水質處理型人工濕地對生態環境變遷之分析研究

國立臺灣大學工學院土木工程學系 碩士論文

Department of Civil Engineering College of Engineering National Taiwan University

Master Thesis

水質處理型人工濕地對生態環境變遷之分析研究 Research on Water Treatment Type Constructed Wetlands

to Analyze Changes in the Ecological Environment

吳文馨 Wen-Shin Wu

指導教授：李鴻源 博士

Advisor: Hong-Yuan Lee, Ph.D.

中華民國 107 年 7 月

July 2018

誌謝

兩年前剛進入研究所的懵懵懂懂仍記憶猶新，轉眼間將要畢業了。細數期間發 生的種種，更讓我確信這兩年的時間沒有白費，要感謝的人實在是太多了。

首先要感謝的是我的指導老師李鴻源教授，在研究方面提供我很多方向。再來 是感謝何昊哲老師對我的論文提供很多幫助和建議，讓我知道論文該怎麼寫才會 更好。也很感謝劉施敏學姊幫我們安排meeting 時間和買卡片給老師，還有教我怎 麼下載GIS 軟體。也很感謝 814 研究室的同學，在我碩一上連 matlab 軟體都沒有 的時候願意幫我安裝，也教我這個大學時期對程式語言一竅不通的我 matlab 程式 語言該怎麼寫，真是辛苦你們了，覺得很抱歉。也很感謝士惟、哲琦、瑞珈、佑鈞 在我重修高等水文分析時願意回答我的各種作業和code 問題。我想我以後一定會 很懷念這些在研究室的日子的。

最後，我要感謝的是爸爸、媽媽，感謝他們的栽培，花了很多的心力與時間，

還有從小一直陪我成長的弟弟，幫我解決很多生活上點點滴滴的難處，謝謝你們、

謝謝大家。

中文摘要

水質處理型人工濕地 (Water Treatment Type Constructed Wetlands, WT-CWs) 是以處理廢水為目標的人工濕地，其設計原理是藉由生態工法來建構能模仿天然 濕地功能之濕地。雖然自然濕地已有量化指標來評估其況狀，不過適用於 CWs 的 各種評量指標還未完整地建立，特別是水質處理型目前還未有同時考慮水力效率 與生態豐富度之綜合性指標來描述其健康程度，因此本研究擬通過自然濕地常用 的濕地狀況指數(Index of Wetland Condition, IWC)來評估 WT-CWs 健康程度，藉此 提高管理濕地系統之效能。

本研究以鹿角溪人工濕地為例，透過濕地的鳥類數量逐年遞減，同時由SRH- 2D 數值模式模擬濕地各處理單元之面積和水深，計算模擬結果的水力停留時間，

對比原設計的水力停留時間來初步判定濕地的功能處於退化的狀況。本研究收集 民國103~105 年的資料來計算 IWC 的 27 項次指標，並依據 IWC 各次指標的評分 原則進行 27 項次指標之評分，整合次指標分數後得到鹿角溪人工濕地之 IWC 綜 合評量分數，結果顯示IWC 並無法反映出鹿角溪人工濕地的健康狀況。同時對 IWC 進行敏感度分析，指出其中幾個較敏感的次指標，結果顯示鳥類多樣性及鳥類豐富 度在IWC 中並不是最敏感的指標之一，然而鳥類應是評價濕地中非常重要的指標 物種。因此本研究通過權重及改變評分區間等方式來對 IWC 進行修改，修改後 IWC(MIWC)顯示較能反映鹿角溪人工濕地的健康狀況。對 MIWC 進行敏感度分 析，結果顯示鳥類多樣性的敏感度大為提升。同時將MIWC 套用在濕地健康狀況 穩定的關渡自然公園水磨坑溪人工濕地，顯示水磨坑溪是健康狀況穩定的濕地。

本研究指出IWC 的指標考量面向很廣且通用性很廣泛，經過適當修改便可用 於 WT-CWs 之評估，可據此量化指標針對濕地進行管理與復育。本研究提出的 MIWC 將濱水帶植生多樣性和鳥類多樣性兩個濕地指標提升其敏感度，藉由研究 案例顯示其可以更準確描述WT-CWs 的健康程度。

關鍵詞：水質處理型人工濕地、濕地狀況指數、敏感度分析、水生植物、水域動物。

Abstract

The water treatment type constructed wetlands (WT-CWs) are the artificial wetland system mainly constructed for wastewater treatment. Its design principle is to construct a wetland that mimics the function of natural wetlands by ecological methods. The management and restoration of the existing CWs are based on the experience. The quantitative evaluation of health conditions for WT-CWs, however, have not yet been fully established. The comprehensive indicators simultaneously considering the hydraulic efficiency and ecological richness to describe the health levels of WT-CWs have not developed yet. In this study we conducted the Index of Wetland Condition (IWC), which is commonly used to assess the health condition of natural wetlands, to evaluate the conditions of WT-CWs and improve the effectiveness of the management.

The study region was Lujau Creek Constructed Wetland in New Taipei City, where the wetland condition was claimed necessary for restoring. We conducted SRH-2D to simulate the water area and water depth and analyzed the hydraulic retention time of it.

Comparison between the original and the current conditions of the hydraulic retention time of each treatment unit it demonstrated that the treatment function of this wetland is degraded. Moreover, the IWC with 27 sub-indicators was evaluated with data measured from 2014 to 2016. The results show that the IWC does not reflect the health status of the Lujau Creek Constructed Wetland. The sensitivity analysis of IWC was also conducted.

According to these results, bird diversity and bird abundance were not the most sensitive

indicators, even though they should be important indicator in wetland conditions. This

study tried to modify the IWC soring system with the method to change the weight and

lengend range. The modified IWC (MIWC) showed that it can correctly reflect the health

status of the Lujau Creek Constructed Wetland. The sensitivity analysis of MIWC, on the

other hand, showed that the indication of the bird diversity was improved. MIWC again

was applied to the Shuimokeng Stream Constructed Wetland in the Guandu Nature Park, where the wetland condition is stable. It porved that MIWC can also reflect Shuimokeng Stream Constructed Wetland with the health status.

This study shows that the consideration of IWC are general and versatile; and suitable to be modified for Water Treatment Type Constructed Wetlands as the specific index. With this proposed MIWC as the indicator, the wetland can be quantitatively managed. Moreover, based on the case studys we showed that MIWC could increase the sensitivity of waterfront vegetation diversity sub-indicators and bird diversity sub- indicators.

Key words ： Water Treatment Type Constructed Wetlands(WT-CWs), Index of

Wetland Condition(IWC), Sensitivity Analysis, Aquatic Plants, Water Animals.

