摘要

　　高屏溪為我國高屏地區相當重要之飲用水水源，但因為流域地區的污水下水道普及率偏低，因此沿岸未妥善處理之生活污水、農業及工業廢水多以高屏溪為排放受體，使得高屏溪水質受到污染。例如，在高雄縣大樹鄉之 竹寮社區排入竹寮溪溝之生活污水與永豐餘久堂廠之廢水處理廠放流水亦長期排入高屏溪，影響該河段之生態與水質。行政院環境保護署及經濟部水利署第七河川局有鑑於此，遂於 2001年委託高雄縣政府，辦理高屏溪右岸高屏大橋至舊鐵路橋高灘地綠美化工程規劃設計，將高灘地設置人工濕地，藉由河岸生態復育，重新塑造自然生態環境，以回復高屏溪潔淨之原貌。 此 高屏溪舊鐵橋濕地已於 2004年開始操作，期望藉由此溼地系統處理附近九曲堂及竹寮地區之排水，以改善排水水質，減少對高屏溪的衝擊。此溼地共分A及B兩系統，A系統之進流水源為 竹寮溪排水，而 B系統之進流水源則為 久堂廠之放流水 。由本研究在2006年至2008年的研究結果可知，A及B兩系統之平均處理水量、水力負荷量與水力停留時間分別為A系統之 11,800 m 3 /d、 0.1 m /day與4.3 days及B系統之 6,100 m 3 /d、 0.04 m /day與15.1 days。溼地對於的各項污染物的去除率，以大腸桿菌最佳為97%、生化需氧量58%，營養鹽總氮的去除率為33%、而總磷在A系統為35%，在B系統高達75%的去除成效。在暴雨期間之監測結果顯示，進流水中各項污染物濃度雖有上升，但仍可以維持去除率生化需氧量30%、總氮15%、總磷18%及大腸桿菌群90%的良好處理效果。整體而言人工溼地出流水水質穩定，各項水質指標均符合我國二級放流水標準，達到降低社區及工業污水對高屏溪衝擊之目標。此外，此溼地亦具有 生物多樣性、環境教育及遊憩 之功能。2007年之生態調查結果發現有多達39種鳥類在此過境與棲息。此外，部份之濕地之出流水亦已導入濕地公園作為景觀、沖洗及澆灌用水，未來將增加回收水之利用率，以達到水回收再利用及水資源永續利用的目標。

關鍵詞： 人工溼地、河水淨化、生態復育

前言

　　人工濕地是將生態工程技術應用於水或廢水處理及管理上的一種自然淨化程序。與一般傳統之廢水處理廠相比，其具有省能源、低成本、操作簡單及不需添加任何化學藥劑的優點 ( Thullen et al., 2005 ) ，除了可淨化水質的功能之外， 人工濕地的構築 同時可提供鳥類庇護、覓食及生育時的棲息地，也是魚類、甲殼類及其他野生動物的棲息處 ( 林瑩峰等人， 2004) 。此外，濕地另具有調節水患、補注地下水、景觀美化、休閒遊憩、社會研究及教育等功 能 ( 陳世偉等人， 2006 ) 。人工濕地在生態環境及社會 經濟中所扮演之角色如下： 人 工濕地是經由人為建造而成的濕地，濕地當中的操作與各項參數皆可依人為方式設計及控制，目前最常應用於廢水處理的人工濕地設計可分為表面流動式系統 (free water surface flow system, FWS) 與地下流動式系統 (subsurface flow system, SSF)( 如圖 1) 。 FWS 型濕地底部為不透水的土壤層或其他介質，可提供植物附著生長，當水流流經底部土壤層或與植物的根、莖部接觸後，即可達淨化結果； SSF 系統為充填透水性砂土或礫石作為介質的人工濕地，水流被迫在表面下的介質及根莖系間流動，以達到淨化作用， (Lim et al., 2001 ； Yang et al., 2001) 。 人工濕地在國外已廣泛應用作為汙水處理單元之一，目前世界上試驗或操作之人工濕地估計已超過 1,000 個 (Spieles and Mitsch, 2000) ，其應用範圍廣泛，可處理都市生活汙水、工業廢水、農、漁牧業廢水及垃圾掩埋場滲出水等 ( 歐文生， 2005) 等。以人工濕地處理汙水在台灣也逐漸受到重視與推廣 ， 根據張文亮等人 (2003) 對於國內 13 個 FWS 系統的調查統計結果顯示，國內 FWS 系統對於 BOD 、 NH 4 + 、 PO 4 3- 及 SS 等污染物的平均去除率為 55.1% 、 68.6% 、 33% 及 21.9% ，顯示台灣的 FWS 系統對於廢汙水淨化效果有不錯處理成效。 由於每個人工濕地的功能、設計參數及人工濕地污染的負荷極限皆不同，因此人工濕地更需利用定期的水質監測及實際操作參數來評估濕地對於污染物的處理淨化效果，使濕地達到最佳化的操作效能 (Chen et al., 2006) 。此外，濕地當中生物指標的記錄資料可提供操作人員了解濕地植物及動物群落是否正常，從野生動物保育觀點而言，保持濕地生態的完整性是重要的，而生態的完整性也控制著濕地的操作效能 ( 林瑩峰等人， 2004) 。

