EPA-88-U1E1-03-001 - è¡æ¿é¢ç°å¢ä¿è·ç½²

附錄一海洋水污染擴散模擬專家問卷 

EPA-88-U1E1-03-001 

海洋水污染擴散環境影響 

評估技術之研究 

附錄 1- 1


海洋水污染擴散環境影響 

評估技術之研究 

成果報告書 

委託單位 : 行政院環境保護署 

研究單位 : 中央研究院物理研究所 

計畫主持人 : 黃榮鑑教授 

協同主持人 : 薛曙生博士 

研究員 : 張怡穎博士 

專任助理 : 陳光宇女士、袁應森先生 

中華民國八十八年六月 

附錄 1- 2


研究計畫摘要 

海域污染防治問題為台灣目前研究重要課題之一 , 為配合目前環保與海岸開 

發等相關法規要求辦理環境影響評估之規定 , 建立一套模式系統與環境影響評估 

技術規範有其必要性與急迫性 , 俾能正確選用良好數值模式 , 有利於開發單位之 

評估與主管機關審查作業之效率與品質之提昇。 

本計畫之研究目的 , 在藉由歸納相關文獻資料、研析污染擴散數理化理論、 

探討國內評估技術現況與綜合國外評估程序與技術等 , 以建立一套海洋水污染環 

境影響評估技術標準作業程序規範 , 與擴散模擬技術最低準則規範 ( 門檻設定 ), 

並依該規範評估現有的數值模擬模式系統 , 篩選出合理、可靠之模擬評估模式 ; 

並研討現行國外先進技術移轉與本土化之可行性 , 推薦先進技術移轉與本土化後 

之可靠模式系統 , 提供相關專業人員使用 , 期能提昇主管機關審查作業之效率與 

公平性 , 改善審查作業品質。為達成上述設定之目標 , 本研究分別按下列十個步 

驟進行各項工作。 

步驟 1. 相關文獻資料之蒐集、回顧、研析與彙整 

步驟 2. 海洋水污染擴散數理化理論基礎研析 

步驟 3. 時代先進評估程序與技術綜合歸納 

步驟 4. 國內評估技術現況探討 

步驟 5. 先進技術移轉與本土化之可行程度探討 

步驟 6. 標準作業程序規範研擬 

步驟 7. 擴散模擬技術最低準則規範 ( 門檻設定 ) 研擬 

步驟 8. 海洋水污染擴散模擬模式系統評價 

步驟 9. 國內專家學者問卷調查 

步驟 10. 海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範建議與模式系統推薦 

附錄 1- 3


海洋水污染擴散環境影響評估技術之研究 

目 

錄 

綜合摘要 A-1 

第一章緒論 1-1 

第一節計畫緣起與目標 1-1 

第二節計畫內容與實施方法 1-2 

第二章海洋水污染擴散理論基礎研析 2-1 

第一節海洋水污染物之類型與來源 2-1 

第二節海洋水污染擴散機制之物理過程 2-7 

第三節海洋水污染生化環境之衰變過程 2-14 

第四節時代知識與應用狀況綜合探討 2-18 

第三章國內外時代先進評估程序與技術 3-1 

第四章「海洋水污染擴散影響評估」標準作業 

程序與準則規範之研析 4-1 

第一節環境影響評估相關法規綜合探討 4-1 

第二節現行「海洋水污染擴散影響評估」 

作業程序檢討 4-3 

第三節擴散模擬技術重要規範及其基本 

附錄 1- 4


要求設定之準則研析 4-5 

第四節專家問卷調查結果分析與綜合結論探討 4-8 

第五節「海洋水污染擴散影響評估」具 

體作業程序、進行步驟及其相關 

內容之規範研析 4-19 

附錄 1- 5


第五章海洋水污染擴散模擬模式系統評價 5-1 

第一節遠域及近域模擬系統之可靠性與適當性評估 5-1 

第二節模式率定與驗證程序評估 5-17 

第三節操作與應用之方便度與展示功能 

評估 5-19 

第四節資料庫支援系統之設計評估 5-20 

第五節模擬模式系統綜合評價 5-21 

第六章海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範內容 

建議與模式系統推薦 6-1 

第七章結論與建議 7-1 

參考文獻 

文獻 -1 

附錄一 :「海洋水污染擴散模擬專家問卷」 

附 

錄 1-1 

附錄二 :「海洋水污染擴散模擬專家問卷」整理 

附 

附錄 1- 6


錄 2-1 

附錄三 : 海洋水污染模擬模式使用指南 

附 

錄 3-1 

近域模式 

附 

錄 3-1 

遠域水理動力模式 

附 

錄 3-7 

遠域模擬水質模式附錄 3-14 

WASP 

附錄 

3-WASP-1 

CE-QUAL-W2 

附錄 

3-W2-1 

DBS 

附錄 

3-DBS-1 

IMPAQT 

附錄 

3-IMPAQT-1 

MIKE 21 

附錄 

3-MIKE-1 

WQMAP 

附錄 

3-WQMAP-1 

附錄 1- 7


附錄四 : 審查會議記錄 

附 

錄 4-1 

附錄 1- 8


圖目錄 

圖 1.1 

圖 2.1 

圖 3.1 

海洋水污染擴散 EIA 技術研究架構流程圖 

1-3 

毒性污染物的環境衰變 

2-4 

國外環境影響評估程序之概要 

3-1 

附錄 1- 9


表目錄 

表 2.1 一般性污染物及毒性污染物之比較 2-3 

表 2.2 排放流經由污水放流管尺度由小至大的連續物理過程 2-32 

表 3.1 水質評估表 3-8 

表 5.1(a) 近域模式之設計機制 5-5 

表 5.1(b) 近域模式之應用範圍與限制 5-5 

表 5.2(a) 遠域水理動力模式之設計機制 5-6 

表 5.2(b) 遠域水理動力模式之應用範圍與限制 5-6 

表 5.3(a) 遠域擴散水質模式之設計機制 5-7 

表 5.3(b) 遠域擴散水質模式之應用範圍與限制 5-7 

表 5.4 敏感度分析範例 5-9 

表 5.5 遠域水理動力模式之數值分析 5-11 

表 5.6 遠域擴散水質模式之數值分析 5-11 

表 5.7 遠域擴散水質模式中之環境因子 / 生化反應 5-16 

表 5.8 近域模式評估比較表 5-23 

表 5.9 遠域動力模式評估比較表 5-23 

表 5.10(a) 遠域模擬水質模式評估比較表 5-24 

表 5.10(b) 遠域模擬水質模式評估比較表 ( 環境因子 / 生化反應 ) 5-25 

附錄 1- 10


第一章緒論 

第一節計畫緣起與目標 

一、計畫緣起 

由於台灣近年來經濟蓬勃發展 , 隨之而來的人為污染排放量亦逐年昇高 , 而 

這些污染量大部份經由直接或間接途徑排入海中使得近岸海域水質遭受不同程 

度之污染 , 不僅影響生態平衡 , 亦降低人民生活環境品質 , 因此海域污染防治問 

題實為目前研究重要課題之一。 

目前環保與海岸開發等相關法規均規定大型海岸開發案件於開發前需先完 

成環境影響評估 , 由於海域污染擴散數值模式具備經濟、迅速等特性 , 使其得以 

廣泛應用於模擬海域水體污染擴散傳輸之動態狀況 , 而成為環境影響評估與污染 

防治之重要規劃工具 , 因此海域污染擴散數值模擬的重要性與日俱增。然而由於 

海域水理、水質與擴散傳輸之機制為一相當複雜之過程 , 各模式發展均有其假設 

條件與應用限制 , 因此建立一套模式系統與環境影響評估技術規範 , 俾能正確選 

用良好數值模式 , 將有利於開發單位之評估與主管機關審查作業之效率與品質。 

二、計畫目的 

本計畫之研究目的 , 期能藉由歸納相關文獻資料、研析污染擴散數理化理 

論、探討國內評估技術現況與綜合國外評估程序與技術等 , 以建立一套海洋水污 

染環境影響評估技術標準作業程序規範與擴散模擬技術最低準則規範 ( 門檻設 

定 ), 並依該規範評估現有的數值模擬模式系統 , 篩選出合理、可靠之評估預測 

模式 ; 並研討現行國外先進技術移轉與本土化之可行性 , 推薦先進技術移轉與本 

土化後之可靠模式系統 , 提供相關專業人員使用 , 提昇主管機關審查作業之效率 

與公平性 , 改善審查作業品質。 

附錄 1- 11


第二節計畫之內容與實施方法 

一、研究之海洋水污染類型界定 

受擴散影響的海洋水污染物依其物理型態 , 大致可分為液態及固態兩 

種類型。液態的海洋水污染類型包括熱污染 ( 溫排水 )、核電廠冷卻水污 

染、廢污水排放 ( 海洋放流 ) 污染、化學液污染、及油污染等 ; 固態的污 

染類型則包括濬泥、廢土、爐灰、爐渣等廢棄物海拋及海洋垃圾等。 

由於各種類型之污染物在海洋水體中之擴散及生化反應機制不盡相 

同 , 其物理傳輸機制、物化及生化特性、與海水漂沙相互作用之變化過程、 

以及所需之模擬參數及數值技巧等 , 往往因類型之不同而差異極大 , 必須 

分別作極不相同之分析與處理 , 所需花費的工夫極大 , 絕非一年時間所能 

完成者。有鑑於此 , 擬建議本年度研究範圍界定於前述之液態類型所包括 

之各項 , 惟油污染一項除外。 

油污染擴散機制相當複雜 , 除了溶入水體之化學品受一般海水傳輸擴 

散與衰變影響外 , 尚需處理漂浮污油受風吹之漂移影響、及空氣與光氧化 

等衰變機制 , 與其他液態污染之擴散機制可以說十分不同 , 需要單獨研析 

評估。擬建議將油污染與固態污染類型在下年度中 , 再進行深入研析評估。 

二、研究架構與流程 

依據前述環保署所設定之目標 , 本研究專案小組茲提出圖 1.1 之實施 

方法架構概念 , 分別按下列十個步驟進行各項工作。 











附錄 1- 12


國內外相關文獻 

回顧、研析與彙整 

海洋水污染擴散 

數理化理論基礎研析 

時代先進評估程序 

與技術綜合歸納 

先進技術移轉與本土化 

之可行程度探討 

國內評析技術 

現況探討 

標準作業程序 

規範研擬 

擴散模擬技術 

最低準則規範研擬 

國內專家學者 

問卷調查 

模式系統評價 

1. 遠、近域模式系統之可靠性與適當性 

2. 模式率定與驗證程序 

3. 操作與應用之方便度與展示功能 

4. 資料庫支援系統設計 

海洋水污染擴散 EIA 技術 

規範建議與模擬系統推薦 

分年實施推薦模式 

系統之測試工作 

專家委員會建議 

非屬本年度計劃 

公佈技術規範之核准 

使用模式系統名錄 

圖 1.1 海洋水污染擴散 EIA 技術研究架構流程圖 

附錄 1- 13


在步驟 10.「海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範建議與模式系統推薦」 

工作完成後 , 在公佈建議之技術規範與所推薦之模式系統名錄之前 , 還需 

要經過嚴格之模式系統測試與專家委員會之討論與建議兩項工作 ( 示如圖 

1 中之虛線部份 ), 再經適度修改 , 始稱妥善。限於本年度經費預算與時 

間之限制 , 擬建議將之併入後續計畫中執行 , 不包括在本年度計畫內。 

三、進行步驟說明 

本研究計畫擬按下列步驟進行 , 茲分別詳述如后 : 


文獻資料蒐集的對象 , 主要為國內外較具聲望之海洋水污染擴散環境 

影響評估技術相關之論著、經驗公式或模式使用手冊、與研究報告等 , 研 

究人員將先行詳加整理與分類 , 然後再分別回顧、研析並綜合各類資料內 

容 , 將重點摘要歸納成方便使用形式 , 以供研究之用。在整理國外海洋水 

污染擴散環境影響評估方法及技術時 , 將特別注重其假設條件 , 應用限制 

及相關背景資料之分析 , 以便評估將其移轉供我國使用之可行性。 


良好的海洋水污染擴散評估程序與技術 , 必須建立在健全之數、理、 

化、生物理論基礎上 , 始可稱得上是可靠與可信的工具。因此 , 研析擴散 

之相關理論基礎是評估篩選作業之首要工作。有關數學理論方面 , 主要重 

點在探討數值方法之技巧與可靠度 , 將於後文「步驟 8. 海洋水污染擴散 

模擬模式系統評價」中說明研析方法。本步驟擬僅針對物理及生化之理論 

基礎及其研析方法 , 提出下列摘要說明與建議。 

1. 擴散物理過程 

廢污水排入海洋後 , 其與海水之混合與擴散等傳輸物理過程視排 

放方法而稍有不同 , 如果自船舶投入海洋 , 大致可分為跡波擴散 

(wake zone dispersion)、近域混合 (nearfield mixing)、及遠程海域擴散 

(farfield dispersion) 等三個階段。 

(1) 跡波擴散過程 : 

跡波擴散過程主導於船尾跡波之紊流作用。就液態廢棄物而 

言 , 紊流之混合作用幾乎是在瞬間完成的 , 其過程所需的時間極 

附錄 1- 14


短 , 混合擴散程度取決於船舶形狀、大小、船速與水流。液態廢 

棄物投放海洋中 , 跡波混合作用常可達 1,000〜5,000 倍之稀釋效 

果。 

(2) 近域混合過程 : 

近域混合或稱初階段稀釋 (initial dilution) 過程 , 當投棄物拋 

入海洋後 , 因投棄物之起始動量及浮力致使周遭水體與其產生相 

對之剪力作用而形成捲增 (entrainment) 混合流團。此作用直至下 

降之流團垂直速度消失始終止。如果廢棄物之密度大於海水水柱 

中之最大密度 , 則廢棄物將持續沈降至海底。一般流團可能在某 

一深度達到重力平衡後即呈現浮游狀態 , 此時流團垂直方向運動 

雖然受阻 , 而水平方向則因與周圍海水之密度差或本身之垂直方 

向密度分佈不均仍可引起向外之擴散 , 直到達成水平力平衡為 

止。因此 , 主宰此過程之物理因素 , 除上述之起始動量和浮力外 , 

還包括拋投方式 , 拋投海域之流場分佈 , 海水密度之層變結構以 

及廢棄物之物理特性和沈降速度等。 

(3) 遠程海域擴散過程 : 

當海域混合過程達平衡後 , 廢棄物之流團主要將受制於海洋 

環流之影響而進入遠程海域擴散階段。此階段之擴散過程主要決 

定於海流大小與紊流強度以及分子擴散程度。 

以上三過程中 , 跡波混合過程迄今尚無可靠之數值模式可作準確 

模擬 , 僅能以經驗公式估算。其它二過程之數值模式業已發展多年。 

本研究除了詳細探討並歸納各擴散物理過程應含蓋之理論外 , 至於如 

何在評估程序與技術中適當結合三個過程 , 也將是本研究的重要課 

題。另外 , 水理動力系統是主導海洋擴散物理過程的原動力 , 是評估 

程序與技術中不可或缺的一環 , 因此也需在本計畫中合併研析評估。 

2. 生化環境之衰變過程 

除了對海洋污染物擴散等物理現象必須加以模擬外 , 污染物在海 

洋環境中的生化反應及其與周圍生態環境之互動 , 亦須加以模擬評 

估。依據目前國內海洋排放的政策及未來趨勢的瞭解 , 在可能排放物 

中會造成海洋生化環境影響的污染物質主要有三類 , 即可被生物分解 

之有機污染物、含氮、磷等營養鹽之污染物、及毒性污染物質。 

附錄 1- 15


(1) 可被生物分解之有機污染物 

海洋環境中可被生物分解之有機污染物多半經由浚渫污泥 

或工業有機廢物 ( 液 ) 之海洋排放、都市污水海洋放流、油污染 

等途徑進入。上述有機物質可被海洋中微生物所分解。 

微生物一般可概分為好氧性 (aerobic) 及厭氧性 (anaerobic) 

兩類 , 其分解過程如下 : 

有機物質 + 氧 → 二氧化碳 + 水 + 能量 

( 好氧性代謝作用 ) 

+ 能量 

有機物質 + 硫酸鹽或硝酸鹽等 → 剩餘有機物質 + 硫化氫或氨 + 水 

( 厭氧性代謝作用 ) 

在厭氧狀況下 , 有機物質常會產生有機酸、乙醇、硫化氫等 

物質 , 這些物質通常含有毒性 , 對水域生物有嚴重影響。因此在 

海洋環境中 , 有機物質分解 , 以好氧性對水域環境影響較少。然 

而海水之溶氧量有限 , 在進行好氧性分解時除非經由空氧交換或 

光合作用補充 , 水體的溶氧量會逐漸減少。由於海水再曝氣速率 

較緩慢 , 拋入大量有機物質後可能耗盡溶氧而形成缺氧狀態 , 影 

響附近海水生物的存活。因此於海洋排放作業前 , 必須對海洋水 

體中所能涵容之有機物質量進行模擬推估。 

(2) 營養鹽污染物 

在海洋環境中 , 外界營養鹽之來源多為都市污水、污泥 , 浚 

渫污泥或其他含氮、磷有機物質。一般而言 , 營養鹽在海洋環境 

中可促進浮游生物生長 , 使附近漁獲量增加。然在沿岸地區 , 若 

海水交換受到限制 , 上述營養鹽則可能造成浮游植物過份生長 , 

而造成該海域之優養化 , 甚至紅潮等現象。 

外界營養鹽 ( 氮、磷 ) 加入海洋主要的負面影響 , 為大量浮 

游植物死亡後微生物代謝其屍體的呼吸作用造成水中溶氧量減 

少而影響水生物的存活 , 以及過量浮游生物沈積於海洋底部以致 

改變底棲生態等。 

附錄 1- 16


海洋水質模擬可藉良好之水質數值模式 , 來評估營養鹽之增 

加對海水水質的影響 , 並進一步推估海洋投棄物的營養鹽含量限 

值。 

(3) 毒性污染物質 

毒性污染物質多來自浚渫受污染污泥、工業費污水之海洋排放、 

有毒事業廢棄物之滲漏或不當海拋、以及受污染河川的入流。其 

主要可分為微量有機毒性物質、重金屬及放射性物質。上述毒性 

污染物質一般具有不易分解、生物累積、及低濃度高毒性等特 

性 , 對生態環境的影響多為不可逆的。而水質模式對毒性物質之 

評估 , 應考慮各種可能之生化反應 , 並結合生態模式以考慮其對 

浮游生物、魚、蝦、鳥類等的毒性及致死率評估。 

本研究小組將利用步驟 1. 中所彙整之重點摘要 , 將上述「擴散物理過 

程」及「生化環境衰變過程」之時代知識與應用狀況 , 進行系統性的綜合 

歸納 , 做為後階段步驟之理論依據。 


根據步驟 1 及 2 之研析彙整結果 , 加上計畫參與人員的專業知識與經 

驗 , 研究小組可將相關程序與技術之最新時代知識與方法 , 按各種污染特 

性綜合歸納成各項結論與表格。針對這些時代科技 , 將探討其歷史演變過 

程、時代背景以及範圍限制條件等 , 清楚規範其可應用範圍與時機。如何 

定義時代科技也是本步驟擬進行之工作 , 本研究將試行擬訂簡要準則 , 以 

便規範。 


國內在部份海洋擴散模擬技術之研發 , 已有相當時日與經驗 , 成果尚 

稱豐碩 , 惟大多為學術單位之成果 , 雖然實際應用於環評工作者不在少 

數 , 然而在模擬技術之評比及分開評論化與使用手冊方面則十分欠缺。另 

外 , 學術單位之研發成果多重視數值解析 , 對於展示功能與對外模式之接 

合相容能力方面 , 則比較脆弱。本土研發的模擬評估技術 , 其優點在於比 

較切合本土需要與地域特性 , 經驗參數或係數之使用比外來技術要恰當得 

多。 

附錄 1- 17


本步驟將深入探討國內現存論文集與研究報告中所發表之各類擴散 

評估技術 , 並研析歸納其應用之參數及限制條件 , 以便規範其應用範圍。 


根據步驟 3 及 4 之結論 , 本步驟將可探討國外先進科技移轉我國使用 

之可行性 , 以及將之引進成為本土使用時應該注意或須修正的部份。另 

外 , 如果國外先進科技引進後需要大幅修改 , 其本土作業之可行程度又如 

何 , 是否可以獲得其原始程式將之與本地模式相結合 , 以便成標準之本土 

評估技術等課題 , 擬作簡略探討。 

部份國內評估技術之品質 , 在步驟 3 之準則規範下 , 可能並不遜色於 

先進技術太多 ( 甚或為時代科技者 ), 這種技術亦擬考慮使用或在設定之 

條件下使用。 


根據前述步驟之研究成果 , 本步驟將配合環境影響評估相關法規之規 

定 , 研擬標準之「海洋水污染擴散影響評估」作業程序。國內海洋水污染 

EIA 相關法規包括下列各種 : 

1. 環境影響評估法規 ( 行政院環保署 ,1997a; 含 1999 年 7 月網路增 

修部分 ) 

2. 水污染防治法規 ( 行政院環保署 ,1994b; 含 1999 年 7 月網路增修 

部分 ) 

3. 海洋污染防治法草案 ( 行政院環保署 ,1999) 

4. 開發行為環境影響評估作業準則 ( 行政院環保署 ,1997b) 

5. 開發行為應實施環境影響評估細目及範圍認定標準 ( 行政院環保 

署 ,1998e) 

6. 地面水體分類及水質標準 ( 行政院環保署 ,1998d) 

為能提昇環評主管單位審查作業之效率及公平性 , 研究人員將結合相 

關法規與擴散影響評估技術之相關性研擬清楚程序步驟及其相關內容 , 使 

開發單位、審查委員及政府主管單位共同遵照辦理 , 減少衝突與爭執。 


擴散模擬技術是影響審查作業品質的重要因素 , 要能維持 EIA 在一 

附錄 1- 18


定的品質之上 , 必須要清楚規範 EIA 使用工具的最低標準。研究人員將 

在本步驟中 , 依據前述成果 , 研析重要規範準則 , 再研擬設定最低之門檻 

準則 , 作為下步驟初步篩選模式系統之依據 , 進行評價工作。根據過去的 

經驗 , 準則之設定以及模式系統之評價結果 , 均涉及個體利益問題 , 均是 

極易造成爭論衝突的工作 , 為減少爭端並獲得客觀建議 , 實施專家問卷調 

查 ( 步驟 9) 以及設立專家委員會 ( 後續工作 ) 是比較有效的方法。 


時代海洋模擬科技的研發 , 已逐漸摒棄以經驗公式進行環境影響評估 

的做法 , 數值模擬已經十分普遍 , 惟其在國內使用工具「數值模式系統」 

的品質卻是良莠不齊 , 極需作一客觀而合理的評價。本研究擬從下列四方 

面著手評價現存常使用之國內外相關模式系統 : 

1. 評估遠域及近域模擬系統之可靠性與適當性 

(1) 模式可靠性評估將包括 : 

˙ 數值方法與物理參數 

˙ 精確度與可信度 

˙ 模式系統之假設條件與應用限制 

(2) 模式系統之適當性評估將包括 : 

˙ 模式系統之水理動力模擬系統與擴散模擬系統組合之適當 

性 

˙ 遠域模擬與近域模擬在網格系統與邊界條件上結合之適當 

性 

˙ 模式所需輸入資料之可獲性 

˙ 污染物特性與模式之相關性 

2. 評估模式率定與驗證程序 

(1) 評估模式率定與驗證程序之可行程度 

(2) 使用資料之可靠性與充份性 

(3) 校正與驗證後之最大容許誤差合理性 ( 精確度 ) 

3. 評估操作與應用之方便度與展示功能 

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模式操作與應用之方便度與展示功能越高 , 其被接受的程度也越 

高 , 普及率就會提昇。由於操作方便度高的模式設計 , 往往會顧慮使 

用者不一定非要精專的模擬專家來執行不可 , 因此在模式系統規劃時 

必須設法減除外行人使用所可能造成的誤差 , 故其成果均能達到要求 

的品質標準。另外 , 展示功能好的模式系統也容易使應用者察覺所造 

成的錯誤。本研究擬就各模式系統之應用方便度與展示功能 , 評估其 

在 GIS 與電腦時代科技應用之程度、技巧與可靠度。 

4. 評估資料庫支援系統之設計 

模擬結果是否可靠 , 展示功能是否妥當均有賴於該模式系統中資 

料庫支援系統之設計。本研究擬就物理環境資料庫 ,GIS 資料庫、化 

學資料庫、生態系統資料庫以及相關經濟成本損失資料庫等方面 , 分 

別評析。 


為能諮詢國內專家學者對於本研究初步成果之看法與建議 , 擬進行專 

家學者問卷調查。研究小組將針對前述各步驟之研究內容及成果 , 先行設 

計調查問卷 , 然後以電話及郵寄方式進行 50 人次以內之諮詢調查。問卷 

調查結果 , 小組人員將再行彙整、分析 , 參考專家學者之看法與建議 , 修 

改初步研究成果。 


經修改後之研究成果 , 將分別就海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範 

以及合格之模式系統 , 在本步驟中提出具體建議與推薦。 

附錄 1- 20


第二章海洋水污染擴散理論基礎研析 

在海洋水體之中 , 由於各種類型污染物之擴散機制不盡相同 , 其物理傳輸 

機制、生化特性、以及各種因子間相互作用與複雜變化過程等等之理論基礎 , 往 

往因其類型與背景環境之不同而差異極大 , 因此 , 必須分別就其特定條件來作分 

析。本章在深入研析擴散理論之前 , 於第一節中將先行歸納海洋水體中常見污染 

物之類型與來源 , 並摘要說明其影響性。接著於後續兩節中 , 將分別研析相關的 

物理過程與生化衰變之理論與機制。而在最後一節中 , 將綜合探討相關的時代知 

識與應用狀況。 

第一節 

海洋水污染物之類型與來源 

一、污染物之種類 

在探討水污染之擴散機制的時候 , 首先須針對污染物質 (pollutants) 之種 

類及特性進行研究 , 以便瞭解其在排入水體後之變化過程 , 以及對於水體結構與 

水中生物之影響。亦即 , 要先清楚明白污染物的性質 , 方能針對其特性施以不同 

的處理方式。一般人對於海洋排放之基本概念 , 大多係指「藉助海水來稀釋污染 

物 (Dilution is the solution to pollution)」; 然而 , 大量的擴散排放方式 , 僅能適合 

於廢熱或有機物質的排放情況 ; 至於像微量金屬 (trace metal) 以及人工合成化 

合物的排放 , 在生化機制及對生態環境影響的考慮下 , 就不一定適合排放於海 

中。茲將一般海洋中可能存在的污染物 , 摘要陳述如下 :(Fischer ,1979) 

(1) 天然無機鹽 (natural inorganic salts)、懸浮物質 (suspended solid) 及沉積 

物 (sediment) 等通常均為無毒物質 , 然而 , 當此類物質被大量排放至水 

中時 , 將會造成水中濁度 (turbidity) 增加 , 並阻礙陽光的透射 , 因而影響 

浮游植物光合作用 (photosynthesis) 的進行 ; 在此同時 , 其他種類的污染 

物 , 如有機質、微量金屬等 , 也會附著在本類物質之上 , 並一起沉澱淤積 

於河床。當沉積物中的有機質進行分解時 , 就會消耗水中的溶氧量 , 而當 

達到厭氣狀態分解時 , 還會產生甲烷、硫化氫等有毒且惡臭的氣體 , 甚至 

影響水中動、植物之生存。若沉積物被攪動上升 , 則會形成二次污染。另 

外 , 石油類、鹼類及合成洗滌劑等廢液 , 通常會在水表面形成薄膜 , 阻礙 

曝氣作用 , 致使大氣中的氧氣無法經由水表進入水體。 

(2) 廢熱 (waste heat): 經由冷卻系統所排出的大量高溫熱水 , 將會提高海水 

溫度、減少水中溶解氧量、增加細菌活動力 , 並且加速了水中有機物之分 

解 , 而消耗大量的溶氧 , 終致造成水中溶氧之不足。此外 , 生物的生存皆 

附錄 1- 21


有其適應之溫度範圍 , 若排放廢熱所升高之溫度超過該生物之適應容許範 

圍 , 則將會造成該生物大量死亡。 

(3) 一般有機廢棄物 (organic waste): 一般的民生廢污水及畜牧業放流水為其 

主要來源 , 其中富含生態系統所需物質 , 如碳、氮、磷等 ; 另外 , 水中生 

物死亡之屍體 , 亦成為有機物的來源。通常有機物藉由耗氣菌及微生物之 

助 , 氧化分解為水與二氧化碳 , 同時消耗大量氧氣。由於這些有機物質為 

水中浮游植物生長所需食物及營養來源 , 因此當大量有機廢棄物排放至水 

中時 , 將會造成浮游植物大量繁殖 , 形成優養化現象。 

(4) 微量金屬 (trace metal): 在自然水體中 , 鉛 (Pb)、銅 (Cu)、汞 (Hg)、鎘 (Cd) 