目錄

誌謝

中文摘要 ... i

Abstract ... ii

目錄 ... iv

圖目錄 ... vi

表目錄 ... viii

第一章 緒論 ... 1

1.1 研究動機與目的 ... 1

1.2 研究流程與架構 ... 3

第二章 文獻回顧 ... 5

2.1 濕地與水生植物間的關係 ... 5

2.1.1 水生植物 ... 5

2.1.2 開卡蘆(Karka Reed)... 9

2.2 濕地植物之汙染去除機制 ... 10

2.3 水生植物之去汙效果 ... 12

2.4 濕地與水域動物間的關係 ... 13

2.5 表面流(Free Water Surface, FWS)人工濕地 ... 14

2.6 水力效率指數（λ） ... 15

2.7 健康評估指標 ... 16

2.8 濕地狀況指數(IWC) (Index of Wetland Condition) ... 16

第三章 研究方法 ... 29

3.1 研究架構 ... 29

3.2 數值模式 ... 29

3.3 研究區域介紹 ... 31

3.3.1 鹿角溪人工濕地簡介 ... 31

3.3.2 關渡自然公園水磨坑溪人工濕地 ... 36

3.4 鹿角溪人工濕地狀況評估 ... 40

3.5 鹿角溪人工濕地數值模擬 ... 43

3.5.1 模式建立 ... 43

3.5.2 模式參數設定 ... 45

3.5.3 水力停留時間模擬 ... 46

第四章 結果與討論 ... 49

4.1 評估指標 ... 49

4.1.1 鹿角溪人工濕地之 IWC 分數 ... 50

4.1.2 對 IWC 進行敏感度分析 ... 50

4.2 IWC 修改 ... 67

4.2.1 使用修改後 IWC(MIWC)評價鹿角溪人工濕地 ... 73

4.2.2 對 MIWC 進行敏感度分析 ... 74

4.3 濕地狀況指數之驗證-關渡自然公園水磨坑溪人工濕地 ... 87

第五章 結論與建議 ... 88

5.1 結論 ... 88

5.2 建議 ... 89

參考文獻 ... 90

附錄一、鹿角溪人工濕地資料 ... 94

附錄二、關渡自然公園水磨坑溪人工濕地資料 ... 125

圖目錄

圖1- 1 研究流程圖 ... 4

圖2- 1 沉水性植物：水王孫 ... 6

圖2- 2 沉水性植物：眼子菜屬 ... 6

圖2- 3 沉水性植物：苦草 ... 6

圖2- 4 沉水性植物：金魚藻 ... 6

圖2- 5 挺水性植物：大安水簑衣 ... 7

圖2- 6 挺水性植物：田蔥 ... 7

圖2- 7 挺水性植物：香蒲 ... 7

圖2- 8 挺水性植物：蘆葦 ... 8

圖2- 9 浮葉性植物：睡蓮 ... 8

圖2- 10 浮葉性植物：台灣萍蓬草 ... 8

圖2- 11 浮葉性植物：小莕菜 ... 9

圖2- 12 漂浮性植物：大萍 ... 9

圖2- 13 漂浮性植物：槐葉萍 ... 9

圖2- 14 開卡蘆 ... 10

圖2- 15 表面流式人工濕地示意圖 ... 15

圖2- 16 不同入出流口配置情況下的流速大小和方向 ... 15

圖2- 17 IWC 計算及評估流程 ... 18

圖3- 1 研究架構圖 ... 29

圖3- 2 鹿角溪人工濕地位置圖 ... 31

圖3- 3 鹿角溪人工濕地平面配置圖 ... 32

圖3- 4 鹿角溪人工濕地處理流程圖 ... 33

圖3- 5 關渡自然公園水磨坑溪人工濕地位置圖 ... 36

圖3- 6 關渡平原重要水路分佈與灌溉系統示意圖 ... 37

圖3- 7 關渡平原水系現況 ... 38

圖3- 8 計畫場址之操作維護範圍示意圖 ... 39

圖3- 9 關渡自然公園水磨坑溪人工濕地單元配置示意圖 ... 39

圖3- 10 關渡自然公園水磨坑溪人工濕地處理單元名稱與流程示意圖 ... 39

圖3- 11 鹿角溪人工濕地狀況圖 ... 40

圖3- 12 鹿角溪人工濕地鳥類數量變化圖 ... 41

圖3- 13 鹿角溪人工濕地生態食物鏈推估模擬 ... 41

圖3- 14 民國 99 年航照圖 ... 42

圖3- 15 民國 105 年航照圖 ... 42

圖3- 16 描繪鹿角溪人工濕地邊界範圍 ... 43

圖3- 17 輸入 scatter point ... 44

圖3- 18 鹿角溪人工濕地地形高程圖 ... 44

圖3- 19 鹿角溪人工濕地地形網格 ... 45

圖3- 20 鹿角溪人工濕地水深變化圖 ... 47

圖4- 1 103~105 年鹿角溪人工濕地入流量&IWC 分數比較圖 ... 50

圖4- 2 水文、物理型態、水質次指標分數比較圖 ... 67

圖4- 3 濱水帶植生多樣性分數圖 ... 68

圖4- 4 鳥類多樣性、鳥類豐富度分數圖 ... 69

圖4- 5 鳥類評分區間修改 ... 69

圖4- 6 鳥類多樣性評分區間修改前後分數分佈 ... 70

圖4- 7 鳥類豐富度評區間修改前後分數分佈 ... 70

圖4- 8 修改後 IWC(MIWC)分數組成 ... 72

圖4- 9 鹿角溪人工濕地入流量&修改前後 IWC 分數比較圖 ... 73

圖4- 10 關渡自然公園水磨坑溪人工濕地入流量&MIWC 分數比較圖 ... 87

表目錄

表2- 1 水生植物不同組織與其在處理機制上扮演的角色(Brix, 1997) ... 11

表2- 2 濕地狀況指數 IWC 構成因素 ... 19

表2- 3 IWC 狀況評等 ... 19

表2- 4 水文變異量(HYDEL)評分表 ... 20

表2- 5 滲透因素(SEEP)評分表 ... 20

表2- 6 常時水深(DEP)評分表 ... 21

表2- 7 岸壁穩定度(BANK)評分表 ... 21

表2- 8 物理性棲地狀況(HABIT)評分表 ... 22

表2- 9 岸壁坡度(BANKSL)評分表 ... 22

表2- 10 植生連續性(VEGC)評分表 ... 23

表2- 11 各水質參數分數值 ... 24

表2- 12 保育物種(CS)項目評分表 ... 25

表2- 13 鳥類多樣性(SHS)評分表 ... 26

表2- 14 鳥類豐富度指數(SRS)項目評分表 ... 26

表2- 15 魚類 FI 指標評分標準 ... 28

表3- 1 鹿角溪人工濕地場址基本資料表 ... 32

表3- 2 鹿角溪人工濕地設計參數 ... 33

表3- 3 關渡自然公園水磨坑溪人工濕地場址基本資料表 ... 36

表3- 4 河床特徵粗糙係數 ... 46

表3- 5 不同內面工之粗糙係數表 ... 46

表3- 6 鹿角溪人工濕地參數模擬結果 ... 48

表4- 1 修改前鳥類多樣性(SHS)評分表 ... 71

表4- 2 修改後鳥類多樣性(SHS)評分表 ... 71

表4- 3 修改前鳥類豐富度(SRS)項目評分表 ... 71

表4- 4 修改後鳥類豐富度(SRS)項目評分表 ... 71

第一章 緒論

1.1 研究動機與目的

濕地係屬生態環境的一環，其主要功能可從自然保育及社會經濟等二個層 面來探討，自然保育層面有補注地下水、涵養水源、蘊育天然資源、提供生物 棲所、淨化水質、微氣候調節的功能，而社會經濟層面則有調節洪流(滯洪、納 洪)、保護海岸線、提供食物來源、水上運輸、科學教育研究、休閒觀光旅遊等 功能。此外，濕地還可以淨化水質、去除水中的污染物，例如水質處理型的人 工濕地。事實上在國外，人工濕地已經發展了五十多年，而台灣是在1998 年才 大力推廣，政府各部門也陸續投入資源，建造人工濕地。

就自然資源而言，人工濕地可有效減緩濕地資源的消失，並提供景觀、防 洪、水質淨化、動物棲地及諸多寶貴的功能。目前人工濕地的類型可分為：(1) 水質處理型(Water Treatment Type Constructed Wetlands, WT-CWs)、(2)生態補償 型(Mitigation wetlands)、(3)暴雨洪水調節型、(4)景觀造景型、(5)養殖型、(6)綜 合型(Kadlec and Knight, 1996；邱文彥，2003)。根據不同的目標，所考量的設 計因子也有所差異。Willard 等人(1989)曾提出濕地有許多不同的構築目標，包 括洪水控制、廢水處理、暴雨或非點源汙染控制、水質改善、生態復育、野生 動物棲息、漁獲改善、相似棲地的替代等等。WT-CWs 是以處理廢水為主要目 標，亦是一種人為仿天然濕地功能型態，且以人為方式操作及控制濕地各項參 數，進而利用濕地淨化水質的一種技術。一般做法是將黏土層為底，再鋪上大 小不同的石頭與沙粒形成過濾層，經由裡頭的微生物來分解污染物，並藉由藻 類、水生植物、耐水性植物達到除汙的功能。整體而言，濕地利用自然淨化的 原理，除了可以過濾、分解汙染物外，也提供鳥類、野生動植物棲息環境，且 俱有濕地公園的附加功能。

目前WT-CWs 最為各界看重之功能，在於清理都市廢水，且相較於傳統汙

水處理廠，WT-CWs 是低成本且兼顧生態的天然過濾系統。此外，濕地有其調 節雨水、補助河川水量、鞏固河岸線等功能，維持河川生態健康。本研究考慮 該類型濕地對於目前台灣的生態環境與經濟發展之重要性，所以擬定以水質處 理型人工濕地為主要的研究對象。

對於水質處理型人工濕地的健康程度，包括健康評估指標架構、濕地自然 公園評估體系、復育評估架構等類型，有比較多的研究(葉昭憲等，2001)。不過 人工濕地各種量化指標還未完整地建立，且還未有同時考慮水力效率與生態豐 富度的綜合性指標，因此本研究希望可以藉由自然濕地狀況指數(Index of Wetland Condition, IWC)來評估水質處理型人工濕地的健康程度，藉此提高濕地 的管理系統。本研究將對濕地狀況指數IWC 中的各次指標做敏感度分析，以探 討各次指標對濕地狀況指數 IWC 的影響程度，並找出幾個較具影響力的次指 標，使未來在評估水質處理型人工濕地的健康程度時，可以針對較具影響力的 次指標做評估；此外，利用統計學的敏感度分析來量化綜合性指標提出健康程 度的閥值，作為未來調整或修正水質處理型人工濕地規劃、設計與管理之依據。

