠開發計畫的干擾，而台中港濕地也感受到有台中港火 力發電廠對其之壓力，以及大肚溪口濕地也會受到位於其南邊之彰濱工業去開 發的困擾及大肚溪口垃圾海岸掩埋場的壓力。 然而由淡水河系關渡濕地保護的成功經驗得知，我們仍是有機會對台灣其 他濕地進行全面的保護。但以長期工作而言，持續對濕地環境及生態系統的調 查研究、政府法規的補強研修、管理制度的落實及防杜廢污的隨意傾棄排放等 皆非常重。由於水對濕地的環境維護與生態保育皆非常重要，因此在本研究計 畫中，就上一年度計畫先針對台灣西南沿岸的重要濕地，進行水質及水文的研 究調查之後，本年度計畫將繼續針對台灣中西部沿岸濕地，進行水質及水文的
染染負荷超過其自淨之能力，亦將會對濕地環境造成破壞，而干擾濕地生態的 平衡。尤其是一些未來將規劃為工業區、遊憩區或廢棄物處置場等之海岸濕 地，其目前所承受之污染負荷的調查及未來涵容能力的推估等工作，更顯重要 性。因此亦將此部分工作列為本研究計畫研究目的之一。 1.2 研究計劃之方向及目的 本研究計畫將分為三年期執行，第一年將針對位於台灣西南沿海之高雄及 屏東地區之海岸濕地進行水質、水文及污染負荷之調查研究。調查對象包括有 嘉義鰲鼓海岸濕地、台南四草濕地、永安鹽灘地及龍鑾潭濕地等。第二年將針 對台灣位於中西部台中及彰化地區之海岸濕地進行水質、水文及污染負荷之調 查研究。調查對象包括有台中清水高美濕地、台中港濕地及大都溪口海岸濕地 等。至於水理水質模式推估方面，由於大部分所調查之海岸濕地的水文資料較 為缺乏，所以本計畫將在第三年針對台北縣二重疏洪道濕地再以現場實測之水 質及水文調查資料，進行濕地之水質水理模式推估的探討。此外，計畫之第三 年亦將整合第一、第二及第三年所調查蒐集之水質、水文及環境污染負荷等相 關數據資料，嘗試著進行地理資訊系統(GIS)分析之研究，而將台灣西部海岸 重要之岸濕地的 GIS 系統建立起來。如此未來將可提供相關部門或學術研究團 體對此部分之濕地，透過以 GIS 之方式，而瞭解到其水質、水文、污染負荷及 涵容能力等之概況。此外，如有其他有關該部分濕地之生態調查研究數據或資 料，亦可蒐集並整合於此 GIS 系統中。在未來，不論是要進行開發，抑或是要 保育及復育台灣的海岸濕地，對該濕地之水質及水文環境資料的調查及蒐集， 以及該濕地環境污染負荷及涵容能力的分析調查等，皆屬非常重要之工作。
第二章 文獻回顧
2.1 濕地的定義、種類及濕地的功能 2.1.1 溼地的定義 在濕地的眾多定義中，涵義最廣，且普遍為國際間所使用者，當屬 1971 年間於伊朗拉姆薩簽訂的「針對水鳥棲息地之國際重要溼地公約」之第一條： 「不論天然或人為、永久或暫時、靜止或流水、淡水或鹹水，由沼澤（marsh）、 泥沼地（fen）、泥煤地（peat land）或水域所構成之地區，包括低潮時水深六 公尺以內之海域。」此定義中包含了「內陸溼地」與「海岸溼地」。雖說在我 國目前相關法規中，並無對「溼地」二字有明確之定義（楊文瑜，1999），但 在各國官方及民間團體有各種不同對溼地的解釋及定義（見表 2.1）（于立平， 1997）。 而通常溼地的定義會包括三個主要的因子：水、土壤、水生植物。可以透 過水的分佈狀況來區分溼地；溼地土壤通常有與附近高地不同的特殊土壤條 件；唯有水生植物可在溼地中生存。也可藉此三因子來判別是否為溼地（Mitsch and Gosselink，1993）。 2.1.2 溼地的分類 溼地可分為自然溼地及人為溼地，而自然溼地分類的方式有很多種，一般 所採用的分類方法是依照水中鹽分的濃度分為淡水及鹹水溼地，以水中濃度 1000 mg/L 作為分界，大於 1000 mg/L 者稱為鹹水溼地（saltwater wetlands）， 反之則稱為淡水溼地（freshwater wetlands）；而天然鹹水溼地又依植物的林相， 可分為鹹水草澤（salt marsh）及鹹水林澤（forested saltwater or mangrove）；表 2.1 溼地的定義（于立平，1997） 單位 定義 國際拉姆薩溼地公 約（Ramser Convention 1971） 第一條 不論天然或人為、永久或暫時、靜止或流水、 淡水或鹹水，由沼澤、泥沼地、泥煤地或水 域所構成之地區，包括低潮時水深六公尺以 內之海域。 國際上的定 義 國際自然及自然資 源保育聯盟 溼地係指「有水生植物生長的地方」 美國漁業及野生動 物署（1979） （1） 必須具有優勢水中植物。 （2） 在表土下某一深度的土壤必須含 水。 （3） 在一最低限度之期間或頻率內需 為水淹沒，或土壤含有飽和之水。 只要符合上述任一定義條件，則可稱為溼地。 美國官方之 定義 美國溼地開發許可 工兵署及環保署所 用的「聯邦手冊」 （Federal Manual） 週期或經常被地表水或地下水淹沒或浸透的 地區，具有可適應含水土壤的優勢植物。一 般而言，包括林澤（swamps）、草澤 （marshes）、酸澤（bogs）及類似地區。 加拿大國際溼地工 作群（1979） 表土以溼地為主，並有水生植物生長；氣候 溫暖時地下水位接近或高於水面。 加拿大之定 義 加拿大溼地資料中 心（1979） 水位接近或超過地表，土壤中水量長期處於 飽和狀態，有水生植物生長，並有其適應潮 濕環境之生物活動進行。 中國環境大辭典 （1992） 陸域和水域的交匯處，地表有暫時或永久的 淺層積水，其植物相以水生植物為優勢種。 行政院環境保護署 曾引用（1994） 河口區海岸之半含鹽溼地。 我國之定義 中華民國野鳥學會 （1994） 陸域與水域之過渡地帶，潮濕的土地；溼地 的三要素為土壤、水與水生植物群。 河口溼地包括各種沿海含鹽溼地，如感潮地 帶鹽生草澤、紅樹林草澤、潮間泥質灘地等。 淡水溼地包括草澤地、灌木叢草澤與森林溼 地。
然而，美國漁業及野生動物署（The U.S. Fish and Wildlife Service，USFWS） 也提出了另一種自然溼地的分類系統，作為美國境內的溼地分類標準（見表
表 2.2 USFWS 溼地與深水棲地的分類系統（Cowardin et al.，1979）
System Sybsystem Class
Subtidal（continuously submerged）
Rock bottom ; unconsoildated bottom; aquatic bed; reef
Marine （open oceanfront）
Intertidal（exposed at low tide）
Aquatic bed; reef; rocky shore; unconsoildated shore
Subtidal（continuously submerged）
Rock bottom;
unconsoildated bottom; aquatic bed; reef
Estuarine （tidal embayments； variable salinity） Intertidal（exposed at low tide）
Aquatic bed; reef; stream bed, rocky shore;