等微量金屬的濃度很低 ; 然而 , 人為廢水中 ( 特別是工廠放流水 ) 卻常含有 

高濃度 , 而形成致命的毒性物質。有些微量金屬雖然量少且在某種型態下 

無劇毒 , 然而若與有機物結合時 , 如甲基汞等 , 則將變為急性劇毒。有關 

微量金屬的污染案例 , 可從早年聞名於日本的水病 (Minamata disease) 以 

及痛痛病 , 得到慘痛的教訓 ; 而民國 75 年間 , 不當之廢五金處理作業於二 

仁溪台灣海域引發了綠牡蠣事件 , 造成水產養殖戶重大的損失 ; 一直到現 

在台塑汞污泥事件及各種地下水及地表水之污染事件 , 在在突顯了微量金 

屬可能產生之嚴重污染及污染物難以處理的特性。 

(5) 合成有機化合物 (synthetic organic chemical): 此為人工合成化合物 , 其特 

性為不易在自然環境中分解 , 卻易於生物體內累積 ( 特別是脂肪組織 )( 如 

DDT)。而此累積效應經由食物鏈之攝食過程 , 會造成濃度放大效應 

(bioconcentration or biomagification), 美國國鳥老鷹之蛋殼過薄以至於影 

響雛鳥之孵化即為 DDT 危害之證據。 

(6) 放射性物質 (radioactive materials): 通常輻射物質係於醫療實驗及核能發 

電所使用 , 而其之所以成為高毒性物質 , 蓋因其具有強放射能。大致來說 , 

各種輻射物質均會衰變 , 並以半衰期來表示 , 即該物質之輻射能衰減至原 

來一半的劑量時所需的時間。有些物質的半衰期甚長 , 可以長達數千年之 

久 , 必須加以轉換利用或經處理後密封於容器中 , 並選擇適當地點作長期 

存放。 

(7) 生化戰劑 (chemical and biological warfare agents): 由於是為戰爭而設計 , 通 

常設計為極少量物質 , 即可造成極大的毒性。 

(8) 致病菌 (pathogen): 都市廢污水中可能含有大量致病菌 , 如細菌 ( 大腸桿菌 

等 )、病毒、或寄生生物等 , 故當廢污水排放入海後 , 所有生物皆有可能受 

附錄 1- 22

到感染。 


從污染物穩定性質的角度來考慮時 , 上述各類可劃分為「恆定性污染物 

(conservative pollutants)」及「非恆定性污染物 (non-conservative pollutants)」, 而 

有衰變現象者係屬於後者。當在評估非恆定性污染物之衝擊影響時 , 污染物之衰 

變率往往是重點 , 也是比較困難的工作。 

另外 , 從水體污染危險特性的角度來考慮時 , 又可劃分為「一般性污染物 

(conventional pollutants)」及「毒性污染物 (toxic pollutants)」兩種 , 而此兩者間的 

主要區別 , 可經由比較歸納成表 2.1。大致上 , 毒性污染物均為非恆定性污染物 , 

其對環境之毒性濃度 ( 危險程度 ) 決定於毒性污染物的量以及影響其衰變的各種 

物化及生化過程。其中 , 傳輸過程趨向於在大氣、水域、與土壤三種環境狀態間 

之分配 , 其分配量則取決於該化合物與各種狀態間之親和性。而在每一階段內之 

化合轉化過程中 , 污染物則會變化成毒性較低、相等或甚至較高的形式。總體來 

說 , 這些過程發生的速率均相當受制於各化合物以及各種環境成份 , 而這些過程 

以及其間相互作用的總合效應 , 如圖 2.1 所示 , 並由此決定了環境衰變與導致生 

物群暴露於毒性污染物的狀況。(U.S. EPA, 1985) 

表 2.1 一般性污染物及毒性污染物之比較 

一般性污染物 

約有一至二打污染物歸納為此類型 

通常要有大量污染物才會產生衝擊 

( 例如 : 幾千磅 / 每日 ) 

濃度通常以 ppm (mg/l) 表示 

通常以溶解的形式前進 

平均駐留在水體內時間通常等於或小 

於平均水體移動時間 

許多可經由生物分解為無害物質 

資料來源 : 翻譯取自 (U.S.EPA, 1985) 

毒性污染物 

有上千種污染物歸納為此類型 , 同時有 

更多種類正由人工合成製造中 

只要少量污染物就能產生衝擊 

( 例如 : 幾磅 / 每日 ) 

濃度通常以 ppb (µg/l) 或更小的單位表 

示 

多吸附於浮懸物及沈積物上 

駐留在底床沈積物的時間能夠達數年 

之久 

許多可轉變為其它有毒的化學物 ; 剩餘 

的則被分解或在生物體內累積 

附錄 1- 23


來源傳輸與轉化暴露的化合物 

大氣 

化合物 

水域 

生 

物 

群 

土壤 

圖 2.1 毒性污染物的環境衰變 

附錄 1- 24


二、污染物之來源 

依據「水污染防治法規」( 行政院環保署 ,1994) 第二條之定義 , 水污染係 

指「水因物質、生物或能量之介入 , 而變更品質 , 致影響其正常用途或危害國民 

健康及生活環境」。海域污染來源 , 除了相當少量的船舶污染源外 , 主要是來自 

內陸。目前台灣近岸海域之污染源 , 主要包括電廠之溫排水、海洋放流污水、海 

拋廢棄物、護岸工程興建、海床濬填、溢油、河川與港口流入之污水、海岸垃圾、 

以及表土沖刷與海岸侵蝕等非點源污染等 ( 方舟工程顧問公司 ,1995; 劉景毅 , 

1996)。茲分別摘要說明如后 : 

(1) 電廠之溫排水 : 目前台灣興建之電廠計有林口火力發電廠 , 由於核能與火 

力電廠均需鉅量之冷卻水 , 故台灣的核能電廠與火力發電廠大都興建於海 

岸邊 , 以利於取、放冷卻用水。核能與火力電廠於營運運轉後 , 由於使用 

大量的冷卻水 , 故增溫後的排放水常成為排放海域的污染源 , 惟此一溫排 

水污染問題可藉由適當的工程規劃設計 , 使其影響範圍降至最低 , 以減少 

其對海洋生態之影響。 

(2) 海洋放流污水 : 海洋放流污水主要係將污水處理廠處理後之廢污水 ( 含民生 

廢污水及工廠化學液廢污水 ), 經海洋放流管排放至稀釋率較佳的深海處。 

目前台灣已在運轉之海洋放流均在高雄海域 , 分別經由左營、中洲、大林 

蒲三條海洋放流管進行污水之放流 , 雖然環保法規對海洋放流之實施有嚴 

格的規定 , 但連續排放之大量家庭污水和工業廢水 , 對於涵容量有限的承 

受海域而言 , 仍是一污染來源。 

(3) 廢污水或污泥、土石等之海拋 : 所謂海拋乃是將廢棄物質拋至於海中 , 冀 

藉由海洋的同化能力將廢棄物對環境的影響降至最低。由文獻資料顯示 , 

近年來有些單位曾使用船舶運送方式 , 在台灣西部海域拋棄煤灰、爐渣與 

濬渫之淤泥等廢棄物。由於此海拋方式在規劃時未經慎重評估 , 既無相關 

機構監督其作業 , 且拋棄後也無相關機構進行追蹤及評估其對生態環境與 

生物資源之影響 , 故將成為海洋的污染源 , 易產生糾紛。 

(4) 護岸工程興建 : 主要包括防波堤、突堤、離岸堤、潛堤與導流堤等護岸設 

施的施工 , 此外如濱海工業區之海埔地開發需要大量土方填築灘地 , 其砂 

源除工程廢土或陸地挖方外 , 亦有抽取近岸海砂以滿足填方之需求。而在 

上述海岸工程過程中 , 施工所在水域往往因抽砂與濬渫挖泥作業 , 導致懸 

浮微粒之增加。一般而言 , 懸浮微粒濃度升高將增加海水的混濁度 , 進而 

干擾浮游植物的光合作用 ; 若懸浮微粒濃度過大 , 則可能妨害魚類呼吸 , 

附錄 1- 25


導致其生長速率減慢 , 以及卵的孵化率降低 , 惟此類影響係屬短暫性 , 於 

施工完成後其水質將逐漸恢復。然而海域底床若原已承受先前沉降之營養 

鹽或重金屬等污染物 , 當底床被攪動時 , 污染物也隨著微粒漂浮再度進入 

水體中而造成二次污染。 

(5) 運油及鑽油工程之溢油 : 原油為國內石油化學工業之主要原料與能源之來 

源。由於台灣自產之原油量有限 , 故所使用之原油大部份均由國外進口 , 

進口原油之輸送大都先將油輪運送的原油卸裝在外海浮筒 , 再經海底油管 

輸送至陸地轉運站的油槽存放 , 最後再轉送至各煉油廠 , 目前國內之原油 

轉運站有高雄大林蒲、桃園沙崙等處。至於海域石油之開採 , 中國石油公 

司曾在新竹 CBK 海域開鑿油井 , 大體而言 , 外海之鑽油或卸油設施及其作 

業流程均極為完備 , 漏油之機率甚小 , 但在海上 , 由於海氣象條件瞬息萬 

變 , 當運油或鑽油作業受到不可抗拒之天災侵襲時 , 原油可能大量洩出 , 

造成鄰近海域嚴重的污染。例如民國 85 年 8 月賀伯颱風來襲 , 高雄大林蒲 

外海浮筒之卸油管故障 , 導致其海域遭溢油嚴重污染 , 影響環境生態甚鉅 , 

因此運油及鑽油工程等溢油為海域潛在污染來源。 

(6) 港口及河口 : 目前台灣污水下水道的普及率不高 , 因此廢污水最終大都還 

是流入河川 , 導致河川水質不佳。根據民國 82 年台灣省水質年報 : 台灣 

21 條主要河川及 29 條次要河川中 , 其下游河段未受污染者有 18 條 ( 佔 36 

%)、輕度污染者有 7 條 ( 佔 14 %)、中度污染者有 13 條 ( 佔 26 %)、嚴重 

污染者有 12 條 ( 佔 24 %), 此結果顯示台灣主、次要河川的下游河段中 , 

有半數以上已受到不同程度的污染 , 而河水最終還是要流入海洋 , 因此河 

川水已成為台灣近岸海域的主要污染源。此外部分海港港池由於承接上游 

河川流入之污水、以及鄰近工廠的工業廢水與船隻所排放的廢水等 , 使得 

港內水質惡化 , 這些港內的廢污水終將隨著潮汐漲退流入海洋 , 而成為鄰 

近海域的負荷。 

(7) 非點源污染及其他 : 非點源污染主要包括暴雨沖刷地表污染物藉由地面逕 

流流入海域之污染、經由大氣與海洋表面進入之污染、以及經由地下滲流 

進入海中之污染等 , 其污染量隨時空而變化 , 甚難估計且誤差很大。另外 , 

海水淡化廠所排放的鹵水 , 可能造成附近海水鹽度的提昇 , 亦須加以考慮。 

海域污染擴散數值模擬之應用時機 , 往往是在所欲模擬的海域已存在或將 

產生污染源時 , 藉由模式進行模擬預測、評估污染狀況 , 故需確實掌握所欲模擬 

海域的污染源的質與量 , 作為模式中污染物的輸入條件 , 如此才能準確預測評估 

其對週遭環境的影響。 

附錄 1- 26


第二節 

海洋水污染擴散機制之物理過程 

一、傳輸機制 

茲將水體中使污染物與自然環境物質移動、混合、交換的各種物理傳輸機制 , 分 

別陳述如下 : 

(1) 傳輸 (Advection): 由外界水流系統 (imposed current system) 傳送 , 如受 

到潮流、或恆流、或排放污水團本身具有之流速的影響 , 致使污染物直接 

被水體帶動的現象。流速愈大 , 則污染物可以傳輸得愈遠。亦即 , 若水體 

具有速度向量 u , 其污染物之濃度為 C, 則其傳輸過程可以下式表示 : 

q = uC 

2.1 

其中 q 表示污染物質量的流通率向量。 

(2) 對流 (Convection): 是一種由於靜水體的不穩定性所引致的垂直傳輸現 

象。密度之垂直分佈在水體混合過程中佔有很重要的地位 , 假設週遭水體 

ρ z ,z 表垂直方向座標 , 方向向上為正 , 則其在水體中垂直分 

的密度為 ( ) 

a 

佈一般均呈現上輕下重的穩定狀態 , 即 dρ / dz < 0; 當有其他因素的影響 , 

如冬季寒流時水表面遇冷而密度增加 , 則會呈現不穩定現象 , 此時 , 上層 

流體將會下沉引致垂直方向傳輸。 

a 

(3) 分子擴散 (molecular diffusion): 是水體顆粒因分子運動而產生隨機散播的 

現象 , 可由 Fick’s law 與古典擴散方程式分析之。Fick’s law 表示水中溶質 

的質量流通率 , 即溶質在單位時間內通過某一方向單位面積上的質量 , 與 

溶質在該方向上的的濃度分佈成正比。一維擴散過程之 Fick’s law 可以下 

式表示 : 

q = −D∂C/ ∂x 

2.2 

其中 q 為溶質的質量流通率 ,C 為其濃度 , D 為分子擴散係數 (molecular 

diffusivity), 單位為 ( 長度 ) 2 / 時間 , 負號表示傳輸過程是由濃度高往濃度低 

的方向移動。以向量表示為 : 

q = −D∇C 

2.3 

其中 q 表示質量流通率向量。另由溶質之質量守恆可得 

附錄 1- 27


∂C / ∂t 

= −∇ ⋅ q 

2.4 

將式 (2.3) 代入式 (2.4) 可得 

∂ C / ∂t 

= D∇ 

2.5 

2 

C 

上式即為分子擴散方程式 , 表示在不計 ( 平均 ) 流速下的分子質量擴 

散運動狀態。若將上式解析 , 則可得一濃度的高斯分布。由於 Fick’s law 假 

定傳輸為線性過程 , 故而濃度的分佈與污染物的起始質量成正比 , 也與污 

染物的擴散時間、距離以及在水中的擴散係數有關。 

當水體具有速度向量 u , 其在 x , y, 

z 方向上之分量為 u ,v, w , 則污染物 

的質量流通率過程可以下式表示 

q = uC 

+ ( − D ⋅∇C) 

2.7 

上式包括了傳輸與分子擴散 , 與 2.3 式結合可得 

2 

( uC) = D ⋅ C 

∂ C / ∂t 

+ ∇ ⋅ ∇ 

2.8 

在非壓縮性流體情況下 , 質量守恆條件為 ∇ ⋅ u = 0 , 上式可化簡為 

2 

∂ C / ∂t 

+ u ⋅ ∇C 

= D∇ 

C 

2.9 

以卡式三維座標表示 , 上式展開如下 

∂C 

∂C 

∂C 

∂C 

+ u + v + w 

∂t 

∂x 

∂y 

∂z 

2 2 2 

⎛ ∂ C ∂ C ∂ C 

= D⎜ 

+ + 

2 2 2 

⎝ ∂x 

∂y 

∂z 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

2.10 

此即「傳輸擴散方程式 (advective-diffusion equation)」, 或簡稱擴散方程式。 

對一般流動水體來說 , 同方向上的分子擴散所傳送的污染物 , 遠小於傳輸 

機制所造成的效果。若水體為非均質系 (non-homogenous), 則擴散係數在 

各方向之大小各異 , 三維座標中應以向量 D = ( D , D , D ) 

在空間中各點的值也可能並非常數 , 則擴散方程式可改寫為 

x 

y 

z 

表示 , 而 D , D , D 

∂C 

∂C 

∂C 

∂C 

∂ ⎛ ∂C 

⎞ ∂ ⎛ ∂C 

⎞ ∂ ⎛ ∂C 

⎞ 

+ u + v + w = ⎜ Dx ⎟ + ⎜ Dy 

⎟ + ⎜ Dz 

⎟ 2.10 

∂t 

∂x 

∂y 

∂z 

∂x 

⎝ ∂x 

⎠ ∂y 

⎝ ∂y 

⎠ ∂z 

⎝ ∂z 

⎠ 

設若 D , D , D 為常數 , 則 

x 

y 

z 

x 

y 

z 

附錄 1- 28

∂C 

∂C 

∂C 

∂C 

+ u + v + w = Dx 

∂t 

∂x 

∂y 

∂z 

2 

∂ C 

+ D 

2 

∂x 

y 


2 

∂ C 

+ D 

2 

∂y 

z 

2 

∂ C 

2 

∂z 

(4) 紊流擴散 (turbulent diffusion): 係指水體顆粒因紊流運動而隨機散播的現 

象。自然界中的流況多為紊流 , 由於所測得之紊流速度、壓力等參數 , 無 

論在時間或空間上的分布均非固定值 , 而現今科學知識尚未能充分了解紊 

流機制 , 故而無法針對水體分子分析其在紊流中實際的運動狀態。因此 , 

目前僅能以統計觀點進行分析 , 探討其總體平均值 (ensemble average) 及 

時系列平均值 (time-series average)。值得注意的是 , 在這種以統計觀點計 

算其平均值的情況下 , 污染物在某一短時間內曾經達到嚴重的濃度值 , 卻 

會因為長期的平均結果而變小 , 以致容易讓人忽略了其潛伏的嚴重性。 

(5) 剪力流 (Shear): 由於流體在不同位置與不同流速受剪力影響所發生之傳 

輸現象 ; 具體一點說 , 剪力流即因其複雜流況在速度大小、方向上的差異 

而產生。一般所稱的剪力流是指強制剪力流 (forced shear), 通常是肇因於 

流體受到邊界非滑動 (no-slip) 條件 ( 速度為零 ) 影響的結果。自由剪力 

流 (free shear) 則並非為一般所指的剪力流 , 例如 , 射流 (Jet) 在靜止水 

中之自由剪力現象最為明顯。周圍水體由於受到射流的高速流況影響 , 都 

被帶動捲入射流之中而與之混合。此種混合現象 , 稱之為捲增效應 

(Entrainment)。 

(6) 延散 (Dispersion): 是由於剪力流與橫向擴散聯合效應造成顆粒或污染團 

散播的現象。Taylor 在 1954 年發表了管流中軸向染料示蹤劑 (tracer) 延 

散的過程 , 由於管流中的水流速度分佈為橢圓型態之剪力流 , 染料在擴散 

過程中同時受到傳輸與分子擴散兩種機制相乘效應之影響 , 即為延散。 

Taylor 分析染料之延散應與 Fick’s law 相當 , 將管流之橫切面積分 , 所獲得 

之一維延散方程式如下 

2 

∂C 

∂C 

∂ C 

+ u = K 

2.11 

2 

∂t 

∂x 

x ∂x 

式中為延散係數 , 在一般流動水體情況下 , 其值遠大於分子擴散係數。 

K x 

(7) 混合 (Mixing): 分子擴散、紊流擴散、延散及傳輸等過程使污染質與水體 

產生混合或稀釋 , 均稱之為混合。 

(8) 蒸發 (Evaporation) 或降雨 (Precipitation): 水蒸氣由水表面散逸到大氣中 , 

由於水中鹽分未減少 , 會造成水表鹽度增加 , 密度亦隨之增加 , 密度改變 

會造成水體靜態不穩定 , 因而增加對流的現象。降雨則反之 , 表面水體密 

度反降 , 使靜態水體更形穩定 , 而不易發生上下混合狀況 ; 另外由於空氣 

中含有漂浮微粒或污染物 , 當降雨發生時會隨之降落 , 因而增加污染物的 

附錄 1- 29

量。 


(9) 顆粒沉降與底床捲增 (Particle Settling and Entrainment): 此為重力沉降 , 

即一般顆粒密度大於周圍流體密度而沉降 , 例如砂粒或死亡浮游生物 , 且 

後者通常為營養鹽向下傳輸之主要機制。在顆粒受到重力下降的同時 , 也 

受到向上方向的浮力與摩擦力作用 , 若在未到達底床前 , 作用力相互平衡 , 

則會有一終極沉降速度 (falling velocity), 此即為顆粒下降的最大速度。因 

紊流通過底床而被沖激上躍 , 造成底床砂粒、有機物等顆粒的上升 , 此為 

底床捲增現象。 

(10) 水團浮昇 (buoyant): 當排放污水團的密度小於周圍水體的密度時 , 則 

會因浮力而有上升現象。密度較小的污染物由海底排放上升 , 並在浮昇過 

程中同時與周圍水體混合以致其密度隨著上升高度而漸增 , 直到污染物到 

達海面 , 或當密度增加到與水體密度相當的平衡狀況為止。此時 , 污染物 

會再依憑其他機制向水平方向移動。 

二、環境變數 

在以數值模式執行模擬前 , 必須先收集所欲模擬區域的水文、氣象、水質等背景 

條件資料 , 因為任一種環境條件的變化 , 都有可能嚴重影響污染物的傳 

輸。以下就承受污染物的各種氣象、海象及地象狀況將密切地影響污染 

物的各種機制予以說明 : 

( 一 ) 氣象 

海面上一切現象如波浪、暴潮等 , 均因氣象變化而產生 : 

1. 氣壓 : 氣壓是引起海水面變化的主要原因 , 若有氣壓梯度則會生成所謂的 

梯度風。由於氣壓的變化 , 導致強風長時間吹颳而生的水位變化為氣象潮 

(meteorological tide), 又稱為暴潮 (storm surge); 而此現象若發生在天文潮 

漲潮時 , 則將可能出現異常高潮 , 而造成重大災害。 

2. 風 : 風的生成可能因氣壓梯度 , 或因地形及局部氣流的熱力學變化而導 

致。風速、風向與吹風域 (fetch) 將影響海面波浪的大小及方向 , 當風速 

愈大時 , 水表面承受剪應力愈大 , 因此上層水體混合程度愈大 ; 另一方面 , 

當若風速愈大時 , 帶走水表面上方的水汽愈快 , 也增加了蒸發速率。 

附錄 1- 30


3. 日照、溫度、濕度 : 此三項將會影響水體的水溫、蒸發量及浮游植物的生 

長。夏季時 , 水表面溫度較高 , 造成表水層及深水層溫差增加 , 較易形成 

斜溫層 (pycnocline/thermocline)。 

4. 降水 : 雨雪冰雹等降水 , 使表面水體密度降低 , 也可能夾帶空氣中漂浮微 

粒或污染物進入海中。 

( 二 ) 海象 

所謂海象即為海洋現象之簡稱。在規劃、設計污染排放時 , 必須確實掌握 

該地區之海象資料 , 以免造成不當的後果 : 

1. 潮汐 : 潮汐現象是海水受日、月等天體引力 , 再加上地球自轉的影響而產 

生的週期性水面變化 , 簡言之為海面上下起落的現象。海面在高低潮兩者 

水位間的差異稱為潮差 , 一般外海潮差較小 , 而在海岸河口附近 , 因受地 

形或人工結構物影響 , 潮差可達數公尺 , 台灣東岸面臨太平洋 , 各地潮差 

變化較小 ; 西岸面臨台灣海峽與中國相對 , 潮差受地形影響顯著 , 變化也 

較大。 

2. 海流 : 海流流況與海岸地形的變遷、污染物的擴散、船舶進出港的航向等 , 

都有相當密切的關係。從區域上劃分 , 海流可分為碎波帶以外之海流 ( 如 

恆流、潮流、風驅流 ), 與碎波帶以內因為波浪破碎所產生之沿岸流。 

(1) 恆流 : 台灣附近的恆流為黑潮 (Kuroshio), 乃是由北赤道洋流在菲律 

賓東方海域轉向北行而形成。黑潮整年流經台灣東部 , 在台灣東岸 

北上之外 , 尚有支流流經巴士海峽 , 其中一部份左旋流入南中國海 , 

另一部份則沿著台灣西岸北上 , 穿過台灣海峽至中國東海與主流會 

合 , 此黑潮支流於夏季時至少在上層水層內不存在 , 而在冬季時才 

存在。台灣海峽海域受季風影響 , 在夏季吹西南季風時 , 由中國南 

海方向的海流取代了黑潮支流 , 流入台灣海峽 ; 而冬季吹東北季風 

時 , 台灣海峽北端之海流向南流 , 在澎湖附近與往北流之黑潮支流 

相遇。 

(2) 潮流 : 潮流為潮汐漲落所引發之海水在水平方向的運動 , 因此潮流 

與潮汐應依相同週期變化。在沿海的淺水區域 , 因為受到沿岸海流 

週期性的流動 , 對於河川帶來的污水或沿海工廠排放的廢水 , 有相 

當程度的混合稀釋作用。台灣海峽的潮流成分以半日週期最為顯 

著 , 近岸之潮流沿著海岸隨漲退潮作往復運動 , 台灣西海岸在漲潮 

附錄 1- 31


時 , 南部之潮流往北流 , 北部之潮流往南流 , 在中部附近會合 , 在 

退潮時則以相反方向流動。進岸流這種南北往復流動的現象 , 卻也 

使得河川排出之污水及沿海工廠放流水 , 主要是沿著海岸南北往復 

流動 , 而非進入大洋稀釋。 

(3) 風驅流 : 長期風吹海面會引起海水流動即風驅流 , 由於受到地球自 

轉產生的柯氏力影響 , 風驅流的方向與風向不盡相同 , 其在北半球 

流動的海水偏右 , 在南半球則偏左 , 風吹主要引起水平流動 , 但也 

能造成垂直流動 , 如沿岸的湧昇流 (up-welling), 表層水被風吹離岸 

邊 , 造成底層水上生填補空下的位置而形成湧昇流。湧昇流將溫度 

低而營養鹽含量高的海水自底層帶到表層 , 因為有此養分的連續供 

應 , 湧昇流發生的周圍海域生物活動力旺盛 , 基礎生產力高 , 往往 

形成重要漁場。 

(4) 近岸流之成因主要由波浪所引起 , 由於波浪之質量輸送以及海灘附 

近發生之碎波作用 , 使波浪由振動變為移動性運動。若波浪與海岸 

線成一斜角入射 , 則大量海水受波浪碎波產生之輻射剪應力之推送 

而沿海岸方向流動 , 在碎波帶內與海岸線平行方向流動之水流稱為 

沿岸流 ; 而沿海岸流動之海水由於海岸地形之不規則 , 而於海岸突 

出部份或海溝處產生向外海方向流動之水流 , 則稱為離岸流。近岸 

流之流況與海岸地形密切 , 嚴重影響了污染物在近岸的擴散傳輸的 

分佈與流向。 

3. 波浪 : 波浪對於排放於海中之污染性物質有加強混合稀釋的作用 , 實際波 

浪水粒子在沿著波浪方向有一淨傳輸量 , 亦能帶動污染物質 , 且於近岸碎 

波時能量釋放 , 污染物在此與海水大量混合 ; 碎波帶內形成的沿岸流 , 影 

響漂砂及沿岸污染物之分佈傳送。 

4. 海水性質 : 

(1) 溫度、鹽度、密度 : 承受污水排放之水體結構影響污染物之去向 , 

也是決定污水排放方式的考量 , 由於溫度與鹽度在空間分布的差 

異 , 造成水體密度層化現象 (Density Stratification)。海水層化對於流 

場與紊流混合擴散均有極大的影響 , 如由水底排放密度較小的污 

水 , 藉由浮力作用 , 污水向上移動 , 並與周圍水體混合。因此 , 污 

水密度隨著上升高度增大 , 可能會在密度躍層下停止上升而轉往水 

平方向移動。 

附錄 1- 32


(2) 酸鹼度 (pH 值 ): 不同的 pH 值會影響不同的生化反應 , 而生物對 

於酸鹼度有不同的適應範圍 , 過酸或過鹼均可能造成生物大量死亡。 

(3) 溶氧量 : 溶氧量影響生物生長、有機物分解及其他生化反應 , 是考 

慮水質優養化、污染物質分解 / 淨化、水域生物分佈、及生態相變化 

之最重要環境因子之一。 

(4) 其它 : 營養鹽含量、有機質含量、生物需氧量 (BOD)、細菌及大腸 

桿菌群、重金屬含量、油脂、電導度等 , 都是影響水質的重要因素。 

( 三 ) 地象 

地形、海岸線變動、水深、地質狀況等 , 均屬於地象範圍 : 