1.2 研究流程與架構

本文分成五個章節，簡述如下：

第一章 緒論：闡述本研究的動機與目的及研究流程，並說明本文架構。

第二章 文獻回顧：將濕地中水生植物、水域動物與濕地的關係做一個完整的描述 與相關研究成果介紹。包含濕地與水生植物間的關係、濕地植物之汙染去除機制、

水生植物之去汙效果、濕地與水域動物間的關係、表面流(Free Water Surface, FWS) 人工濕地、水力效率指數、濕地狀況指數(Index of Wetland Condition,IWC)。

第三章 研究方法：研究方法介紹，其中包括研究架構、研究區域介紹，並詳細說 明鹿角溪人工濕地的退化情形，並由 SRH-2D 數值模擬得到鹿角溪人工濕地各處 理單元之面積和水深，故可計算出模擬結果之停留時間，再和原設計的停留時間做 比較，可知人工濕地的處理功能屬於退化情形。

第四章 結果與討論：使用濕地狀況指數 IWC 作為鹿角溪人工濕地之評估指標，結 果顯示 IWC 並無法反映出鹿角溪人工濕地的健康狀況，故決定對 IWC 進行敏感 度分析來找出IWC 中幾個較敏感的次指標。此外，本研究通過權重、改變評分區 間等方式對IWC 進行修改，修改後 IWC(MIWC)顯示較能反映鹿角溪人工濕地的 健康狀況。對MIWC 進行敏感度分析，結果顯示鳥類多樣性的敏感度大為提升。

同時將MIWC 套用在濕地健康狀況穩定的關渡自然公園水磨坑溪人工濕地，顯示 其屬健康狀況穩定的人工濕地。

第五章 結論與建議：歸納整理出本研究之重要結論，並對後續研究提出建議。

本研究之研究流程如圖1-1 所示。

圖1- 1 研究流程圖

第二章 文獻回顧

濕地淨化汙水係環境中自淨能力的一環。濕地利用自然生態系統中物理、化 學和生物的三種耦合作用，藉由過濾、吸附、沉澱、離子交換、植物吸附和微生 物分解來實現對汙水的淨化。採用濕地概念來改善水質並非一個很新的研究或發 明，但透過人工濕地設計來改善水質卻是相對比較新的研究，美國是目前世界上 擁有水質處理型人工濕地系統較多的國家，在美國現行的濕地中潛流式系統比表 面式系統普遍，這是因為潛流方式有消除臭味與避免病原體的好處，美國常使用 蘆葦與香蒲等植物。近年來，生態議題漸漸受到世界各國之重視，有關濕地與植 物、濕地的特性、去汙機制與理論等等也有相當的研究成果，本章節就上述議題 一一討論如下：

2.1 濕地與水生植物間的關係

水生植物對濕地的汙水處理效應扮演著重要的關鍵因素，根據黃智鋒(2005) 研究指出人工濕地中移除生化需氧量之最佳植物為k20值0.432 的開卡蘆。

2.1.1 水生植物

一般而言，濕地中的水生植物可依其葉片與水面的相對位置及其生活習 性，分為以下四種類型：

1.沉水性植物：

此類水生植物完全沉浸於水中，多半生長在水深較深，但仍需有足夠光線的地 方，根長在土中，葉片為適應水中環境的特性，多半呈現線狀、帶狀或絲狀。有少 部分此類植物的根沒有定著性，會隨水流四處飄移，所以也能被歸類於漂浮性植物。

常見的沉水性植物如：水王孫、眼子菜屬、苦草、金魚藻等(詳圖 2-1~圖 2-4)。

資料來源：http://www.paludarium.net/aquarium/90

圖2- 1 沉水性植物：水王孫

資料來源：http://taibif.tw/zh/namecode/201883

圖2- 2 沉水性植物：眼子菜屬

資料來源：http://akvasik.ru/vallisneriya/

圖2- 3 沉水性植物：苦草

資料來源：https://www.suiso-ya.com/SHOP/mk-131.html

圖2- 4 沉水性植物：金魚藻

2.挺水性植物：

這類水生植物通常生長在水較淺的地方，與沉水性植物相同，其根也長在土中，

但不同的是莖或葉片卻挺出水面。例如：大安水簑衣(圖 2-5)、田蔥(圖 2-6)、 水丁 香、燈心草、野慈姑、香蒲(圖 2-7)、蘆葦(圖 2-8)、蓮等。有一部分的此類植物也 可以長出水面下的沉水葉，但其形狀與水面上的葉片不同，這種同時具備兩種不同 環境適應葉型的植株，稱為兩棲性植物，如石龍尾屬植物屬之。

資料來源：http://brucyo.pixnet.net/blog/post/25521804-034-我在鑑湖堂

圖2- 5 挺水性植物：大安水簑衣

資料來源：https://blackwalnut.npust.edu.tw/archives/media_category/104 千禧公園水生植物/page/4

圖2- 6 挺水性植物：田蔥

資料來源：https://www.ebay.com/itm/Typha-angustifolia-latifolia-Cattail-Narrow-leaved-Water-plant- 500-Seeds/271706616239

圖2- 7 挺水性植物：香蒲

資料來源：https://zh.wikipedia.org/zh-tw/芦苇

圖2- 8 挺水性植物：蘆葦 3.浮葉性植物：

這類水生植物大多生長在較深的水域中，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，且葉片多呈寬大的圓形或橢圓形，與挺水植物相同，

也會長出沉水葉。常見浮葉植物有觀賞的睡蓮(圖 2-9)及原生的台灣萍蓬草(圖 2- 10)、小莕菜(圖 2-11)等。

資料來源：https://fukugafuku.exblog.jp/11663175/

圖2- 9 浮葉性植物：睡蓮

資料來源：花蓮農業改良場(拍攝於 2009)

圖2- 10 浮葉性植物：台灣萍蓬草

資料來源：http://kplant.biodiv.tw/小莕菜/小莕菜 10.jpg

圖2- 11 浮葉性植物：小莕菜 4.漂浮性植物：

此類水生植物最大特徵在於根沒有固定於土壤中，因此常見其隨水流四處 漂浮，繁殖能力強為其特點。如大萍(圖 2-12)、槐葉萍(圖 2-13)等。

資料來源：http://hjlee0301.pixnet.net/blog/post/31347718-水生植物水芙蓉-大萍

圖2- 12 漂浮性植物：大萍

資料來源：http://www.wxp.ks.edu.tw/nature/elp/html/theme2/theme2_11.html

圖2- 13 漂浮性植物：槐葉萍

2.1.2 開卡蘆(Karka Reed)

開卡蘆(圖 2-14)門名單子葉植物，目名禾草目，屬於禾本科蘆葦屬，學名 Phragmites vallatoria，為多年生大型草本植物，稈高 3~4 公尺，具匍匐狀地下莖，

地下莖發達，植株由地下綿延的根莖長出，一根一根地露出地表，中空而具節，莖 部橫切面圓形，莖粗而高大，莖基部直徑約2.5 公分。葉長披針形，扁平，長 20~73 公分，寬1~5 公分，葉舌長 0.03~0.05 公分，截平，或為一圈纖毛，光滑或邊緣粗

糙。花序為密集的圓錐狀花序，小穗有花4~6 朵，被滿絹毛，花序長 40~60 公分，

花長0.6~1.2 公分，最下朵為雄花或中空，花期在秋季。果實為穎果，穎片堅紙質，

披針形。冬天來時，整個植株迅速枯黃，新植株於來年春季時，重新由地下莖生出。

資料來源：http://plant.tesri.gov.tw/plant100/WebPlantDetail.aspx?tno=628099040

圖2- 14 開卡蘆

2.2 濕地植物之汙染去除機制

在濕地裡，各不同性質的汙染物，被以不同方式或是形式加以去除，如當 水漫流於水層、砂礫及植物體的間隙中，所進行的物理性沉降及過濾作用，可 有效去除懸浮固體及微生物。在懸浮固體、底泥、砂礫、植物體及有機碎屑物 表面中所進行的吸附及離子交換作用，則有助於磷酸鹽、重金屬的去除。此 外，在適當的氧化還原電位及酸鹼條件下進行沉澱沉積、錯合等化學作用，有 助於鐵及錳金屬離子及磷酸鹽的去除。而附著於植物根莖或是砂土介質表面及 存在底泥中的微生物，如細菌及真菌，可進行有機質的礦化作用、含氮化合物 的氨化、硝化、脫氮作用及同化作用，以去除含碳、氮化合物。植物與微生 物，如藻類、細菌及真菌的攝取作用，則可有效去除氮，包括氨氮及硝酸氮、

磷酸營養物及重金屬。太陽照射的輻射線作用，可去除病原菌。而水生植物對 於汙染去除所扮演的角色為：

1.產生氧分子經由根及根莖系釋放至土壤及水中，供應細菌礦化作用、硝

化作用、呼吸作用等需氧來源。

2.植物根莖組織提供細菌附著生長所需面積。

3.重金屬與營養鹽，如有機氮、無機磷的攝取。

4.產生有機碳做為細菌脫氮作用(denitrification)所需的碳源。

5.遮光作用可抑制藻類生長。

6.增進過濾與沉降作用(林，2000)。

此外，其各不同組織所在處理機制上所扮演的角色，可由表 2-1 說明：

表2- 1 水生植物不同組織與其在處理機制上扮演的角色(Brix, 1997)