unconsoildated shore; emergent wetland; scrub-shrub wetland; forested wetland Tidal (fluctuating flows) Rock bottom; unconsoildated bottom; aquatic bed; rocky shore; unconsoildated shore; emergent wetland Perennialb (continuously inundated) Rock bottom; unconsoildated bottom; aquatic bed; rocky shore; unconsoildated shore; emergent wetland Riverine （associated with river channels） Intermittent (seasonally exposed) Stream bed Limnetic (deep water) Rock bottom; unconsoildated bottom; aquatic bed Lacustrine （associated with lakes） Littoral (shoreline, shallow water) Rock bottom; unconsoildated bottom; aquatic bed; rocky shore;
Palustrine （nontidal, emergent vegetation）
None Rock bottom; unconsoildated bottom; aquatic bed; unconsoildated shore; moss-lichen wetland; emergent wetland; scrub-shrub wetland; forested wetland 2.1.3 溼地的重要性 溼地對生物族群、生態系統及全球都有不同的價值（Mitsch and Gosselink ，1993）。對族群而言，對皮草類動物、魚類、甲殼類動物、水禽 及其他鳥類都有維續族群的功能，溼地供應食物來源，提供棲息地，成為繁延 下一代的最佳場所；溼地棲地對瀕臨絕種之物種的存活是必須的，在美國雖然 溼地面積只占陸域面積的 3.5 %，但是瀕臨絕種的生物名單中，卻有 50 % 仰 賴溼地生存。 對生態系統的價值則包括了對洪水的消減作用、對暴雨的緩減效果、對含 水層的補助以及淨化水質的功能。圖 2.1 為河濱溼地在洪水季及乾季時的價值 圖（Mitsch，1979）。然而對於全球的價值則在於在氮循環、硫循環及碳循環 之中，溼地是一個很重要的因子，以維持大氣中氮氣、硫化物及二氧化碳的平 衡。 溼地的價值及功能有許多，可見於表 2.3 中，而溼地的各項功能會彼此互 相影響，包括涵養水量及飽和水層的深度會影響植物的生長情形，此外，pH 值、溫度及營養鹽的成分也幾乎天天發生變化，且深受到日照陽光的影響。 然而，在溼地的內部，因植物相的豐富，土壤中微生物的活躍，再加上擁 有充足的水源，造成溼地兼具有淨化水質的功能。利用溼地本身的物理性作用 （過濾、沉澱及吸附等作用）、化學性作用（氧化還原、化學沉澱、化學吸收、
圖 2.1 河濱溼地在洪水季(a.)及乾季時(b.)的價值圖（Mitsch，1979）
離子交換及錯合作用等反應過程）及生物性作用（微生物的生物分解、同化作 用及植物吸收同化等作用），將點源性廢污水（生活污水、工業廢水及垃圾滲 出水）及非點源污染性廢污水（雨水排水、農業灌溉排水及酸礦排水）之中的
表 2.3 溼地的價值功能（Burke et al.，1988；于立平，1997） 社會經濟價值 環境品質價值 鳥類及野生動物 生長價值 洪水的控制 海浪損害的防護 海岸侵蝕的控制 地下水與水源供應 木材與其他自然資 源 能源資源（泥炭） 家畜放牧 釣魚及貝類採收 獵捕 遊憩資源 景觀美質 教育及科學研究 水質保持： 污染物過濾 沉澱物去除 污染物分解 製造氧氣 營養鹽循環 化學物質及營養 鹽的 吸收 水棲生物的生產力 微氣候的調節 世界氣候（臭氧層） 的 調節 提供魚類及甲 殼類之 棲息地 提供水鳥及其 他鳥類 之棲息地 提供毛獸及其 他野生 動物之棲息地 因此，人工溼地就是以改進溼地淨化水質的功能為設計的，而藉由人工溼 地處理在二級處理中無法消除的氮及磷等營養鹽，並更進一步去除二級放流水 中剩餘的生化需氧量（BOD）、化學需氧量（COD）及懸浮固體（S.S）。
2.2 溼地中的水生植物 2.2.1 水生植物的種類 溼地中的植物相很複雜，一般是因土壤中水份的含量或水面的高低，而從 高地向溼地，呈現由林相轉為灌木叢再轉為草本再成為水生植物的狀態，形成 梯度生長及成層分佈相（Guntenspergen，1989），但也有以林澤、草澤的溼地 型態存在。然而，在眾多植物種類中，最有效能去除污染物質的是水生植物， 所以在人工溼地中所種植的植物通常都採用水生植物作為其中的優勢物種。 一般而言，溼地中的水生植物可依葉片與水面的相對位置及其生活習性， 可分為以下四種類型（見圖 2.2）（林春吉，2000）： （1.) 沉水性植物： 這類水生植物完全沉浸於水中，多半生長在水域較深的環境， 根長在土 中，葉片一般成線狀、帶狀或絲狀。有少部分此類植物的根沒有定著性，會隨 水流四處漂移，所以也能被歸類於漂浮性植物。 (2.) 挺水性植物： 此類水生植物通常生長於水邊或水位較淺的環境，與沉水性植物相同，其 根也長於土裡，但不同的是葉片或莖卻挺露出水面。有一部份的此類植物會在 水面下長出沉水葉，但其形狀與水面上的葉片不相同。 (3.) 浮葉性植物： 此類型的水生植物大多生長於深水域環境，根莖或球莖固定於底泥中，葉 片由長長的葉柄支撐，平貼浮於水面，通常成寬大的圓形或橢圓形，與挺水植 物相同，也會長出沉水葉。
圖 2.2 一般水生植物的分類（林春吉，2000）
(4.) 漂浮性植物：
這類水生植物的根沒有固定於土中，植物本身會隨著水的流動而四處漂 移，通常體積小、繁殖能力強為其特點。
2.2.2 水生植物的根區效應（Root Zone Effect）
水生植物在溼地淨化水質中占了一個很大的因素，而植物能去除污染物是 因為具有根區效應，也就是植物可藉由將氧氣傳輸至根部，使得附近土壤成為 好氧區，而其它區域的土壤則為厭氧區，再由根部附近的微生物進行同化作用
及異化作用，進行硝化及脫硝作用（D‘Angelo，1994）及磷的化學沉澱，此一 輸氧至根部而形成根部好氧區的功能，我們稱之為根區效應。此效應會促使溼 地中的營養鹽物質去除，而能達到淨化水質的效果。圖 2.3 為水生植物的根區 圖（Kadlec，1996）。 一般水生植物都有將氧氣傳輸至根部的能力，但因植物種類的不同，而有 不同的輸氧效率。水生植物的地下莖相當發達，所以有較大的空間來傳導空 氣，將氧氣傳至根部，形成一層圍繞根部的土壤好氧區。因此若水生植物的地 下莖數目越多，則溼地土壤好氧區的形成也越多，而所提供的氧氣也增加許 多，也更能利於硝化作用的產生，微生物的同化作用及化學氧化還原反應的形 成。所以，水生植物根區的多寡將影響傳輸氧氣的效率，也將會影響到硝化反 應的發生，因此影響水中氨氮的去除效果（Zhu and Sikora，1995）。