1. 海岸地形與水深 : 海岸地形影響沿岸流之大小與方向 , 水深大小則影響水 

體結構與上下層混合程度。如在河口或峽灣等地形下 , 污染物可能會因而 

滯留在灣內水域 , 且僅能藉由潮汐的來回運動 , 將污染物帶出該水域。 

2. 沿岸漂砂量多由近岸波浪的能量來決定 , 而沿岸地區砂源之供需 , 則決定 

該地區海岸所受之侵淤程度 , 而此砂源之多寡亦影響漂砂量之大小。此 

外 , 碎波帶越寬 , 沿岸漂砂情況也越嚴重。污染物在海床侵蝕情況下無法 

沉積 , 而吸附在海砂顆粒上的污染物則會隨著漂沙而移動。 

3. 海床底質 : 底質為海底表面上的物質 , 包括沙礫、沉澱物中的微生物及細 

菌群落、生物屍體沉降而產生之碎屑腐質、吸附在沙礫或有機質上的 ( 污染 ) 

物質 , 底床物質會隨著漂砂及輸砂活動而移動改變。 

概觀來說 , 海洋中整個流場與密度分層及地球自轉 , 水表與大氣層之交換 , 

潮汐與波浪效應 , 以及河川淡水的入流 , 彼此均有密切的關係。 

附錄 1- 33


第三節海洋水污染生化環境之衰變過程 

一、浮游植物 (Phytoplankton) 與氮、磷營養鹽 

在海域生態體系中 , 浮游植物 ( 多數為藻類 ) 扮演著極為重要的角色 , 且 

是最主要的生產者。浮游植物能藉由光合作用 , 將太陽能轉換為生物能 , 但在其 

生長過程中 , 各種無機營養鹽是不可或缺的 , 所以海域中浮游植物族群的密度往 

往與這些無機營養鹽有密切關連。 

浮游植物的生長係依據環境之海水溫度、日照強度和營養鹽成份 , 以及各 

浮游植物本身的條件而定。一般而言 , 浮游植物的生長速率與海水溫度成正比。 

而在水表面附近 , 因為日照強度太大 , 反而對浮游植物的生長造成光抑制作用 

(photoinhibiton)。隨著水深往下增加 , 日照強度亦隨之減少 , 直至更深處或混 

濁度更大的區域 , 因光線無法到達而不能進行光合作用 (photosynthesis), 此為 

浮游植物分佈的下限。當營養鹽濃度都在某一足夠程度以上時 , 浮游植物的生長 

率將到達飽和上限 ; 而當營養鹽不足時 , 浮游植物的生長率與營養鹽的濃度關 

係 , 將呈現單駝峰線形比例之動力成長 (Monod growth kinetics)。若某一種營 

養鹽的濃度小至其本身使用耗盡後 , 其他營養鹽仍然有剩餘的情況時 , 則該營養 

鹽被稱為限制營養鹽 (limiting nutrient)( 附圖 3-5)。 

造成浮游植物生物量 (biomass) 減少的機制如下 :(1) 內呼吸作用 (endogenous 

respiration), 此為浮游植物在光線不足的情況下行呼吸作用 , 氧化體內之有機碳 

以產生足夠能量 , 其反應速率與溫度成正相關性 ;(2) 浮游動物之攝食 (grazing by 

herbivorous zooplankton), 此行為決定於浮游植物之種類 , 如浮游動物一般不攝 

食藍綠藻 , 而矽藻及鞭毛藻 (diatom and microflagellate ) 則為浮游動物所喜 , 

因此其被捕食的機會也較高。(3) 浮游植物之沉降 (sinking or settling), 此乃基於 

重力加速度會受水中紊流、密度分層與其生理狀態所影響。(4) 其他因素 , 如受 

到寄生 (parasitization) 或遭受毒性物質影響而死亡等。 

營養鹽與浮游植物間的關係是相互影響的 , 浮游植物生長時需要吸收營養鹽 , 當 

其死亡時則釋出營養鹽。而浮游動物與漁產間有十分密切的關聯性 , 因 

為在海域生態體系中 , 浮游動物是食物鏈中的初級消費者 , 將初級生產 

者 ( 即浮游植物 ) 所產生的植物性蛋白質轉變為動物性蛋白質 , 提供更高 

階消費者 ( 蝦魚蟹等水生生物 ) 食物的來源。 

重要之化學營養鹽包括無機氮、無機磷、矽酸鹽等 , 均為海洋生物特別是 

植物性浮游生物生長必須之營養素。因此當海水所含營養鹽過少時 , 會導致海域 

附錄 1- 34


之基礎生產力降低的貧養現象 , 然而當過量時也會因藻類生長繁殖過剩而產生優 

養化現象。表層海水所含營養鹽之季節變異性與生物之活性有關 , 夏季時浮游性 

植物活度大增 ; 同時由於熱能增加 , 顯光區 (euphotic zone) 較深 , 經由光合作 

用之進行而導致化學性營養鹽大量消耗 , 因此含量減少。至於區域性之變化 , 大 

致而言 , 營養鹽之分佈以離岸較遠區之濃度較低 , 沿岸區因陸上污染源注入之故 

而濃度較高 , 同時由於人為活動干擾影響極為嚴重 , 可能造成空間分佈上極大差 

異。 

當浮游植物死亡或呼吸時 , 生物體內的磷以有機磷及無機磷形式釋放於環 

境中 , 有機磷又可分為溶解性或顆粒狀釋出 , 有機磷仍需要被礦化 

(mineralization) 或是被細菌分解 (bacterial decomposition) 為無機磷 , 才能再 

被浮游植物所吸收。當浮游植物生物量增加時 , 細菌生物量也明顯增加。 

同樣的 , 當浮游植物死亡或呼吸時 , 生物體內的氮以有機氮及無機氮形式 

釋放於環境中 , 部份以有機氮形式溶解於水中或是成顆粒狀釋出 , 而有機氮在細 

菌分解作用下 , 最終產物亦為氨氮。氨氮在硝化細菌 (nitrifying 

bacteria)”Nitrosomonas and Nitrobacter” 和氧的存在狀況下 , 可被轉化成亞硝酸 

鹽 - 氮 (nitrite nitrogen ) ”NO 2 –N” , 再被轉化為硝酸鹽 - 氮 (nitrate 

nitrogen)”NO 3 -N”, 此即所謂的硝化過程 (nitrification), 係為一好氧反應 (aerobic 

condition), 且此反應與細菌、水中溶氧和週遭溫度有關。氨與硝酸鹽均可被浮 

游植物所吸收 , 以供給成長所需之營養 , 然而由於生理學上的原因仍是氨氮較易 

被吸收。脫氮作用 (denitrification) 則指由 NO 3 ( 或 NO 2 ) 轉化為 N 2 與其他氣 

態產物如 N 2 O 和 NO, 此過程需由大量的異營隨機性厭氧菌 (heterotrophic 

facultative anaerobes) 完成 , 在正常有氧情況下 , 這些生物吸收氧氣以氧化有機 

物質 , 而在缺氧 (anaerobic) 狀況下 , 如在沉積底床等溶氧量極少時 , 這些生物 

即能夠進行脫氮反應 , 此為厭氧反應。 

二、溶氧 

水中溶氧最大的來源就是浮游植物行光合作用時的副產物 , 氧氣的產生率 

與營養鹽的吸收與浮游植物的生長速率有關 , 另外在水中缺少氨時 , 浮游植物將 

會吸收硝酸鹽而產生氧氣 : 

106CO 2 + 16NH 4 + + H 2 PO 4¯+ 106H 2 O → Protoplasm + 106O 2 + 15H + 

106CO 2 + 16NO 3¯ + H 2 PO 4¯+ 122H 2 O +17H + → Protoplasm + 138O 2 

Protoplasm = C 106 H 263 O 110 N 16 P 1 

附錄 1- 35


水中溶氧之飽和率與水體溫度、鹽度有關 , 其溶解度依照亨利分壓定律 , 

會隨溫度的上升而降低 ,0℃ 至 35℃ 的飽和溶氧量為 

0.678( P − µ )(1 − S × 10 

DO = 

t + 35 

−5 

) 

式中 S 為氯鹽的濃度 (mg/L), P 為大氣壓力 (mmHg), µ 為 t ℃ 時水的蒸氣壓力 

(mmHg)。當水中溶氧為非飽和狀態時 , 大氣中的氧氣會經由水氣介面進入 , 即 

成為再曝氣作用 (reaeration), 而此作用之給氧速率與飽和缺氧量成比例 , 也與 

水面風速、溫度 , 水之流速、流況與波浪等有關。 

溶氧減少的原因則有水中生物的呼吸作用、含碳有機物質分解的氧化作用 : 

C X H Y O Z + O 2 → CO 2 + H 2 O 

與硝化反應之消耗 : 

NH 4 + + 2O 2 → NO 3¯ + H 2 O + 2H + 

此外 , 由於底泥中沉積的有機污染物進行分解 , 也會消耗溶氧。海水中之 

溶氧依照海洋深度、生物呼吸作用、同化作用、及海水鹽分、溫度、壓力而不同。 

一般而言 , 溶氧以接近水面最高 , 至一定深度後隨深度增加而遞減。此外 , 溫度 

對溶氧影響頗大 , 通常溶氧以冬季水溫低時為高 , 夏季水溫高時較低 , 呈季節性 

變化。 

三、重金屬與有機合成化合物 

鹵化碳氫化合物 (halogenated hydrocarbons) 為一群具有非常高毒性的有機 

化合物 , 係化合物中一個或數個氫原子為鹵素族中的氯 (chlorine )、溴 

(bromine)、碘 (iodine) 所取代而形成 , 其中含氯之碳氫化合物 (chlorinated 

hydrocarbons) 為最普遍的 , 如塑膠 (plastic: polyvinyl chloride)、殺蟲劑 (pesticide: 

DDT, kepone, mirex 等 ), 溶劑 (solvent: carbon tetrachloride)、木材防腐劑 (wood 

preservative, pentachlorophenol ), 絕緣物 (electrical insulation: PCBs or 

polychlorinated biphenyls)、防火劑 (flame retardant: TRIS), 與其他化合物等。 

這些化合物對人類所造成的危害 , 通常是相當嚴重的 , 如產生突變 (mutation)、 

致癌 (carcinogenic)、先天缺陷 (birth defect)、流產 (still birth)、精神錯亂 (nervous 

附錄 1- 36


disorder) 以及肝臟 (liver)、腎臟 (kidney)、肺臟 (lung) 疾病等。 

雖然重金屬與人工合成有機化合物在極微量時並沒有即刻致命的危險 , 然 

而這些物質卻存在著一種潛伏性的危險 , 亦即生物累積效應 (bioaccumulation)。 

首先 , 這些物質在自然環境中都極穩定 , 不易為生物所分解 ; 再者 , 這些物質被 

生物吸收後 , 如重金屬會緊附於蛋白質 (protein) 上 , 而鹵碳氫化物也因多為脂 

溶性 (fat-soluble), 而不易離開生物體。但是 , 當累積的劑量達到足以致病或死 

亡 , 或是為其上級消費者捕食時 , 這些化合物即會發生作用 ; 此因於食物鏈中初 

級生產者吸收這些物質並累積在生物體內 , 當其上層的消費者捕食這些生物時 , 

同時也吸收並累積了更高量的有毒物質 , 因此在食物鏈中較高級的生物很明顯的 

容易累積到足以發生病變或致死的高危險量 , 如此經由食物鏈累積效應稱為生物 

放大效應 (biomagnification)。 

四、優養化 (eutrophication) 

當水中營養鹽過剩時 , 水中浮游植物在透光帶 (euphotic zone) 會快速生長 , 

形成大量浮游植物阻礙了光線向下傳播 , 造成透光帶以下的浮游植物無法進行光 

合作用而導致死亡 , 當透光帶中快速增長到其中的某一種營養鹽不足時 , 繼之而 

來的即為大量死亡。另一方面 , 細菌分解死亡之生物屍體 , 需要消耗水中大量的 

溶氧 , 造成水中缺氧現象 , 水中生物因而隨之大量死亡。某些浮游植物如雙鞭毛 

藻 (dinoflagellate Ganyaulaxcatanella) 會製造毒性物質 , 並曾造成大西洋及太平 

洋紅潮 (red tide) 現象。某些生物如藍綠藻 (blue-green Anabaena flos-aquae, 

Microcystis aeruginos, Nostoc) 則會製造內毒素 (endotoxin), 且內毒素僅有在細 

胞死亡後才會被釋放出來。當優養化大量死亡發生時 , 也嚴重地影響水中生物。 

附錄 1- 37


第四節 

時代知識與應用狀況綜合探討 

在本章第二節中 , 曾分別陳述污染物於水體中所承受的各種物理機制 , 進而 

推導出水污染之擴散方程式 , 然而污染物除了傳輸、擴散等物理機制外 , 隨著污 

染物本身的特質 , 可能會有生化反應的發生 , 這點在海洋水污染擴散的理論架構 

上亦不得遺漏。另外 , 污染物傳輸擴散的動力主要係由承受水體所提供 , 故而在 

探討海洋水污染擴散問題的同時 , 仍必須對水體的理論基礎有所認知 , 進而瞭解 

承受海域的水理現象。總括來說 , 本節針對海洋水污染擴散的課題 , 首先將陳述 

承受水體的水力動力理論基礎 , 接著敘述水質傳輸擴散轉化模擬的理論基礎 , 最 

後再探討其相關的應用狀況。 

一、水力動力理論基礎 

物質在水體中混合會影響到混合後的水密度 , 因而會造成流況的改變 , 則這 

些物質稱為具動力主動性 (dynamically active)。然而有些物質在與水體混合所造 

成密度的改變 , 並不足以影響流體的動力狀況 , 稱之為具動力被動性 (dynamically 

passive)。在實際應用上 , 由於溶解狀態污染物所造成的密度的改變 , 其變化率 

最大約僅百分之二 ; 同時 , 密度梯度相較於濃度分佈梯度來說顯得非常小 , 因此 

我們可以動力被動性來處理。換言之 , 即布氏 (Boussinesq) 假設所提到密度對慣 

性量的影響約為浮昇量的萬分之一 , 是故慣性量中之密度可逕以定值的參考密度 

替代予以簡化。 

1. 基本控制方程式 

海洋水體為一不可壓縮流體 , 由其組成之流場運動必須遵循流體的質量與動量守 

恆定律 , 而當座標系統採用三維卡氏座標系統 , 並以張量形式來描述流 

場時 , 則流場的質量和動量方程式可寫成如下 ; 

連續方程式 

∂ 

∂x 

動量方程式 

i 

( u ) = 0 

i 

∂ui 

∂t 

∂( 

uiu 

+ 

∂x 

j 

j 

) 

= −2ε 

ijk 

Ω u 

j 

k 

1 ∂p 

+ gi 

− 

ρ ∂x 

i 

∂ u 

+ ν 

∂ 

2 

i 

2 

x 

j 

式中 u 為速度 , i = 1,2, 3 , 分別標示三個座標方向 , x 為三方向之座標 , 

i 

g 為重 

力加速度 , ρ 為水體密度 ,ν 為黏滯係數 , Ω 為地球自轉科氏力 (Coriolis force) 

常數。動量方程式即所謂的納維爾 − 史拖克 (Navier-Stoke) 方程式 , 而於垂直向方 

j 

附錄 1- 38


程式中的科氏力影響不大 , 通常予以省略。對於目前所考量海域而言 , 因具有自 

由表面 , 其垂直向慣性力往往遠小於靜水壓力 , 故而一般於垂直向係假設為靜水 

壓力 , 則垂直向動量方程式將簡化為 

∂p 

+ ρ g = 0 

∂z 

狀態方程式 − 密度函數方程式 

在引用布氏假設後 , 密度僅出現在動力方程式的物體力項 , 此一浮昇效應肇 

因於溫度或鹽度的變化 , 所以當考量如廢熱污染所造成溫度變化影響嚴重時 , 其 

密度變化亦變得較為重要 , 則此時需加入如下所示的狀態方程式 (equation of 

state), 藉此密度與鹽度、溫度及壓力間所存在的關係式 ., 始足以閉合方成組求 

解。 

( S , T , P) 

ρ = ρ ; 

2. 平均值控制方程式 

上述方程式雖可用來描述污染物傳輸擴散問題的流場流況 , 但實際的流場通 

常均為紊流流況 , 各項物理量值係隨時間呈現瞬息萬變 , 而於現今計算機的計算 

量仍然受限的情況下 , 實在無法利用數值來直接解析。在另一方面 , 工程師對於 

瞬時的精確量值並不太感興趣 , 他們所關注的只需要獲得平均量值 , 因此雷諾氏 

(Osborne Reynolds) 首先提出利用統計分析的方法 , 以平均紊流閉合方式 , 將一時 

系列的紊流瞬時速度 u 分解為平均速度 u 與紊流擾動 (fluctuation) 速度 u′ 兩部 

份 , 而表成數學式即為 u = u + u′ 

。其中平均速度係對時間取平均值 , 且在此段時 

間內 , 擾動速度對時間的積分值為零 , 以數學式表示即為 

u = 

t 

0 = 

t 

2 

2 

1 t 

− t 

1 

− t 

1 

1 

∫ 

t 

t 

1 

2 

udt 

2 

∫ u′ 

dt 

t 

1 

需注意的 , 時距 ( t 

2 

− t 1 

) 應大於紊流運動之時間尺度 , 但小於整體問題之平均流 

傳輸之時間尺度。接著 , 利用此雷諾平均法則 , 將這些分解式代入前述瞬時變數 

的基本控制方程式中 , 並省略動量式中遠小於紊流擴散項的分子擴散項 , 同時 , 

為了方程式表達的清晰 , 將代表平均值符號的上橫桿去除 , 經整理可得如下所列 

之平均值控制方程式。 

∂ 

∂x 

i 

( u ) = 0 

i 

∂ui 

∂t 

∂( 

uiu 

j 

) 

+ = −2ε 

ijkΩ 

juk 

∂x 

i 

1 ∂p 

+ gi 

− 

ρ ∂x 

i 

∂u′ 

iu′ 

j 

− 

∂x 

j 

附錄 1- 39


3. 紊流閉合 

由於動量方程式經過雷諾平均處理後 , 出現了擾動速度所引致的紊流傳輸項 

u iu ′ ′ j 

, 此為紊流擾動二次相關未知量 , 所以須建立紊流的閉合機制。理論上雖可 

推導出這些項的正合傳輸方程式以求解 , 然而該等方程式同樣因非線性效應 , 含 

有更高階次的紊流相關未知量 , 閉合問題依然存在且益形複雜 ; 是故藉助半經驗 

學理的假說以建立紊流相關量與平均流場變數之關係是必要的 , 此等關係即所謂 

的紊流模式。 

任何紊流模式的主要工作係將紊流衍生的二次相關量表達成平均流場變數 

的關係 , 其功能並不去描述流場中紊流振動的細節 , 而只是描述這些二次相關項 

對平均流場變數所造成的平均效應。而大部分紊流模式的建構主要係植基於紊流 

粘滯 / 擴散觀念 (Eddy Viscosity/Diffusivity Concept), 此觀念最早於 1877 年由布茲 

尼克 (Boussinesq) 所提出 , 其論點是在類比層流中的粘滯應力下 , 假設紊流應力 

與平均速度梯度成比例關係。故而對一般流況來說 , 紊流粘滯 / 擴散觀念可以數 

學式表示如下 

− u′ 

u′ 

i 

j 

⎛ u 

ν ⎜ 

∂ 

= 

t 

⎝ ∂x 

i 

j 

∂u 

j 

⎞ 

+ ⎟ 

∂x 

i ⎠ 

2 

− 

3 

kδ 

ij 

1 

式中 , ν t 

為紊流黏滯係數 (eddy viscosity), k = u i 

′ u′ 

, 為紊流擾動運動中單位質 

2 

量包含之動能。需注意的 , 紊流黏滯係數為流場的性質 , 而不是流體的性質 ; 而 

在因次分析上 , 此係數正比於表徵紊流重要性的流場特性速度尺度 V ˆ 及長度尺度 

L 的乘積 , 即 ν ∝Vˆ 

L, 且事實上這些尺度的分布在許多流場中皆能合理近似。 

t 

i 

雖然目前所提出的紊流模式相當繁多 , 但在功能上均係決定整個流場中紊流 

粘滯係數的分布情況 , 亦即如何決定流場特性尺度參數 , 而通常為了考量於空間 

或時間上的紊流傳輸 (turbulence transport), 將利用所發展出的傳輸方程式來推求 

這些流場參數。故而 , 習慣上以傳輸方程式的數目來區分紊流模式的類別 , 以下 

將就此作簡單介紹陳述 , 其大致可分為 : 

(1) 固定紊流粘滯 / 擴散 (Constant Eddy Viscosity/Diffusivity) 模式 

在許多大型水體計算中 , 如海洋流場計算 , 其整個流場均採用固定值的紊 

流粘滯係數 , 來搭配水深平均模式的使用。雖然如此假設稍屬粗糙 , 但對大型水 

體的情況是足夠的 , 因為於此際水平的紊流動量傳輸不重要。 

(2) 混合長度模式 (Mixing-Length Model) 

混合長度假說最早由布蘭特 (Prandtl) 提出 , 其中假設紊流粘滯係數正比於振 

動速度的平均表示量 V ˆ 和一個所謂的混合長度 l , 而在僅考量單方向剪力層較顯 

m 

附錄 1- 40


明的情況下 , 假設紊流速度尺度 V ˆ = ∂U 

/ ∂z 

, 並由此產生紊流粘滯係數的關係 

l m 

式。 

∂U 

ν t 

= l 2 

m 

∂z 

從式中可看出紊流粘滯係數直接與局部平均速度梯度關連 , 導致混合長度 

假說僅包含需由經驗界定的單一參數 − 混合長度。在不同流況和流場應用混合 

長度模式 , 就是根據此理論需先決定長度尺度 , 例如於混合層、射流和跡流時可 

採用剪力層的寬度。但是由過去的計算可發現 , 模式的輸入中需經驗性的混合長 

度分佈 , 相當依賴問題的情況而定 , 使此模式缺乏通用性。另一方面 , 由紊流速 

度尺度緊密連結速度梯度的情形 , 隱示模式係植基於紊流局部平衡的假設 , 忽略 

了紊流的傳輸和歷史效應。而當這些效應顯現重要時 , 便不適用此混合長度模 

式 , 其流場包括迅速發展流況、迴旋流與非穩定流等。 

(3) 單一方程式模式 (One-Equation Model) 

為了克服混合長度假說無法模擬紊流的傳輸和歷史效應 , 故而放棄將振動 

速度尺度與平均速度直接連結 , 並採行由一個傳輸方程式來決定此速度尺度 , 此 

法即所謂的單一方程式模式。根據紊流運動能 k 的定義知道 , 其為量測三維紊流 

振動強度的指標 , 故可選取 

係可得 

ν = c′ 

t µ 

′ µ 

k L 

⎛ 

3 2 

∂k 

∂k 

∂ ⎛ ν ∂ ⎞ ∂U 

∂U 

⎞ 

t k 

+ ⎜ 

i j ∂U 

⎟ ν t 

+ ⎟ 

i 

ν 

t ∂Φ k 

+ U 

i 

= 

⎜ 

+ βg 

− 

{ ⎠ 

1 ⎝ ∂x 

i 

cD 

∂t 

∂xi 

∂xi 

j 

∂ ∂ 

∂ 

1 2 3 1 44⎝ 

σ 

k 

∂xi 

xi 

2 4 43 

4 4 4 2 4 4⎠ 

x 

j 

σ 

t 

xi 

4 3 1 42 43 1 2 L3 

rate of advection diffusion Ρ =stress produced G= 

buoyancy ε = dissipation 

change 

produced 

l m 

k 表徵速度振動的尺度 , 而由前述的紊流粘滯性關 

式中 c 是一個經驗常數 , 而此公式通常稱為科莫高諾夫 − 布蘭特 

(Kolmogorov-Prandtl) 表示式。由此知道需要一個方程式來決定 k, 這可由納維爾 

− 史拖克 (Navier-Stokes) 方程式推導出紊流動能的正合方程式 , 即所謂的 

k-Equation, 並將示之於下 : 

由此方程式結合前述之控制方程式 , 即可用來聯立解析流場 , 但是在式中仍 

存在長度尺度須先決定。雖然許多學者於決定長度尺度方面 , 嘗試去發展能夠通 

用於一般流場的方法或公式 , 但結果仍然受限於流場的型態 , 還是只能以經驗來 

決定。總體來說 , 單一方程式模式在紊流速度上有考量對流及擴散的傳輸效應與 

其歷程效應 , 故而於這些效應重要時 , 比起混合長度模式優越許多。應用於實例 

上如具迅速變化條件、邊界條件突變的不均勻剪力層流 , 於速度梯度為零區域具 

迴流、熱和質量交換的河口剪力層流。亦即此模式的應用主要係限制於剪力層 

流 , 對於較複雜流則因長度尺度分佈不易決定而不適用。 

(4) 二方程式模式 (Two-Equation Model) 

以類似於速度尺度 

k 的方法 , 為了使表徵對紊流應力最有貢獻的那些渦漩 

附錄 1- 41


尺寸的長度尺度須受制於傳輸和歷程效應 , 於是周氏 (Chou,1945) 最早引入一個長 

度尺度決定方程式 , 另加上前述的 k- 方程式而形成二方程式模式。之後 , 二方程 

式模式日受重視與歡迎 , 許多組合紊流動能 k 和長度尺度 L 而構成長度尺度決 

3 2 

定方程式被提出來 , 其中將 k / L 組合而於物理上表示消散率 ε 所形成的 ε- 方程 

式的模式 , 基於實用上在近壁區域不須二次源流項的原由 , 成為最為人接受的所 

謂 k-ε 模式 ( k-ε model)。 

標準的 k- ε 模式經常應用於三維及真實二維的流場計算 , 而基於 ε 正比於 

k 3 2 / L 的原因 , 其基本假設是以參數對 k 和 ε 替代 k 和 L, 來表徵紊流的局部狀 

態。另外 , 應用渦流粘滯性觀念 , 並經由因次分析 , 可得到渦流粘滯性係數 ν 

t 

與 

k 和 ε 間的關係式 , 即 

2 

k 

= cµ 

ε 

式中 c 是個經驗常數 , 而出現於關係式中的 k 和 ε 分佈係從傳輸方程式來決定 , 

ν t 

µ 

前面已推導得 k 方程式 , 同樣地 , 可由納維爾 − 史拖克方程式來推導出正合 ε 方 

程式如下 : 

2 

∂ε ∂ε ∂ ⎛ ν 

t ∂ε ⎞ ε 

ε 

( ) 

{ t + U 

i 

= 

c c G c 

x x 

⎜ 

x 

⎟ + 

1ε 

Ρ + 

3ε 

− 

2ε 

∂ ∂ 

1 2 3 

i 

∂ 

i 

i 

1 44⎝ 

σ 

ε 

∂ 

2 4 43⎠ 

1 4k 

4 4 4 2 4 4 4 43k 

rate of advection diffusion generation-destruction 

change 

關於 k-ε 模式中的經驗常數 , 經由多位學者研討所得且眾所確認之決定值 , 

可整理如下表所示 : 

c 

µ 

c 

1ε 

c 

2ε 

σ 

t 

σ 

ε 

c 

3ε 

0.09 1.44 1.92 1.0 1.3 1(G>0), 0−0.2(G

邊界條件的處理 : 


(1) 固體邊界 

若考慮流體黏滯性之非滑動 (no-slip) 條件 , 則邊界上流體速度為零 , 即 

u = 0 

在海域環境中 , 由於邊界層厚度相對於海水深度非常小 , 因而模式模擬時 

常忽略此非滑動條件 , 而採用滑動 (slip) 條件。亦即 , 水流於遭遇固體邊界時 , 

水流穿透量極微 , 而於邊界上水流之法線方向流速為零 , 即為 

∂u 

= 0 ; n 為法線方向向量。 

∂n 

(2) 側向邊界 

一般來說 , 於此邊界處需考慮海潮流之流通量與潮汐水位之變動量 , 而潮 

汐水位為週期性往復運動 , 故將潮汐實測資料作調和分析 , 即可得該處潮汐水位 

週期 

z 

= 

n 

ζ ( x , y , x , t ) = sin ( θ + δ ) 