植物性質 在處理過程中的角色

水面上的植物組織 ˙光線衰減→減少植物性浮游生物的生長

˙對微氣候的影響→在冬天有對溫度的隔絕作用

˙降低水面風速→避免顆粒再懸浮

˙美學上令人愉悅的外觀

˙儲存營養物

水中的莖及葉組織 ˙過濾效果→過濾掉大的顆粒殘骸

˙降低水流速度→增加沉降速率，避免顆粒再懸浮

˙提供細菌附著生長所需面積

˙排出光合作用產生的氧→增加好氧分解

˙攝取營養物

底泥中的根及地下莖 ˙穩定底泥表層→減少侵蝕

˙防止介質在垂直流式濕地系統中堵塞

˙釋出氧增加好氧分解及硝化

˙攝取營養物

˙釋放抗生素

此外，水生植物對於空氣之傳輸，有以下之見解：

Brix(1994)認為，在型態上，水生植物為可在幾近水分飽和的區域內生存，

發展出一頗具規模的組織，可供氧氣傳輸到根部與根毛區的大型內部空間。

Brix 等(1992)提出水生植物內部空氣的傳輸，可能肇因於內部有孔組織之間 濃度梯度的差異，而透過被動的莫耳擴散，或藉由空氣的對流傳輸到植物。對於 許多濕地植物而言，對流作用實際上對於植物地下組織通氣有相當大的影響。

Brix(1994)認為對流作用，主要由兩種物理過程所產生，一為熱對流傳輸，

一為濕度差異產生的壓差，也就是說，對流作用主要受大氣和植物內部組織間溫 度和水分含量的差異所驅使。此外，穿越流也是因為冠頂的風速梯度所產生的，

此機制同樣建立在越往冠層高處風速越大的基礎上。

2.3 水生植物之去汙效果

濕地內水生植物功能，主要是藉由增加水體中基質表面積和使根毛附近 達 到好氧的狀態，以創造適宜微生物生存活動之環境。多位學者以種植水生植物做為 濕地中汙染去除之方式，並針對不同物種 進行實驗，Solano 等(2004)以兩種不同 的承載量(Hydraulic Loading Rate, HLR)分別為 150mm/day 和 75mm/day，兩種不同 的水力停留時間(Hydraulic Retention Time, HRT)各是 1.5day、3day，及兩種不同的 植物，香蒲(Typha sp.)和蘆葦(Phragmites sp.)進行實驗，發現兩種植物對於水中生 化需氧量的去除率，平均各為78.5%和 78%，統計顯示並未有顯著差異，對於 BOD 處理效率除冬季偏低外並無季節上的差異，不低於40%。香蒲與蘆葦對 BOD 的處 理效果亦未有顯著差異。Karathanasis 等(2003)以地下流型濕地，針對香蒲進行實 驗，其上植有香蒲，其下佈有厚度41~46 公分的底質機材，在美國肯德基州進行實 驗，其流入濃度為392 mg/l 的情形下，有 79.34%的移除百分率。

Klomjek and Nitisoravut(2005)針對一處於鹹水條件下，且種植八種不同植物的 人工濕地進行試驗得到以下結果：在此條件下，其植物處理單元，對於生化需氧量，

水力停留時間為5 天，入出流濃度分別為 1.75~6.53g/𝑚²𝑑𝑎𝑦，12.5~15.1mg/l 的情 形下，處理效果在69.5~78.9%。Moore 等(1994)針對香蒲和蘆葦進行實驗，在入流 濃度為25mg/l，水力停留時間為 2~10 日的情形下，發現種植蘆葦的池子的生化需 氧量移除率為27.1%，而種植香蒲者僅為 17.8%，推究其因係來自可供生物膜生存 依附的桿之表面積大小不同，以及生長初期對於大氣中氧氣輸入土體或是水中能 力的差異。

Billore 等(1999)以地下流式人工濕地方式，針對開卡蘆(Phragmites karka)進行

實驗，在平均入流BOD 濃度為 78.8mg/l 的情況下，有 65.10%的移除率。Bonomo 等(1997)以一體積 435𝑚³，長 70 公尺，寬 5 公尺，深 2.3 公尺的水槽，將其分為 17 個網格，並於各網格中，維持其栽種浮萍，使密度為 90g 乾重/𝑚²，在入流濃度 為142mg/l，水力停留時間為 16 天的情形下，其移除百分率為 60~80%。Debusk and Reddy(1987)提出漂浮型水生植物在其能提供高根系面積以供應持續不決的氧氣的 條件下，實為一理想的好氧生物膜基質。其以pennywort 與布袋蓮之不同分佈情形 於水槽中進行實驗，在入流濃度為191mg/l，水力停留時間為 3~4 日的情形下，得 出在佈滿pennywort 的水槽，其移除率可達 88%，而佈滿布袋蓮者，則為 79%，而 年移除量分別為281kg/ha day 及 254kg/ha day。

2.4 濕地與水域動物間的關係

水域動物狀況可反應濕地生態功能，惟物種種類繁多，故需以指標物種狀況或 綜合性生物狀況來表現生物狀況。因此本研究以濕地中最具重要性之保育物種、鳥 類多樣性及豐富度、魚類生物整合指標、底棲生物狀況，來表示濕地水域動物狀況。

根據Chorng-Bin Hsu 等(2011)逐步多元回歸(stepwise multiple regressions)的結果表 示，鳥類的豐富度(richness)、豐度(abundance)和多樣性隨濕地面積而增加。魚類豐 富度(richness)和豐度(abundance)分別隨濕地面積和溶解氧而增加，而多樣性隨著 TP 濃度的增加而降低。水生大型無脊椎動物的豐度和密度隨著水生植物的覆蓋而 增加，而多樣性隨著濕地面積的增加而增加。而根據排序分析(Ordination analyses) 指出，鳥類、魚類和水生大型無脊椎動物的群落結構變化分別最好解釋為是隨著水 溫、濕地面積和魚物種豐富度而變化。

濕地常見的鳥類有大白鷺、小白鷺、蒼鷺、牛背鷺(黃頭鷺)、夜鷺、高蹺鴴、

小環頸鴴、東方環頸鴴、青足鷸、尖尾鴨、琵嘴鴨、小水鴨、赤頸鴨、紅冠水雞(葉 人豪，2013)。鷗科、鷸鴴科、鷺科、雁鴨科和秧鷄科是沿海溼地常見的鳥類(陳清 圳，2008)。

鹿角溪人工溼地經生態調察，目前已知曾出現的鳥類，多達十餘科數十鳥種，

例如：鷺科、鶺鴒科、鳩鴿科、鵯科、燕科、鶯科、鷸鴴科、雁鴨科、秧雞科、鸊 鷉科、彩鷸、紅冠水雞、小鸊鷉。而白頭翁、綠繡眼、鷺科是鹿角溪人工溼地鳥類 調查資料中數量較多的鳥類，鷺科是因為濕地環境吸引而來，而白頭翁、綠繡眼可 能不是受濕地環境吸引而是受周邊的公園、庭園及都市的行道樹吸引而來。白頭翁 和麻雀、綠繡眼合稱「城市三寶」，常成群出現在平原區灌木叢、丘陵樹林地帶，

以及校園、公園、庭院、行道中的各種高高的電線與樹上。

關渡自然公園水磨坑溪人工濕地累積的鳥類紀錄有 200 多種，絕大部分是冬 候鳥或過境鳥，最好的賞鳥時機為秋冬兩季，有各種鷸鴴科、雁鴨科等冬候鳥，在 秋季休息再南飛或定居渡冬。到了春季則陸續北返。夏季的夏候鳥主要為燕子。其 他常見的留鳥有紅冠水雞、烏秋、鷺鷥、磯鷸及白腹秧雞等等。而麻雀、黃頭鷺是 關渡自然公園水磨坑溪人工溼地鳥類調查資料中數量較多的鳥類，黃頭鷺是因為 濕地環境吸引而來，而麻雀可能不是受濕地環境吸引而是受周邊的公園、庭園及都 市的行道樹吸引而來。

2.5 表面流(Free Water Surface, FWS)人工濕地

表面流人工濕地(FWS CW)主要由不規則障礙物的土壤構成（Cowan，1956 年），這類濕地最大特徵係表面會形成一流動的淺水層。濕地的介質多採用一般 土壤如砂或有機壤土，其上多使用挺水植物、浮水植物或沉水植物。水流採表面 進流、表面出流方式，而水中的固形物，在流經土壤表層時，因植物體存在而被 攔阻，或沉澱至土表，其餘則被細菌分解，或被植物吸收。表面流人工濕地以仿 效天然濕地的淨水機制設計如圖2-15，營造開放水域並種植浮水性或挺水性水生 植物，可以透過植物交換氣體的作用增加水中含氧，植物根系可過濾顆粒物質、