2.3 溼地中化學物質的轉換方式 2.3.1 氮的轉換方式 位於水層下的土壤層為氧化區，雖此氧化區很薄，但卻為氮的主要轉換 區；在氧化區中含有高溶氧，在此區域中，有機氮會先被異營菌礦化為氨氮， 再由化學自營性硝化菌，來進行硝化作用產生硝酸鹽。若上層的氨消耗完，氧 化層會讓土壤中的氨向水層擴散，在水層中再繼續進行硝化作用。水層中產生 的 NO3 -會因濃度梯度的關係而回到氧化區，氧化區的 NO 3 -的也因擴散而進入 厭氧還原區，進行脫硝作用；脫硝後的 N20 及 N2等，則釋放到大氣中溼地中，
此為氮的轉換型態，如圖 2.4（Mitsch and Gosselink，1993）。
會影響氮循環的因素包括有：土壤中的氧化還原電位、酸鹼值、含水量、 碳的含量、及溫度等。在土壤還原區內的銨離子呈較穩定的狀態，則可以被土 壤所吸附或被微生物及植物以同化作用吸收（Faulkner，1989）。此外，NH4 + 以離子交換作用附著於懸浮固體或土壤顆粒上，所被吸附的 NH4+會被植物及 微生物吸收而同化，也可進行硝化作用，而被好氧性自營菌轉化成無機鹽氮 (Metcalf，1991；李駿智，1996；張惠婷，1998)。 氨氮在人工溼地系統中的去除率約 0.3-1.1 g/m2/d，並會隨季節的變化而改 變，主要是因為植物在冬季時，生長速率較慢，使得營養鹽被利用的機會相對 減少，因此，氮的去除率將會明顯受到溫度的影響，溫度愈高，則去除率愈好 （Sikora et al.，1995 ；van Oostrom，1995）。
2.3.2 磷的轉換方式
溼地中大部分底泥裡的磷為有機磷，其中磷的轉換、錯合及殘留，主要是 受到氧化還原電位、酸鹼度、鐵、鋁、鈣及土壤中天然含磷量來影響。在酸性 土壤中，無機磷被鐵和鋁的含水氧化物吸附，沉澱成不溶解的 Fe-P、Al-P、Ca-P
等粒狀無機鹽類（Faulkner，1989；Mitsch and Gosselink，1993）。主要是依 地化循環為去除方式，包括植物的吸收作用及溼地介質的化學吸收、沉降及錯 合等作用，及生物反應等，溼地中磷的轉換型態如圖 2.5（Mitsch and Gosselink，
1993）。 在自然溼地中，磷的負荷量若是大於 20 gP/m2 /yr，在溼地中，所有對磷的去除 機制，例如像植物的消化吸收作用及化學吸附沉澱作用都已達飽和，那麼磷的 去除也不會再發生。尤其，若溼地的植物沒有適時的收割，則死亡的植物碎屑 將會掉落回溼地土壤表面，則原先被植物所消化吸收的部分，也將會隨著植物 的掉落而又回到溼地系統中（Cooke，1992；Davies and Cottingham，1993；張惠婷， 1998）。
圖 2.5 溼地中磷的轉換情形（Mitsch and Gosselink，1993）
2.3.3 硫的轉換方式
溼地中的硫可以有許多的氧化型態，可經由多種以微生物為媒介的管道進行 轉換，而硫的轉換型態如圖 2.5（Mitsch and Gosselink，1993），硫化物可藉由 化學自營菌或光合作用的微生物，在土壤的通氣層中氧化成元素硫，微生物會 自氧化過程中獲得所須之能量。然而其他的微生物會將元素硫氧化成硫酸根， 反應式如下所列： 2H2S + O2 2S + 2H2O + energy 2S + 3O2 + 2H2O 2H2SO4 + energy 雖然硫的濃度很少低到會對溼地植物的生長造成限制，但若由厭氧土壤產 生之硫化氫會對溼地中的生物造成危害，一般溼地中量測出硫化氫的釋放速率 範圍於 0.004∼2.6 g S/m2
2.4 台灣之海岸濕地簡介 台灣位於歐亞大陸東緣，由於地殼作用，地形特性，兼以亞熱帶氣候的豐 沛雨量，造就了西部沿海的泥質灘地和河口沼澤，其中重要的濕地以台北縣關 渡、竹圍、嘉義縣東石、塭港、布袋一帶最具規模，且都是典型的紅樹林沼澤。 據中華民國野鳥學會調查，台灣目前沿海面積總計約 11,896 公頃，各個溼地 資源均甚豐富，其中關渡沼澤、挖子尾紅樹林、蘭陽溪口、大肚溪口、東石紅 樹林、龍鑾潭更名列「國際自然及自然資源保育聯盟（IUCN）」亞洲濕地調 查台
圖 2.6 溼地中硫的轉換情形（Mitsch and Gosselink，1993）
中，178 處為濕地，即佔全部用地的 60％。直到民國八十一年十一月三十日， 瀕臨絕種的黑面琵鷺在台南七股工業區預定地內，遭人槍殺造成二死二傷後， 水鳥及濕地的保育才引起國內較為廣泛的重視。 根據中華民國野鳥學會的估計，台灣濕地的面積約在一、二萬公頃左右， 分佈在宜蘭地區的蘭陽溪口、竹安、五十二甲、無尾港；台北地區的挖子尾、 關渡、立農、華江橋；新竹地區的港南；彰化地區的大肚溪口；嘉義地區的鰲 鼓；台南地區的四草、曾文溪口；屏東地區的高屏溪口、龍鑾潭；以及台東地 區的大陂池等共十六個。此外，根據張長義等人 (1995) 的調查，目前可稱之 為「海岸濕地」者共計二十二個：(1)宜蘭縣無尾港濕地；(2)宜蘭縣五十二甲 濕地；(3)宜蘭縣蘭陽溪口濕地；(4)宜蘭縣竹安濕地；(5)淡水河口濕地；(6)新 竹縣新豐紅樹林；(7)新竹市南寮濕地；(8)新竹市香山濕地；(9)苗栗縣竹南紅 樹林濕地；(10)台中縣高美濕地；(11)台中港濕地；(12)大肚溪濕地；(13)雲林 縣成龍濕地；(14)嘉義縣鰲鼓濕地；(15)嘉義縣朴子溪口濕地；(16)嘉義縣新塭 濕地；(17)嘉義縣好美寮濕地；(18)台南縣北門濕地；(19)台南縣七股濕地；(20) 台南市濕地；(21)高雄縣永安紅樹林濕地；(22)屏東縣鎮安濕地。然而，上述 這些濕地的範圍，幾乎全在陸域部分，尤其是溪流河川之出口處，且以紅樹林 為主要植物相。換言之，目前濕地的區劃範圍並未包括海埔地或潟湖等較廣泛 的範疇。如果將之納入，則台灣濕地的面積，僅加入海埔地部分，即可增加五 萬四千公頃以上，總和至少將達六萬五千公頃。由上述列舉之已知濕地，除宜 蘭沿海和台東大陂池外，台灣的主要濕地可說集中在淡水河系、新竹縣市、台 中港南北兩側及西南沿海從嘉義沿岸之外傘頂洲、鰲鼓至台南縣市的沿岸及高 雄及屏東等縣市的沿岸，濕地型態包括有鹽灘地、河口及潟湖等地形。而本年 度研究計畫之調查範圍將以台灣中西部沿岸之台中及彰化等地區的海岸濕地 為主。 台灣中西部海岸濕地從北到南包括清水高美濕地、台中港濕地及大肚溪口
濕地等。此一區段，有無數的沙丘、沙洲、泥灘地及鹽沼等濕地地形，是台灣 海岸地形「活教室」之一，也因為海水低淺，陽光養份充足，以及地形地貌和 生態系統的豐富多樣，成就了台灣中西部沿岸養殖盛行、魚貝豐產的盛況。換 言之，在所有濕地中，台灣中西部的沿海濕地可以說是台灣最為多樣化，且最 具規模的「海岸寶庫」，因此必須傾全力保存之。
第三章 研究方法與步驟