場址背景

　　舊鐵橋人工濕地位於高雄縣大樹鄉高屏溪右岸，其興建之緣由乃附近社區之生活汙水及工業廢水長期排入高屏溪，造成水質惡化，因此希望藉由天然淨化機制的人工濕地建置，淨化河川水質，使河岸生態復育，重新塑造自然生態環境 ( 野鳥學會， 2006) 。舊鐵橋人工濕地，除了作為為汙水處理設施之外，並與舊鐵路橋景點結合，發展為親水休憩園區以及具有生態復育功能之綜合型人工濕地。

　　舊鐵橋人工濕地面積約為 120 公頃 ，濕地系統依進流水源分為 A 系統及 B 系統， A 系統為永豐餘紙廠二級處理放流水， B 系統為竹寮溪溝生活廢水，此水源可作為檢視人工濕地淨水功能並作為生態復育之水源。

　　濕地各單元的功能及配置如圖 2 ， A 系統有 A1 至 A6 共 6 個單元， B 系統有 B1 至 B7 共 7 個單元。 A1 及 B1 池為沉澱池； A2-A5 及 B2-B6 池為淺水草澤，以淨水為主，生態復育為輔； A6 及 B7 池栽植浮葉型水生植物做為以水雉復育為主要目標、淨水為輔助目標之埤塘型人工濕地。在動植物生態方面，至 2006 年止，已紀錄 211 種植物，陸域植物包括百喜草、狗牙根、大花咸豐草等，水生植物以栽種浮葉植物、挺水植物為主，包括蓮花、甕菜、水龍、蘆葦及水燭等 ( 如圖 3) ；動物生態方面，已紀錄到 230 餘種以上的動物，其中保育類動物的鳥類有 16 種，包括紅尾伯勞、紅隼、水雉、蓬萊草蜥及貢德氏赤蛙等 ( 如圖 4) ( 高雄縣政府， 2006) 。

圖 1. 人工濕地示意圖 (Catharine, 2003)

圖 2. 濕地單元平面配置圖

圖 3. 濕地之水生植物


圖 4. 濕地之野生動物

3.人工濕地評估方法

　　本研究之監測點包括兩系統之進流及放流口，並於兩系統間部份單元之出流口設置監測點 ( 如圖 5) ，定期監測濕地之水文變化及水中污染物，如懸浮固體物 (suspended solids, SS) 、生化需氧量 (biochemical oxygen demand, BOD) 、總氮 (total nitrogen, TN) 、總磷 (total phosphate, TP) 及大腸桿菌 (total coliform group, TC) 等，經由現場水質採樣監測及水文調查後，評估濕地對於污染物的去除效益及淨化能力。

　　在濕地污染物去除效益評估的方法中，濕地之水力負荷 (hydraulic loading rate, HLR) 及水力停留時間 (hydraulic retention time, HRT) 分別由下式計算：

式中， Q 為平均流量 (m 3 /day) ， A 為濕地面積 (m 2 ) ， V 為濕地體積 (m 3 ) 。

　　污染負荷 (pollutant loading rate, PLR) 、去除速率 (removal rate, REM) 及去除效率 (removal efficiency, R) ，則以下列三式計算：