吸收去除水中過多的氮、磷化合物，因此表面流人工濕地通常需要較大的面積讓 植物生長，並增加水力停留時間讓生化反應充分進行。自由水面亦有助於自然曝 氣作用增加汙水溶氧含量，促進微生物分解水中有機質。缺點係為避免水生植物 生長過於茂密影響減汙效果，需要經常性管理，否則容易孳生蚊蟲、產生異味。

開放水域與水生植物所營造出來的環境適合做為生態棲地。

資料來源：Kadlec and Wallace (2009)

圖2- 15 表面流式人工濕地示意圖

2.6 水力效率指數（λ）

水力效率指數（λ）主要由濕地水力停留時間（HRT）曲線位置和分佈決定。

水力停留時間（HRT）可以定義為流體在流動均勻下保留在濕地中的時間。濕地的 流動均勻性主要受濕地長寬比（AR_w）、入口和出口位置以及阻擋結構物位置(the obstruction designation)的影響。Tsung-Min Su 等(2009)提出這三個因素的重要發現 如下：

1.當濕地長寬比 AR_w大於5 時，λ 將達到 0.9 或甚至更高。如果計畫場地或場 地面積不能滿足理論標準，建議長寬比AR_w至少要高於1.88，才能使 λ 高 於0.7。

2.入口和出口的最佳配置是均勻-中點。同時，中點-中點優於角點-角點。

3.根據數值實驗結果的多元線性回歸，影響水力效率的最重要的影響因素是障 礙物寬度與濕地寬度比(w_ob/w_w)而不是障礙物的數量。

> >

資料來源：Tsung-Min Su et al.(2009)

圖2- 16 不同入出流口配置情況下的流速大小和方向

2.7 健康評估指標

整理前人研究之健康評估指標：

美國漁業暨野生動物管理局(US Fish and Wildlife Service，USFWS，1980)所發 表之美國棲地評價程序(Habitat Evaluation Procedure，HEP)，藉由一特定的目標物 種狀態作為棲地環境品質的標準，並建立目標物種狀態與影響因子函數關係的預 測模式。Karr 等人(1981)所發展出的生物整合指標(index of biological integrity，簡 稱IBI)，主要是利用魚類的歧異度、豐度及族群的健康程度，以評估水生生態系的 健康情形。Ladson 等人(1999)開始發展河川狀況指數(Index of Stream Condition，

ISC)，用以評估河川環境品質現況之整合性指標，由澳洲維多利亞省自然資源與環 境部頒行。Whigham 等人(2007)和 Wardrop 等人(2007a)利用水文地貌法(HGM，

hydrogeomorphic)評估各種生態功能表現，來說明流域尺度上的濕地狀況。

施上粟(2013)引用濕地狀況指數(IWC)對滯洪池濕地之生態功能進行綜合評估，

IWC 是參考河川狀況指數 ISC 的架構，惟評估內容針對濕地生態環境需求。由於 國內外對水質處理型人工濕地生態功能評價並無適用之方法，故本研究使用 IWC 指數初步探討水質處理型人工濕地之生態功能。

2.8 濕地狀況指數(IWC) (Index of Wetland Condition)

本研究為評估水質處理型人工濕地之濕地生態功能，以「棲地生態」角度建立 小尺度濕地生態功能評估方法，提出濕地狀況指數IWC(Index of Wetland Condition) 進行綜合評估。由於國內外對水質處理型人工濕地之生態功能評估並無普遍適用 的方法，故本研究嘗試使用IWC 指數，作為水質處理型人工濕地生態功能評估之 先驅指標，初步探討水質處理型人工濕地之生態功能。IWC 是參考河川狀況指數 ISC(Index of Stream Condition)的架構，但評估內容是針對濕地生態環境需求，而非 河川生態環境。故使用IWC 時，使用者需具備水利及部分生態專長；若為水利專 長人員使用時，可將生態資料委請生態專長人員協助調查及計算相關指標分數，即 可順利完成IWC 計算。

IWC 評估流程如圖 2-17，構成因素如表 2-2 所示。共有 2 個類別及 5 項次指 標，包括「環境因素」及「結果因素」兩類，「環境因素」包括：水文、物理型態、

水質等3 個次指標，「結果因素」包括：濱水植生及水域動物等 2 個次指標，架構 及評估內容參考 ISC 方法，嘗試運用於水質處理型人工濕地之生態功能評估。水 文次指標主要考量常流量與洪水流量型態，其中水文變異量之洪水過後水位變化 情況、影響地表與地下水交換之滲透因素、常時水深之變化情形皆為評估內容；物 理型態次指標主要考量岸壁穩定度與物理性棲地品質，其中岸壁是否沖蝕、崩壞之 穩定度、底床高程變化程度之物理性棲地狀況、岸壁是否平緩之坡度皆為評估內容；

濱水植生次指標主要考量濱水區域植物及生態推移帶，而濱水帶植生多樣性、濱水 帶植生寬度及濱水帶植生外來種比例為評估內容；水質次指標主要考量綜合性水 質狀況，以水質污染指數 RPI 為評估內容；生物次指標主要考量指標物種狀況或 綜合性生物狀況，保育物種、鳥類多樣性、豐富度、IBI 綜合分數及底棲生物狀況 為評估內容。

IWC 總分為 100 分，各次指標滿分為 20 分，分數越高代表環境越具自然濕地 功能狀態(表 2-3)。IWC 指數評分 90-100 為優(excellent)等，記為 A 等；評分 70-89 為佳(good)等，記為 B 等；評分 50-69 為尚可(marginal)，記為 C 等；評分 30-49 為 差(poor)，記為 D 等；評分<29 為劣(very poor)等，記為 E 等。如表 2-3。

IWC = HY + PF + SID + WQ + BI (1)

資料來源：經濟部水利署水利規劃試驗所，2013，「滯洪池之濕地生態功能評價及改善研究」

圖2- 17 IWC 計算及評估流程

蒐集或調查滯洪池溼地之生態資料

水文（HY）

1. 水文變異量（HYDEL）-洪水過後回復常水位 2. 滲透因素（SEEP）-池底夯實或固化

3. 常時水深（DEP）

物理型態（PF）

1. 岸壁穩定度（BANK）

2. 物理性棲地狀況（HABIT）-底床高程變化多樣性 3. 岸壁坡度（BANKSL）

濱水植生（SID）

1. 濱水帶植生多樣性（VEG）

2. 植生連續性（VEGC）

3. 濱水帶外來種比例（ECO）

水質（WQ）

1. 水中溶氧量 （DO）、 2. 生化需氧量（BOD5） 3. 懸浮固體（SS）、 4. 氨氮(NH3-N）

水域動物（BI）

1. 保育物種（CS）

2. 鳥類（BIR）：①鳥類多樣性（SHS）

②鳥類豐富度（SRS）

3. 魚類（FI）：①總魚種數、②棲息水層中魚種數量

③底棲性魚種數量、④外來種或雜交種個體百分比

⑤移動快速的魚種數量、⑥耐污染性的魚種數量

⑦雜食性魚種個體數百分比

⑧昆蟲為食魚種個體數百分比

⑨樣本的魚種總隻數、⑩Shannon 歧異度指數 4. 底棲生物狀況（MICV）

依據 IWC 評分原則進行五項次指標之評分

整合次指標分數後，判斷 IWC 等級

依據 IWC 等級及各項次指標分數，

提出滯洪池維護管理建議

表2- 2 濕地狀況指數 IWC 構成因素

類別 次指標 評估對象 評估內容

環境

因素 水文 (HY)

常流量與洪水 流量型態

1.水文變異量：洪水過後水位變化情況 2.滲透因素：影響地表與地下水交換 3.常時水深：常時水深之變化情形 物理型態

(PF)

岸壁穩定度與 物理性棲地品 質

1.岸壁穩定度：是否沖蝕、崩壞

2.物理性棲地狀況：底床高程變化程度 3.岸壁坡度：是否平緩

水質 (WQ)

綜合性水質狀 況

水中溶氧量(DO)、生化需氧量(BOD5)、懸浮 固體(SS)、與氨氮(NH3-N)等 4 項水質參數之 濃度值

結果

因素 濱水植生 (SID)

濱水區域植物 及生態推移帶

1.濱水帶植生多樣性 2.濱水帶植生寬度

3.濱水帶植生外來種比例 水域動物

(BI)