3.1 台灣北部海岸濕地研究目標之選定 3.1.1 濕地水質之調查研究 研究調查的方法將先至台灣北部各個目標海岸濕地進行現地踏勘，以充分 瞭解該濕地之地理特性及周遭自然及人文環境。現場榻勘完之後，根據踏勘及 當地水文狀況資料，將進行各個濕地水質採樣站之選點工作。在採樣點決定之 後，將以現場採集水樣及攜回實驗室進行分析的方式進行濕地水質調查的研 究。不同之濕地其採樣點之點數將依不同之現地環境情況，而有所不同。但原 則上，以四至六個採樣站為基準，初步決定將選擇位於台北縣的二重疏洪道濕 地做為研究的對象，目標濕地之採樣點位如圖 3.1 所示，而圖 3.2 及圖 3.3 所 示則為採樣時之現場照片圖。研究中，將計畫一次之採樣工作，採樣日期為九 十二年二月。所採回來之水樣，將依據行政院環保署環檢所訂定之方法先行保 存之，並儘速攜回至實驗室內進行水樣的分析工作。現場即刻進行分析的項目 包括有溫度、pH 值及溶氧(DO)等。攜回至實驗室內進行行分析的項目包括有 懸浮固體物(SS)、生化需氧量(BOD)、化學需氧量(COD)、氨氮(NH3-N)、亞硝 酸氮(NO2 --N)、硝酸氮(NO3 --N)、總凱氏氮(TKN)、磷酸鹽(PO4 -3 )、總磷(TP)及 大腸桿菌(E. coli.)等。分析所採用之方法將依據行政院環保署環檢所訂定之「水 質檢驗方法彙編」或 Standard Methods. 3.1.2 濕地水文之調查研究 一般而言，構成溼地水文系統的主要因子不外乎：降雨、地表逕流、地下 水、蒸發散量、及影響海岸溼地型態之潮汐，了解這些因子的特性，將有助於 規劃溼地後續的保育及管理工作，同時也可提供生態調查研究的輔助資訊。圖 3.1 台北縣二重疏洪道濕地採樣分佈點
蘆
洲
市
L5 L4 L3 L2 L1 H5 H4 H2 H3 H1一般性的水文調查，往往需要大量的戶外做業，而且需要諸多儀器的配合 使用，因此調查經費非常昂貴；在主客觀環境的限制下，為了配合本研究計畫 目標，能在兩三年內將南部地區的溼地，完成基礎資料的調查研究，有關水文 調查部份將參考國外文獻記載的方法，以相關資料的蒐集和分析為主，再以現 場的踏勘及簡單量測為輔，所得成果仍足以代表該溼地概約的水文特性，各調 查項目詳細說明如下。 （a）航空相片資料數化：水文因子和溼地周圍的環境有著密不可分的關係，因 此首先藉助航空相片，可以協助研究人員了解溼地及周圍環境的空間分佈 慨況，除此之外，航空相片資料經過掃描數化並校正座標後，成為地理資 訊系統的底圖（base map），再與其他圖層套疊之後，可進行其他相關的 分析工作（Lyon, and McCarthy, 1995），圖 3.4 所示即為航空相片資料套 疊河川行水區域線的成果。 （b）溼地範圍之量測：利用全球定位系統（GPS）劃定溼地的範圍，是較傳統 導線測量方便且經濟上可行的做法，經由 GPS 接收儀中資料處理晶片解算 出經緯度座標，即可獲得溼地所在位置；然而一般的 GPS 接收儀因為 S/A （selective availability）效應干擾訊號，定位精確度只達 50~100 公尺，為 了增加測量精確度，研究中將使用 DGPS 差分修正，該項技術是將未知點 的位置，扣除一固定已知點的誤差，以便獲得較精確的位置，因而提高 GPS 定位的精確度至 5~10 公尺以內。 （c）降雨資料之蒐集：除了受潮汐影響之溼地外，降雨是形成溼地水源的最主 要因素，雨水降落在溼地上，則直接補助溼地水體，此外受降雨影響之地 表逕流及地下水，也是溼地的重要水源。中央氣象局在各地之測站資料， 將可提供有關降雨的資訊，
圖 3.4 航空相片資料套疊河川行水區域線圖例 但若是所調查之溼地離測站較遠，則必須使用內差的方式，例如克立金 法（Kriging Method），以求得較近似實際的降雨量。 （d）蒸發散量之計算：由地表及水面所蒸發的水氣稱為蒸發（evaporation）， 降雨落在植物上的水分，經陽光照射而排至大氣的水氣稱為蒸散 （transpiration），兩者合稱為蒸發散量（evapotranspiration），蒸發散會 隨著氣象條件而有所變化，例如：溼度及溫度。蒸發散量可直接量測，
成功應用在一些溼地研究（Rykiel, 1984），其公式如下說明： a i i I T ET =16(10 ) ETi = 第 i 個月的蒸發散勢能，mm/mo Ti = 月平均溫度，°C I = 局部熱能指數 = ∑ = 12 1 514 . 1 ) 5 ( i i T a = 3 2 6 10 ) 492390 17920 1 . 77 675 . 0 ( ×I − ×I + ×I+ × − (f）地表逕流調查： 流入溼地的地表逕流主要型態可區分為漫地流（overland flow）及渠道流 （channel flow），漫地流經常是伴隨著下雨而發生，或是在海岸型溼地由 於潮位升高所引起，而渠道流則是發生在當溼地也是天然河川一部份的情 形，水流經年或大部分的時間都流入溼地內。兩者的調查方式說明如下： 漫地流： 漫地流調查可以藉助集水區之水文模擬分析達成，在過去，受限於資料 蒐集的成本及準確度，集水區水文模擬分析大多為簡單的集中參數（lump parameters）模式，隨著資訊科技發達，複雜的集水區環境，可以藉助地 理資訊系統（Geographic Information System, GIS），及配合數值高程資 料，有效且正確地提供水文分析所需的環境資訊（呂建華等，1998）， 也因此分散式參數（distributed parameters）的分析模式，在集水區水文 分析上，扮演著越來越重要的角色，以下分別就資料蒐集、處理，及分 析程序，作簡單的說明。 1. ) DTM 資料：DTM 資料是將高程資料以網格的方式，儲存在地表上等 分佈的每個點，每個資料點即代表該網格在空間對應位置的高程值；
使用 DTM 資料時，必須注意的是網格尺寸的大小，影響地理資料系統 是否能真實地展現整個區域的地形變化，例如：一個 30m×30m 的網格 相當九個 10m×10m 的網格，因此用 30m×30m 網格所製作的三度空間 立體圖當然比 10m×10m 網格的立體圖來的粗略，除非該區域都是相當 平緩的地形；然而大尺寸網格也有其適用時機，當研究區域較大時， 使用小網格的 DTM 資料無論在資料取得及計算的考量上均較不經 濟，此時大尺寸網格的使用則是較實際的做法，一般如偏遠地區的自 然資源管理便是屬於這樣的應用領域。DTM 資料目前可透過國立中央 大學太空及遙測中心購買，該單位所提供之 DTM 資料均為 40m×40m 的網格大小。 2.) 高程資料前處理：原始的數值化高程資料不能直接運用於電腦分析作 業，原因為自然的地形上會有吸洞（sink）或局部窪陷的地貌，漫地 流流至該區域時，由於較周圍地勢低，水流將會先蓄滿該吸洞後，再 向低處流動；電腦模擬漫地流，只根據高程資料來判定流向，若遇到 吸洞地形時，電腦自動分析程序便無法繼續執行，因為在此特定網格 周圍的八個網格，其高程均較高，落於此間的水流將無法繼續向下游 流動；為了改善此一現象，需要將原始高程資料進行吸洞填平的工作， 經此前置處理之高程資料方能提供後續之水文分析。 3.) 網格流向分析：經吸洞填平處理後，數值高程資料中每一網格，均需 與相鄰網格之高程進行比對，而最後的流向為某網格與周圍八個網格 之最大高程差者，圖 3.6 所示之箭號方向，即是代表網格的流向分佈， 也就是代表漫地流在流經某網格後向下游流動的方向。