∑ 

i = 1 

A i 

式中 Ai 

為振幅 , θ 

i 

為週期 , δ i 

為相位角 (phase angle)。若再考慮波浪作用問題 , 

則因無法處理系統外進入之波浪問題 , 而將更為複雜 , 因此對於波動問題僅考慮 

能量向外傳播而不再回到系統內 , 即輻射邊界條件 (radiation boundary 

condition), 如以 Sommerfeld 方程式等設定之。 

i 

i 

(3) 自由液面邊界 

其邊界條件可分為運動 (kinematic) 邊界條件與動力 (dynamic) 邊界條件。 

運動邊界條件 : 液氣交界面之力平衡關係非常複雜 , 界面上水分子與空氣 

分子的垂直方向速度應該相等 , 且水分子運動應與波形一致。 

w = w 

a 

dη 

∂η 

⎛ ∂η 

⎞ ⎛ 

= = + u⎜ 

⎟ + v⎜ 

dt ∂t 

⎝ ∂x 

⎠ ⎝ 

∂η 

⎞ 

⎟ 

∂y 

⎠ 

動力邊界條件 : 交界面切線方向上的黏滯性剪應力應相等 , 故 

( zx 

) ( τ zx 

) a 

τ = , ( τ 

zy 

) = ( τ zy 

) a 

附錄 1- 43

若不考慮風之效應 , 則水面剪應力應為零 , 即 τ = 0 


surface 

在交界面之法線方向 , 實際海面上黏滯性正向應力與表面張力相較於壓力 

大小可以忽略 , 故僅考慮液面壓力與其上的大氣壓力相等即可 

P = 

P a 

二、水質及污染傳輸擴散理論 

污染物排放入海洋後受到物理、化學與生物過程影響 , 實際上要研究整合這 

三方面的綜合效應以發展較佳的預測模式並非易事 , 然而幸運的是 , 我們可以分 

離出各種過程在時間尺度 (time scale) 上的優勢狀態 (dominate), 例如 , 在海 

洋放流管的射流中 , 其較強的水動力混合僅維持數分鐘 ; 生化反應的時間尺度上 

則從數分鐘數小時到數天均有 ; 最後在生物或生態效應上 , 除去急性毒物 (acute 

toxicity) 造成的影響 , 通常為數週到數月。雖然在某些問題上如水中有機物質顆 

粒沉降 , 並不能被單獨的區分為物理或生化效應討論 , 然而在某種程度上 , 仍可 

針對不同學科領域將問題化為數個子模式討論。 

1. 基本擴散方程式 

在本章第二節中 , 根據 Fick’s law 所闡述水中溶質的質量流通率與溶質在該 

方向的濃度分佈成正比 , 可獲得一維的污染物擴散方程式 , 然後將其推廣至三維 

空間 , 並考慮污染物質量流通率中水體傳輸污染物的效應 , 而獲得污染物之擴散 

方程式。基本上 , 水中污染物含括種類繁多 , 不論是否會發生化學變化或生態過 

程 , 均屬污染擴散所要探討的範疇。這些包括固體污染物、廢熱和水溶性污染物 

等皆是純量的物理量 , 而所導出的擴散方程式即是流場中純量須遵循的傳導方程 

式 (transport equation), 故而以一個純量 φ 來代表 , 並以張量表示 , 即可得到適用 

於水質及污染傳輸擴散的一個基本的擴散方程式。 

∂φ ∂(u 

iφ) 

∂ 

+ = 

∂t 

∂x 

∂x 

i 

i 

⎛ 

⎜ D 

⎝ 

i 

∂φ ⎞ 

⎟ 

∂x 

i ⎠ 

式中 ,φ 為污染物質的量度 , 如濃度、溫度和含氧量等 , D 為分子擴散係數 , x 

為座標參數 , u 為流場速度。 

i 

i 

i 

2. 平均值擴散方程式與紊流閉合 

附錄 1- 44


如同於流場水理所述的方式一般 , 利用雷諾平均法則 , 將一時系列純量 φ 也 

分解為平均純量 φ 與擾動純量 φ′ 兩項 , 表成數學式即為 φ = φ + φ′。然後將此方解 

式代回基本擴散方程式 , 並省略與紊流擴散項小很多的分子擴散項 , 經整理可得 

下式 

∂φ ∂(u 

iφ) 

∂u′φ′ 

i 

+ = − 

∂t 

∂x 

∂x 

i 

i 

上式中污染物傳輸擴散非線性項亦類比渦流擴散項的處理方式 , 假設在紊流時純 

量的流通率與純量梯度成正比 , 即為如下之數學表示式 

− u′φ′ 

= ε 

i 

i 

∂φ 

∂x 

i 

式中 ε 

i 

為各方向上的紊流擴散係數 (turbulent diffusion coefficient or eddy 

diffusivity), 其值遠大於分子擴散係數 , 且係流場的特性而非流體的性質 ; 而與 

ν 

i 

渦流黏滯性係數的關係為 ε 

i 

= , 其中 σ 

t 

為紊流布蘭特或席密德數 (Prandtl or 

σ 

t 

Schmidt number), 通常假設為一個固定常數。一般來說 , 由於紊流為三維且非均 

質的現象 , 亦即三方向的紊流擴散尺度也不盡相同 , 因此各方向的係數亦不同 , 

甚至各係數在空間或時間上分佈也可能不同 , 以函數表示為 ε ( x, 

y, 

z t) 

ε = ( x, 

y, 

z t) 

, ( x , y, 

z, 

t) 

y 

ε y 

, 

ε = 。 

z 

ε z 

ε = , 

x x 

, 

將紊流擴散項代回基本擴散方程式 , 比較下省略較小的分子擴散項 , 並為 

了方程式表達之清晰 , 將代表平均值變數的橫桿去掉。同時 , 由於在實際環境問 

題中污染物可能有源生或損耗情形 , 故擴散式中需要考量污染物的源頭項 

(Source term) 的效應 , 如此即可得紊流情況下 , 污染物完整的平均值擴散方程式 , 

即 : 

∂φ ∂(u 

iφ) 

∂ ⎛ ∂φ ⎞ 

+ − 

i 

+ R = 0 

t x 

i 

x 

⎜ε 

i 

x 

⎟ 

∂ ∂ ∂ ⎝ ∂ 

i ⎠ 

式中 ,R 為源頭項 , 包括 (1) 污染物來源 (source), 如污染物進入、底床物質被捲 

增進入水體、浮游植物繁殖增長等 , 與 (2) 污染物損耗 (sink), 如污染物質本身衰 

變、受細菌分解、沈降底床等。 

3. 邊界條件 

對於污染物擴散的邊界條件 , 除了非點源污染難以估計外 , 一般點源污染物 

來源應可估計 , 即污染物在某時某處之純量可已知為 φ = φ0 

。同樣地 , 將就各種 

可能遭遇的邊界分別論述其邊界條件的處理 : 

附錄 1- 45

(1) 固體邊界 


在污染擴散的過程中 , 當污染物傳輸遭遇固體邊界時 , 於物理上污染物是不 

能穿越邊界的 , 故以數學表示即為 

∂φ 

∂n = 0 

(2) 側向邊界 

一般在開放的海域中排放污染物時 , 污染物之傳輸擴散可能超出計算領域 , 

因而使在邊界條件設定上較為困難。當然 , 如果在計算領域之設定上盡量加大 , 

使污染物之傳輸擴散僅在計算領域中 , 即可輕易解此問題 , 然而在實際上總難避 

免超越之情況發生。幸運地 , 通常污染物之濃度在到達開放邊界時已很微小 , 因 

此即可假設污染物通過邊界之後不再回到計算領域中 , 其中較簡單的均勻流設定 

為 

∂ ⎛ ∂φ ⎞ 

⎜ D ⎟ = 0 

∂n 

⎝ ∂n 

⎠ 

2 

∂ φ 

或 = 0 

∂n 2 

當 D = const. 

(3) 自由液面邊界 

若是考慮非揮發性污染物時 , 在水表面的污染物只會向四周或向下傳輸與 

擴散 , 不會逸出表面進入液體中 , 亦即不能穿越液面邊界 , 故而其條件如同固體 

邊界般 , 即 

∂φ 

∂n = 0 

若是考慮揮發性污染物或會散逸的廢熱時 , 則須考慮液面邊界污染源是否 

加入或損耗的 , 即必須加入考慮液面污染源的流通率。舉例來說 , 當污染模擬係 

以廢熱為對象 , 則水表面之熱量傳輸可能是屬重要 , 必須加以考量液面熱流通率 

(heat flux), 即 

ρ K 

V 

∂T 

∂z 

= q 

s 

= H 

s 

( T − T ) 

e 

式中為水面熱交換係數 ,T 為當水面熱流通率 q 為零時的空氣平衡溫度 ,H 

H 

s 

e s 

附錄 1- 46 

s


與 T 與風速、空氣溫度、蒸發、溼度、太陽輻射、地球長波輻射有關。 

e 

4. 水質模式 

關於前述紊流擴散方程式中污染物源頭項 R, 是為污染物本身之生化過程變 

化問題。由於環境生化方面反應機制非常複雜 , 目前並無法完全探究真實狀況之 

變化 , 通常需視研究區域來收集資料 , 分析探討該區之生化反應趨勢 , 然後再決 

定適用之模式 , 並設定各污染物指標。目前一般所認定水質之污染物指標 , 概如 

懸浮固體、生化需氧量 (BOD)、溶氧 (DO)、化學需氧量 (COD)、細菌或大腸桿菌 

(E. coli)、化學物質、重金屬或溫度等。而在一般水質模式中又可將污染變化區 

分為二部分 : 第一為由系統外部加入或離開系統之污染變化 , 如人為污染物排放 

或清除 , 而該部分之排放或清除量應可控制 , 所以可視為已知 ; 第二為系統內部 

由於物理過程或生化反應及過程所造成污染物增加或減少之機制。囿於目前對於 

變化現象之機制未能完全明瞭 , 故僅針對上列各污染物指標作基本介紹 : 

(1) 當污染物為懸浮固體 C 時 , 若僅考慮最簡單的單純沉降物理過程 , 並以一級 

反應表示 , 則懸浮固體模式為 

R = −KC 

式中 , K 為懸浮固體的沉降係數 , 其值與固體之粒徑與沉降速度有相關 ; 在 

較複雜情況時 , 可考慮底床沖刷再懸浮等影響。 

(2) 當污染物為大腸桿菌或其他具衰變物質 C 時 , 一般考慮其一級衰減或衰變反 

應 , 則模式為 

R = −KC 

式中 , K 為污染物之衰減或衰變係數 , 其值與鹽度、光照度及溫度有相關。 

(3) 當污染物 C 為生化需氧量 (BOD) 與溶氧 (DO) 時 , 由於兩者相互關聯 , 因此需 

解聯立方程組。若單純的考量 BOD 時 , 污水與海水混合後主要有沉澱與分 

解兩種作用 ; 而海水中 DO 濃度的變化機制較為複雜 , 主要包括 BOD 分解、 

呼吸作用、底泥作用消耗以及曝氣與光合作用增加等。 

(4) 關於優養現象模擬 , 主要是針對一般污染物進入水體 , 造成浮游植物生長繁 

殖增加之現象加以討論 , 主要的水質模式大多涵蓋此部份 , 目前以美國環保 

署 WASP (Water Quality Analysis Simulation Program) 提供之 EUTRO 分析方法 

較為廣泛 ( 詳見附錄 3-WASP), 分為六階不同層級的反應 , 簡述如後 : 

附錄 1- 47


第一階 :Streeter-Phelps 

最簡單的溶氧平衡模式係以 Streeter-Phelps BOD-DO 方程式為主 , 其型 

式如下 , 

S 

S 

= −k 

C 

v 

− 

D 

( − f 

D 5 

) 5 

s3 

k5 d 5 

1 C 

k 6 

( C − C ) 

= + k2 

s 6 

− kdC5 

− 

SOD 

D 

其中 S 為 BOD 之變化 ,S 為 DO 之變化 ,k 為去氧係數 (deoxygenation rate 

k5 

k 6 

constant),C 為總 BOD 濃度 ,C 為 DO 濃度 , 為溶氧飽和濃度 , 為 

5 6 

有機物沉降速率 ,D 為水深 ,f 

為溶解 BOD 所佔比例 ,k 為曝氣 (reaeration) 

D5 

2 

係數 ,SOD 為底泥耗氧量 (sediment oxygen demand)。本階反應 BOD 濃度的 

衰減主要為沉澱與分解作用結果 , 而 DO 濃度變化與曝氣、分解、底泥耗氧 

作用有關。 

d 

Cs 

v s 3 

第二階 :Modified Streeter-Phelps 

本階模式延續第一階模式 , 但將 BOD 分為碳 (carbonaceous) 生化需氧量 

(CBOD) 與氮 (nitrogenous) 生化需氧量 (NBOD), 在模式中加入硝化作用之耗 

氧反應。 

S 

S 

S 

= − 

v 

− 

D 

( − f 

D 5 

) 5 

s3 

k5 kdC5 

1 C 

= − 

v 

− 

D 

( − f 

D 1 

) 1 

s3 

k1 knC1 

1 C 

k 6 

( C − C ) 

= + k2 

s 6 

− kdC5 

− knC1 

− 

SOD 

D 

其中 S 為 CBOD 之變化 , S 為 NBOD 之變化 ,k 為碳去氧係數 , k 為氮 

k5 

k1 

d 

n 

5 1 

f 

D5 

D1 

去氧係數 ,C 為 CBOD,C 為 NBOD, 為溶解 CBOD 所佔比例 , f 為 

溶解 NBOD 所佔比例 , 其餘符號定義與第一階相同。 

第三階 :Full linear DO balance 

本階將第二階中 NBOD 反應的過程再細分為礦化 (mineralization) 與硝化 

(nitrification), 並加入浮游植物的光化合作用與呼吸作用的效應。 

S 

= − 

v 

− 

D 

− k 

( − fD 

7 

) 7 

s3 

k 7 

k71C7 

1 C 

= + 

S k 1 

k71C7 

12C1 

附錄 1- 48

S k 

= +k 

S 

S 

2 12C1 

= −k 

C 

v 

− 

D 

( − f 

D 5 

) 5 

s3 

k5 d 5 

1 C 

k 6 

= + k 

2 

SOD 

D 

( Cs 

− C6 

) − kdC5 

− 4.5k12C1 

− + ( k1 

C 

− k1R 

) C4 


其中 S 為有機氮之變化 , S 為硝酸氮 (nitrate nitrogen) 之變化 , 為礦化 

k 7 

係數 , k12 為硝化係數 , C1 

為氨氮濃度 ,C 

2 

為硝酸氮濃度 ,C 

4 

為浮游植物 

碳濃度 ,C 為有機氮濃度 , 為溶解有機氮所佔比例 , 為平均浮游植 

物成長率常數 , 

階相同。 

k 2 

32 

12 

7 

f D 7 

k 1 C 

k 1R 

第四階 :Simple eutrophication kinetics 

為平均浮游植物呼吸率常數 , 其餘符號定義與第一、二 

k 71 

本階利用簡單優養化機制來模擬浮游植物的生長與死亡 , 並計算其在營 

養鹽循環與 DO 平衡中之效應 , 而浮游植物的生長受到環境中可獲得的無機 

氮、無機磷、光所限制。各項生化反應並加入溫度效應之修正係數。 

S 

S 

S 

S 

S 

⎛ 

= 

⎝ 

− 

v ⎞ 

− ⎟ 

D ⎠ 

s4 

k 4 ⎜GP1 

DP1 

C4 

= + D 

C a 

− k θ 

v 

− 

D 

( − f 

D 8 

) 8 

T −20 

s3 

k8 P1 

4 PC 83 83 8 

1 C 

= + 

θ 

+ 

C 

v 

− 

D 

( − f 

D 3 

) 3 

T −20 

s5 

k 3 

k83 

83 

C8 

GP1C4a 

PC 

1 C 

= + 

− 

θ 

v 

− 

D 

( − fD 

7 

) 7 

T −20 

s3 

k 7 

DP1C4a 

NC 

k71 

71 

C7 

1 C 

= + − 

− θ 

T −20 

T −20 

k1 k71θ 71 

C7 

GP1C4PNH 

aNC 

k12 

12 

C 

3 

1 

( PNH 

) aNC 

T −20 

k 2 

= + k12θ12 

C1 

− GP1C4 

− 

3 

S 1 

S 

S 

= + 

− 

θ 

v 

− 

D 

( − f 

D 5 

) 5 

T −20 

s3 

k5 k1DC4aOC 

kD 

D 

C5 

1 C 

T 

= + k θ 

+ G 

P1 

( C − C ) 

⎛ 32 48 

C4⎜ 

+ a 

⎝ 12 14 

T 

− k θ 

NC 

( 1− 

P ) 

NH 

64 T 

C5 

− k12θ12 

14 

⎞ SOD 

⎟ − 

3 

⎠ D 

C − k 

−20 

−20 

−20 

T −20 

k 6 a a s 6 D D 

1 1Rθ 

71 

C a 

其中 S 為無機磷之變化 ,S 為浮游植物碳之變化 ,S 為有機磷之變化 ,k 

k 3 

k 4 

為溶解有機磷礦化係數 ,k 

1D 

為非掠奪性死亡率 ,C 為無機磷濃度 ,C 為有 

3 

k8 

4 

OC 

8 

83 

附錄 1- 49

f D3 


機磷濃度 , 為溶解無機磷所佔比例 , 為溶解有機磷所佔比例 ,G 為 

生長率常數 , D 為死亡率常數 , v 為浮游植物沉降速度 , 為無機物沉 

T −20 

T −20 T −20 

降速度 ,a 為氮碳比 ,a 為氧碳比 ,a 為磷碳比 , θ 、 θ 、 θ 、 

T −20 

θ D 

θ a 

NC 

T −20 

、為各反應之溫度修正係數 , 為吸收氨之比例 , 其餘符號定 

義與前相同。 

P1 

OC 

f D8 

s4 

v s 5 

PC 

P NH 3 

83 

71 

12 

P1 

第五階 :Intermediate eutrophication kinetics 

本階將第四階之機制加入非線性項與函數 , 另外由可獲得的日光來預測 

碳轉化為葉綠素 (chlorophyll) 比例 , 再由碳葉綠素比來估計飽和日光強度 , 

另外並包括浮游植物有機磷與有機氮礦化效應、硝化反應對 DO 之限制以及 

脫氮反應等機制。 

第六階 :Intermediate eutrophication kinetics with benthos 

本階進一步探討與底棲環境交互作用 , 溶解態的 NH 3 、NO 3 、PO 4 、 

CBOD、DO、有機 N、有機 P 可藉由擴散作用在底床與水體中進行交換 , 

顆粒態的 PO 4 、CBOD、ON、OP 部分可由水體沉降到底床或因沖刷而由底 

床進入水體 , 底床中有機磷、有機氮、浮游植物與 CBOD 之分解率則需設 

定。 

(5) 當污染物為化合物或重金屬時 , 目前 WASP 提供毒性物質模式 TOXI ( 詳見附 

錄 3-WASP), 該部分之使用較為複雜 , 需先瞭解化合物或金屬在水中之固體、 

溶解、離子或分解狀態等 , 模式提供傳輸轉移 (transfer) 與轉化 (transformation) 

處理 , 傳輸過程如吸附 - 脫附性、離子化、揮發性 , 變形過程包括生物降解、 

水解、光分解、化學氧化。由於目前科技未能確切掌握各化合物或重金屬之 

傳輸反應機制 , 尤其是各反應與環境中各項參數影響 , 各項反應模式多為一 

級反應 , 或為經驗公式 , 亦有二及反應或擬一及反應 , 在實際應用上仍需要 

針對問題作研究處理。 

(6) 當為熱污染之溫度 T 時 , 則源頭項模式可為 

R = Qs − Qb − Qe − Qh + St 

其中 Qs 為日照量 ,Qb 為海面有效逆輻射 ,Qe 為蒸發之潛熱量 ,Qh 為海面 

上之熱傳導 ,St 為溫度的來源。 

附錄 1- 50


三、應用狀況之探討 

在實務上 , 有許多實例係應用擴散理論來解決工程的問題 , 而海洋環境的 

主題著重於污染傳輸擴散 , 這些實例包括廢污水的海洋放流、電廠熱廢水的排放 

以及固體或溶液廢棄物的海拋等。而對這些海洋污染擴散問題來探討的方法有 

三 , 即數值模式分析、水工模型試驗與現場探測。三種方法對於擴散的研究各有 

其特色 , 如能同時進行 , 則對於探討的結果最為完整。現場探測係就原場作調查 , 

雖然所得結果最為真實 , 唯探測費用甚巨且可能遭遇難以估計的困難 , 亦無法做 

到預測的功效。水工模型試驗能於實驗室觀察流場及擴散現象 , 對於性向結果能 

提供良好的參考 , 雖然亦能達到預測的效果 , 但水工模型對原場模擬受限頗多 , 

很難由實驗結果完整模擬原場之特性變化 , 且費用上並不經濟。數值模式的模擬 

有其完整的理論基礎 , 能夠作較完整量化分析與定性探討 , 且功能上能充分預測 

流場的各種情況 , 更是節省許多財力 , 但數值模式模擬必須建立在完整的資料庫 

及適合的參數及模式上。故 , 模式的應用實為潮流之所趨 , 這也是二、三十年來 

不斷有學者專家著力於開發擴散模式 , 以期能使模式的功效更能奏效。 

在探討有關海污染擴散的課題時 , 對於其中的各種物理和生化機制來發展 

一個綜合性的模擬模式 , 無論是在物理架構或是電腦程式的建立 , 均是一件相當 

困難與不便的工作。由於海洋水體環境的影響因素十分複雜 , 許多相關的資料和 

訊息仍然缺乏 , 另加上處理的技術及能力尚且未臻完善 , 舉例來說如水體內部重 

力波所引致垂直混合的模擬仍深具困難 , 故而現今模式的處理方式主要係針對優 

勢的過程與環境中重要的現象來模擬 , 如潮流、層化與地形分佈等的影響效應 , 

其中仍然省略或簡化很多次要影響或反應。而之所以能夠如此取捨 , 蓋因自然界 

的現象在其發生的歷程中 , 各種物理或生化機制隨著時間的進行 , 其扮演的份量 

各有不同 ; 換言之 , 各種機制可用不同的長度和時間尺度來表徵 , 使得其重要性 

在不同的過程中亦不盡相同。表 2.2 係描述其發展過程中各種機制的長度和時間 

尺度 , 不同的污染物在不同的時間尺度下 , 有不同的相對重要性。舉例而言 , 針 

對已處理過污水經由潛置放流口之海洋放流的情況 , 例如氨氣的毒性僅可能於時 

4 6 

間小於 10 秒的期間發生 , 生化需氧量 (BOD) 僅在時間尺度小於 10 秒的期間顯得 

8 

重要 , 而永久污染物的慢性毒性可能發生於時間大於 10 秒 ( 將近 3 年 ) 之後。 

表 2.2 排放流經由污水放流管尺度由小至大的連續物理過程 

( 引用自 Mixing in inland and coastal water, Fischer et al., 1979) 

狀態現象長度尺度 (m) 時間尺度 (sec) 

在層化流體中 , 放流管上方 ( 浮 

(1) 昇射流上升高度 ) 的初始射流

(2) 

混合 

隨著平均海流漂移 ; 側向重力散 

佈 , 污水流場或污水團的發展 


10 1 -10 3 10 2 -10 3 

(3) 自然側向擴散與 / 或延散 10 2 -10 4 10 3 -10 5 

(4) 

海流傳輸 ( 包括水運動尺度與 

污水浮流比較太大而不能稱為 10 3 -10 5 10 3 -10 6 

紊流 ) 

(5) 

大尺度沖刷 ( 積分許多潮汐週 

期所得傳輸 ); 湧昇流或下降 

流 ; 沉積 

10 4 -10 6 10 6 -10 8 

目前對污染物傳輸擴散的模擬係由污染物釋放開始 , 由於污染物受到其本 

身條件和環境因素的影響 , 一般將其所經歷的物理機制區分為近域與遠域兩階 

段。當以船舶海拋時 , 尚有跡波擴散的過程 , 但在數值模擬上相當困難 , 缺乏精 

確性與可靠性 , 故跡波擴散的模式仍待發展。不論是以表層排放 (surface discharge) 

或潛置排放 (submerged discharge) 的射流放流 , 在近域中的機制係由初始射流動量 

和周遭海流造成的對流、噴射混合、捲增逸入和浮昇散佈等現象。在此區域的數 

值模擬上 , 早期藉由因次分析釐定影響的尺度參數 , 再配合現場量測或實驗數據 

的校正 , 而歸納整理出流場所欲探討變數的關係式 , 此即形成所謂的經驗模式 

(Empirical Model)。經驗模式對於特別的情況或可得到不錯的結果 , 但對於一般 

流場情況的通用性則顯得捉襟見肘 , 其使用須受條件的限制 , 故後來發展出近域 

的積分模式 (Integral Model) 而沿用至今。積分模式係考量整體的效應 , 模式的建 

立是由設定流場斷面形狀著手 , 作流場變數的斷面分佈假設 , 再積分擴散方程式 

積分 , 並閉合邊界條件而達成。經由積分模式模擬運算 , 非但獲得十分良好的結 

果 , 精確度亦提昇許多 , 而且對於近域混合與捲增的整體效應影響亦展現無遺 , 

所以在工程上可獲致預估的功效 , 如浮昇最大高度、密度層變影響效應、放流口 

影響效應 , 以及承受水體深度的影響效應等。 

遠域的機制主要是受制於海洋環境的擴散過程 , 係銜接近域混合平衡之 

後 ; 而對遠域階段的數值模擬 , 概以微分模式 (Differential Model) 來進行。而遠 

域微分模式即是以數值方法 , 如有限差分法或有限元素法等 , 離散水力動力和擴 

散方程式 , 並以近域模式所得結果當初始或邊界條件來解析。針對考量重點的不 

同 , 已發展出好幾種型態的遠域模式 :(1) 重疊模式 (Superposition Models), 由間 

歇源頭的解析解重疊而建立 , 其原理係根據 Aris 的動差法導出描述影響所及流 

場變數差異分佈的統計式 , 並將擴散式對整個區域範圍積分 , 而得到動差方程式 

即可以數值求解。此模式易於涵蓋近域源頭條件 , 可直接由近域算起。(2) 二維 

水深平均模式 (Depth-Averaged Model), 係於垂直方向流場物理量的變化很小或 

不重要時 , 將物理量於水深方向以平均值定義 , 代回流場控制方程式即可建立模 

式。通常可以兩種狀況探討 : 其一是考慮污染物在全部水深垂直方向為均勻分 

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佈 , 另一則是顧慮污染物僅在某一深度之上或之下的水深垂直方向均勻分佈 , 這 