式中， q 為水力負荷 (m/day) ， Ci 為污染物進流濃度 (mg/L) ， Co 為污染物出流濃度 (mg/L) 。

　　出流機率法是將濕地系統之入流與出流的濃度值，依大小排序後與事件發生之機率繪製成累積機率分佈函數圖。可經由所繪製出的進、出流曲線之傾斜度、曲線間的距離及是否有交錯的情形來判斷處理設施的進出流水質濃度及處理單元的效能，亦可從曲線的趨勢來預測某入流濃度經由濕地系統後之出流濃度 ( 陳惠玲， 2004) 。其中機率的算法以排序來決定，計算公式如下 ( U.S. EPA and ASCE, 2001 ) ：

式中， P 為機率值、 i 為排序、 n 為總樣本數 。

圖 5. 濕地水質及水文調查監測點

4.結果與論

4.1水文監測結果

　　人工濕地系統中，影響放流水水質及處理效能的主要操作參數為流量，進流流量的大小將影響水力停留時間、污染物負荷及水力負荷 ( 林瑩峰等人， 2004) ，因此需對濕地的流量進行定期的監測及控制。舊鐵橋人工濕地現地水文量測的結果如表 1 所示。 A 系統主要的供水來源為永豐餘紙廠二級放流水，因此流量較大，平均流量為 11,794 m 3 /day ，而 B 系統為竹寮溪溝之生活汙水，其平均流量為 6,116 m 3 /day ， A 及 B 系統之平均水力負荷分別為 0.1 m /day 及 0.04 m /day ； A 及 B 系統之平均 HRT 分別為 4.3 天及 15.1 天。

表 1 濕地操作參數

 4.2淨化效益評估

4.2.1污染物去除率

　　污染物去除率為直接之成效評量指標，普遍應用在汙水處理廠、生態工法水質淨化系統等設施之淨化效益評估。由表 2 中各污染物的平均去除率可知， A 、 B 兩系統中， SS 的去除率皆為負值 ，造成 SS 去除效率不佳的原因主要受植物未定期收割的影響。濕地當中 SS 的來源大多為動物糞便或腐壞的植體及落葉碎屑 (Klomjek and Nitisoravut, 2005) ，當濕地當中大量的植物生長又未定期進行收割時，腐壞的植體便會再次 釋回 水中，造成水中之 SS 及其他營養鹽濃度升高 (Braskerud, 2001) 。此外，濕地當中的棲底動物及魚類的捕食行為亦會造成底部之沉澱物再懸浮而造成 SS 的升高 (Li et al., 2008) 。由於舊鐵橋人工濕地系統末端的單元皆 屬於大面積之開放水域，動植物生態極為豐富，且水生植物收割不易，致使 SS 濃度增加，影響了濕地的處理效果。

　　BOD 在人工濕地中可經由吸附在介質的沉澱作用及植物根部的好氧性細菌的新陳代謝來達到去除的效果。由結果可知， A 、 B 兩系統的去除率分別為 65.6% 及 58.2% ，兩系統之出流濃度皆符合放流水標準 (<30 mg/L) 。

　　在 TN 的部份， A 及 B 系統之去除率分別為 32.6% 及 33% ，文獻指出 ( Vymazal, 2007 ) ，一般 FWS 型人工濕地 TN 的去除率約為 41.8% ，本研究略低於文獻值，主要原因與系統末端植物未定期收割有關，由於植體當中的營養鹽在植體腐壞後再度釋回水中，影響了去除效果。 TP 於 A 、 B 兩系統中的去除效率分別為 35.2% 及 75% ，磷在濕地中的去除機制主要為沉降作用、土壤吸附作用及植物吸收 (Kadlec, 2005) 。造成 A 系統去除效果較差的主要原因為 B6 池與 A5 池貫通，因此將 B 系統較高濃度的汙水帶入 A 系統中，使得 A 系統末端的污染負荷增加，導致削減效果不明顯。在 TC 方面，兩系統皆有極佳的去除效果，去除率分別為 97.7% 及 99.2% ，微生物在人工濕地當中可經由自然死亡、太陽光輻射、生物掠食及過濾沉澱去除 ( Reinoso et al., 2008 ) ，較長的水力停留時間設計亦有助於濕地系統對於大腸桿菌群的去除。由於此人工濕地位於南部，全年日照充足，平均 HRT 可達 4-15 天，因此對於 TC 的去除效果相當良好。