入之個數（Jenson and Domingue, 1988），依此定義可知，流徑上之流 量累積值一定較非流徑的網格大，且愈向下游流量累積值愈大，運用 流量累積值即可劃定河川渠道的網路（Tarboton et al., 1991）；有了河 川渠道網路後，可進一步進行河川級序（stream order）的分析，級序 分析是將河溪編號，由分水嶺發源之小溪定義為一級河溪，兩條或兩 條以上的一級河溪匯流後成二級河溪，依此類推。 5.) 集水區劃定：電腦分析程序可根據設定之門檻值（threshold）自動找出 集水區的範圍，對同一區域而言，門檻值愈高，所劃定的子集水區個數 就愈少；集水區劃定之後，再套疊上溼地範圍之圖層，便可清楚了解溼 地與周圍集水區的空間相關位置，對溼地後續的保育及管理工作上，將 有非常大的幫助。 分析結果可代表該溼地漫地流的概況，如果需要進一步預估漫地流流 量，則可由以下公式計算求得： w p i R P A S = ⋅ ⋅ Si = 溼地的直接地表逕流，（m 3） Rp = 水力反應係數 P = 集水區平均降雨量，（m） Aw = 集水區排入溼地的面積，（m 2） 以上公式說明漫地流與集水區中供應溼地的降雨量體積（P×Aw）成正比， 其比值由水力反應係數代表，在國外文獻中曾記載，在美國東部的小集 水區來說，Rp從 4%到 18%不等（Lee, 1980），在台灣則仍須蒐集相關 的文獻，並整理出具代表性的水力反應係數，以供本調查研究使用。
圖 3.5 網格流向分析圖例 渠道流： 渠道流流量是以渠道斷面積乘以平均流速而得，觀測流速的方法有很多，本研 究將視不同的環境使用適當的方法。一般而言，最直接的方法是利用流量計， 量測水流多處斷面的流速，或是以最簡單的橘子皮漂浮法，量測當橘子皮（有 90%或部份果皮在水面下流動）流至下游所需時間，再轉換成速度。若是無法 量測平均流速，則仍有數個替代方法可供使用，首先是利用現成的水文調查資 料，將水位高程與流量作成率定曲線（Rating Curve），再經由簡單的水位量 測即可找出所對應的流量。另一個常用的方法為鹽滴定法（Salt-Titration）， 主要的原理是依據質量不滅定律，在河段的上游將濃度 C1的鹽水，以流量 q 的速率投入河川中，在投放鹽水之前，量測投放點的河水含鹽濃度 C ，在下
2 1 (Q q) C C q C Q× b+ × = + × 故流量為 q C C C C Q b − − = 2 2 1 此外，曼寧公式（Manning Equation）也可用於計算渠道流流量，但先決條件 必須事先調查河流坡度及地表粗造度等資料，公式詳如下： n s R A Q x 2 1 3 2 = n = 粗糙係數（曼寧係數） R = 水利半徑，（斷面積除以溼週） s = 渠道坡度，小範圍 （g）地下水資料蒐集： 降雨經由地表入滲土壤，成為地下水主要來源，地下水對某些型態的溼地 水源補注功能，被認為是非常重要的；在森林集水區的地下水，主要為淺 層之地下水，也就是在地表與阻水層（aqutard）之間的非受壓含水層，這 類的地下水具有自由水面（地下水位），地下水位之下通稱為飽和含水帶， 當降雨入滲發生時，飽和區擴大水頭提高，地下水就會流向周圍水頭較低 之溼地（參見下圖），一塊溼地除了地下水流入外，同時也會有地下水流 出，當溼地水位比周圍的地下水位高時，地下水將會流出溼地之外。溼地 中地下水流動的情形（流入或流出）通常是以達西定律來表示，也就是地 下水流量與水力梯度及導水係數（conductivity）成正比，可以寫成以下的 公式： A S K Q = ⋅ ⋅ Q = 地下水流量（體積 時間） K = 導水係數（長度 時間）
S = 水力梯度 A = 橫斷面面積 溼地地下水文的調查中，除了需要了解導水係數外，地下水位變化的監測也是非 常重要，如圖 3.6 所示。然而這些資料都必須藉助現場鑿井調查，才能得到較可 靠的數據，所需投的人力 降雨前地下水位線 降雨中及降雨後地下水位線 降雨 阻水層 圖 3.6 地下水位變化示意圖 物力非常龐大。因此對本研究計畫而言，只能蒐集鄰近溼地之水資源局、中央地 調所、及台糖等單位已設監測井資料，再利用內差方法求取導水係數及地下水位 變化等資料。另外，導水係數也可參照國外已調查分類資料，根據溼地或土壤種 類對照取得導水係數（Mitsch, Gosselink, 1998）。
3.2 水質分析方法 3.2.1 採樣方法與保存方法 採樣時以數個 1 公升之 PV 塑膠瓶及數個 200 mL 廣口褐色玻璃瓶為採樣 容器（所使用之採樣瓶，事先以酸液酸洗，再以清水及去離子水沖洗，乾燥後 備用）。立刻將採集回來之水樣帶回到實驗室，依檢測項目進行前處理，馬上 保存在 4℃下冷藏。表 3.1 所示為各種水質檢測項目及保存方法。 3.2.2 水質分析項目與分析方法 本實驗分析的項目及方法如表 3.1 所示。水樣檢測項目詳細的分析步驟， 皆依據環保署所公告的水質檢驗方法（1999），並進行實驗室之品管品保工作。 其原理及適用範圍如下： (1.) 氨氮 (NIEA W416.50T) 待測之水樣利用蒸餾儀器，以鹼液調整酸鹼值至 9.5，經過蒸餾後，以硼 酸吸收液吸收所蒸餾出的液體，最後以納氏試劑呈色，使用分光光度計於 波長 425 nm，測得其吸光度而定量之。此法適用於飲用水、地表水、地下 水及廢污水；適用範圍為 0.05~1.0 mg/L。 (2.) 總凱氏氮 (NIEA W420.50B) 在使用硫酸、硫酸鉀及以硫酸銅為催化劑的消化條件下，會將使水樣中含 氨基氮的有機物質轉換成硫酸銨，銨離子本身也會同時被轉換成硫酸銨， 在消化過程中，會先形成銅銨錯合物，而後會被硫代硫酸納所分解，經分 解後所產生的氨，會於鹼液中被蒸餾出，而被硼酸吸收液所吸收，便可以 分光比色法而定量之。適用於地下水及地表水。
表 3.1 水質分析方法及保存方式 分析項目 分析方法 需水樣量 保存方法 保存期限 硝酸鹽氮 紫外光篩檢法 50 ml 暗處，4℃冷藏 48 hr 亞硝酸鹽氮 分光光度計法 50 ml 暗處，4℃冷藏 48 hr 氨氮 納氏比色法 50 ml 加酸，4℃暗處 冷藏 7 day 總凱氏氮 納氏比色法 50 ml 加酸，4℃暗處 冷藏 7 day 正磷酸鹽 維生素丙比色 法 50 ml 暗處，4℃冷藏 48 hr 總磷 維生素丙比色 法 50 ml 加酸，4℃暗處 冷藏 7 day 化學需氧量 重鉻酸鉀迴流 法 50 ml 加酸，4℃暗處 冷藏 7 day 總懸浮固體 過濾法 50 ml 暗處，4℃冷藏 7 day 油脂 重量萃取法 500 ml 加酸，4℃暗處 冷藏 7 day (3.) 正磷酸鹽 （NIEA W427.50A）