是由於密度躍層阻礙了污染物向上或向下傳輸的緣故。(3) 二維寬度平均模式 

(Width-Averaged Model), 當只有垂直向結構或物理量傳輸較重要時 , 如探討河 

口不同密度或潮流時的質量混合受長波的效應問題 , 係將物理量於寬度水平向以 

平均值定義 , 代回流場控制方程式即可建立模式。(4) 三維模式 (Three-Dimensional 

Model), 係直接將流場控制方程式以數值方法離散而得 , 並配合流場網格規畫來 

解析。此法考慮了變數於水深垂向及水平向的非均勻分佈 , 雖說求解較繁複費 

時 , 但所得結果更為真實。而在三維的模式中亦有假設二維的速度場 , 以散佈係 

數求解對垂直方向積分之純量變數 , 經由運動和動力的面際邊界條件 , 將兩個或 

更多個二維空間層疊合而得到三維解答。 

在解析海洋污染擴散流場時 , 由於流場的控制方程式通常係包含流體水力 

動力和污染物傳輸擴散方程式 , 所以在解析污染物變數時 , 需要配合流場變數的 

解析。但是同時聯立解析方程式組的方式 , 可能須耗費的計算機時間較多 , 故而 

可以將流體動力與混合擴散方程分開解析 (decouple)。亦即先處理流體運動方程 

式 , 將流場的水理變數先求出 , 再將所得之流體運動結果輸入擴散方程式來運 

算 , 如此大大簡化處理的過程。 

在邊界處理上 , 對於複雜地形邊界有以座標轉換的方式 , 將複雜的物理邊 

界轉換成規則的計算邊界 , 如此使得流場的計算較容易清晰 , 並且較能符合原場 

的真實特性。而目前的困難之處係在於自由液面 , 蓋因自由液面上水 - 氣界面的 

熱能與動量的傳遞過程目前尚難以完全了解。實際上 , 自然風在水表面的強度隨 

著時空的變化並非均勻穩定的 , 另一方面由於風吹水面產生波浪 , 水面因而變形 

且風的流場也跟著改變 , 而在兩者交互影響下 , 也因此增加其複雜性。故而 , 通 

常在模式模擬時 , 或省略風效應 , 或假設風場為均勻穩定 , 即風場無時空之變化。 

另外 , 亦有為了簡化模擬 , 而忽略水面的變化 , 即 η = 0 , 但仍允許水表面壓力 

之變化以符合動量方程式 , 然而 , 此種方法在連續方程式中會產生誤差 , 所以這 

樣的假設只有在相對水深 η / h 很小時適用。而在此水表面並不變形的假設下 , 勢 

必減少計算波高的時間 , 也容許數值計算中有更長的時間間隔。 

總體言之 , 應用污染物的物理擴散機制與生化反應的理論 , 經由模擬污染 

物傳輸擴散模式的運作 , 其結果係用以提供採行適當的污染物排放方式、選擇承 

受水體區域以及控制釋放污染物的量等的設計憑據 , 其目的係為了能對處理污染 

物排放入海洋稀釋作有效品管 , 以確保海洋環境不受危害而能永續利用。應用模 

擬模式的運作來預測與評估海洋污染擴散的方式 , 非但於問題的處理上有經濟實 

惠的功效 , 更能經由預測模擬來防範問題於未然 , 故而此種工具的應用為時勢所 

趨。而欲獲得良好可靠的結果 , 勢必有優良的工具配合 , 所以擴散模式的探討與 

研發仍有待統合規範。 

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第三章國內外時代先進評估程序與技術 

自 1970 年代起 , 世界上環境保護的意識普遍抬頭 , 於是歐美先進國家開始 

陸續擬定環境影響評估 (EIA) 法規並將其納入國家政策中 , 其主要目的在於預防 

及減輕人類行為對環境造成不良影響 , 藉以達成環境保護之目的。政策施行至今 

已二十多年 , 期間遭遇許多困難與問題 , 解決之道係經由所設立專責機構進行研 

究 , 以改善環境影響評估的技術和程序基礎。我國於 1980 年代開始觸及環評的 

試驗階段 , 至 1990 年代始完成立法程序正式進入環評階段 , 由於施行時間尚短 , 

未完備之處在所難免 , 於此將探討國外的情形 , 並檢討國內現況 , 期能有所助益。 

一、國外評估程序與技術探討 

美國於 1970 年首先推動環境影響評估 , 作為國家環境政策的一種強迫 

行動機制 , 自此以後世界各國起而效尤。雖然環境影響評估於各地得到不 

同形式的應用 , 但是其基本步驟大同小異。歸納起來 , 環境影響評估的基 

本步驟包括 : 影響重要性和範疇界定、影響辨識、影響度量、影響預測、 

減輕措施、評估和監測等。環境影響評估的作業程序 , 大致可以下列流程 

圖表示 (Nath et al., 1993): 

提交項目計畫 

↓ 

範疇界定 

↓ 

準備環境影響報告書草案 

↓ 

評審與公眾參與 

↓ 

準備最終的環境影響報告書 

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↓ 

終審 

↓ 

決策 

↓ 

評估和監測 


圖 3.1 國外環境影響評估程序之概要 

從各國政府近年所制定眾多有關「準備環境影響報告書」之不同規章 

中 , 業者不難識別準備環境影響報告書的幾個關鍵階段。(a) 初始階段 , 即 

所謂的範疇界定階段 , 業者必須決定哪些方面是重要的 , 應在環境影響報 

告書中討論。在範疇界定過程中 , 主要的工作是透過考察和辨識重要問題 , 

據之進行環境分析 , 並草擬報告文件。(b) 評審階段 , 由專家和公眾對環境 

影響報告書進行評審。邀請公眾參與的目的 , 在於民眾是直接受到環境開 

發所帶來的社會、生活、環境、生產等變化之首要衝擊者 , 期望藉由民眾 

的長期參與 , 使規劃者能清楚了解並結合民眾的需求 , 並在尊重民眾對生 

活、健康、環境保護、生態保育等要求之基礎下 , 對所研究的影響問題與 

公眾達成一致的看法 , 減少因忽視公眾關心而受到的批評與抗爭 ; 更何況 , 

當地人民對該地環境的瞭解 , 要比其他人更為廣泛而深入 , 他們的意見應 

該受到適當的採納及尊重。在衡量專家和公眾的意見後 , 業者完成準備最 

終的環境影響報告書。(c) 評估與監測階段 , 經過質與量的檢查 , 決策者得 

以用環境影響報告書作為決策參考的依據 , 並進入評估與監測階段。依此 

程序看來 , 在進入影響評估之前 , 需將評估的範圍先行界定且擬妥文件 , 

待評審通過才能繼續進行。換言之 , 此應可視同程序審查 , 而再接續的步 

驟始進入實質審查。 

對環境影響評估分析者而言 , 在作影響分析前 , 須面臨如何系統地「辨 

識並表達潛在影響」的艱鉅任務。慣用的影響辨識定量技術 , 主要有三種 

方式 :(1) 列表法 ( 影響清單 )、(2) 矩陣法、和 (3) 網路法。茲將這些技 

術的涵義及特性分述如后 (Nath et al., 1993)。 

(1) 列表法 : 對於開發行為可能潛在的影響 , 表列出與其有關的一系列影 

響項目的標準表。由於評估者的主觀性 , 不同評估者所填的 

清單經常不一致。雖然清單有助於系統地思考一系列影響 , 

並簡要綜述影響可能結果 , 但由此所顯示的經常過於籠統且 

不完整。另外 , 清單未闡述影響結果之間的相互作用 , 同種 

後果可能在幾個不同影響項目中重複出現 , 評估的項目可能 

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很多 , 分散了對最重要影響的注意力 , 而且沒有陳述發生的 

可能性。 

(2) 矩陣法 : 上述影響清單是開發行為可能潛在影響的一維表格 , 而經由 

在第二條軸上列出開發行為的一系列項目 , 將其擴展成為二 

維的矩陣為矩陣法。矩陣中橫軸或豎軸的每項與豎軸或橫軸 

的其他各項相對應 , 以辨識開發行為之各項與環境因素間的 

相互關係。然而 , 這種矩陣也具有理論和實際的局限性 , 因 

為此法中只重視兩種因子間的直接影響關係 , 而影響總是通 

過開發行為和環境因素間一系列離散的雙向聯繫來辨識。實 

際上 , 具體的環境特性可能通過不同的途徑 , 且受到多種不 

同的影響 , 而利用矩陣法是很難體現這種累積及錯綜複雜之 

影響。 

(3) 網路法 : 為了清楚地考量到初始影響引起的二級、三級和更高級的影 

響 , 開發了網路方法。網路法有助於處理影響路徑及其對環 

境特性的影響。 

辨識影響項目 ( 亦即完成開發行為相關影響項目之範圍界定 ) 後即接 

續作影響評估 , 對於影響的範圍和本質必須加以度量和預測。關於環境影 

響報告書中所描述和討論的各種影響 , 通常呈現出極其有趣的不同特點 , 

這些影響特點包括空間範圍、時間範圍、可逆性、概率、與有利或不利的 

特性。實際情況下 , 有些物種、生態體系或社會群體所受到的影響 , 可能 

超過一種 , 也可能受到有利和不利影響之綜合結果 , 因此影響及其累積效 

果的總體分佈 , 是環境影響評估的一個重要考量 , 而模擬與預測正是足以 

達到總體分佈目標的技術工具。關於環境影響評估之模擬與預測方法或技 

術 , 一般都借重物理模型或數學模式 (Nath et al., 1993)。 

(1) 物理模型 : 建立解釋性或工作規模模型來表示環境 , 根據功用的不同 

有不同的組合。例如用圖、照片、影片或三維模型等以形 

像描述環境 , 或者用諸如風洞或水槽建造環境的工作模 

型 , 或是在建議的場地進行野外實驗測試 , 或是在模擬受 

影響環境的實驗室裡進行實驗測試等。 

(2) 數學模式 : 以一個或多個數學關係的形式 , 來描述因果之間的相互關 

係。這些模式包括可用徒手運算的簡單公式 , 以及需要利 

用電腦之複雜的動態和隨機模式。此類模式可區分成經驗 

模式與內部描述式。經驗模式係根據對環境之觀察數據的 

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統計分析 , 建立輸入和輸出之間的相互關係。內部描述式 

則是於模式中建立數學的關係 , 使能夠清楚的描述環境內 

部的過程機制。 

二、國內評估技術現況研析 

由於我國環保政策之起步 , 比起先進國家足足晚了十年 , 在早期因為相 

關的環保法規尚未完備 ,EIA 談不上評估技術 ( 或者評估技術比較草率 )。 

在環保署未升級前的「行政院衛生署環境保護局」時代 , 為了建立我國環境 

影響評估技術 , 曾於民國 72 年委託台灣大學和中央大學進行「台灣北部沿 

海工業區環境影響評估示範計畫研究」。 

在上述的研究中檢討了美國的評估方法 , 將評估方法分成「方法 

(methodologies)」與「技術 (technique)」兩方面 , 前者係屬組成的方法 , 後 

者係表達的技巧。在評估環境影響因素時 , 可分開逐項進行評估 , 或建立因 

素間的網狀關係 , 以評估其交互作用。由於後續的作業會隨著不同的方式而 

有所不同 , 因此選擇評估之研究方法是首當其衝的工作 ; 之後 , 據此劃分工 

作 , 選擇評估參數。然後再進行評估結果的表達。基於考慮污染現象的單純 

化與不考慮複雜的生態環境下 , 可不用考慮複雜的網狀交互作用 , 故建議採 

取簡單的查證法 (Assement by Checklist), 此法即是前面所述的列表法 , 這也 

是目前國內主要採用的評估方法。 

在評估技術方面 , 目前國內最常用的技術大致上有三種 : 即值估法、表估法與圖估 

法 , 其內容分述如下 ( 行政院衛生署環境保護局 ,1983): 

(1) 值估法 (Value technique) 

主要目的是在對某種活動之設置與運轉所引起的環境影響作成一整 

體的估算 , 估算的對象包括各個影響因素的重要性 , 以及所造成的影響 

程度至全體總和。評估者亦可發展一套數值系統藉以表達權重、變化大 

小及各種替代方案的可行性。 

(2) 表估法 (Table technique) 

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大部份的環境影響評估中 , 或多或少都利用各種表格來表達衝擊指 

示。在查證法 ( 影響清單 ) 中 , 各項目的衝擊可以變化圖形來說明 , 使 

得表達技術變化多端。這樣的方式之主要目的在於查明衝擊之所在、表 

明環境衝擊大小及重要性、以及促成環境影響評估結果與決策者或民眾 

間之溝通。此法之特色在其可將環境影響合理明瞭與類別化地加以量 

化 , 以數字表示較明確的影響程度及影響相對重要性 , 但無法用同一張 

規畫的表格來表達出活動之二度影響。 

(3) 圖估法 (Graphical technique) 

藉著圖形交疊方式來顯現土地使用與地方自然或人文資源間的相符 

或相抵觸。此法的優點在於圖形可一目了然 , 藉此可用來濾過、考察各 

種可能替代方案。缺點則在於無法量化環境影響或均衡考慮各種因子之 

權重。此法在環境影響的顯示上因為十分清晰明瞭 , 故最宜將其估計結 

果用來與民間溝通 , 然而因圖估法過於簡單 , 若僅以構圖上之顏色深淺 

表示影響對象大小 , 常有不夠精確之弊 , 倘若資料稍有不全則甚難以此 

法做全盤性的評估。 

三、國外先進技術轉移與本土化之可行程度探討 

前文所述國內常用的評估技術係引自美國系統 , 所根據的評估研究方 

法只是其中的一種 ( 查證法 ), 完整的方法有四種 , 如下所示 ( 行政院衛生 

署環境保護局 ,1983): 

(1) 委員法 (Assessment Ad-hoc) 

最早的評估多是組成一專門委員會 , 各行之專家分別就其專長來認 

定環境衝擊因子加以評估 , 通常缺乏有力的統一方法 , 個人較傾向其個 

人方式。此法的好處在於工作簡便快速 , 但壞處則在於較統一格式與整 

體觀。 

(2) 查證法 (Assessment by Checklist) 

包含最簡單的敘述性查證式與量化的權重查證式 , 主要是列出一系 

列環境衝擊因素 , 個別對其進行評估衝擊程度。在量化的查證式中 , 評 

估包含了查明衝擊所在、表明環境衝擊大小、代替方案的衝擊。另外可 

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加入權重的處理 , 使能將整體環境評估劃分為局部因子 , 且又能顧及整 

體之評估 , 並在決定過程中加入決策者或民間之意見溝通的機會。 

(3) 矩陣法 (Assessment by matrix) 

基本上是擴大的查證法 , 縱的一欄列出工程活動中所有的活動 , 橫 

的一列則列出可能發生的環境衝擊因子 , 可在所形成的矩陣之各單元評 

估中 , 詳細列入各種過程的環境衝擊 , 內容涵蓋簡單的敘述到完整的值 

估。 

(4) 網路法 (Assessment by Network) 

此法較矩陣法更複雜 , 主要是基於環境因子並非完全獨立 , 彼此間 

常有互補、回饋等現象。此法考慮彼此互相影響的因子 , 並可尋一特定 

之網路追蹤而擴大考察層面。優點在於詳細而完備 , 但需要較完整之基 

礎數據 , 所費人力物力較大。 

綜觀國內目前的情景而論 , 在評估研究方法上或許還有用到矩陣法 , 

但很少看到網路法的應用 , 究其原因 , 主要是國內基本環境資料庫尚未建 

立完成 , 難以考量複雜之網狀交互作用系統。在現今社會中 , 環境影響評 

估的要求漸趨嚴謹及多樣化 , 其涵蓋內容更是包羅萬象 , 往往必須考慮不 

同環境因子間互動的關係 , 所以網路法的需求應是指日可待 , 而欲將此法 

應用於本土 , 唯一的路徑是積極地完成整合型環境資料庫的建立。 

在評估技術層面上 , 除了先前所述的值估法、表估法與圖估法均已轉 

移本土化外 , 時代先進技術推出改良型值估法的評估系統。在此系統中合 

理地建立環境品質參數與環境品質值之間所謂的值函數圖形關係 , 作為環 

境品質參數與環境品質值計算值間的橋樑。藉此圖形橋樑為工具 , 可客觀 

地按照參數測值與環境品質間的合理圖形關係 , 來計算環境影響的大小與 

程度 , 避免過於主觀或不合理的計值方式。當然 , 這種技術的先決條件奠 

基於環境資料庫的健全 , 故資料庫的建立確有其迫切性。 

四、時代先進評估程序與技術綜合歸納 

綜合本章中評估程序與技術的探討 , 雖然各國有著不同形式的應用 , 但是其評估程 

序與技術基本上是大同小異。基於探討之結果 , 就時代先進評估程序與技 

術做綜合歸納如下。 

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( 一 ) 評估程序 

1. 提交項目計畫 

決定需要進行環境影響評估的項目。 

2. 範圍界定 

確定所述問題的範圍。 

3. 準備環境影響報告書草案 

報告書內容 : 概述、項目介紹、環境現狀描述、討論項目的環境影響、 

方案提出及其影響分析、可能的減輕措施、監測計畫、 

附錄。 

4. 評審與公眾參與 

使政治過程更加透明 , 公開接受公眾的監督。考慮專家與公眾的意見。 

5. 準備最終之環境影響報告書 

報告書內容 : 概述、項目介紹、環境現狀描述、討論項目的環境影響、 

方案提出及其影響分析、可能的減輕措施、監測計畫、 

附錄。 

6. 終審 

質與量的嚴謹檢查。 

7. 決策 : 須以環境影響報告書作為決策依據。 

影響。 

8. 評估和監測 : 評估環境影響報告書中的預測情況與建設之減輕措施的 

( 二 ) 評估技術 

1. 評估研究方法 

(1) 委員法 ,(2) 查證法 ,(3) 矩陣法 ,(4) 網路法 

2. 評估技術 ( 表達方式 ) 

(1) 值估法 ,(2) 表估法 ,(3) 圖估法 

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本研究主題 , 係探討 EIA 評估方法之有效工具 , 以下僅就評估技術加以演 

譯 , 以瞭解其在海洋水污染擴散方面之應用。「地面水體分類及水質標準」法規 

中 , 第九條將海域水體分為甲、乙、丙三類 , 其中丙類海域水體適用於環境保育 

最低標準。當進行開發行為、政府公共政策或者天然災害及人為過失等對海域水 

體有影響之行為時 , 若需進行海洋水污染擴散模擬 , 須以此法規條款為評估模擬 

結果之依據 , 作為預防、檢驗與治理之準則。法規中第十 ~ 十二條明確規範了甲 

類 ~ 丙類海域水體之水質標準 , 這些標準即為擴散模擬以值估法評估時的標準依 

據。實用上 , 可採用表估法或圖估法的形式表達 , 即表列各項標準值與模擬預測 

值 , 清楚呈現模擬結果 ; 或利用模擬預測值的分佈情況圖 , 標示出符合甲、乙、 

丙三類水體之水質標準及不符合最低環保標準的區域 , 清楚呈現影響範圍。 

例如 , 開發行為影響海域水質時 , 可依表 3.1 列出之法規水質標準 , 將量測 

或預測所得之各項水質數值與其比較評估。表 3.1 將法規所規範之甲、乙、丙三 

類海域水體的各項水質名目逐項整理 , 列出其對應之含量標準 , 標準值分成容許 

範圍與最大 / 最小容許量 , 將相對應之模擬預測或實測值 , 逐項填入模擬預測值 

一欄 , 即可進行比對評估。為評估開發行為對海域空間的影響情況 , 可繪出模擬 

預測值對空間分佈的等值圖 , 由圖面上可描繪出各種水質數值的分佈範圍 , 可由 

此分佈圖了解其是否符合標準及其對海域影響的範圍 , 並評估此影響是否造成環 

境傷害。同樣地 , 為了符合法規「放流水標準」對於水溫的規定 -「攝氏三十五 

度以下 , 放流水直接排放於海洋者 , 自排放口五百公尺處之表面水溫差不得超過 

攝氏四度」, 可將模擬預測之放流水溫度分佈圖繪出 , 由等溫線的分佈進行熱污 

染情況評估 , 以瞭解是否符合法規對溫度的要求。上述所提均適用於模擬預測 , 

監測之實地量測亦可以此進行評估 , 模擬預測時可結合 GIS 等系統之展示功能 , 

清楚看到瞬時分佈變化情況及涵蓋範圍。若在不同的瞬時觀看 , 由於流場的影響 

導致呈現不同的結果 , 若在環境影響評估中展現時序變化 , 將對整體後續之發展 

有一較清晰且實際的概念。 

表 3.1 海域水體水質評估表 

項目 

水質標準模擬 

備註 

甲類乙類丙類預測值 

氫離子濃度指數 7.5~8.5 7.5~8.5 7.0~8.5 範圍 

溶氧量 (mg/L) 5.0 5.0 2.0 最小容許量 

大腸桿菌群 ( 個 /mL) 1000 1000 1000 最大容許量 

生化需氧量 (mg/L)(BOD 5 ) 2 3 6 最大容許量 

氰化物 (mg/L) 0.01 0.01 0.02 最大容許量 

附錄 1- 61


酚類 (mg/L) 0.01 0.01 0.01 最大容許量 

礦物性油脂 (mg/L) 2 2 2 最大容許量 

鎘 0.01 0.01 0.01 最大容許量 

重 

鉛 0.1 0.1 0.1 

鉻 0.05 0.05 0.05 

金砷 0.05 0.05 0.05 

汞 0.002 0.002 0.002 

屬硒 0.05 0.05 0.05 

(mg/L) 銅 0.02 0.02 0.02 

鋅 0.04 0.04 0.04 

有機磷劑及氨基甲 

酸鹽 

0.1 0.1 0.1 

最大容許量 

安特靈 0.0002 0.0002 0.0002 

靈丹 0.004 0.004 0.004 

毒殺芬 0.005 0.005 0.005 

農藥 

安殺番 0.001 0.001 0.001 

(mg/L) 

飛佈達及其衍生物 0.001 0.001 0.001 

滴滴涕及其衍生物 0.001 0.001 0.001 

阿特靈、地特靈 0.002 0.002 0.002 

五氯酚及其鹽類 0.005 0.005 0.005 

除草劑 0.1 0.1 0.1 

註 : 水質標準參考「地面水體分類及水質標準」( 環保署 ,1998)。 

甲類 : 適用於一級水產用水、游泳、乙類及丙類 

乙類 : 適用於二級水產用水、二級工業用水及環境保育 

丙類 : 適用於環境保育最低標準 

(1) 有機磷劑 : 巴拉松、大利松、 

達馬松、亞素靈、一品松。 

(2) 氨基甲酸鹽 : 滅必蝨、加保 

扶、納乃得。 

(3) 飛佈達及其衍生物 : 

Heptachlor、Heptachlor 

epoxide。 

(4) 滴滴涕及其衍生物 :DDT、 

DDD、DDE。 

(5) 除草劑 ; 丁基拉草、巴拉刈 

附錄 1- 62


第四章「海洋水污染擴散影響評估」標準 

作業程序與準則規範之研析 

第一節環境影響評估相關法規綜合探討 

基於民間開發行為或政府政策的建設 , 可能造成包括生活、自然、 

社會、經濟、人文與生態等環境不同程度與範圍的影響 , 甚或可能對環 

境造成不可彌補的禍害。為了保護環境免於禍害的侵襲 , 預防、避免與 

減輕開發行為對環境造成不良的影響 , 政府依據憲法「經濟及科學技術 

發展應與環境及生態保護兼籌並顧」的精神為原則 , 自民國七十四年開 

始推動環境影響評估制度 , 其間經歷三個階段 , 為期達十年 , 終於在民 

國八十三年十二月三十日公佈施行「環境影響評估法」, 成為政府規範開 

發行為與政府政策相關於環境影響評估的根本大法 , 期以藉由法規的落 

實 , 而達到預防公害於未然、維持環境涵容能力、環境資源的永續維護 

利用、合理使用土地的環境規劃、促進共識合意與計畫或決策有所依據 

等多項功能。接著陸續制訂相關的子法 , 使環境保護政策得以順利推行 , 

並確保制度的施行得有所遵循 ; 這些相關的法規包括「環境影響評估法 

施行細則」( 行政院環保署 ,1998b)、「開發行為應實施環境影響評估細 

目及範圍認定標準」( 行政院環保署 ,1998e)、「開發行為環境影響評估 

作業準則」( 行政院環保署 ,1997b)、「政府政策環境影響評估作業要點」 

( 行政院環保署 ,1997c)、「海洋污染防治法」草案 ( 行政院環保署 ,1999) 

等等。 

對於「環境影響評估法」中第五條所稱對環境不良影響 , 於「環境 

影響評估法施行細則」中第六條有明確的界定 , 包括 :( 一 ) 引起水污染、 

附錄 1- 63


空氣污染、土壤污染、噪音、振動、惡臭、廢棄物、毒性物質污染、地 

盤下陷或輻射污染公害現象者 ,( 二 ) 危害自然資源之合理利用者 ,( 三 ) 

破壞自然景觀或生態環境者 ,( 四 ) 破壞社會、文化或經濟環境者 ,( 五 ) 

其他經中央主管機關公告者。亦即所有開發行為或政府政策均需遵行「環 

境影響評估法」, 依法規規定施行環境影響評估 , 提出適度的計畫或策 

略 , 以避免造成上述環境不良影響的發生 ; 而這些不良影響的界定與管 

制 , 均有其相關法規可遵循。換句話說 , 環境保護制度的實踐 , 係在「環 

境影響評估法」及其相關子法規所構成的主架構下 , 針對引起各種公害 

現象 , 危害與破壞環境的行為 , 藉著已制訂之相關防治、管制與管理法 

規來規範。這些法規包括「水污染防治法」、「空氣污染防制法」、「噪音 

管制法」、「廢棄物清理法」、「毒性化學物質管理法」、「飲用水管理條例」、 

「環境要用管理法」、「公害糾紛處理法」、「環境檢驗測定機構管理辦法」 

等 , 及其相關之施行細則與作業要點。 

台灣係海島型國家 , 許多開發行為或政府政策均牽涉到海域利用 , 

如海洋污廢水的放流政策、電廠熱廢水的排放與海域油井探勘等 , 由此 

皆可能造成海洋環境的不良影響 , 故根據「環境影響評估法」勢必對海 

域環境作影響評估 , 而「海洋污染擴散影響評估」即為其中的一環。據 

此 , 對於各種不同功能的開發行為或政府政策 , 便需根據相關法規作業 

要點之規定來作海洋污染擴散影響評估 , 這些法規包括「環境影響評估 

法施行細則」( 行政院環保署 ,1998b)、「開發行為環境影響評估作業準 

則」( 行政院環保署 ,1997b) 與「開發行為應實施環境影響評估細目及範 

圍認定標準」等。就海洋污染的本質來說 , 是為水體污染的問題 , 即水 

體已超乎其本身的涵容能力因而形成污染 ; 而為了控制水體中新污染源 

的產生 , 並減輕甚至消除現有水體污染情況 ,「水污染防治法」( 行政院 

環保署 ,1991) 即為關於水體排放所必須遵循之法規。而此法規的制訂係 

為防治水污染 , 確保水資源之清潔 , 以維護生態體系 , 改善生活環境 , 

增進國民健康 , 故與海洋水污染擴散影響評估有密切的關連。在其子法 

規「水污染防治法施行細則」( 行政院環保署 ,1998c) 中 , 明確地規範污 

廢水的處理與防治計畫 , 並限制水質與水量的限值 , 這關係著海洋污染 

源的發生與否以及後續監控處置的必要。目前 , 依據水污染防治法第七 

條第二項規定而訂定的放流水標準 , 有「放流水標準」與「海洋放流水 

標準」, 規範水質的項目及限值 , 使海洋水污染擴散影響評估有依據標準。 

附錄 1- 64


第二節現行「海洋水污染擴散影響評估」作業程序檢討 

依據現行「環境影響評估法」( 行政院環保署 ,1994a) 第七條、第八條所陳 

述的審查作業程序與時程 , 以及「環境影響評估法施行細則」( 行政院環保署 , 

1998b) 第十條所陳述審查作業的限制 , 可將環境影響評估的作業程序概分為程序 

審查及實質審查 , 而實質審查又可分為第一階段審查及第二階段審查。程序審查 

係指主管機關接受業者提出之環境說明書時 , 依據一般準則分析文件資料的適當 

性、可靠性與有效性 , 以作為文件的初步評定。如果文件完整適宜且合乎要求 , 

則進入下一步實質審查 ; 若資料不全 , 則說明所欠缺資料並退回要求補件 ; 若開 

發會危及環境 , 或者資料造假、殘缺不全、不合標準 , 則列為評估不當且拒絕審 

查 , 或請另提方案。當通過程序審查後 , 接著進行實質審查 , 此時係依據「環境 

影響評估法」( 行政院環保署 ,1994a) 第十三條的審查時程進行 , 並依據「環境 

影響評估法施行細則」( 行政院環保署 ,1998b) 第十九條判定審查階段性的必要。 

經審慎評審環境說明書及環境影響評估報告書後 , 依據「環境影響評估法施行細 

則」第四十三條作成結論 , 其開發行為合乎環保原則 , 不會危及環境、耗損資源、 

惡化品質、破壞史蹟景觀、改變人文結構與妨害經濟發展等 , 則予以通過環境影 

響評估審查。對於特定開發計劃有疑慮 , 需要進一步研究或修正時 , 予以有條件 

通過。對於開發行為審查結果認為對環境有重大影響之虞時 , 則應繼續進行第二 

階段環境影響評估。至於開發行為對環境具有潛在危害且影響深遠 , 且又無替代 

方案者 , 則予以認定不應開發。 

編製環境影響評估說明書及報告書時 , 須含括「環境影響評估法」( 行政院 

環保署 ,1994a) 第六條及第十一條所陳述的內容 , 而環保署曾於八十一年委託財 

團法人厚生基金會 , 研究「環境影響評估一般準則之擬定」( 行政院環保署 ,1992) 