表 2 人工濕地進出流水質及去除率

註： ± 為標準偏差 (SD) ； - 為負值

4.2.2出流機率法

　　為瞭解濕地系統進流水及出流水之間的水質分佈的情形及除汙效率，因此藉由出流機率法 (EPM) 評估各污染物於濕地系統之進出流濃度關係，並將污染物的進出流濃度繪製成 EPM 圖，可由繪製出的兩組進出流曲線判斷污染物削減的效益。圖 6 為各 污染物進出流濃度之 EPM 圖。由圖可知， A 、 B 兩 系統之 SS 濃度皆為出流大於進流，且隨著進流濃度的增加，亦使得出流濃度大幅上升，顯示濕地對於 SS 無去除效果。在 BOD 方面，當 A 、 B 兩系統之進流濃度大於 20 m g/L 時，進出流曲線的間距愈明顯相對的去除效果也隨之提升；若以放流水標準 (BOD ＜ 30 m g/L) 來看，在所有監測結果中，兩系統的進流濃度皆有 55% 的機率高於放流水標準，但經由濕地系統處理後，皆可符合放流水標準。在 TN 的 EPM 圖中， A 、 B 兩系統之進出曲線變化相似，當兩系統的 TN 進流濃度大於 2.7 m g/L 時，進出流曲線有較大的分歧，顯示 TN 在高進流濃度時，有最佳的去除效果。 TP 的 EPM 圖中， A 系統的進出流曲線的間距不明顯，只有在進流濃度 0.1 -0.16 m g/L 有較明顯的去效果，而 B 系統的進出流曲線間距明顯，當進流濃度大於 0.4 m g/L 時，進出流曲線分歧愈大，去除效果愈佳。 在 TC 的部分， A 及 B 系統的進出流曲線的間距明顯，在不同的進流濃度皆有不錯的去除效果；若以放流水標準 (TC ＜ 200,000 C FU/100 mL) 來看，在所有監測結果中，兩系統的進流濃度皆高於放流水標準，但經由濕地系統處理後，皆可符合放流標準，顯示 TC 在濕地系統當中有極佳的去除效果。根據文獻，柯淳涵等人 (2004) 利用 EPM 法評估地下滲濾設施，發現 BOD 、 NH 3 -N 、 TP 等汙染物在高進流濃度下的去除效果顯著；陳惠玲 (2006) 利用 EPM 法評估人工濕地系統，結果顯示當污染物在高入流濃度時會有較佳的處理效果。而經由本研究的評估結果可知，當各污染物之進流濃度較高時，對於污染物的移除效果亦較佳，研究之結果與文獻相符。

圖 6. 污染物之出流機率圖

4.2.3污染負荷與去除速率及出流濃度關係

　　影響人工濕地系統操作的因素極多，如氣候、植物種類、操作環境及方法等，均會在人工濕地系統處理各污染物時造成不同的影響，除了水力負荷會對濕地處理汙水造成影響外，亦會受到污染負荷量 (PLR) 的影響，因此本研究將污染物之 PLR 與去除速率及出流濃度作圖 ( 如圖 7) ，並探討其相互影響之關係。由結果可知，兩系統 BOD 之 PLR 與去除速率及出流濃度皆呈明顯的線性關係，顯示當 PLR 增加，去除速率及出流濃度亦隨之增加， A 、 B 系統之平均 PLR 值分別為 3.14 g /m 2 /d 及 1.41 g /m 2 /d ，去除速率分別為 2.04 g /m 2 /d 及 0.74 g /m 2 /d ，兩系統對於 BOD 的去除效能良好，平均每天都能有一半以上的去除效果，而在不同的 PLR 條件下 BOD 濃度皆能維持在放流水標準內 。在 TN 方面， A 系統 TN 之 PLR 與去除速率線性關係不明顯，平均 PLR 值為 0.34 g /m 2 /d ，去除速率為 0.096 g /m 2 /d ， PLR 與出流濃度則無相關性； B 系統中， TN 之 PLR 與去除速率及出流濃度皆無明顯的相關性，隨著 PLR 的增加，變化的範圍愈大，平均 PLR 值為 0.15 g /m 2 /d ，去除速率為 0.04 g /m 2 /d 。一般人工濕地系統氮的 PLR 值在 0.055-0.082 時，可達到 70% 的去除效率，若 PLR 增加則會降低其去除效果 ( 游程凱， 2002) ，而本系統的 PLR 皆高於此文獻值，因此去除效能較低。