吸光度而定量之。適用於一般水及廢水；適用範圍為 0.05~0.5 mg/L。 (4.) 總磷 (NIEA W427.50A) 水樣以硫酸、過硫酸鹽消化處理後，使得其中之磷均以正磷酸鹽之形式存 在，正磷酸鹽會與鉬酸銨、酒石酸銻鉀作用，而生成一雜多酸-磷鉬酸， 再經維生素丙還原成藍色覆合物鉬藍，以分光光度計於波長 880mm 處， 測得其吸光度而定量之。適用於一般水及廢水；適用範圍為 0.05~0.5 mg/L。 (5) 硝酸鹽氮 (NIEA W417.50A) 採用馬錢子鹼比色法，為水中硝酸根在 95℃之硫酸溶液與馬錢子鹼生成 黃色複合物，以分光光度計其吸光度定量之。 (6) 亞硝酸鹽氮 (NIEA W418.50A) 磺胺（sulfanilamide）與水中亞硝酸鹽在 pH 2.0 至 2.5 之條件下，起偶氮 化反應（diazotation）而形成偶氮化合物，此偶氮化合物與 N-1 –奈基 乙 烯二胺二鹽酸鹽（N-（1-naphthyl）一 ethylenediamine dihydroch loride） 偶 合，形成紫紅色偶氮化合物，以分光光度計在波長 543 nm 處測其吸光度 而定量之，並以亞硝酸鹽氮之濃度表示之。
(7.) 化學需氧量 (NIEA W515.50A)
酸化之水樣加入過量之重鉻酸鉀溶液迴流煮沸，剩餘之重鉻 酸鉀以硫酸 亞鐵銨滴定，由消耗之重鉻酸鉀量，即可得水樣之化學需氧量(Chemical
Oxygen Demand, COD)。
(8.) 懸浮固體 (NIEA W210.55A)
定期校正天平。 3.3 實驗所使用之設備及儀器 以下為實驗中所使用之設備儀器： (1.) 分光光度計 型號為 UV-160A，SHIMADZU。 (2.) 總凱氏氮及氨氮分解裝置 分別為消化及蒸餾裝置，型號為 2006 及 1002， TECATOR/SWEDEN。 (3.) COD 冷凝裝置 (4.) 索氏萃取裝置 (5.) 旋轉濃縮機 型號為 Rotavapor R-3000 及 B-169 Vacuum-System，B'U'CHI。
第四章 結果與討論
4.1 水質調查結果 表 4.1 所示為台北縣二重疏洪道濕地水質，於九十二年二月份採樣之分析 調查結果。二沖疏洪道濕地基本上係屬於半鹹淡沼澤濕地地形，水生植物生長 行係已蘆葦及香蒲為主，此乃因由於該濕地係屬於受疏洪道出口之淡水河潮汐 影響。由於本研究計畫要以該濕地進行濕地水文及水理調查及濕地模式的建立 及模擬，因此共計採集水樣十點。由表 4.1 可知，該濕地十個測站之平均 pH 值接近中性，表示該濕地仍以受到淡水之影響為主。再由該十個測站之鹽度分 析結果可知，接近淡水河口採樣站(H1 及 H2)之鹽度皆超過 15‰，亦表示此部 分之濕地水質為半鹹淡水，應屬鹽沼之特性，至於其他測站之鹽度測値顯示， 該濕地係屬於淡水性濕地。在 DO 測值方面，十測站皆低於 3.0 mg/L，且第 H2 及 H5 測站(靠近疏洪道岸邊之濕地)之量測值甚至低於 2.0 mg/L，表示這些 地區濕地的水質受到兩旁道路、住宅及工商業的污染，至使濕地水中溶氧量降 低。雖然各個測站的 DO 值偏低，但是其生化需氧量(BOD)卻明顯分為二個不 同量級，H1 至 H5 靠近出水口淡水河部分的 BOD 測値較低，而從 L1 至 L5 靠 近五股工業區附近之濕地水質的 BOD 測値則較偏高。至於懸浮固體物(SS)測 值則十個測站的分析數據均接近，均不大於 50 mg/L，而平均值為 35.0 mg/L。 此一結果有可能是由於採樣的時間並非洪水期，至使上游溪流中泥沙含量較 低，但是有機污染物含量則較高，因而造成 BOD 偏高，而 SS 測值之則偏低的 現象發生；但也有可能是附近之各類污水之直接排入，抑或由附近污染之排水 獲悉流入滲所造成。至於濕地中營養鹽的濃度分佈亦可由各個測站中所分析之 氮及磷等營養鹽之數值可知。由表 4.1 中可知，十個測站不論是氨氮(NH3-N)或總凱氏氮(TKN)，其測值如同 BOD 値一樣，亦可分為兩個量級，即 H1 至 H5 靠近出水口淡水河部分的測値較低，而從 L1 至 L5 靠近五股工業區附近之 濕地水質的測値則較偏高。其原因應是由於濕地上游之水源為五股工業區的排 放水，NH3-N 及 TKN 的平均值分別為 25.3 及 18.2 mg/L，至於硝酸及亞硝酸態 氮的濃度均不高，由此可 表 4.1 台北縣二重疏洪道濕地各個測站水質分析結果 採樣站 項目 H1 H2 H3 H4 H5 L1 L2 L3 L4 L5 溫度( )℃ 17.6 17.0 16.2 16.7 16.7 16.8 17.6 18.2 17.7 17.1 鹽度(0/00) 13.3 10.3 2.8 1.0 0.8 3.7 2.5 1.2 0.9 0.5 溶氧(mg/l) 2.63 1.62 2.12 2.93 1.72 2.12 2.73 2.83 2.63 2.12 導電度 (ms/cm) 19.98 15.80 4.76 1.88 1.53 6.05 4.26 2.18 1.67 0.99 pH 6.91 6.67 7.13 7.08 7.09 6.96 6.97 7.00 7.06 7.07 SS(mg/l) 24.20 28.80 36.40 30.20 38.00 43.00 33.60 35.40 39.80 35.20 BOD(mg/l) 1.01 4.04 22.21 18.17 15.15 17.67 20.70 21.20 21.20 17.17 COD(mg/l) -- -- -- -- 49.02 -- -- -- -- 21.10 NO2 (mg/l) 0.051 0.073 0.240 0.243 0.284 0.195 0.243 0.267 0.284 0.266 NO3(mg/l) 0.163 0.041 0.496 0.528 0.528 0.415 0.453 0.593 0.684 0.634 TKN 總量 (mg/l) 6.17 20.70 36.94 35.17 27.13 17.81 19.42 23.27 14.27 10.67 TKN 溶解 (mg/l) 4.65 6.82 17.01 16.85 11.80 17.65 3.34 22.31 14.11 9.93 NH3 總量 (mg/l) 5.388 6.738 16.845 14.435 11.863 16.685 17.167 21.185 12.667 10.256 NH3 溶解 (mg/l) 4.591 4.880 12.797 12.154 6.689 13.440 2.863 18.261 7.332 6.881 有機氮 總量(mg/l) 0.784 13.965 20.090 20.733 15.269 1.125 2.250 2.089 1.607 0.417 有機氮
表 4.1 台北縣二重疏洪道濕地各個測站水質分析結果 (續) 採樣站 項目 H1 H2 H3 H4 H5 L1 L2 L3 L4 L5 TP 溶解 (mg/l) 0.479 0.617 1.960 1.927 2.229 1.818 1.641 1.893 1.969 2.308 PO4 總量 (mg/l) 0.414 0.625 1.860 2.036 2.070 1.641 1.700 1.616 1.910 2.137 PO4 溶解 (mg/l) 0.320 0.380 1.389 1.457 1.541 1.121 1.188 1.171 1.541 1.599 顆粒性 PO4 (mg/l) 0.094 0.245 0.470 0.579 0.529 0.521 0.512 0.445 0.370 0.538 有機磷 總量(mg/l) 0.084 0.260 0.126 0.017 0.420 0.269 0.042 0.336 0.314 0.188 有機磷 溶解(mg/l) 0.160 0.236 0.571 0.470 0.689 0.697 0.454 0.722 0.428 0.709 葉綠素 a (mg/m3) 0.0019 0.0034 0.0136 0.0143 0.0131 0.0146 0.0134 0.0136 0.0117 0.0096 「--」表示受鹵素離子干擾，無法檢測