的計劃中擬定了水、空氣、廢棄物、噪音、振動與海域生態等六項的一般準則 , 

如今尚需加入自然景觀、社會、文化和經濟環境評估等項。就海洋水污染擴散影 

響評估之對象而論 , 是水體污染範疇內相關於海域的項目 , 依據法規需提出環境 

現況及可能影響範圍之相關計劃 , 並且需預測、分析環境的影響。換句話說 , 程 

序審查時需提出水質 / 水溫與海象 / 水理方面的現況調查與預測情形 , 亦即提出海 

水污染擴散影響評估之說明書。水質資料需包括 pH、DO、BOD、透明度、鹽度 , 

和其他污染源等項目 ; 海象及水理資料須包括潮汐、潮位、海流和波浪等項目。 

調查方式可採行既有資料之收集、採樣分析、或者現場量測 , 預測方法則利用水 

質傳輸模式、水溫傳輸模式。調查與預測的結果亦需附加後列數項 , 例如海水水 

質等級、歷年水質變化圖與污染源最初稀釋倍數、水溫分佈等等。俟前述環保署 

規定之相關資料齊備後 , 則自然可通過程序審查 , 進入海洋水污染擴散影響評估 

之實質審查階段。審查工作係由主管機關依據「環境影響評估法」第三條所設立 

的審查委員會來執行 , 其中專家學者不得少於委員會總人數三分之二 , 並必須聘 

附錄 1- 65


用具污染擴散專長之專家學者來參予審查。 

環境影響評估制度施行至今 , 環保署為瞭解各界對其訂定之環境影響評估作 

業內容、程序、制度及審查時程、效率等有何意見及建議 , 遂於中華民國八十七 

年九月一日辦理「環境影響評估意見交流會」, 期能集思廣益並融彙各方意見。 

與會中所提有關環境影響評估缺失部分 , 經整理條列如下 : 

一、就作業程序的制度面來說 : 現行環評審查結果係作為計劃執行與否之終審 , 

而非提供具政治責任之目的事業主管機關決策的參考 , 於經濟競爭力與商機 

創造上勢必造成影響。另外審查流程關卡多 , 且未能與其他相關許可制度整 

合 , 形成一事多審且審查時間曠日費時 , 足讓業者遭受重大損失 , 減低投資 

計畫開發的意願。 

二、就現況環境背景資料來說 : 雖然環保署近幾年已應實際需求在積極推動「建 

立環境背景資料庫」工作 , 但可能尚未完整建檔 , 業者在每一開發案中 , 自 

己仍需花錢進行調查分析並建立當地背景資料。此現象可由從事海洋污染擴 

散的研究中看出 , 通常海域之相關基本資料無法輕易取得 , 或資料殘缺不全 

難以引用。 

三、就審查標準的一致性與公信力來說 : 由於各級政府間之審查標準未必一致 , 

環評審查會將做出不同之評判 , 為求公平及落實環境保護工作 , 宜訂定統一 

的審查標準內涵 , 再依開發案件的規模分別訂定審查內容 , 避免產生審查有 

所偏差的情況。以海洋污染擴散模式之應用為例 , 鑒於國內長期延用國外已 

開發之模式 , 然此等模擬模式是否適合國內需求 , 怎樣的模式始稱得上合 

格 , 皆需深入加以釐定與標準化。 

四、就人為因素來說 : 經常為顧問公司所詬病 , 有些業者要求顧問公司必須讓 

EIA 通過才會付清計畫執行經費 , 造成顧問公司無法客觀中立的進行 EIA 報 

告書 ; 經常為開發業者所詬病 , 有些審查委員係抱著學術探討的心態執行 , 

而忽視已建立之標準 , 或因審查委員標準不一 , 徒增開發業者無謂的困擾。 

而政治力的介入 , 也常使得 EIA 審查程序成為政治角力的場域 , 失去其客觀 

中立性。 

五、就執行層面來說 : 由於環評結果多為有條件通過 , 然限於環保署及地方環保 

單位人力缺乏 , 對於開發業者是否能按照該等「條件」加以改進執行 , 幾乎 

無法儘到監督管理之職責 , 以至於整個環評制度常流於表面功夫或是作文比 

賽。 

附錄 1- 66


六、權責分配失當 : 由於現行環評結果係作為計畫執行與否之終審 , 造成環保署 

必須承擔開發與否對環境及經濟影響的責任 , 但是對於提出開發計畫具管轄 

及決策權的事業主管機關 ( 如工業局 ) 卻完全不必負責任 , 結果造成無權的環 

保署要負政治責任 , 而有權力的事業主管機關不需負責的弊端。 

附錄 1- 67


第三節擴散模擬技術重要規範及其基本要求設定之準則 

研析 

環境影響評估中之擴散模擬技術係一種進行審查評估的工具 , 經由分析探討 

所模擬之結果 , 提供充分及明確的資訊。直言之 , 擴散模擬技術具有預測的功能 , 

且在經濟與實效方面具有相當的利益與便利 , 亦是影響審查作業品質的重要因 

素。依據「環境影響評估法」第四條所賦予環境影響評估的定義 , 不論是調查、 

預測、分析及評定 , 均需符合科學、客觀及綜合的精神與原則 , 由此規範了擴散 

模擬技術必須符合此項要求。簡單地說 , 擴散模擬技術必須有學理理論依據 , 同 

時須確保技術的可行。在環保署之「環境影響評估一般準則之擬定」( 行政院環 

保署 ,1992) 的計劃中 , 主要係針對各行業可能導致的污染作分析 , 並釐定抉擇 

其所需相關環境評估。雖然其中含括了擴散模擬的技術 , 但僅止於籠統地列舉模 

式的通稱 , 如簡易推估模式、水質傳輸模式、水溫傳輸模式等 , 或者直接引用國 

外的模式 , 如相關水污染的 LD50 模式與相關空氣污染的 ISCSI 模式 , 對於擴散 

模擬技術並沒有去規範。而在「開發行為環境影響評估作業準則」( 行政院環保 

署 ,1997b) 第八條、第九條和第十條中 , 雖可用來規範擴散模擬技術 , 但其係以 

統括式的原則來規範 , 有必要清楚地研析。因此 , 為能維持環境影響評估在一定 

的品質之上 , 有必要清楚地規範環境影響評估所使用工具的準則 , 作為接續作業 

程序、進行步驟與篩選模式系統之依據。 

在以擴散模擬技術為工具作環境影響評估的時候 , 如何才能夠有效確實地做 

好工作 , 而且符合環評相關法規的要求 , 於此 , 我們將經由法規的研析 , 並整理 

及擬定數項準則 : 

一、擴散模擬問題必須清楚地界定 

由前述作業準則第八條第一款所述 ,「內容應有焦點 , 著重於與開發 

行為有關之結構性與關鍵性環境影響項目。」, 所以環境影響評估者必須 

先將評估的環境背景確立清楚 , 可能造成的環境污染或傷害項目是什麼 , 

確立環境影響評估的對象及其造成的問題。舉例來說 , 電廠的開發需要考 

慮到排放熱廢水至海域 , 所以就此部分須評估海洋水污染擴散的問題、海 

洋生態的保育問題等。再來針對問題性質須作初步的評判 , 亦即要知道是 

怎樣的問題 , 是不是可擴散模擬的問題 , 問題本身可否簡化處理 , 問題有 

那些關鍵處或困難點等。這些有關問題的性質都必須先去了解 , 並以學識 

基礎和對懷境的背景認識來判斷 , 如此我們才能夠決定如何來模擬 , 選擇 

何種擴散模擬模式才適切 , 以及如何將模擬結果作妥切的表達等。 

附錄 1- 68

二、擴散模擬必須具有學理理論依據 


以擴散模擬來探討或評估擴散問題時 , 係先將問題的物理性質藉由適 

當數學的表達來描述 , 如此才能正確探求問題的解析 , 同時符合了前述作 

業準則第八條第二款「立論應有依據 , 其單項或綜合之環境影響評估分 

析 , 必須有客觀、科學之依據。」的規範。在擴散模擬的範疇內 , 數學的 

理論不外乎質量守恆、動量守恆與純量守恆 ( 能量、污染濃度、礦物質含 

量與溫度等 ), 亦即所模擬流場的控制方程式要能夠適切描述所要探討的 

問題。基於所模擬擴散問題的特性中各項物理機制扮演的權重不同 , 通常 

於控制方程式的擬定作了對應的處理 , 或者只針對權重大的物理機制來擬 

定控制方程式。然而這些作法都須以合理的理論為依歸 , 其中所含括的假 

設必須是合理的 , 以符合客觀、科學的原則規範。另外 , 最後要閉合數學 

模式 , 仍待一些參數係數的設定 , 這些數的決定當然不可憑空猜測 , 仍須 

以科學的方式來求得 , 例如以統計的方法、現場實測、類比法與驗證法等。 

三、擴散模擬之模式系統必須具有可行性 

前述作業準則第十條「開發單位預測開發行為對環境之影響所引用各 

項環境因子預測推估模式 , 應敘明引用模式之適用條件、設定或假設之重 

要參數以及應用於開發行為之精確性與適當性。」, 由此規範擴散模擬之 

模式系統的可行性。模式系統是否可行須從幾個方面著手評估 , 首先 , 須 

評估模式系統的可靠性與適當性 , 包括所使用的數值方法與採用的物理參 

數、模式解析的精確度與可信度、模式系統之假設條件與應用限制、相關 

模式結合模擬與相關流場併合模擬之適當性、模式所需輸入資料之可獲性 

等 ; 其次 , 須評估模式率定與驗證程序 , 包括模式率定與驗證程式之可行 

程度、使用資料之可靠性與充分性與校正與驗證後之最大容許誤差之合理 

性等。接著 , 評估操作與應用的方便度與展示功能 , 尤其在硬體電腦設備 

已相當發達的現今 , 如果於操作與應用上多所限制或耗時費力 , 則在模式 

的可行上勢必大打折扣 ; 而如能配合或結合現行的繪圖或展示軟體 , 將模 

式所模擬的結果清晰的陳現 , 對於模式的可行性是屬正面的效應。最後 , 

評估資料庫支援系統之設計 , 此乃基於模式所欲作擴散模擬的流場往往十 

分廣大 , 所需相關的資料量亦相當龐大 , 再加上展示成果的需要等 , 均可 

能需要資料庫的配合以敷使用。 

四、擴散模擬結果須以量化描述為原則 

擴散模擬結果係用來作為評估的依據 , 而最淺顯明白的方式是以量化 

來表達 , 如此始能使得評估的工作易於比較和對照所設定的標準值 , 以供 

附錄 1- 69


環境評估判定更具客觀及科學性 , 此即前述作業準則第九條「開發單位評 

估開發行為對環境之影響 , 其影響程度範圍及對象可量化者 , 應於適當比 

例尺之圖件上標明其分佈、數量或以數據量化敘述。」所規範。實際上 , 

以量化來表達的方式有四種 : 

(1) 以特性數值表示 , 如最大稀釋度 , 最大溶氧度與最高溫度等 , 針對 

整體環境影響的指標呈現所需特性成果數值 ; 

(2) 以表列表示 , 將模擬結果的特性值彙整成表列 , 使能夠清楚陳現 ; 

(3) 以圖形表示 , 將模擬結果分佈呈現 , 易於表達對環境的影響程度及 

範圍 ; 

(4) 以動態模擬展現 , 將模擬的結果除了對空間分佈呈現 , 同時亦展現 

對時間的變化。綜合來說 , 這些量化表達方式都有其一定的作用 , 對 

擴散模擬的評估具有相輔相成的功效。 

五、對擴散模擬的結果評估探討應作成明確的結論 

以擴散模擬技術來評估擴散污染問題時 , 所作成的結論須符合前述作 

業準則第八條第三款「結論應具體清楚 , 條理清晰、文字淺顯易懂、內容 

具體。」的規範 , 不可用模擬兩可或易造成混淆的方式敘述 , 如此在主管 

機關審查評估的作業上才不致招來無謂的糾紛 , 徒增開發業者的耗費時 

間。 

附錄 1- 70


第四節專家問卷調查結果分析與綜合結論探討 

針對海洋水污染擴散影響評估的主題 , 經由前述各節對相關法規規範的探討 

研析 , 不難發現其中或有標準值與極限值的設立 , 但沒有對擴散模擬技術作明確 

的規範 , 如此容易存在著沒有必要的疑點 , 減低開發業者與審查者間共識與互信 

基礎。鑑於此因 , 前節雖已參考有關法規規範與相關的研究報告 , 演譯擬定數項 

擴散模擬技術的準則規範 , 然唯有眾志成城才能形成共識互信 , 故本計劃期間以 

問卷調查的方式 , 徵詢專家學者的見解 , 再將調查結果彙整分析、探討而作出結 

論。 

問卷的內容主要係針對擴散模擬評估的技術與預測而設計 , 蓋因環境影響評 

估制度推行至今 , 其中有關評估技術及預測等項 , 大多引用國外模式及經驗公 

式。爾等模式是否適用於國內的環境 ? 考量因素為何 ? 或技術轉移或修正之可行 

性 ? 這些都需加以檢討並規範。另外 , 本土所研發之擴散模式如何稱得上堪用 ? 

其標準依據為何 ? 也需要有遵循的指標。對於污染擴散評估所發生之許多爭議與 

不平 , 是否作業程序出了問題 ? 還是審查口徑不一致 ? 這也是須加以釐清的。故 

而 , 本節問卷的設計是為了確確找出問題之癥結 , 並就解決對策徵詢專家學者的 

建議 , 最後再經研討而擬定一套具體的作業程序與進行步驟。 

如本章附件所列「海洋水污染擴散模擬專家問卷」, 其問卷調查的內容包含 

三大部份 :(1) 有關海洋污染擴散問題 ,(2) 有關評估程序問題 , 以及 (3) 相關分 

析方法及數值模式問題。第一部份係以凝聚對水污染擴散模擬技術與評估的共識 

為基礎 , 並對污染問題的物理、生化特性與數學描述廣徵眾議。第二部份係欲藉 

助眾專家學者之睿智 , 來發覺現行海洋污染擴散評估的作業瑕疵與政府審查作業 

的缺失 , 並希望藉由意見的統合 , 使後續擬定之規範趨於健全。第三部份係希望 

於現今存在的諸多分析方法與數值模式中取得共同的認知 , 如此才能賦予數值模 

式執行的合理依據與整理分析方法的範疇 , 同時對於數值模式使用之標準設限 , 

期能提供一套可供依循的規範。 

本次專家問卷調查總共寄發 36 份 , 寄發對象涵蓋國內使用海洋水污染模式 

之產、官、學、研界 , 名單如附錄中所列 , 皆為一時之選。除了部份因出國研考 

或其他原因不克即時作覆外 , 有效回收問卷計 20 份 , 回收率約 56%。問卷答覆 

內容 , 經整理後列於附錄。問卷統計與綜合研析彙整結果 , 歸納為下述三大部份 , 

茲將其中較具建設性之意見以及其所陳述之理由 , 分別摘要如后文。 

一、海洋污染擴散方面 

附錄 1- 71


(1) 應規範評估現有的模擬模式系統 , 並合理評比篩選 , 以供依循。 

為確保模式模擬結果之品質及正確 , 必須具備效能良好的工具 — 模擬 

模式系統。現行的環評草率不周全 , 皆因無令人信服的評估模式可依 , 所以 

就實際狀況而言 , 有遊戲規則依循將可減少爭議。同時 , 現有模式漸多 , 模 

式本身並無法涵蓋所有區域及項目 , 一個完備的模式若使用不當 , 亦不會有 

合理之結果 , 故模式經評估篩選後可提供使用者瞭解其優缺點及限制 , 並可 

提供模擬系統發展者參考。 

(2) 應建立篩選合理可靠模式之評估規範 , 但不必成為作業程序規範。 

模式種類繁多且不斷更新 , 因此可建立評估規範以提高模擬結果之品 

質 , 然若欲篩選出評估模式 , 則在執行面上有其困難 , 如何篩選亦需考慮。 

以學術觀點而言 , 唯有建立專業及具共識之評估標準 , 才是嚴謹的做法 , 同 

時使模式之評估易於規範。 

(3) 模擬模式之評估規範宜以原則性條文訂定之。 

此一評估規範係為符合「最少的要求」, 亦即「門檻」性質 , 藉以促使 

精益求精地發展更佳模式。(a) 政府可藉擬定模式之評估規範 , 作為 EIA 評 

估模式遵行之依據 , 並使研發者能有所依循 , 確保模式之可靠。(b) 評估規 

範不宜太繁瑣 , 宜以原則性條文訂定之 , 並應考慮實際之執行面 , 以免流為 

空談。(c) 在規範中 , 必須能證明模式之可用性或滿足本土特殊性。(d)「規 

範」需定期 ( 例如每三年 ) 重新檢討以提高「門檻」。 

(4) 模擬評估規範擬訂委員會之組成建議。 

由政府建立評估規範在原則上可行 , 然有專家學者對政府之角色及效率 

提出質疑 , 原因在於公務人員常有人事異動調遷等 , 若由政府出面訂定規 

範 , 則在時效性及未來修正上皆十分困難。據此研提下列建議方案 :(a) 由 

學術或法人相關單位成立委員會擬定 ;(b) 由學者專家協助並監督政府建 

立 ;(c) 由政府委託學界與業界擬定。 

(5) 水污染擴散模擬模式應可合理地分為物理 ( 水理 ) 與生化 ( 水質 ) 兩部分。 

雖然物理 ( 水理 ) 與生化 ( 水質 ) 兩者一起模擬是最理想的狀況 , 然在操作 

水污染擴散模擬模式時 , 通常所需電腦儲存空間太大 , 所耗費時間很長 , 除 

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非日後電腦軟硬體有突破性進展 , 否則如此進行似乎不太經濟。在工程應用 

上 , 合理分開處理的作法 , 主要在節省計算時間與儲存空間。分開處理是否 

合理 , 則應視模擬對象與所欲解決之問題而定。 

合理分開處理的範疇為 : 

(a) 在水理與水質變化之時間尺度 (scale) 相差很大時 , 兩者分開 (decoupled) 處 

理係合理且相當普遍。 

(b) 除非有特殊敏感之生化反應 , 否則分開計算應當可以被接受。 

(c) 需證明假設條件 , 如水質反應參數和紊流擴散係數均不受流速影響等。 

(d) 一般水理與水質交互作用不特別明顯之模擬仍有其可信度。 

(e) 視污染環境而定 , 如果兩者相互作用 (interaction) 之影響有限 , 則可以分開 

處理。 

目前 , 在水理與水質變化之時間尺度 (order) 相近時 , 部分人士將水 

理與水質結合 (couple) 求解 , 為重要且較合理的方式。 

不可分開處理的範疇為 : 

(a) 二者交互作用影響甚明顯時 , 則模擬不能分開 , 必須作結合 (couple) 處理。 

(b) 視水質之濃度而異 , 若高濃度則有需要一起解。 

(c) 污染物除受物理機制之影響 , 同時亦會進行生物或化學反應。在處理生 

化反應時 , 一定要採取實地量測 , 以決定反應速率常數 , 才能減少模式模 

擬結果之誤差值。 

(d) 因兩者互相影響 , 若要分開 , 應先進行對照組測試找出其間關係值。 

舉例來說 , 一般污染傳輸因不致影響物理性或影響極微 , 故可分開處理 

計算 ; 但如果是電廠冷卻水排放或是污泥排放等會影響密度的情況 , 就不可 

分開計算 , 至少應將密度加入。再如遠域擴散階段可以分離處理 , 但近域 ( 高 

濃度 ) 時應針對生化反應之特性考量水理模式。通常分開處理時 , 係將水理 

模擬結果 , 作為水質模式之輸入條件。其分開處理的方式敘述如下 : 

(a) 目前模式大多經過某種程度之簡化假設而得 , 因此模式使用者自當明瞭 

所採用模式之特性與限制 , 而將水污染擴散模式分成水理與水質兩部分。 

(b) 應視水理之時變情形 , 決定是水理全部模擬完成 , 再演算水質 ; 還是逐 

時分開演算水理及水質。 

(c) 通常水理較水質較易達到動態平衡 , 使用者視水質模擬之時間長度 , 截 

取動態平衡之水理結果 , 當作水質模擬之輸入條件 , 如此可節省時間 , 並 

同時計算水理與水質模式 , 值得注意的是水理輸入資料的儲存空間可能很 

大。 

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(6) 模式中將污染物與海水混合過程 , 區分為近域混合 (Near field mixing) 

與遠域擴散 (Far field dispersion) 處理。 

在實際應用上有其必要性 , 因為近域混合和遠域擴散的機制並不相同 , 

初始混合為近域問題 , 往後的傳輸為遠域問題 , 而兩區域之切割可參考 

Taylor 的理論。由於受限於電腦容量與計算速度 , 在不經濟且沒有工具可同 

時適用於兩者的情控下 , 並不適合將近域和遠域模式結合為一 ; 同時因為近 

域混合與遠域擴散所考量的參數有所不同 , 應該將 2 者加以區分。但是如果 

模式可以涵蓋不同之時間尺度 , 且有足夠之電腦容量與 CPU, 則可不用分 

開處理。至於實際應用時 , 需特別注意的事項有 : 

(a) 將近域與遠域接合時 , 常會使遠域濃度因疊加而引起過高之現象。 

(b) 因為近域混合之結果為遠域擴散之輸入條件 , 故近域混合分析之精確與 

否將影響遠域擴散之正確性。 

(c) 需借助遠域擴散以瞭解整個大環境影響 , 在實際應用上兩者若需結合 , 

必須注意界面之契合。 

(d) 近域及遠域模式有各自之假設條件 , 且有各自應用的區域範圍。 

(e) 當應用於二者之過渡範圍 , 需特別注意對於兩者都一樣重要之地區 , 程式 

必須十分小心使用。 

(7) 目前水污染擴散研究中 , 物理及生化機制中已臻成熟的理論基礎 , 包 

括質量守恆、動量守恆、能量守恆、分子擴散 (molecular diffusion)。 

部分專家學者認為紊流擴散 (turbulent diffusion)、延散 (dispersion)、射流 

jet、營養鹽循環 (nutrient cycle)、溶氧 - 生化需氧量 (DO-BOD) 與重金屬 (heavy 

metal) 之相關理論已達某種程度之成熟。不過專家學者亦指出 , 關於物理及 

生化機制之理論基礎 , 都有相當的發展 , 且上述理論均達「可用」之程度 , 

或可說技術大都成熟。上述物理機制大致上較生化機制成熟 , 生化機制因實 

際環境情況變化萬千 , 應視情況而定 , 包括 : 

(a) 其困難實在於現場待實測之參數太多 , 無法有效掌控。 

(b) 生化機制之「非恆定 (unsteady)」部份令人存疑 , 且有太多參數應予以規 

範。 

(c) 底泥之移動理論甚多 , 然因實驗及現場資料尚不足以支持 , 眾家紛云較 

(d) 

不易模 

重 

擬。 

金屬不同型態 ( 吸附 

及溶解態 ) 間之質量互 

附錄 1- 74

換、達致平衡狀態之條 

件 , 均需靠很多實驗來驗 

證。 

專家問卷調查中有待繼續研究之項目包括 : 


(a) 能量守恆中有關水與固體界面間之熱傳導、延散技術 , 其餘生化機制之 

相關係數 ( 源涵項 (sink, source, etc.)) 等。 

(b) 營養鹽循環因牽涉到藻類、魚類及其他動植物之生態系 , 理論機制和實 

測參數均待研發和簡化。 

(c) 生態、食物鏈模式 , 接近海岸之碎波、水理 , 毒性物質傳輸。 

(d) 生態系統質量平衡 , 及污染物進入水體或底棲生物體之量 , 或該生物體 

將污染物釋出於週遭環境中質量及濃度之平衡。 

(e) 吸附 - 脫附作用 

(f) 應較注重相互之間的互動關係 , 如有機物與 sediment flow 之間的關係 , 

鹽度對重金屬的影響 , 而非僅作單項調查研究。 

(g) 再曝氣現象、層化流 ( 分層流 ) 中的紊流擴散、底泥之需氧量。 

二、評估程序方面 

(1) 目前各單位執行有關海洋水污染環境影響評估作業缺失與改進之方 

法 , 意見可分為兩個方面 , 即作業規範或作業程序與模式本身或基 

本資料方面。 

針對作業規範或作業程序 : 

(a) 目前沒有指定方法與模式 , 或缺少較完整的作業規範及制度 , 所以顯得 

較為凌亂 , 應修法並規範數值模式使用人員和模式之品質。 

(b) 常因審查時間急迫 , 無法委託學者專家進行污染模式之研究工作 , 因此 

也常常隨便採用任一模式進行之 , 誤差極大。 

(c) 技術問題與政治問題混淆、評估技術的權威性與公正性不足。 

(d) 應以專業作整體憑斷 , 不應以任何形式化之條文做評估。 

(e) 未將污染擴散影響作詳細深入的評估。 

改進方法就由環保署訂定程序 , 讓業者有所遵循。同時 , 改善評估技 

術、建立其公正性 , 使其擁有權威性。 

附錄 1- 75


針對模式本身或基本資料方面 : 

(a) 本土實用模式較少 , 整合性模式 ( 含使用者、界面包裝者 ) 更少。 

(b) 應用模式前缺乏嚴謹之驗證程序及應用過於主觀。 

(c) 所用模式參差不齊 , 甚至有些評估在完全沒有實測資料之情況下 , 就隨 

意使用。甚至亦有用到 30 年前的舊資料。 

(d) 模式之率定校核工作幾乎無交代 , 海洋的邊界問題隨意輸入。 

(e) 基本觀測資料缺乏 , 模式不易檢定驗證。 

(f) 數據缺乏量化 , 品質不佳。 

改進方法係制定驗證程序或必要之模式敏感度分析 , 且專家之經驗判 

斷需針對模式應用之成效與概括性。而審查委員的組成應在專業性及代表性 

上力求客觀 , 亦即專業性係以學術及實務經驗之表現為考量基準 , 甚或邀請 

年輕 ( 包袱較少 ) 學有所長的學者專家。 

(2) 針對目前政府主管機關審查作業之效率與公平性有待改進之處 , 專家 

問卷意見整理包括問題的提供與改進辦法。 

提供的問題 : 

(a) 環評及審查時 , 委員不同標準不一 , 對模式之使用缺乏一套使用規範、評 

估程序。 

(b) 對於有關學術爭議性的問題 , 尤其像輸入條件等等 , 審查會當中僅向委員 

提出 , 無法透過主管機關從中深入討論 , 因此其結果無法令人完全信服 , 

實應改進。 

(c) 業者及審查會所聘學者專家較無法提出具體證據來證明其所提論調主張 

是正確的 , 致使民間環保團體常常質疑那些學者專家之公平性。 

(d) 作業流程不明確 , 人情成分重。 

(e) 不夠客觀公正 , 環評委員的專長不完全符合問題所需 , 在審查委員聘請方 

面有待改進。 

(f) 較少主動出面整合 , 以致研究、業界人員橫向連續不夠 , 現有資料及研究 

成果較少共享。 

(g) 專家委員陣容不整齊 ( 部分委員在操守、擔當、能力上都必要檢討 ), 公 

家機關承受太多壓力 , 業者或一般民眾不理性的抗爭。 

改進辦法 : 

(a) 應列簡化流程、制定標準作業程序 (SOP)。 

(b) 應有經常性之研究群或審查群 , 以健全公平性。 

(c) 訂定遊戲規則、時效、及應執行之範圍。 

(d) 委員之選取要適當 , 以技術與專業為選取委員之主要考量。 

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(e) 審查的過程應對案件作專業判斷 , 審查委員應以專業為主 , 最好建立專家 

庫 , 視專長抽籤決定。 

(f) 應與評估者同時展開評估與審查作業。 

(3) 政府應制定一套海洋水污染環境影響評估技術標準作業程序規範。 

(a) 以求客觀及反應海洋污染實況 

因水污染環境影響評估為一專業之工作 , 既是專業性 , 應可訂定一 

套嚴謹之技術規範 , 讓大家遵循 , 一方面可建立專業及共識 , 另一方面也 

較無爭議。 

(b) 可供依循並臻公平合理合法 

有一套正確、客觀的評估技術標準作業程序以為評估實務之依循 , 

可使相關人員有所依循 ; 業者知道如何去遵循政府之遊戲規則 , 同時 , 讓 

評估者有所依循。唯有建立制度 , 嚴格執行 , 才能公平合理合法 , 並可提 

昇評估品質。 

(c) 制定需保持彈性空間 , 並需檢討修正 

在制定過程中 , 盡量保持彈性空間 , 不可定的太死 , 使得限制太多 , 

影響評估之準確性。評估標準提出準則 , 且此標準經實用檢驗後可修正、 

改進。制定作業程序規範是很好的目標 , 但不應該認定任何單位或模式為 

標準 , 環評應依實際情況作專業判斷。 

三、相關分析方法及數值模式方面 

(1) 認為應分別規範經驗模式與數值模式兩種型式者居多。 

贊同應分別規範兩種形式之理由 : 