　　在 TP 的部份， A 系統之 PLR 與去除速率無明顯的線性關係，與出流濃度有明顯的相關性，平均 PLR 值為 0.012 g /m 2 /d ，去除速率為 0.004 g /m 2 /d ，由於 TP 的 PLR 值不高，因此去除速率不佳；在 B 系統中， PLR 與去除速率及出流濃度皆有明顯的相關性，平均 PLR 值為 0.021 g /m 2 /d ，去除速率為 0.015 g /m 2 /d ，去除速率及出流濃度隨著 PLR 的增加而上升。

　　由於本研究場址的流量、污染物濃度或是植生系統等外在因素的變動較大，因此部份污染物的的去除效益關係較不明顯，後續若能增加監測頻率，隨著數據的累積，應可得到較理想的去除效益關係。

圖 7. 污染負荷與去除速率及出流濃度關係

4.3生態效益評估

　　人工濕地為利用自然生態環境得自然淨化機制及相關的生物成員 ( 如水生植物及微生物 ) 來達到去除污染物之能力，而水生植物即為人工濕地當中相當重要的元素之一。在人工濕地當中，除了在規劃初期所植栽的植物種類之外，亦有外來物種的入侵影響其生長現象，因此在濕地植物的管理及維護顯得相當重要。

　　經由現地植物調查的結果可發現，舊鐵橋人工濕地系統當中的主要的挺水性植物以蘆葦、水燭及荷花為主，浮水性植物為甕菜及台灣水龍，另外還包括浮葉性植物，如齒葉睡蓮。表 3 為濕地系統當中各池的優勢植物，在兩系統之水生植物當中， A 系統以蘆葦、水燭、荷花、蓮花、甕菜及台灣水龍等植物為主，其中以蘆葦及水燭分佈最廣，在濕地系統各池皆可發現，而系統末端的 A4 及 A5 池則是以台灣水龍為主要優勢物種，佔據了池子大部分的水面；在 B 系統當中，主要水生植物與 A 系統大致相同，但其中以甕菜的分佈最廣，在各池中皆能發現到甕菜植群的聚集， B 系統當中的 B2 池為蓮花觀賞池，因此在 B2 池當中蓮花及荷花密集的生長，佈滿了整個水池。另外在兩系統各池之水岸邊皆可發現到巴拉草植群的生長，而各池子間的陸域幾乎為大花咸豐草所佔據。由於舊鐵橋人工濕地面積較大，因此植物的種類也相當的多，除了原先所規劃種植的植物外，隨著生長環境，氣候及水質的改變，各植物的生存強弱也致使互相競爭，如在夏季藻類繁殖旺盛的季節中，原本屬於較優勢的甕菜會逐漸被水芙蓉所覆蓋 ( 如圖 8) ；在池岸邊常見的植物如水丁香、鴨拓草等植物，由於其生長情形不如巴拉草強勢，因此濕地全區幾乎已被巴拉草所覆蓋而成為優勢種 ( 如圖 9) ；另外在 生態復育區中，原本可見盒果藤、大花咸豐、白茅等群落，至今已被大花咸豐草覆蓋大部分的面積，成最主要的優勢群落 ( 如圖 10) 。 在調查中也發現濕地系統部份池子中的植物生長情形較不理想 ( 如 A1 池、 B4 池及 B5 池 ) ，除了在池岸邊有植物生長外，在池中幾乎無明顯的植群生長，也降低了利用水生植物去除水中污染物的機制，而在系統末端屬生態復育區的池子，由於地處偏遠且較不受人為干擾，因此在植物的種類及密集度上皆相當高。維持人工濕地的生態平衡需要良好的操作條件及維護管理，濕地為陸域與水生生態系的緩衝地區，提供野生動植物重要的棲息環境，濕地的水文可決定人工濕地水體的有效利用、營養物質的有效利用及形成良好的土壤環境。人工濕地的水深影響栽植的植物物種及分佈地帶，在較深的水域除了無法使氧氣到達底部的土壤介質，影響植物的生長外，亦會影響光線的滲透與植物的光和作用。人工濕地的水質條件提供濕地動植物生長的來源，當水中的營養物質流經人工濕地，經由不同的機制作用，可使得人工濕地獲得自然能源，有利於濕地動植物的生長，但過量的營養鹽容易使得水質惡化，致使水中生物遭到危害，因此就必須仰賴定期監測來調整操作參數 ( 如流量、水質濃度、水力負荷及污染物負荷量等 ) ，由此可知，濕地的操作條件與生態系統的發展為環環相扣的。以舊鐵橋人工濕地的案例來看，濕地植物的主要優勢種及演替的狀況已達到穩定的狀態，而濕地系統當中豐富的物種形成了生物多樣性的生態環境，提供無數生物棲息繁衍的空間，並吸引數種保育類動物的棲息；在水質淨化的效果中，濕地系統對於大部分的污染物皆能達到一定的去除效益，但部分污染物的去除效果仍有提升的空間。因此除了在操作參數上必須做適當的調整之外，植物的管理系統也必須進一步的規劃與建立，而如何在建立自然的生態環境與高效能的水質淨化能力中間取得平衡點，應是當下必須面對的問題。