知整各濕地系統的水質係呈現厭氧的還原狀態。而各個不同型態磷的濃度，以 及葉綠素 a 之濃度，則於十個測站的測値均不高。因此二重疏洪道的濕地受到 人為污染的影響非常明顯。
4.2 台北縣二重疏洪道濕地質量傳輸模型的建立及模擬分析
4.2.1 模型分析所需之數據蒐集
The receiving water data used to support the model calibration were collected during a survey from November 8, 2002 to April 13, 2003. Salinity, suspended solids, and heavy metals including zinc, copper, and cadmium concentrations in the water column were measured at five locations in the Erh-Chung Flood Way wetland at a frequency of once a month. There values were used for comparison with the model results. Note that there data were tidally averaged. Measurements on the hydraulic geometry of Erh-Chung Flood Way wetland such as average velocity and water column depth were used to develop the model segmentation. The time series of water surface elevation at the river mouth were measured from November 8, 2002 to April 13, 2003, which shows two high-low cycles in one day and tide elevation range from -0.55 to 0.86 m. The data was obtained from
gauging station G1 located at the downstream boundary. The average flow varied from 0.1 m3/sec to 1 m3/sec at station EC1.
The computational framework chosen to perform the numberical calculations is WASP (water quality analysis simulation program). WASP is a generalized modeling framework for modeling contaminant fate and transport in surface waters and is based on the finite-segment scheme. It is a very versatile program, capable of studying time-variable or steady-state, on, two, or three dimensional, linear or non-linear kinetic water quality programs. To date, WASP has been employed in many modeling applications that have included river, lake, estuarine, and ocean environments and have investigated dissolved oxygen, bacterial,
eutrophication and toxic substance problems.
WASP is the U.S. Environmental Protection Agency’s (EPA’s) latest version of the WASP and it is currently supported and distributed by Center for Exposure Assessment Modeling (CEAM) in Athens, Georgia, U.S.A. EUTRO5 is a
component of WASP5 that is applicable to modeling eutrophication, incorporating eight water quality variables [ammonium, nitrite/nitrate, orthophosphate,
phytoplankton biomass, carbonaceous biochemical oxygen oxygen demand (CBOD), dissolved oxygen, nonliving organic nitrogen, and nonliving organic phosphorus] in the water column and sediment bed. The kinetic structure and interactions between these systems. The reactions involved in EUTRO5 can be considered as due to four interacting systems: phytoplankton kinetics, the
phosphorus cycle, the nitrogen cycle, and the dissolved oxygen balance. Interest reader can refer to Ambrose et al. for details of each of these kinetic processes. In the present study, EUTRO5 was used to develop the mass transport model of the Erh-Chung Flood Way wetland.