(a) 解析及數值模式之限制、假設均不同 , 所得之結果與用途也不同。解析 

解一般假設、限制較多 , 可用於初步之求解及分析。數值解可用於實際戶 

外、大區域、不均勻之現場問題。 

(b) 上述兩類模式在發展之初 , 即針對不同需求而設計 , 而今在工程應用上 

也大半以此分類。 

(c) 依現場實際狀況方能適當反應 , 假若有經驗模式已取得國際學界的認 

同 , 只要把經驗模式目標予以放寬 , 並提出證據說明即可 , 因此建議朝兩 

種型式規範之。 

(d) 適用情形不同 , 大部份數值模式 ( 如 WASP) 於近域原就不適用。 

認為不應或不需特別分別規範兩種型式之理由 : 

(a) 應從題目及分析之能力著手 , 非依規範而為。 

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(b) 概念模式、數學模式、數值模式在本質上相類似 , 主要差異在於分析方 

法 , 因此若要分別規範上述模式 , 則其差異性應也只在於分析方法上有所 

不同 , 故只因分析方法不同就分別規範不同型式之模式似乎多此一舉。 

(c) 模式之驗證與應用經驗為實用上較重要的部分 , 利用經驗公式或數學方 

程式並不是重點 , 更多的驗證或經驗才能檢驗模式是否正確或適用。 

(d) 應考慮模式之使用限制、與實測值之檢定驗證 , 而不必依其方法再分類 , 

不應制定太細之規範。 

(e) 每種模式、個案都有其適用範圍 , 應視實際情況作專業判斷 , 故無法加 

以規範。 

(f) 近域分析通常假設條件多 , 控制式非常簡化 , 無須特殊之數值方法求解 , 

使用者僅需判斷假設條件是否適用於所需分析之系統即可。 

(2) 水理水質數值模式之品管項目 

應包括 : 

(a) 模式性質部份之限制與適用範圍。 

(b) 理論部份之假設條件、原始控制方程式、參數之確定及率定。 

(c) 數值分析部份之數值方法、程式設計、輸入條件與邊界條件、精度 

要求、驗證與敏感度分析 , 結果輸出與正確性研判。 

(d) 展示部份之介面 (GUI) 整合與 GIS。 

(3) 贊同現行國外先進技術移轉本土化之可行性。 

引入現行國外先進技術及其移轉本土化的必要條件 : 

(a) 必須先以本土調查及觀測資料進行裝備的驗證。 

(b) 必須對其模式深入了解 , 何種條件或係數未能適用時必須修改之。不宜 

照本宣科、一成不變。 

(c) 本土化的項目應為各個水理或生化反應之「參數」, 因為每一個地方之參 

數皆不相同 , 甚至台灣地區也因地域不同所採用之參數也不盡相同。 

(d) 大型數值模式發展不易 , 可採用國外發展出之模式 , 但需加以本土化。 

而其所提供之商業化產品 , 僅是「方法」而已 , 方法全世界都適用 , 應無 

本土化之困擾。 

(e) 目前學成歸國服務之人才甚多 , 這些人或多或少皆會將國外技術引進台 

灣 , 因此現階段台灣與國外在數值模擬部份 , 原本就存在某種程度之交 

流 , 及技術轉移與本土化。 

針對引入之可行性所產生的質疑原因 : 

附錄 1- 78


(a) 國內如引進國外先進技術 , 會使國內依靠國外之專家業者 , 毫無競爭能 

力 , 目前宜積極鼓勵國人自己研發本土之程式。 

(b) 如果先進技術指的是商業軟體 , 則決不可行 , 本土化應為本土發展 , 公 

諸大眾 , 大家均可加入開發利用評斷。 

(c) 國外技術並非唯一的選擇 , 適當的檢驗、修正、建立國內自己的模式 , 

皆是未來必走的方向。 

(d) 對於參數決定 , 一樣不可靠。至於傳輸計算 , 國內外相去不遠。 

(e) 一般國外軟體多為商用程式 , 難以修改其中之程式 , 除非其程式發展參 

與者在台灣 , 或與其原發展單位合作 , 然屆時成本將會大幅提高。 

總而言之 , 引進模擬模式有其優缺點。優點為 (a) 提昇國內模擬計算應 

用之水準 ;(b) 現成的東西馬上可用 ;(c) 國外現有程式或技術比較快速 ;(d) 

可節省國內自行研發之時間、人力等。缺點為 (a) 影響學界研發之意願 ;(b) 

如牽涉版權 , 在本土化上可能不易 ;(c) 移轉本土化尚需時間測試、改良 ;(d) 

無法完全瞭解模式的限制 , 模式參數之選取等問題 ;(e) 引進之國外模式大 

都不含原始程式 (Source Code), 僅能應用不能修改。 

(4) 國外模擬模式可以適用於本地環境影響評估者如下列。 

(a) 水理模式 :CORMIX 與 Norman Brooks 之混合模式、Mike 21 系列、Delft 

系列、MIT 模式。 

(b) 水質模式 :WASP 系列、WQMAP 模式 ( 國家高速電腦中心研推組流力環 

工小組 ,1997)、Mike 21 系列、Delft 系列。 

(5) 目前國內自行研發模擬模式應用上已有不錯成績的應用區域。 

(a) 近域模式用於電廠溫排水 ( 北部地區 , 南部核三廠 ) 

(b) 遠域模式用於淡水河口外海和澎湖 

(c) 河川、河口及西部海岸變化 ( 緩坡海岸 )。 

(d) 淡水河口及附近海域之污染模擬。 

(e) 成大水工所曾對台灣西部整個海域 , 應用所發展之海洋污染模式進行多 

年之研究分析 , 目前僅有彰濱及離島計畫的區域海洋模式。水理與水質之 

量測資料仍持續收集中 , 並用於模式驗證。其他區域的模式應用之研發工 

作依舊持續進行。雖然水質的驗證成果較貧乏 , 但水理的驗證上已有不錯 

的成績。 

(f) 海岸或海域溢油擴散模式 

(g) 台大水工所研究群在淡水河水質之研究 , 一方面求得模式中區域之參 

數 , 另方面與實測值比較 , 值得肯定與鼓勵。 

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(6) 對於水污染擴散模擬所得之環境影響評估結果 , 大多認為未達可信的 

程度。 

(7) 各單位研究之模式 ( 商業軟體除外 ) 公開時應包括 : 模式應用範圍與限 

制、模式原理與假設、數值方法與原始程式 ( 是否公開原始程式 , 爭議 

仍多 )、經驗係數率定方法與結果、驗證方法與結果、實測資料。 

(8) 使用模式時應注意事項 : 

(a) 模式前處理 : 模式應用範圍與限制、污染物特性與模式之相關性、模式 

所需資料是否可得。 

(b) 理論之基礎 : 模式原理與假設、經驗係數值是否適當。 

(c) 數值之分析 : 數值技巧、網格建立之條件、計算之時空大小關係 ( 穩定性 ) 

率定與驗證及其結果、數值精度。 

(d) 模式後處理 : 結果之可信度、輸出誤差與誤差範圍。 

(e) 其他支配套 : 操作是否方便、所需硬體設備、執行效率、模式之發展性。 

(9) 贊同海洋水污染擴散模式需要連結良好的圖形功能 , 以便於察覺錯 

誤 , 並利於展示模擬結果 ; 同時 , 以目前廣泛應用之時代科技 GIS 與 

模式系統結合是可行。 

基本上皆認為與 GIS 結合可行 , 且並無太大困難度。在操作上 , 需要 

熟悉 GIS 系統軟體者依需求所建置模式之後處理系統 , 模式使用者即可應 

用一建置完備的後處理系統。不過 ,GIS 的資料僅可提供現場量測時正確的 

座標位置 , 現場量測所得的資料仍需其他儀器設備的配合 ; 而整合台灣沿海 

地區的 GIS 資料 , 仍需大量的人力與財力。目前若以此方式結合 , 將有其 

優點與遭遇的困難。 

優點 :(a) 使決策者一目了然。 

(b) 在模式的輸入與輸出部份 , 若能結合 GIS 將事半功倍。 

(c)GIS 可整合現有資料 , 作圖形與資料庫展示 , 並可結合計算模式 , 

為模擬展示有效工具。 

困難 :(a) 有多種 GIS 軟體 , 有選擇上的困擾。 

(b) 如果利用 GIS 作為展示工具並無困難 , 如想以 GIS 作為決策支援 

或管理工具 , 商業軟體則有其限制。 

(c) 結合之技術細節 , 尚待克服。 

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(10) 贊同應整合建立模式庫資料庫 , 至於由誰負責整合建立則意見分歧。 

(11) 海洋實測資料仍為模式模擬率定與驗證必要的資料 , 執行模式前必須 

收集分析的資料包括物理水理資料與生物化學資料。 

(a) 水理資料 : 地形水深、潮汐水位、海潮流、風速風向、紊流擴散係數、 

河川流量與歷線、污染物入流歷線、波浪資料、颱風資料等。 

或視模擬對象而需溫度、濁度、日照 / 雲層、底泥、河口區域 

的鹽度 , 較深的水域之垂直剖面資料、水域之密度剖面。 

(b) 生化資料 : 水質 (pH 值、BOD、COD、懸浮固體、大腸桿菌群、總油脂、 

溶氧、酚類、重金屬、水溫、氨氮、總磷 )、生化反應參數 , 

生物因子 , 生態調查、葉綠素、葉綠素 a、污染源與污染量、 

底質有機物含量和粒徑分析、底泥及毒性物質。 

(12) 皆贊成應整合建立資料庫 , 但必須在公平、公開、公正的條件下 ; 至 

於由誰負責整合建立則意見分歧。 

(13) 資料庫應包括 : 物理環境資料庫、GIS 資料庫、化學資料庫、生態資 

料庫、水質資料庫等。 

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第五節「海洋水污染擴散影響評估」具體作業程序、 

進行步驟及其相關內容之規範研析 

事業開發行為或政府政策建設在提出「海洋水污染擴散影響評估」時 , 其作 

業程序該如何 ? 進行的步驟該如何 ? 經由先前的相關法規綜合探討到並無明確 

的規定 , 導致於制度施行的過程中衍生出評估者的抱怨與審查者無謂的困擾。故 

而經由相關法規研析與闡釋 , 於前節中已擬定數項準則以作為依循。於此 , 為能 

提昇環評主管單位審查作業之效率及公平性 , 我們將根據準則的要求下 , 經過討 

論海洋擴散模擬的過程 , 並以問卷調查徵詢專家學者的意見 , 更進一步彙整擬定 

具體作業程序及進行步驟。 

首先 , 將所研析擬定的具體作業程序 , 以流程圖示之如下 : 

步驟一 

擴散污染源之分析 

1. 污染物質含有的成份 

2. 處理的方式 

3. 處理的數量 

步驟二 

海域環境背景資料之蒐集與分析 

1. 水文、氣象、地象、以及水質等資料 

2. 必要時資料補遺 

3. 說明資料來源 

4. 陳述資料分析方法 

步驟三 

水污染擴散問題的分析界定 

1. 評估擴散問題的類型與性質 

2. 模擬的區域範圍 

3. 合理的假設 

4. 陳列相關文獻 

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步驟四 

建立或選取適當擴散模擬模式 

1. 理論基礎方面 : 

控制方程式 , 相關的係數、參數 , 邊 

界處理 , 相關之經驗公式或數據 

2. 數值分析方面 : 

格網分佈 , 格網間距 , 時間間距 , 數 

值方法 , 解析技巧 , 初始條件 , 邊界 

條件 

步驟五 

擴散模式之率定與驗證 

1. 引用數據之來源及取得方法 

2. 待定參數率定 

3. 模式驗證 

步驟六 

模擬結果之分析與討論 

1. 模擬情況之條件 

2. 結果整理分析 

3. 結果展現 : 特性值 , 表列 , 圖示 ,GIS 

4. 污染擴散影響討論 

步驟七 

評估模擬結果之影響程度 

1. 評估是否會造成環境的影響 

2. 對環境影響的程度為何 

3. 是否需要提供防範或管制措施 

4. 是否需要替代方案等 

接著 , 我們將就所擬定的具體作業程式 , 來詳細說明進行步驟。分述如下 : 

一、擴散污染源之分析 

由於事業開發行為或政府政策建設所製造的污染物或污染溶液以海 

洋作為棄置或排放環境時 , 須作海洋水污染擴散影響評估 , 而在評估作業 

之初步 , 須對其所製造的污染物或污染溶液作分析 , 瞭解污染物質本身含 

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有的成份。除了要知道污染物質的成分中有那些會造成環境的危害、生態 

的危機、或者影響環境的品質之外 , 尚且須說明處理的方式 , 以及處理的 

數量。如此才能夠知道須模擬的項目 , 且由方式和數量始可作為後續模擬 

的依據。舉例來說 , 關於火力電廠的興建 , 當其完工開始運作時因冷卻需 

要會排放出熱廢水 , 所於其污染源成分為溫度 , 所以須詳述排放溫度為多 

少 ? 以何種方式排放 ? 及每單位時間排放量。 

二、海域環境背景資料之蒐集與分析 

在海洋水污染擴散影響評估的課題下 , 所謂的環境背景即為海洋水 

域 , 亦即所欲模擬污染源的承受水體之處所 , 故而在作水污染擴散模擬之 

前 , 須對模擬之水體及其環境有所認知。即於此步驟 , 須先收集分析所欲 

模擬區域之水文、氣象、地象、以及水質等海域環境背景資料 , 再來就資 

料加以整理 , 以提供接續擴散模式模擬時之所需。換句話說 , 在收集與分 

析資料時 , 有必要考量模式模擬之相關訊息 , 例如模擬區域、模擬方式、 

邊界條件、起始條件、流場驗證與濃度等值驗證等。故而 , 所收集的資料 

務必力求詳盡與確實 , 若有短缺之處則須儘可能補足 , 資料蒐集及補足之 

辦法可以現場量測或以有學理根據的補遺方法推估。而資料分析的方法力 

求完備 , 以免提供錯誤的資訊 , 導致錯誤的模擬結果。因此 , 於此步驟須 

詳列環境背景資料並說明其來源 , 同時闡述分析的方法。 

三、水污染擴散問題的分析界定 

當要處理問題時 , 必須對問題本身有所瞭解 , 如此才能夠找出解問題 

的根本之道。同樣地 , 在海洋水污染擴散模擬之前題下 , 要知道所欲模擬 

問題之所在 , 所以須根據前兩步驟的訊息來評估擴散問題的類型與性質 , 

說明模擬的區域範圍。另外 , 由於以現今的科技實難含括所有的機制或效 

應 , 因此合理的假設在所難免 , 以使問題能夠更明確。例如前面所舉電廠 

之例 , 可知道是溫度擴散的問題 , 而如果海域於水深垂直方向的物理性質 

為均勻趨向 , 如此經假設可知道為二維溫度擴散問題。總言之 , 於此步驟 

須將前兩步驟的訊息 , 與污染擴散的主題進行關聯分析 , 使得問題能夠明 

確呈現 , 並陳列相關此類問題探討的文獻 , 以利後續的模擬不致偏離主軸。 

四、建立或選取適當擴散模擬模式 

目前國內外海洋污染擴散數值模式的種類繁多 , 各種模式均有其適用 

條件與優劣之處 , 故而擴散模擬中所使用的模式究竟適合與否 , 這須憑前 

一步驟所分析出的問題特性 , 與電腦資源的配合而定。不論是選用現有模 

附錄 1- 84


式或自行建立模式來模擬時 , 除了模式適合度考量外 , 亦須確保模式模擬 

的正確性 , 這可由模式模擬的理論基礎與數值分析兩方面來檢定。 

在理論基礎方面須詳列控制方程式 , 以及相關的係數、參數和邊界處 

理 , 而若需引用相關之經驗公式或數據時 , 須詳加說明解釋。藉此可清楚 

窺知理論的數學表達是否足以完整描述模擬問題的物理特性 , 從而認知模 

式的立論出發是否有誤 , 可作為對模式的初步評估。 

在數值分析上須詳附格網分佈 , 說明格網間距、時間間距、數值方法 

與解析技巧 ; 而初始條件的選取 , 可歸納第一、二步驟之分析資料得到。 

由數值分析可以知道模式進行數值運算是否合乎邏輯 , 是否合乎數值方法 

的限制。 

五、擴散模式之率定與驗證 

欲確立數值模式之可行 , 須經過率定與驗證的程序。率定的過程係針 

對模式中的待定參數 , 經模式運算結果與已知正確數據比較而設定此些參 

數的特定值或範圍的過程 ; 而驗證過程係針對整個模式而言 , 經模式運算 

結果與已知正確數據的變數比較而獲致模式可行的過程。關於已知正確數 

據的引用 , 一般可從解析解或實驗室實驗資料擷取 , 然而由於海域現況複 

雜 , 所以最好有現場實測數據以供率定及驗證。尤其是目前水質數值模式 

之發展仍未臻成熟 , 模式中經常包含數個未知參數待定 , 故而須經由實測 

資料來率定 , 或配合敏感度分析來率定參數值的範圍。總而言之 , 在此步 

驟中須呈現率定參數的說明、率定及驗證過程的陳述 , 與引用數據之來源 

及取得方式。 

六、模擬結果之分析與討論 

針對先前步驟所列的污染問題 , 在各種不同條件下進行數值模擬後 , 

可獲得流場相關變數的數據 , 這些結果仍須整理分析和討論。結果分析整 

理的方式可以特性值 ( 如最大濃度 )、表列或圖示等表示法呈現 , 其中陳述 

或說明力求簡單明瞭。亦可結合動態的 GIS 來展現 , 使結果歷程得以展現。 

分析及討論係為評估之依據 , 透過此步驟始能瞭解污染擴散的情況。故此 

步驟須說明模擬情況的條件 , 呈現分析整理之結果 , 針對污染擴散影響討 

論。 

七、評估模擬結果之影響程度 

附錄 1- 85


最後進入評估的步驟 , 根據前述結果與討論來作成結論 , 評估就此水 

污染擴散問題是否會造成環境的影響 , 對環境影響的程度為何 , 是否需要 

提供防範或管制措施 , 與是否需要替代方案等。而撰寫評估結論時須語意 

清楚 , 不可模擬兩可交代不清。同時 , 評估的態度須實事求是 , 本諸良心 

不可欺瞞。 

附錄 1- 86


第五章海洋水污染擴散模擬模式系統評價 

為了更容易瞭解自然界中物理、生化的機制與現象 , 或者尋求解決 

工程上所遭遇的相關問題 , 通常均會藉由物理、生化領域中一個簡化過 

程 :「模擬模式系統」來研析。模擬模式一般可區分為三類 , 即 (1) 物理 

尺度模式 (Physical scale models), 藉由因次分析整理出尺度參數 , 再配合 

實驗數據或現場量測資料 , 經歸納分析獲得與尺度參數關聯的表達式 ; 

(2) 解析模式 (Analytical models), 針對問題所著重的要點 , 將數學描述方 

程式做合理的簡化 , 並經數學解析獲致以數學式表示的解答 ;(3) 數值模 

式 (Numerical model), 根據完整的數學描述方程式 , 配合數值求解方法 

來建構整體模式 , 同時應用電腦的軟硬體設施 , 直接以數值運算求解。 

近年來海洋模擬科技的研發 , 已逐漸摒棄過分依賴經驗性的物理尺度模 

式 , 以及受個案限制的解析模式 , 轉向採用已相當普遍的數值模擬來進 

行環境影響評估。然而 , 目前國內數值模式系統之使用工具良莠不齊 , 

不易確保模擬結果的品質 , 對模式系統做一客觀而合理的評價有其迫切 

需要性。再由前述章節對海洋水污染擴散模擬作業程序與步驟的探討 

中 , 可獲悉模擬的諸多過程皆與數值模式息息相關 , 分別扮演著模式模 

擬的前處理與後處理工作 , 顯示模擬系統更佔有成敗關鍵的份量 , 對其 

評價乃屬必須。 

在海洋水污染擴散模擬的主題下 , 有必要同時考慮海洋水理動力與擴散模 

擬系統 ; 基於海洋水體物理機制的階段性差異 , 又須區分為近域與遠域兩部分模 

擬。在進行模擬模式系統評價時 , 需先確立模式評價的依據 , 並針對擴散模擬模 

式之建構、運作、操控與配套措施等過程作完整性考量 , 以下列四個方向來研討 

其評估準則 :(1) 遠域及近域模擬系統之可靠性與適當性 ,(2) 模式率定與驗證程 

序 ,(3) 操作與應用之方便度與展示功能 , 與 (4) 資料庫支援系統之設計。在評價 

準則確立的同時 , 本研究就國內常採用之模式進行評價 , 遴選推薦其中較具國際 

聲望之模式系統 , 期望能達到技術轉移或本土化的功效。為了方便逐項評價檢驗 

所遴選的模式系統 , 本研究先將模式之特性整理剖析 , 如附錄 3 所示。其含括的 

近域模式為 JETLAG、IMPULSE、CORMIX 模式系統以及美國 EPA 的四個模式 ; 

遠域水理動力模式為 TRISULA、MIKE 21 HD、CAFE、TEA、SEACIRCUS、 

WIFM 、 TRIDEN 以及 TSTRATAFLOW ; 遠域水質擴散模式為 WASP 、 

CE-QUAL-W2、DBS、IMPAQT、DISPER、MIKE-21 AD&WQ 以及 WQMAP。 

附錄 1- 87


第一節遠域及近域模擬系統之可靠性與適當性評估 

探討海洋水污染擴散時 , 一方面由於所含括的機制與影響因素十分繁複 , 

存在許多尚未明瞭之交互作用與自然現象 , 使得部分理論對問題的模擬需要應用 

閉合機制的配合 ; 另一方面 , 基於海域地象環境的複雜性以及海氣象的變化無 

窮 , 更使模擬模式系統的建構益形困難 , 因此於模擬模式的建構上 , 通常都根據 

所探討區域之環境流場特性 , 作適度的簡化與假設 , 並區分為近域與遠域的模 

擬 , 使模擬模式能夠適切描述所探討的問題及實際運作。在本研究中有關水理動 

力與污染擴散水質模擬模式之結合 , 將模擬模式區分為兩階段與兩類型的處理方 

式 , 理論上應屬可行 , 同時在專家問卷中亦獲得一致的贊同。至於實際上所建構 

的模式運作是否可靠 ? 不同階段與類型間的結合與運算是否適當 ? 仍須進一步 

評估模式建構的可靠性與適當性 , 才能確保模擬模式之效能與模擬結果之品質。 

一、模式可靠性評估 

( 一 ) 模式系統之假設條件與應用限制 

海洋水污染擴散流場須遵循質量守恆與動量守恆相關定律 , 而模式系 

統建構之基礎架構由數學模式構成 , 故首先必須整理出一組能描述模擬流 

場的方程式。一般基於所考慮的流場特性、或所欲考量的物理效應 , 往往 

會提出一些假設 , 並在這些假設的前提下 , 對描繪流場的控制方程式作適 

度的處理與簡化。當然 , 這些假設必須是合理的 , 否則模式的控制方程組 

便無從成立。模擬模式所作的合理假設 , 構成模式可應用的範圍與合理精 

度的限制。本研究階段將以定性方式對模式之建構基礎進行評估 , 包含其 

所考量的效應 , 並具體釐清模式的應用範圍與限制條件。 

1. 近域模式評估 :JETLAG (Lee, 1990);IMPULSE (Chu, 1977);CORMIX 

系統 (US EPA, 1993);EPA 系統 (US EPA, 1986) ;Carter et al., 1973 

(1) 在近域模式方面 , 這些模式建構的基本觀點可分為兩類 : 以拉氏 

(Lagrangian) 觀點建構之隨瞬時變化之非穩定的拉氏模式 (LM), 及以尤 

拉 (Euler) 觀點出發建構之穩定態的尤拉模式 (EM)。基本上 , 這些模式 

對射流作整體考量 , 射流元素或射流斷面的總量須滿足守恆控制式 , 

亦即將守恆式對射流元素或斷面進行斷面積分而得到流場控制方程 

式。在拉氏觀點下 , 流場變數為時間的函數 , 同時假定射流元素之變 

數值為均勻的平頂分佈 (top-hatted distribution); 在尤拉觀點下 , 流場 

變數則為空間的函數 , 不考慮時變項 , 同時假定射流斷面之變數值為 

高斯分佈 (Gaussian distribution)。換言之 , 尤拉模式可預測流場變數之 

附錄 1- 88


空間分佈情形 , 而拉氏模式可預測射流場變數的排放歷程或瞬時變 

化 , 其變數之空間分佈情形則須集合同時段的變數數值而成。 

(2) 排放型態與方式 : 射流排放的考慮有單孔、多孔或狹縫型態以潛置方 

式排放 , 或者由渠槽以表面方式排放。 

(3) 排放角度 : 排放的角度一般以水平 (0°) 和垂直 (90°) 排放居多 , 為了配 

合調節特殊混合效應考量 , 除了 CORMIX3 與 ULIN 模式僅侷限於水 

平排放外 , 大部分的模式均可變動其排放的角度。 

(4) 模擬流型 : 射流體的動量與密度差異決定射流的型態 , 只有動量時為 

純射流 , 當動量極小且由密度差異主控時則為浮流 , 其他以此兩種機 

制交替主控者則為浮昇射流。據此可知 , 只有 IMPULSE 模式限於浮 

流流況 , 其餘模式則不受流況限制。 

(5) 環境條件的考量方面 , 模式皆可適用於環境密度分佈呈現層變的流 

場。除了 EPA 的 3 個模式 UMERGE、UDKHDEN 和 ULINE 可適用 

於任意的流型態 , 其餘模式均將環境流速假設為等速流。 

2. 遠域水理動力模式評估 :TRISULA (Delft Hydraulics, May 1993);MIKE 

21 (Danish Hydraulic Institute, 1998);CAFE (Wang, 1990;Wang, 1978; 

Wang and Connor, 1975;MIT, 1975);TEA (MIT, 1984);SEACIRCUS 

(Tong, 1989);WIFM (WES, 1978);TRIDENT (1985);STRATAFLOW 

(1) 在遠域模式方面 , 水理動力模式主要是由質量與動量守恆式所構成。 

(2) 模式維度 :STRATAFLOW 模式的建構為垂直多層式的三維 , 其餘模 

式則為水平二維 , 係採取水深平均方法來建構。通常流場參數能夠以 

水深平均表徵 , 係基於實際流場於垂直向有良好之混合情況。 

(3) 模式中考慮的效應除了 STRATAFLOW 模式不考慮渦流黏滯項外 , 其 

餘均包括傳輸、渦流黏滯、重力、風應力、底床應力與科氏力等項。 

基本上 , 由於實際海域流場為紊流 , 所以必須考量渦流黏滯項 , 但若 

以波浪場演算為模式之主軸 , 則不需考慮此項。風應力的考量係針對 

風驅動環流的效應 , 科氏力效應則在大範圍的流場才有明顯的作用 , 

而這些效應的考慮亦說明適用的模擬流場。 

(4) 邊界 : 所有模式均含括開放邊界 , 除了 TRISULA 模式設計有可移動 

附錄 1- 89


的陸岸邊界 , 即流場可以進出陸岸外 , 其餘模式陸岸邊界均以固定不 

變來處理。 

(5) 綜言之 , 這些流場機制或條件的考量 , 配合其所採用的係數條件 , 每 

個模式或多或少有所差異 , 其所能應用的範圍亦有所差異。 

3. 遠域水質模式評估 :WASP5 (US EPA, 1993);CE-QUAL-W2 (US Army 

Corps of Engineers, 1994);DBS (Delft Hydraulics, 1995);IMPAQT (Delft 

Hydraulics, 1994);DISPER (MIT, 1976a;MIT, 1976b;Christodoulou et al., 

1976;Leimuhler, 1974);MIKE 21 (Danish Hydraulic Institute, 1998); 

WQMAP (Applied Science Associates, Inc., 1997) 