指標物種狀況 或綜合性生物 狀況

根據保育物種、鳥類多樣性、豐富度、IBI 綜 合分數、底棲生物狀況

資料來源：經濟部水利署水利規劃試驗所，2013，「滯洪池之濕地生態功能評價及改善研究」

表2- 3 IWC 狀況評等

IWC 指數評分

90-100 優(excellent) A 70-89 佳(good) B 50-69 尚可(marginal) C 30-49 差(poor) D

<29 劣(very poor) E

資料來源：經濟部水利署水利規劃試驗所，2013，「滯洪池之濕地生態功能評價及改善研究」

各指標評分方式詳述如下。

1.水文(HY)

水文次指標主要考量常流量與洪水流量型態，其中水文變異量(HYDEL)為洪 水過後水位變化情況，以水生植物淹水耐受度及對推移帶生物干擾程度為考量重 點。將洪水過後，3 日內回復常水位，評定為最高之 6 分，表示洪水干擾不嚴重；

洪水過後，7 日內回復常水位，評定為中等之 2 分，表示洪水有一定程度之干擾；

洪水過後，超過7 日回復常水位，評定為最差之 0 分，表示洪水干擾嚴重。如表 2- 4。

表2- 4 水文變異量(HYDEL)評分表

狀況 評分

洪水過後，3 日內回復常水位 6

洪水過後，7 日內回復常水位 2

洪水過後，超過7 日回復常水位 0

而影響地表與地下水交換之滲透因素(SEEP)，以池底是否夯實或固化，作為 判斷滲透之評分依據。由於地表若可與地下水交換，可增加濕地水源及調整水質 狀況。因此以池底未夯實或固化，可維持高度滲透性，評定為最高之6 分；池底 有部分夯實或固化，可維持部分滲透性，評定為中等之2 分；池底夯實或固化，

無法滲透，評定為最低之0 分。如表 2-5。

表2- 5 滲透因素(SEEP)評分表

狀況 評分

池底未夯實或固化 6

池底有部分夯實或固化 2

池底夯實或固化 0

常時水深(DEP)之變化情形則考量水鳥利用情形及水質處理之水力效率指標 (Hydraulic efficiency)。Ma et al.(2010)、Isola 等(2000)、Zou 等(2008)及 Baker(1979) 等學者研究，大部分水鳥喜好灘地及淺水域之棲地環境，故濕地之常時水深以淺水 最為適當；另依據Su et al.(2009)及 Persson et al.(1999)的分類標準，當水力效率降 低至0.4-0.5 以下時，水質處理效率不佳，因此常時水深最好維持在 0.8m 以下。因 此常時水深(DEP)以平均常時水深小於 80 公分，以同時兼顧水鳥需求及水質處理 功能，評定為最高之8 分；平均常時水深超過 80 公分且小於 120 公分，部分顧及 水鳥需求及水質處理功能，評定為中等之4 分；平均常時水深超過 120 公分，未顧

及水鳥需求及水質處理功能，評定為最低之0 分。如表 2-6。

表2- 6 常時水深(DEP)評分表

狀況 評分

平均常時水深小於80 公分 8

平均常時水深超過80 公分且小於 120 公分 4 平均常時水深超過120 公分 0

水文次指標 HY = HYDEL + SEEP +DEP，滿分為 20 分。各項目所佔比重為：

水文變異量(HYDEL)為 3/10、滲透因素(SEEP)為 3/10、常時水深(DEP)為 4/10。HY 之分數愈高，表示濕地水文狀況具生態功能較佳之條件；反之，HY 分數愈低，則 表示濕地水文條件可能導致生態功能較差。

2.物理型態(PF)

物理型態次指標主要考量岸壁穩定度與物理性棲地品質，其中岸壁穩定度 (BANK)則以岸壁是否沖蝕或崩壞評估，由於岸壁若沖蝕或破壞將嚴重影響濕地棲 地之穩定性，也將嚴重干擾棲地環境，故可知岸壁穩定度之重要性。因此若岸壁無 沖蝕及崩壞，物理棲地環境相當穩定，評定為最高之6 分；若岸壁僅少數遭沖蝕及 崩壞，物理棲地環境僅少數不穩定，評定為次高之4 分；岸壁部分遭沖蝕及崩壞，

物理棲地環境部分不穩定，評定為較低之2 分；而當岸壁大部分遭沖蝕及崩壞，物 理棲地環境大部分不穩定，評定為最低之0 分。如表 2-7。

表2- 7 岸壁穩定度(BANK)評分表

狀況 評分

岸壁無沖蝕及崩壞 6

岸壁僅少數遭沖蝕及崩壞 4

岸壁部分遭沖蝕及崩壞 2

岸壁大部分遭沖蝕及崩壞 0

物理性棲地狀況(HABIT)則以底床高程變化程度評估，由於具高程變化之底床，

配合淺水之常時水深，將可營造水鳥喜好之灘地及淺水域環境。故若底床高程變化

具多樣性，物理性棲地則較具多樣性，評定為最高之8 分；若底床高程變化具部分 多樣性，物理性棲地則具部分多樣性，評定為次高之6 分；若底床高程變化具少量 多樣性，物理性棲地則具少量多樣性，評定為較低之2 分；若底床高程無變化，物 理性棲地則不具多樣性，評定為最低之0 分。如表 2-8。

表2- 8 物理性棲地狀況(HABIT)評分表

狀況 評分

底床高程變化具多樣性 8

底床高程變化具部分多樣性 6

底床高程變化具少量多樣性 2

底床高程無變化 0

岸壁坡度(BANKSL)以岸壁是否平緩評估，由於平緩之岸壁坡度，將形成較大 面積之濱水區域或生態推移帶，有助於濕地具更完整之生態功能。故若岸壁坡度

<1/10，棲地具較多之濱水區域面積，評定為最高之 6 分；岸壁坡度部分<1/10，棲 地之濱水區域面積較少，評定為較低之4 分；岸壁坡度大部分>1/10，棲地具最少 之濱水區域面積，評定為最低之0 分。如表 2-9。

表2- 9 岸壁坡度(BANKSL)評分表

狀況 評分

岸壁坡度<1/10 6

岸壁坡度部分<1/10 4 岸壁坡度大部分>1/10 0

物理型態次指標 PF = BANK + HABIT + BANKSL，滿分為 20 分。各項目所佔 比重為：岸壁穩定度(BANK)為 3/10、物理性棲地狀況(HABIT)為 4/10、岸壁坡度 (BANKSL)為 3/10。PF 之分數愈高，表示濕地物理型態狀況具生態功能較佳之條 件；反之，PF 分數愈低，則表示濕地物理型態可能導致生態功能較差。

3.濱水植生(SID)

濱水植生次指標主要考量濱水區域及生態推移帶植物之特性，即濱水帶植物

較具多樣性、較大之濱水帶寬度及較少外來種，則濕地生態功能較佳。

濱水植生次指標 SID = VEG + VEGC + ECO，滿分為 20 分。各項目所佔比重 為：濱水帶植生多樣性(VEG)為 3/10、植生連續性(VEGC)為 3/10、濱水帶外來種 比例(ECO)為 4/10。SID 之分數愈高，表示濱水植生狀況具生態功能較佳之條件；

反之，SID 分數愈低，則表示濱水植生狀況可能導致濕地生態功能較差。

(1)濱水帶植生多樣性(VEG)

為量化濱水帶植生多樣性特性，本研究以濱水帶植生 Simpson 多樣性指數為 主要參考依據，濱水帶植生多樣性(VEG)項目分數=濱水帶植生 Simpson 多樣性指 數×6，以直接量化表現多樣性。

故濱水帶植生多樣性(VEG)項目分數愈高，即表示濱水帶植生多樣性愈佳；反 之，VEG 分數愈低，表示濱水帶植生多樣性較差。

(2)植生連續性(VEGC)

濱水帶植生寬度(VEGC)較大，則濕地具較廣之生態推移帶，濕地生態功能將 較為健全。故若濱水帶植生寬度大於50 公尺，屬較大範圍之植生帶或生態推移帶，

評定為最高之6 分；若濱水帶植生寬度介於 20 公尺至 50 公尺間，屬中等範圍之 植生帶或生態推移帶，評定為次高之2 分；若濱水帶植生寬度小於 20 公尺，則植 生帶或生態推移帶範圍不足，評定為最低之0 分。如表 2-10。

表2- 10 植生連續性(VEGC)評分表

狀況 評分

濱水帶植生寬度大於50 公尺 6

濱水帶植生寬度介於20 公尺至 50 公尺間 2

濱水帶植生寬度小於20 公尺 0

(3)濱水帶外來種比例(ECO)

濱水帶外來種比例愈大，將損害濕地生態功能，因此濱水帶外來種比例項目分 數(ECO)應該愈小。故本研究「濱水帶外來種比例項目分數(ECO)」= 8 - 8 × 「外 來入侵種植生所佔總調查數百分率」，直接以「外來入侵種植生所佔總調查數百分