The WASP model user manual lists four levels of application/configurations to address different complexities of water quality problems. Recent experience has shown that another levelof configuration is valuable in many modeling application. For instance, the modeling framework can be used to calculate concentrations of conservative substances (salinity, chloride, specific conductivity, and total
dissolved solids) in mass transport modeling. Further, nonconservative substances can be modeled if they follow simple linear reaction kinetics. Examples of this type of application include total phosphorus or nitrogen (first-order decay from the water column) and total suspended solids (with a settling velocity).
In this study, a one-dimensional configuration of WASP is employed. The corresponding mass balance equation can be written as
d(AC)/dt = d[-UxAC + ExA(dC/dx)] + A(SL + SB) + ASK
where
t = time (days)
C = concentration of the water quality constituent (g/m3) A = cross-sectional area (m2)
Ux = longitudinal adective velocity (m/day)
Ex = longitudinal diffusion/dispersion coefficient (m2/sec) SL = direct and diffuse loading rate (g/m
3
-day)
SB = boundary loading rate (including upstream, downstream, benthic, and
atmosphere) (g/m3-day)
SK = total kinetic transformation rate; positive is source, negative is sink
(g/m3-day)
4.3 質量傳輸模式模擬結果
4.3.1 模式分段
Applying the WASP modeling framework requires that a wate system be segmented into a number of completely mixed water cells. A 3.4 Km reach of the
step of 172-s was used in the model simulations.
4.3.2 濕地質量傳輸模式之模擬
Mass transport is a key component of the water quality model. Many mechanisms are responsible for mass transport in natural water systems. The WASP/EUTRO5 model is configured to perform mass transport calculations, using a conservative tracer such as salinity. The mass transport model was first calibrated with the 2002-2003 data, running from November 8, 2002 to April 13, 2003. The driving force of this model includes upstream boundary conditions: freshwater flow and salinity data at Station EC1, and downstream boundary
condition: sanility at Station Ec5 in the model calibration analysis. Also shown for comparison are the tidally averaged salinity concentrations derived from the
measured values from November 8, 2002 to April 13, 2003. In general, the model results mimic the measured spatial distribution of salinity in the water column, substantiating the validity of mass transport under steady-state conditions. Dispersion coefficients for the segments of the model are first derived from
literature values for Keelung River. The calibrated dispersion coefficients are also shown. Tidal actions are the primary force responsible for the horizontal mixing in the water column of the study area. Under the conditions prevailed during
November 8, 2002 to april 13, 2003, they range from 8 Km2/day at the mouth of the Tanshui River to 5 Km2/day at the upstream site, which show that the
dispersion coefficients that characterize the horizontal mixing decrease in the upstream direction. Note that data on tidal currents and stages were not available for the calibation of the hydrodynamic model, so water column salinity data was used to computer with the dydrodynamic calculations.
The EUTRO5 model results were compared with measured salinity
the Erh-Chung Flood Way wetland from November 8, 2002 to April 13, 2003. Data collected at Station EC1 and Station EC5 are used as the upstream and downstream boundary conditions for the model runs, respectively. In general, the model results mimic the temporal trends of salinity of the study area.
The mass transport model is then used to calculate the concentrations of suspended solids in the study area. Since the suspended particles entering the wetland eventually settle into the sediment, the key parameter in modeling
suspended solids is the assignment of the settling velocity. For this calculation, a settling velocity of 0.24 m/day was selected. The model calculated suspended solids and measured values in the Erh-Chung Flood Way wetland (at three
locations: Station EC2, Station EC3, and Station EC4 from November 8, 2003 to April 13, 2003. Data collected at Station EC1 and Station EC5 are used as the upstream and downstream boundary conditions for the model runs, respectively. Model results match the data very well.
Similar to the mass transport modeling for suspended solids concentrations, the mass transport model was used to calculate the heavy metals (Zn, Cu, and Cd) concentrations in the water column. Due to the fact that a portion of heavy metals settles into the sediment, the key parameter in modeling of heavy metals is the assignment of the settling velocity (a settling velocity of 0.6 m/day is selected.) It was presented that the results from the model and measured Zn, Cu, and Cd concentrations at three locations (Station EC2, Station EC3, and station EC4) in the study area from November 8, 2002 to March 24, 2003. Data collected at Station EC1 and Station EC5 are used as the upstream and downstream boundary conditions for the model runs, respectively. In general, the results obtained from the model match the temporal trends of Zn, Cu and Cd concentrations in the water
the industrial wastewater from the Chung-Kung Creek. Compared with the three heavy metals concentrations, Zn has a higher concentration than the Cu and Cd in the Erh Chung Flood Way wetland.
Receiving industrial wastewater discharge from the Wu-Ku Industrial Park, the water quality is rather worse in the Erh-Chung Flood Way wetland. In
particular, low DO and high heavy metal concentrations in the water column of the wetland were measured. The management strategy for improving the water quality of the wetland is to reduce industrial wastewater (i.e. pollutant loads). In order to cut vack the pollutant loads from the Wu-Ku Industrial Park, one may consider using the detention pond as advanced or secondary wastewater treatment systems for water quality treatment. However, this aspect is not discussed in the present study and further researches are needed for water quality modeling of the
第五章 結 論
1. 本研究計畫中，針對位於台灣北部台北縣的二重疏洪道濕地進行水質及水 文之調查分析研究。此處濕地為一半人工形成之半鹹淡沼澤型濕地，位於 淡水河感潮段地帶。由於濕地的界線較為分明，因此在本年度計畫中用來 作為進行濕地水理及水質污染物質量傳輸模式的目標濕地。 2. 台北縣二重疏洪道濕地連接淡水河於台北縣、市的交界轉彎處，其水質在 出淡水河口處受到海水漲退潮之影響，而於上游處則受到五股工業區排水 的影響而受到污染。而中游地區則於亦承受疏洪道附近生活污水排水溝廢 水排入的些微影響。但是此濕地的確具有再淨化水質的功能，使不致污染 到淡水河水域的環境。 3. 本研究中所進行建立的濕地水理及水質污染物質量傳輸模式，為採用美國 環保署所發展的 WASP/EURO 模式，用以模擬二重疏洪道濕地之鹽分分佈 及污染物(包括懸浮固體物及重金屬)質量傳輸的情形。由模擬與實測値結 果顯示，與模式結果相當吻合，這正說明了本研究所發展的濕地模式對於 二重疏洪道濕地系統的適用性良好。本研究成果可做為了解濕地及最佳管 理作業手冊編訂規劃設計之參考與依據，工業廢水污染量管制，並可提供 河口水質與生態研究之用。參考文獻
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