表 3 濕地主要水生植物

5.結果與討論

(1)在 A 、 B 兩系統的去除率中，以 TC 的去除效果最佳，去除率分別為 97.1% 及 99.2% ； BOD 的去除率可達 58-66% ；兩系統 TN 之去除率分別為 32.6% 及 33% ，若系統末端的植物能定期收割，應能提升 TN 之去除效果； A 及 B 系統 TP 之去除率分別為 35.2% 及 75% ，造成 A 系統去除率較低的原因主要受到與 B 系統貫通的影響； SS 在兩系統當中皆無去除效果，主要是受到系統末端植物未定期收割及動物生態豐富的影響，使得削減效果不彰。

(2)由各污染物的 EPM 圖可知，當污染物的進流濃度較高時，濕地系統的對於污染物的去除有提升的效果。

(3)由 PLR 與去除速率的關係可知， A 及 B 系統中 BOD 之去除速率及出流濃度受到 PLR 的影響明顯； TN 的去除速率及出流濃度則是與 PLR 的變化無明顯的相關性； A 系統當中 TP 的去除速率受 PLR 的影響不明顯， PLR 與出流濃度則有明顯的關係， B 系統中 TP 之去除速率及出流濃度受到 PLR 的影響明顯，隨著 PLR 的增加而升高。

(4)由不同的水質效益評估方法評估的結果可知，舊鐵橋人工濕地對於汙水中之污染物皆有不錯的處理效果，若能更有系統的規劃、操作及管理 ( 如水文參數的控制、植生系統的管理等 ) ，應能達到最佳化的處理效能。

(5)在舊鐵橋人工濕地當中，主要的優勢水生植物為蘆葦、水燭、荷花、蓮花、甕菜及台灣水龍，池岸邊以巴拉草為主，而陸域間以大花咸豐草為主要優勢植物，濕地系統末端的植物種類與密集度較高，而 濕地系統各池中的水生植物並無太大的變動，主要的優勢植物及植群大致上相同。

(6)經由生態效益評估可發現，舊鐵橋人工濕地已形成了生物多樣性的生態環境，並提供了野生動物良好的棲息環境，同時也吸引了數種保育類動物的棲息，達到的生態復育的目的。

(7)經由水質及生態的評估結果可知，濕地的動植物生態環境已建立穩定，但水質的淨化效果仍有提升的空間，因此如何在濕地的操作參數及植物的管理系統上建立最佳化條件，並在自然的生態環境與高效能的水質淨化能力之間去得平衡點，應是當下必須面對的問題。

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