率」量化 ECO。當「外來入侵種植生所佔總調查數百分率」愈大時，濕地生態功 能可能降低，故ECO 分數也將減低。而當「外來入侵種植生所佔總調查數百分率」

為 0 時，「濱水帶外來種比例項目分數(ECO)」為滿分 8，表示濱水帶植生無外來 種。

4.水質(WQ)

由於水域水質狀況將直接影響濕地生態功能，為使水質條件量化，本研究水質 次指標採用行政院環境保護署用於評估河川水質指標「河川污染程度指數，River Pollution Index」簡稱「RPI」的項目及數值範圍，包括：水中溶氧量 (DO)、生化 需氧量(BOD5)、懸浮固體(SS)、與氨氮(NH3-N)等四項。本研究調整其積分值，以 原RPI 積分級距，將水質較佳的分數調整為 20 分；反之，水質較差之分數，調整 為2 分。如表 2-11。

水質次指標 WQ = (溶氧分數+生化需氧量分數+懸浮固體分數+氨氮分數)/4，

滿分為20 分。各項目所佔比重皆為 1/4。WQ 之分數愈高，表示水質條件較佳，具 濕地生態功能較佳之條件；反之，WQ 分數愈低，則表示水質狀況可能導致濕地生 態功能較差。

表2- 11 各水質參數分數值 溶氧量

(DO)

生化需氧量

(BOD5) 懸浮固體(SS) 氨氮(NH3-N) 分數 6.5 以上 3.0 以下 20 以下 0.5 以下 20

4.6-6.5 3.0-4.9 20-49 0.5-0.99 12 2.0-4.5 5.0-15 50-100 1.0-3.0 6 2.0 以下 15 以上 100 以上 3.0 以上 2 5.水域動物(BI)

水域動物狀況可反應濕地生態功能，惟物種種類繁多，故需以指標物種狀況或 綜合性生物狀況來表現生物狀況。因此本研究以濕地中最具重要性之保育物種、鳥 類多樣性及豐富度、魚類生物整合指標、底棲生物狀況，來表示濕地水域動物狀況。

水域動物次指標 BI =CS + BIR × 4/5 + FI × 4/50 + MICV，滿分為 20 分。各項 目所佔比重為：保育物種(CS)為 10/20、鳥類(BIR)為 4/20、魚類(FI)為 4/20、底棲 生物狀況(MICV)為 2/20。BI 之分數愈高，表示生物狀況較佳，具濕地生態功能較 佳之條件；反之，BI 分數愈低，則表示生物狀況差，也反應濕地生態功能較差。

(1)保育物種(CS)

由於保育物種為濕地生態系統極為重要之保育指標，故本研究將其分數設計 為10 分，佔生物(BI)次指標比重為 10/20。故若在濕地調查發現保育物種，即評為 10 分；若無保育物種，則評為 0 分，如表 2-12。

表2- 12 保育物種(CS)項目評分表

狀況 評分

發現保育物種 10

無保育物種 0

(2)鳥類(BIR)

鳥類為食物鏈頂層物種之一，較易觀察，亦為濕地生態系中重要物種，故常作 為指標物種。故本研究以鳥類(BIR)作為生物(BI)次指標項目之一，並以鳥類多樣性 (SHS)及鳥類豐富度(SRS)兩部分來表示鳥類狀況。鳥類 BIR = SHS+SRS，而 SHS 及SRS 之評分方式如下所述。

a.鳥類多樣性(SHS)

鳥類多樣性(SHS)係以鳥類多樣性指數(Shannon diversity index, SH)為評分基 準，如表2-13。該指數是為了比較兩個或兩個以上的社群，生物個體在物種間分佈 的狀況。當社群中只有一個物種存在時，指數為最小值0；而指數數值越高者，表 示該地區之生物種類較多樣。

當鳥類多樣性指數 SH 大於 1.5，顯示濕地鳥類多樣性較佳，評定為最高之 3 分；若鳥類多樣性指數SH 介於 1.5 至 1.2 之間，表示濕地鳥類多樣性普通，評定 為較低之1 分；若鳥類多樣性指數 SH 小於 1.2，表示濕地鳥類多樣性較差，評定

為最低之0 分(表 2-13)。其計算方式於下：

SH= - ∑n_i Nlogn_i

N 式中N 為總個體數，ni為第i 個物種的個體數。

表2- 13 鳥類多樣性(SHS)評分表

狀況 評分

鳥類多樣性指數SH >1.5 3 1.5>鳥類多樣性指數 SH >1.2 1 鳥類多樣性指數SH <1.2 0

b.鳥類豐富度(SRS)

鳥類豐富度(SRS)係以鳥類豐富度指數(Species Richness Index, SR)為評分基 準，如表2-14。該指數反應群落物種豐富度：指一個群落或環境中物種數目的多 寡，亦表示生物群聚中種類豐富度程度的指數。指數愈高，則表示該群聚生物種 類數愈大。

當鳥類豐富度指數SR 大於 3.0，顯示濕地鳥類豐富度較佳，評定為最高之 2 分；若鳥類豐富度指數SR 介於 3.0 至 1.5 之間，表示濕地鳥類豐富度普通，評定 為較低之1 分；若鳥類豐富度指數 SR 小於 1.5，表示濕地鳥類豐富度較差，評定 為最低之0 分(表 2-14)。其計算方式於下：

SR= (S-1) log N 式中 S 為生物種數，N 為所有種類之個體數。

表2- 14 鳥類豐富度指數(SRS)項目評分表

狀況 評分

鳥類豐富度指數SR>3.0 2 3.0>鳥類豐富度指數 SR>1.5 1 鳥類豐富度指數SR<1.5 0 (3)魚類(FI)

魚類為水域食物鏈頂層物種之一，容易觀察，為濕地生態系中重要物種，故常 作為指標物種。故本研究以魚類(FI)作為生物(BI)次指標項目之一，並修正生物整 合指標法(IBI)來表示魚類狀況。評分方式如表 2-15。

FI 之評分主要考量物種豐富性、生物移動性、污染耐受性、營養攝食特性、生 物種類豐度及生物多樣性等六大特性，其中物種豐富性包括總魚種數、棲息水層中 魚種數量、底棲性魚種數量、以及外來種或雜交種個體的百分比；而生物移動性考 量移動快速的魚種數量；污染耐受性考量耐污染性的魚種數量；營養攝食特性考量 雜食性魚種的個體數百分比及昆蟲為食的魚種個體數百分比；生物種類豐度考量 樣本的魚種總隻數；生物多樣性考量Shannon 歧異度指數。

FI 之滿分為 50 分，表示魚類狀況較佳，最低分為 10 分，代表魚類狀況較差。

計算方式如表2-15。

(4)底棲生物狀況(MICV)

底棲生物為鳥類或魚類等生物之食物來源之一，為濕地生態系中重要物種。故 本研究以底棲生物狀況(MICV)作為生物(BI)次指標項目之一，並以底棲生物 Simpson’s index 來表示底棲生物狀況。底棲生物狀況 MICV = 2 ×底棲生物 Simpson’s index。

表2- 15 魚類 FI 指標評分標準

矩陣 評估得分值

5 3 1

一、物種豐富性

1.Total number of fish species (總魚種數) ≧10 4-9 0-3 2.Number of water column species (棲息水層中魚種數量) ≧5 1 0 3.Number of benthic species (底棲性魚種數量) ≧3 1 0

4.外來種或雜交種個體的百分比 0% 0-1% >1%

二、生物移動性

5. Number of fast-moving species (移動快速的魚種數量) ≧5 1-2 0 三、污染耐受性

6. Number of intolerant species (耐污染性的魚種數量) ≧3 1-2 0 四、營養攝食特性

7. % of individuals as omnivores (雜食性魚種的個體數百

分比) <60% 60-80% >80%

8. % of individuals as insectivorous (昆蟲為食的魚種個體

數百分比) >45% 20-45% <20%

五、生物種類豐度

9. Number of individuals in sample (樣本的魚種總隻數) ≧101 51-100 0-50 六、生物多樣性

10. Shannon diversity, H’ (Shannon 歧異度指數) >1.52 1.17-1.52 <1.17

本研究修正：Karr (1981)；朱達仁(2005)；林信輝等(2007)。

第三章 研究方法

3.1 研究架構

本研究擬先找出一個可以評估濕地健康程度的指標，再來挑選一個人工濕地 用該指標來評估能否正確反映濕地之健康程度，若可以則研究即完成，若該指標 無法正確反映濕地之健康程度，則須對該指標進行修改，若修改後的指標能夠正 確反映濕地之健康程度，則本研究結束，若是無法，則需尋找另外一個指標來評 估濕地健康程度。本研究的研究架構圖如圖3-1。

圖3- 1 研究架構圖

3.2 數值模式

本研究使用 SMS(Surface-water Modeling System)中的 SRH-2D 模式進行數值 模擬，SRH-2D(Sedimentation and River Hydraulics-Two Dimensional model)是美國墾 務局(USBR,全名 United Stated Bureau of Reclamation)開發之二維水理、輸砂、溫度、

植被模式應用於河流系統。它是從具有額外的流域逕流模擬能力的SRH-W 發展而 來的。本研究使用的版本為SRH-2D 版本 2，此版本特別關注流體水力學的河流系 統二維建模；許多功能是從SRH-W 改進而來(Yong G. Lai，2008)。

由於SRH-2D 並無法編輯網格，因此必須使用 SMS 做網格編輯前處理，SMS 為一具有網格編輯功能的二維水理模式，由SMS 所編輯的網格可使用 SRH-2D 計 算出模擬結果。

SRH-2D 可計算二維動態波方程式，及二維水深平均聖凡南方程式(depth-

averaged St. Venant equation)，SRH-2D 使用有限體積法做運算，在網格的選用上非 常具有彈性，結構網格、非結構網格及混合網格皆可使用。

就純水流計算方面，SRH-2D 之控制方程式以淺水方程式 (Shallow Water Equation)為根基，其淺水方程式為對尤拉方程式做縱向平均處理，忽略水體流動時 垂直壓力造成之加速度，如下所示：

h ⁽ hU ^{) (} hV ⁾ =e

t x y

    

  

( T ) ( )

( U) ( U) ( U)

= h ^xx hT^xy z^b h ^bx _{xx xy}

h hU hV

gh D D

t x y x y x





   

         

     

( T ) ( ) ( ) ( ) ( ) ( )

= h ^xy hT^yy z^b h ^by _{yx yy} hV hUV hVV

gh D D

t x y x y x





   

         

     

在以上公式中，t 為時間；h 為水深；U 為 x 方向之水深平均流速分量；V 為 y 方 向之水深平均流速分量；e 為超滲降雨；g 為重力加速度；T_xx, T_xy, T_yy為水深平均 紊流應力；

D

為底床剪應力。而上述之水深平均紊流應力 T_xx、T_xy、T_yy及底床剪應力τ 及_bx τ_by 分別為

2( ) 2

xx t

3

T U k

  ^ x

  



2( )( )

xy t

U V

T     ^ y  ^ x

 

V 2

2( )

yy t

3

T k

  ^ y

  



 



2

C

gn

 h

在以上公式中，





3.3 研究區域介紹

3.3.1 鹿角溪人工濕地簡介

鹿角溪人工濕地位於新北市樹林區，位於大漢溪與其支流鹿角溪匯合處，如 圖3-2。

2.環境背景

鹿角溪人工濕地由環保署補助新北巿政府高灘地工程管理處(原臺北縣政府高 灘地工程管理處)，於 95 年執行「台北縣塔寮坑溪與鹿角溪人工濕地暨高灘地設施 管理系統建置委託技術服務案」，挑選鹿角溪匯入大漢溪之堤外灘地，規劃人工濕 地淨化樹林鹿角溪排水渠道的污水。該工程於97 年 5 月完工，場址面積 16 公頃，

水域面積10.4 公頃，每日可處理鹿角溪排水 12,000 噸之晴天污水，水力停留時間 4.15 日。其 BOD5污染削減率>60%，出流濃度<30mg/L；NH3-N 污染削減率>60%，

出流濃度<10 mg/L；SS 污染削減率>60%，出流濃度<30 mg/L。表 3-1 為鹿角溪人 工濕地基本資料，圖3-3 為鹿角溪人工濕地平面配置圖。

圖3- 2 鹿角溪人工濕地位置圖

表3- 1 鹿角溪人工濕地場址基本資料表

編號 項目 基本資料

1 處理水源 1.鹿角溪排水(12,000 CMD)

2.鹿角溪水門上游600公尺無名排水(補助水源) 2 最大設計處理水量 12,000 CMD

3 場址面積 16公頃 4 水域面積 10.4公頃 5 停留時間 4.15日

6 設計放流水質 BOD5<30 mg/L、SS<30 mg/L、NH3-N<10 mg/L 7 設計污染去除效率 BOD5>60 %、SS>60%、NH3-N>60%

資料來源：台北縣政府河川高灘地管理所，95 年，鹿角溪人工濕地細部設計報告(核定本)

資料來源:美商傑明 105 年度新北市高灘地人工濕地經營管理與功能效益分析計畫期末報告，2017

圖3- 3 鹿角溪人工濕地平面配置圖 3.處理流程

該濕地於鹿角溪主河槽上游約 1 公里處，設置攔水堰及聯絡管，將鹿角溪上 游污水導至人工濕地進行處理。此外由於鹿角溪的平時流量較低，且豐枯季節的 水位變動較大，故為維持人工濕地在旱季期間的基本需水量，本溼地亦另導入場 址上游約600 公尺之舌閥箱涵的放流水作為濕地之補充水源。

相關污水導入沉砂池後，可利用開闊的水域先期去除大型污物與懸浮固體

物，依序流經漫池流區→近自然式溪流淨化區→草澤濕地→生態池，其設計流程 圖如圖3-4 所示，各單元的設計參數如表 3-2 所示。

資料來源:美商傑明 105 年度新北市高灘地人工濕地經營管理與功能效益分析計畫期末報告，2017

圖3- 4 鹿角溪人工濕地處理流程圖 表3- 2 鹿角溪人工濕地設計參數 編號 處理單元 單元

面積 (m²)

水位 高程 (m)

水深 (m)

孔隙度 蓄水容積 (m³) (= A ∙ H ∙ ε)

水力停留時間 (天) (t = A ∙ H ∙ ε/Q)

1 沉砂池 5,000 WL12.05 1.6 100% 8,000 0.67 2 漫地流區 12,600 WL11.65 0.2 90% 2,268 0.19

3 近自然式溪

流淨化區

20,000 WL10.2 0.3 85% 5,100 0.43

4 草澤濕地 39,600 WL7.52 0.45 90% 16,038 1.34 5 生態池 27,500 WL6.9 0.7 95% 18,288 1.52

合計 104,700 49,694 4.15

資料來源:美商傑明 105 年度新北市高灘地人工濕地經營管理與功能效益分析計畫期末報告，2017

(1)主要處理水源-鹿角溪東豐街截水堰

因溼地上游鹿角溪排水 SS 偏高，恐對人工濕地在 SS 的處理上增加操作人力 與成本。因此，鹿角溪人工濕地於取水工的設計上，透過避開SS 偏高之河段，藉 以減輕人工濕地在 SS 方面的污染負荷；此外為在節省濕地在取水工程的能源耗 用，則利用鹿角溪上游河道的高程優勢，於河道中設置截水堰，並將抬升河道水位，

除了有效提升重力位能並將污水直接輸送至人工濕地內高程最高的單元─初沉池，

再以重力方式直接輸送至後續各單元，充份實現生態工法及節能減碳的目標。

此外，為考量防汛及環境衛生等因素，101 年新北巿水利局決議將鹿角溪上游 高度較高之活動截水堰改為60 公分高之固定堰，拆除後之濕地操作上常發現樹葉、

垃圾阻塞及不鏽鋼鋼板與固定堰同高等因素，造成截取水量不足，加上鄰近(復村 圳)河道整治工程，將部分原水分流至味王街陸橋下箱涵分流至大漢溪，造成濕地 水量減少，影響後續濕地正常操作。因此，為提升鹿角溪人工濕地之操作成效，故 於104 年 12 月進行工程改善以提升濕地處理水量，經近 2 年濕地操作成效驗證，

處理水量已有顯著提升。

(2)補助水源

鹿角溪人工濕地於鹿角溪水門上游側約 600 公尺處的堤防邊，有一處藉由舌 閥控制的排水箱涵，平時流量及水質穩定；有鑑於鹿角溪的豐枯季截流量變化較大，

故為維持人工濕地在旱季期間的基本需水量，導入該箱涵的放流水作為補充水源。

在 104 年度上半年水利局抽管科因防汛考量因素，未經由濕地管理機關高灘地工 程管處同意即針對補充水源之箱涵進行設施導流板拆除作業，影響其補助水源之 功用，後續併同東豐街、復村圳等鹿角溪水源提升工程，於箱涵內增設臨時沙包(陸 上颱風發佈時緊急撤除)，以蓄積箱涵內之水量，以利水源導入備用水源管線中，

增加補充水源之水量。

4.各單元設計說明 (1)沉砂池

該單元設置於漫地流與鹿角溪水門間的高灘地上，是一座面積 5,000 平方公 尺、平均水深1.6 公尺的水塘，為污水入流的第一單元。透過該單元大面積的深水 區域，除了延長污水停留時間，使懸浮固體物有足夠的時間沈澱，還能增加水質穩 定度及增加污泥儲留量，避免後續處理單元水質變化太大。

(2)漫地流區

該單元面積為 12,600 平方公尺，平均水深為 0.2 公尺。污水經過沉砂池後，