(1) 擴散水質模式主要係由傳輸擴散方程式以及源流項 (source term) 的模 

擬組成 , 演算時一般須結合水理動力模式來進行。這些模式中 , 只 

有 DBS 和 IMPAQT 模式之傳輸擴散採用 DELWAQ 模式 , 結合 

TRISULA 水理動力模式 , 其餘模式皆有自身發展的傳輸擴散模式與 

水理動力模式 , 不過 WASP 之水理動力模式在物理機制上較弱 , 但 

因其與其他模式結合能力甚佳 , 可由使用者自行結合較佳之水理動 

力模式以增強齊模擬效能。 

(2) 可處理之污染型態 : 前述之各擴散水質模式 , 均可處理一般污染源、 

熱污染與水質的轉化。對於水體因一般污染物之污染 ( 特別是過量的 

營養鹽或有機質 ), 導致優養化甚至紅潮的現象 ,WASP、 

CE-QUAL-W2、DBS、MIKE21、WQMAP 皆有詳細的處理。WASP 

為美國環保署所研發 , 由於模式本身放在網路上對外公開 , 使用者 

可自行免費下載原始程式及使用手冊。經過近 20 年反覆討論及修 

訂 , 再加上本身豐富的優養化模擬經驗 ,WASP5 中的 EUTRO5 子程 

式已相當成熟 ,WQMAP 的優養化模擬部分乃直接套用。至於毒性 

物質 , 一般可分為微量有機毒物、重金屬及其他 ( 致病菌、生化戰劑 

等 ),WASP 和 IMPAQT 模式因含有毒性物質模式 , 可處理微量有機 

毒性污染物 ;WASP、IMPAQT、MIKE21 可以處理重金屬污染 ; 

WQMAP 可以處理致病菌之污染。 

(3) 不論是水質轉化、優養化模式或毒性物質模式 , 由於其變化及交互 

作用之錯綜複雜 , 目前科學界對很多現象之解釋仍眾說紛紜 , 許多 

公式及理論皆為經驗式 , 所以隨著所考量處理污染源的不同 , 適用 

範圍亦隨之而變。 

附錄 1- 90


(4) 在水理動力模式的配合下 , 使這些擴散水質模式均適用於河川、湖 

泊、水庫、河口與海岸等水體 ,CE-QUAL-W2 因假設橫向均質並對 

其作平均 , 較適用於狹長型水體。 

經由針對各模式的理論基礎、假設條件、與適用之環境背景條件等之 

評估 , 本研究將模式的設計機制特性加以整理 , 並歸納實際之應用範圍與 

限制。近域模式方面 , 表 5.1(a) 為模式設計機制、表 5.1(b) 為模式應用範 

圍與限制 ; 遠域水理動力模式方面 , 表 5.2(a) 為模式設計機制、表 5.2(b) 為 

模式應用範圍與限制 ; 遠域擴散水質模式方面 , 表 5.3(a) 為模式設計機制 , 

表 5.3(b) 為模式應用範圍與限制。 

近域模式 

JETLAG IMPULSE 

評估項目 

模 

式 

設 

計 

表 5.1(a) 近域模式之設計機制 

CORMIX 

EPA PROGRAM 

(1) (2) (3) (1) (2) (3) (4) 

類型 LM LM EM EM EM LM 

維度 3-D 3-D 2-D 2-D 3-D 2-D 

排放型態單孔單孔單孔多孔渠槽單孔多孔多孔狹縫 

排放方式潛置潛置潛置潛置表面潛置潛置潛置潛置 

排放角度 0°~90° 0°~90° 0°~90° 0°~90° 90° 0°~90° -5°~130° 90° 

模擬流型浮昇射流浮流浮昇射流浮昇射流浮昇射流浮昇 

射流 

浮昇 

射流 

浮昇射流浮昇 

環流速等速流等速流等速流等速流等速流等速任意的流型態 

境 

流 

條密度分佈 

皆容許呈現密度分佈之層變流況 

件海流相對 0°& 90° 0° & 90° 90° 90° 15°~135° 0°~ 

於排放管 

角度 

射流 

180° 

CORMIX SYSTEM:(1) CORMIX1,(2) CORMIX2,(3) CORMIX3 

EPA PROGRAM:(1) UOUTPLM,(2) UMERGE,(3) UDKHDEN,(4) ULINE 

表 5.1(b) 近域模式之應用範圍與限制 

模式名稱 

JETLAG 

模式適用條件 

水下單一排放孔放流之層變流場 

附錄 1- 91

IMPULSE 

CORMIX1 

CORMIX2 

CORMIX3 

UOUTPLM 

UMERGE 

UDKHDEN 

ULINE 


水下單一排放孔之層變流場 

水下單一排放孔之層變流場 

水下多孔擴散管放流之層變流場 

水表面排放渠槽放流之層變流場 

水下單一排放孔放流之層變流場 



水下排放狹縫放流之層變流場 

附錄 1- 92


評估項目 

遠域模式 

表 5.2(a) 遠域水理動力模式之設計機制 

RISULA 

(DHL) 

T 

IKE-21 

HD (DHI) 

M 

AFE 

(MIT) 

TE 

A 

(MIT) 

SEA 

CIR 

CUS 

IFM 

(CERC) 

TRI 

DE 

NT 

(CFMI) 

STRATAFLOW 

維度 2-D 2-D 2-D 2-D 2-D 2-D 2-D 3-D 

數值方法 FD FD FE FE FE FE FE FD 

傳輸項 a a a a a a a a 

模渦流黏滯項 a a a a a a a r 

式重力項 a a a a a a a a 

設風應力項 a a a a a a a a 

計底床應力項 a a a a a a a a 

科氏力項 a a a a a a a a 

陸岸邊界移動固定固定固定固定固定固定固定 

上陸處理可不可不可不可不可不可不可不可 

開放邊界有有有有有有有有 

表 5.2(b) 遠域水理動力模式之應用範圍與限制 

模式名稱 


TRISULA (DHL) 2-D 適於垂向混合良好的流場 , 

3-D 適於風驅動環流問題 , 局部混合或層流問題 ( 垂直向變化重要 ), 如 

河口之海水入侵、清水河流排放至海灣 , 具溫度層變之湖泊與海域模擬 

流場中在任何位置和任何深度的溫排水、放流排放與冷卻水進流。模擬 

交替潮汐沙洲的乾枯與氾濫 , 密度驅動流 ( 非均勻溫度和鹽度分佈造成 )。 

MIKE-21HD (DHI) 模擬湖泊、河口、海灣、沿岸地區中 , 各種作用力所造成的水面變化及 

水流。應用的水力現象包括潮汐交替與海流、暴潮、二次環流與渦漩、 

港灣波動、壩體崩潰、海嘯等。 

CAFE (MIT) 模擬潮汐和風驅動流場 , 混合良好流場 , 模擬沿岸水體環流 , 冷卻系統 

進口環流 

TEA (MIT) 模擬小港灣內的環流 , 潮汐震盪與穩定沿岸流驅動之環流場 , 電廠排放 

與潮汐作用之海灣環流 

SEACIRCUS 模擬包含環流現象的區域 , 如突出岬或防波堤的下風邊。 

WIFM (CERC) 模擬長波行為的問題 , 模擬潮汐環流、暴潮、海嘯氾濫。能夠模擬風、 

河川入流和出流、潮汐作用所衍生的流場。可以模擬潛沒、露出、或在 

其上障礙物。 

附錄 1- 93


TRIDENT (CFMI) 適於模擬潮汐和風驅動環流的流場 , 可模擬海岬非穩定的渦漩逸出。 

STRATAFLOW 曾用來模擬台灣海峽的系統 , 主要建議用來模擬風衍生的 upwelling 行 

為。模擬沿岸水體的湧升 (upwelling) 與下滑 (downwelling)。 

表 5.3(a) 遠域擴散水質模式之設計機制 

模式名稱 WASP CE-QUAL- DBS IMPAQT DISPER MIKE-21 

評估項目 (USEPA) W2 (WES) (DHL) (DHL) (MIT) (DHI) 

WQMAP 

模式維度 1D~3D 2D 2D~3D 1D~2D 1D~2D 2D 2D~3D 

數值方法 FD FD FD FD FE FD FD 

質量傳輸 WASP5 b DELWAQ DELWAQ b M21AD & WQ b 

採用 

水質轉化 EUTRO5 b b b b M21WQ & EU WASP-EUTR 

O5 

環境毒性 TOXI5 r r b r M21ME r 

熱污染 b b 含在 TRISULA 中 b b b 

可 

單一放射性 

放射性污染物 b 

核種 ( 碘 , 銫 ) b r b 

處 

理微量有機毒物 b r b r r r 

鉻 , 硫化金 

之 

含溶解及 

屬 ( 鎘 / 鋅 / 銅 

液重金屬 

r 

? 

吸附相 

/ 鉛 ), 砷 , 

b r 

態 

錯合物金屬 

污其他毒性物質 

染 ( 致病菌、生化戰劑等 ) 

b r r r r 致病菌 

a 

型一般污染物 ( 營 

有機微量 

態 

b b b 

養鹽 , 有機物 , 金屬等 ) 污染物 b b b 

a 

毒性污染物 b r r b ? b r 

b : 模式包括此項 ;r: 模式不含此項 ;?: 資料不足 , 無法評估 

a: 污染物種類依其對水體污染危險特性而分為「一般污染物」(conventional pollutant) 及「毒 

性污染物」(toxic pollutant)。 

表 5.3(b) 遠域擴散水質模式之應用範圍與限制 

模式名稱 

WASP 

(USEPA) 

CE-QUAL-W2 

(WES) 

DBS 

(DHL) 

IMPAQT 

(DHL) 


適用於河川、湖泊、水庫、河口、海岸、海洋等之一般污染物、熱 

污染、放射性污染物、重金屬、毒性污染物、及優養化情況評估 

適用於狹長型河川、湖泊、水庫、河口等之一般污染物、熱污染、 

及優養化情況評估 

適用於河川、湖泊、水庫、河口、海洋等之一般污染物、熱污染、 

及優養化情況評估 


污染、放射性污染物、重金屬、毒性污染物 

附錄 1- 94

DISPER 

(MIT) 

MIKE-21 

(DHI) 

WQMAP 



污染、放射性污染物 

適用於湖泊、河口、海岸、海洋之一般污染物、熱污染、放射性污 

染物、重金屬、毒性污染物、及優養化情況評估 


污染、放射性污染物、及優養化情況評估 

附錄 1- 95

( 二 ) 數值方法與物理參數 


雖然前述之數學模式可以完整描繪流場 , 然而由於其中含括項目繁 

多 , 且有非線性項目 , 往往無法直接以數學方法解析 , 數值模式必須藉助 

數值方法 , 將連續性的流場控制方程式轉化成離散式 , 再以數值解析技巧 

進行解析。不論採用的數值方法是有限差分法 (FD)、有限元素法 (FE) 或邊界 

元素法等 , 其處理上的共通點是須對流場作網格分割 , 計算的結果勢必會 

受到數值解析技巧、離散方法、網格分割與變數佈置方式的影響 , 以致涉 

及計算結果的精確度、數值收斂性、與數值穩定性。目前在數值解析技巧 

方面 , 不論是以顯性法、隱性法或半隱性法來計算 , 均已發展出許多不錯 

的計算流程 , 爭議性較少。離散方法之精確數階愈高 , 計算結果的精確度 

就愈佳 , 計算收斂性也愈好。網格分割一般需加以設限 , 在有限差分法下 , 

非均勻網格之相鄰格距比多以 1.2 為上限 ; 在有限元素法下 , 非均勻元素之 

相鄰邊長比以 1.3 為上限 , 以確保計算穩定性。變數的佈置則視流場情況而 

定 , 例如當流場內出現壓力震盪時 , 需調整為交錯 (Staggered) 佈置的 MAC 

網格。 

模式中通常含有或多或少的物理參數 , 但水質模式中因對生化機制的 

瞭解有限 , 常含括甚多的未知參數。這些參數值或可經由理論解析而得 , 

但大部份必須根據試驗或與實測資料率定而得。由於參數的未定性 , 參數 

值之選定與數值模式之可靠與否息息相關 , 如果採用正確或有效的參數值 

時 , 模式計算不但容易收斂 , 其結果亦符合精確度。換言之 , 參數值是否 

設定得當 , 對於模擬的結果會有迥然差異的深遠影響 , 故掌握評估這些參 

數有其必要性。一般評估的方式係針對模式作參數的敏感度分析 , 亦即逐 

一變動模式中的參數值 , 並將其對應的計算結果差異以百分比表示 , 如此 

可評估參數對模式的影響程度 , 進而確立參數對模式的影響指標。例如 , 

若 C 表溶氧量 , 

p i 

為影響溶氧量之某參數之設定值種類 , 因為溶氧量為此 

參數的函數 , 其關係可表示成 C = f p ) , 則單位溶氧量之變化量 ( ∆ C C ) 

( 

i 

與單位參數值之變化量 ( ∆ p i 

pi 

) 的關係可表示為 : 

∆C 

⎛ ∂C 

pi 

≈ 

C 

⎜ ⋅ 

⎝ ∂pi 

C 

⎞ ∆p 

⎟ ⋅ 

⎠ pi 

i 

∂C 

其中 = 

∂p 

i 

f ( p +∆ 

i 

1 

pi 

) − f ( pi 

−∆ 

2 

pi 

) 

∆ 

1 

p 

i 

+∆ 

2 

p 

i 

式中 , ∆ C 表示 C 的變化量 , ∆ p i 

, ∆ p i 

表示的變化量 

1 

2 

p i 

附錄 1- 96

模式參數 

∂C 

p 

則 S i 

i 

= ⋅ 可定義為參數 p i 的敏感度。 

∂p 

C 

i 


當 S 的絕對值愈大時 , 表示此參數愈敏感 ; 反之 , 當 S 的絕對值愈小 

i 

時 , 則表示此參數愈不敏感。表 5.4 為成大水工所評估 MIKE21 時所例舉之 

分析結果 ( 台南水工試驗所 ,1994)。 

底床摩擦係數 

(k) 

擴散係數 

(ft2/ft) 

BOD 袪氧係數 

(k 1 , 1/day) 

再曝氣係數 

(k 2 , 1/day) 

底泥耗氧速率 

(D B , mg/1/day) 

參數值 

− ∆ 

pi 2 

p i 

參數值 

p 

i 

表 5.4 敏感度分析範例 

參數值 

+ ∆ 

pi 1 

p i 

溶氧濃度 

f p i 

−∆ 

p ) 

( 

2 i 

溶氧濃度 

C = f p ) 

( 

i 

i 

溶氧濃度 

f p i 

+ ∆ p ) 

( 

1 i 

S 

i 

(%) 

0.00025 0.00025 0.025 6.2491 6.2491 6.9973 0.132 

×10 -3 

62.3 623 1869 4.8506 5.4410 6.1444 8.199 

0.25 0.3 1.5 3.3538 4.3098 4.3564 5.583 

0.25 0.3 1.5 6.1548 5.0740 5.0153 5.390 

0.2 0.6 1.4 6.1700 6.5760 6.7791 4.631 

資料來源 : 台南水工試驗所 ,1994,「水質水理數值模式之品質研究及 MIKE21 模式之接收與應用」 

1. 列舉模式數值方法之評估 

(1) 近域模式 :CORMIX 系統將流場分類成許多流型 , 其控制因素為流場 

主宰機制尺度 ( 如動量長度尺度、浮量長度尺度等 ), 並針對各種流型 

由實驗量測資料歸納組成資料庫 , 實際的求解須先瞭解流場相關尺度 , 

再由資料庫中尋得解答。除 CORMIX 外 , 其餘的模式均以數值離散方 

式求解。近域模式不論是拉氏或尤拉模式 , 流場的方程式或經由守恆概 

念 , 或經積分化簡 , 其控制方程式呈現出全微分形式 , 所以數值方法為 

解析全微分方程組的方法 , 包括二階準確的尤拉法、梯形法等 , 但一般 

較常用的是四階準確的阮奇 − 庫塔方法 (Runge-Kutta Method), 這是所評 

估的近域模式採用之方法。 

(2) 遠域水理動力及擴散水質模式 : 其數值方法皆以有限差分法或有限元 

素法離散。以有限差分方法離散 , 基本上是二階準確中央差分 , 如對時 

間與空間離散 ; 時間上 ,WIFM 模式劃分為三個時段 ,TRIDENT 模式 

則採用科雷克 − 尼克生 (Crank-Nicolson) 方法 ; 空間上 ,TRISULA 模式在 

傳導項採用高階準確的上風法 ,WIFM 在擴散項則採用二階準確的蛙跳 

法 (Leap-Frog Method)。 

附錄 1- 97


(3) 網格分割 : 流場網格分割以矩形網格居多 ,TRISULA 模式亦適用曲線 

正交網格之分割流場 ,WQMAP 模式則採用邊界適用網格之分割流場。 

流場變數於網格的佈置採用交錯佈置 , 將速度向量分別錯開設置於網格 

兩邊線中點 , 純量設置於網格內中央點。以有限元素法離散 , 主要係將 

偏微分的控制方程式積分成全微分型態 , 再以四階準確的阮奇 − 庫塔方 

法解析全微分方程組。流場分割成三角形元素或四邊形元素網格 , 對應 

的節點數則分別為 7 個或 9 個 , 變數則佈置於節點上。 

2. 物理參數之評估 

(1) 近域模式 : 近域模式主要針對紊流模擬的捲增係數 , 其中 IMPULSE 模 

式取固定值 0.5, 其餘模式則由實驗校正。CORMIX 系統以實驗數據 , 

校正其流場機制長度尺度。 

(2) 遠域水理動力模式 : 底床摩擦應力係數 C, 採用蔡斯 (Chezy) 或曼寧 

(Manning) 係數 , 風應力採用二次摩擦定律係數 f。而擴散係數 E 的採用 

較有區別 ,TRISULA 模式係結合紊流模式解析獲得 ,MIKE 21 HD 模 

式根據紊流的 Smagorinsky 理論獲得 ,WIFM 模式採用 Vreugdenhil 的 

公式 , 其餘或採行常數擴散係數。 

(3) 遠域擴散水質模式 : 含括的係數很多 , 主要係於源流項中生化機制的 

模擬模式。係數的獲取多以經驗方式獲得 , 配合實際流場加以校正 , 故 

相當受流場區域性的限制。 

評估模式數值方法與物理參數 , 有些項目需配合實際運算操作 , 本研 

究目前尚未進入模式測試階段 , 僅針對數值模式中的數值方法與離散精度 

數階進行評估 , 其餘工作有待日後測試方能進行。表 5.5 為遠域水理動力模 

式之數值分析評估結果 , 表 5.6 為遠域擴散水質模式之數值分析評估結果。 

近域模式通常以積分模式呈現 , 在數值上的穩定度及精確度均能控制良 

好 , 不必分析其數值方法。 

附錄 1- 98

表 5.5 遠域水理動力模式之數值分析比較 


模式名稱數值方法時間離散空間離散流場分割變數佈置 

TRISULA (DHL) 有限差分法二階準確傳導項 : 二階準確之中央差分與高階 

準確之上風法。擴散項二階準確 

矩形 , 曲線 

正交網格 

交錯佈置 

MIKE-21HD (DHI) 有限差分法二階準確二階準確矩形網格交錯佈置 

CAFE (MIT) 有限元素法四階準確積分型態三角形元素節點 

TEA (MIT) 有限元素法四階準確積分型態三角形元素節點 

SEACIRCUS 有限元素法四階準確積分型態四邊形元素節點 

WIFM (CERC) 

有限差分法二階準確 ( 時 

間分三段 ) 

蛙跳法二階準確矩形網格 , 

可拉伸 

交錯佈置 

TRIDENT (CFMI) 有限元素法二階準確之 

Crank-Nicols 

on 

STRATAFLOW 

積分型態 

四邊形元素節點 

有限差分法二階準確二階準確矩形網格交錯佈置 

表 5.6 遠域擴散水質模式之數值分析比較 

模式名稱數值方法結合水理模式流場劃分變數佈置 

WASP(USEPA) 有限差分法 DYNHYD 矩形網格交錯佈置 

CE-QUAL-W2 (WES) 有限差分法水理模式矩形網格交錯佈置 

DBS (DHL) 有限差分法 TRISULA 矩形網格交錯佈置 

IMPAQT(DHL) 有限差分法水理模式矩形網格交錯佈置 

DISPER(MIT) 有限元素法 CAFE 三角形元素節點 

MIKE-21(DHI) 有限差分法 Mike21 HD 矩形網格交錯佈置 

WQMAP 

有限差分法邊界適用水 

理動力模式 

邊界適用網 

格 

交錯佈置 

( 三 ) 精確度與可信度 

數值計算的結果「是否精確與可信」攸關模式的可靠性 , 除了下節將 

闡述的率定與驗證的必要性外 , 並可從探討「網格無關性 (Grid independent)」 

的結果作初步判斷。探討網格無關性之主要目的 , 在證明所分割的網格不 

致影響計算結果的精確度。一般的作法 , 以目前所採行的網格為基準 , 將 

計算結果與採用再細分網格之計算結果作比對 , 若其間並無差異 , 則表示 

目前之網格分割已符合精確度的要求。另外 , 尚可應用計算過程中質量守 

恆的觀念 , 核驗計算流場內的量與邊界之流進和流出量是否維持平衡狀 

態 , 輔以驗證數值解的可信度。 

附錄 1- 99


除了前述數值方法提到影響精確度與可信度的因素外 , 計算過程中採 

用的演算時距、網格間距、數值迭代的容許誤差與計算流場邊界條件的設 

定等 , 均會造成精確度的變化 , 甚至引起計算流場之不穩定 , 導致發散無 

法持續運算的後果。前已闡述網格間距的影響 , 但其與演算時距間的關係 

卻可能會造成模式不穩定的現象 , 換言之 , 可視為穩定條件 , 即演算時距 

可能因網格間距大小而有一限制要求。例如 , 在以顯性有限差法解析二維 

方程式時 , 通常演算時距的限制式為 

⎡ 

∆t 

≤⎢( 

gh 

⎣ 

1 

∆x 

1 ⎤ 

∆y 

⎥ 

⎦ 

1 

2 

max 

) ( + ) 

−1 

式中 ,∆ t 為演算時距 ,g 為重力加速度 ,h 

max 

為水域最大水深 , ∆x 

、 ∆y 

為 

網格間距。 

數值迭代的收斂係藉由一特定參數之容許誤差來判定 , 一般而言較常 

用的特定參數為流場總體質量殘餘、流場相對總體質量殘餘、流場總體變 

數變化量、以及流場相對總體變數變化量等。前兩者代表質量守恆 , 後兩 

者代表流場穩定。通常必須要求甚小之容許誤差值 , 方能滿足方程式的精 

確度要求 , 進而使計算結果精確與可信。容許誤差值如何設定目前仍莫衷 

一是 , 按操作經驗 , 大約要維持在 10 

以下。邊界條件的設定亦對數值的 

穩定與精確有所影響 , 其設定的方式除考慮物理性質外 , 有時還必須輔以 

數值技巧。 

−4 

以精確度來評估所列舉的模式 , 其近域模式為迭代解析全微分方程 

式 , 迭代的誤差可達 10 -4 , 數值的精確度較無疑慮。列舉的遠域模式若以有 

限差分法離散時 , 以變向隱性法 (ADI) 迭代解析 , 時間取捨上不受顯性法穩 

定條件的限制 , 但在網格不相關的檢定上 , 並未在其應用實例上提到 , 這 

項攸關解答精確度的措施實有施行之必要。若以有限元素法離散 , 解析積 

分後的全微分方程組 , 在數值上之精確度較無問題。至於邊界條件的設定 , 

列舉的遠域模式在數值設定上均落於合理的範疇。綜言之 , 確保數值之精 

確度 , 模式始有可信的結果。所列舉模式的評估均需配合實際演算的操作 , 

本計畫階段僅針對邊界條件設立的物理意義進行評估。 

二、模式系統之適當性評估 

( 一 ) 水理動力模擬系統與擴散模擬系統組合之適當性 

附錄 1- 100


在海洋水污染擴散的前提下 , 所建構的模式系統係包括水理動力模擬 

系統與水質擴散模擬系統 , 現行的模擬系統中 , 水理動力模式與水質擴散 

模式往往是分開的建構 , 或以模組 (Modular) 的型態呈現 , 其間是否可結合 , 

則須個別評估模式的相容程度。為確保運算結果的品質 , 須評估此兩系統 

結合的適當性。一般來說 , 決定如何結合此兩系統 , 主要是依據流場中水 

理與水質變化的時間尺度 , 以及是否有相互作用 (interaction) 的情況而論。 

如果變化的時間尺度數階相同 , 或者其間有相互作用 , 則兩系統必須偶合 

(couple) 同時解析 , 否則可先行解析水理動力模式 , 再引用其結果進行水質 

擴散模式解析 , 如此可節省運算時間與記憶體容量。綜言之 , 針對模式系 

統之水理動力模擬系統與擴散模擬系統組合的適當性而言 , 除了評估模式 

相容度外 , 亦須評估組合運算的方式。本階段僅針對兩個模擬系統間的相 

容度進行評估 , 其他因素之評估 , 俟模式系統實際演算操作進行後 , 方能 

進行。 

所列舉之遠域水理動力與擴散水質模式 , 其相容度上均可符合 , 結合 

演算應無疑慮。例如 WASP、WQMAP 和 MIKE-21 模式有自屬研發的水理 

模式 ,DBS 和 IMPAQT 模式結合 DELWAQ 水質模式及 TRISULA 水理動力 

模式 ,CE-QUAL-W2 和 DISPER 模式與水理動力模式的結合亦無問題。所 

列舉的水理動力模式皆可用來演算擴散水質模式所需的流場基本資料 , 而 

結合演算的方式則須斟酌相關尺度的問題。 

( 二 ) 近、遠域模擬在網格系統與邊界條件上結合之適當性 

近域與遠域模擬除了物理機制不同外 , 其變化的時間與空間尺度亦有 

別。近域的模擬 , 主要係用以捕捉污染源發生後水體的物理機制迅速變化 

狀況 , 並提供遠域模擬邊界條件的設定 , 以彌補單獨僅由遠域模擬所無法 

涵蓋描述的流場現象。妥善結合這兩個模擬系統之關鍵在於如何使網格系 

統良好的配合 , 以及如何使邊界條件的設立適切。雖然近域與遠域模擬通 

常使用不同形式的網格系統 , 但重點在於模擬空間達到遠域範圍時 , 其網 

格間勢必有重疊一致的特性 , 方能有效設定邊界條件。邊界條件值的設定 , 

須於守恆原理下 , 利用積分與內、外插方法 , 將物理量精確的轉換 , 作為 

遠域模擬的邊界條件。綜言之 , 針對遠域模擬與近域模擬在網格系統與邊 

界條件上結合之適當性 , 需要評估網格的搭配程度 , 以及模式邊界條件值 

的設定方法。本階段基於尚未進行實際演算操作 , 僅針對其邊界條件的類 

別進行評估。 

從列舉的近域模式可獲得整體的流場變數量 , 當其與遠域模式結合演 

附錄 1- 101


算時 , 主要是提供遠域模式一個邊界條件。列舉的遠域模式以網格分割流 

場 , 在有限元素法的模式中網格可再細分 , 與近域整體量的結合較容易 ; 

使用有限差分法的模式 , 若網格固定時 , 數值的轉換較費周章。基本上這 

兩類模式的結合 , 適當性應屬無疑 , 但在邊界條件數值的設定上會影響精 

確度 , 故而轉換時必須滿足守恆定理。 

( 三 ) 模式所需輸入資料之可獲性 

模式在演算時必須輸入一些資料 , 包括 : 初始條件、邊界條件、模式 

參數與環境背景條件。各模式因設計不同 , 所要求輸入之參數項目亦異 , 

不但各模式使用者有不同之操作難易度 , 而且因著輸入資料可獲性之高 

低 , 深深影響計算結果之可靠度。這些輸入資料均是模式演算前必須分析 

處理的 , 資料來源可能是現場的量測、試驗室的模擬量測、理論推估、或 

是經由率定的過程等。不論是從何種方式取得輸入的資料 , 必須確保資料 

可獲性的正當性 , 亦即輸入的資料必須能代表所模擬流場的特質 , 否則失 

去模擬的意義。在模式輸入資料之設計要求無法獲得的情況下 , 模式的對 

應功能形同虛設 , 亦顯現不適當之處 , 所以 , 須評估模式是否能獲得所需 

輸入之資料。本研究階段對所列舉模式的評估 , 因涉及實際問題的模擬演 

算 , 只能留待測試階段進行 , 目前僅針對模式所需的輸入資料類別進行評 

估。 

前述列舉的近域模式 , 需要輸入的資料主要包括 : 射流的幾何與物理 

量 ( 如射口直徑、高度、射流量、密度等 )、環境物理量 ( 如環境流速、密 

度等 ), 以及捲增係數。遠域水理動力模式須輸入的資料包括 : 基本模式參 

數、環境海域幾何與地形分佈、率定參數、起始條件以及邊界條件等。擴 

散水質模式除了結合水理動力模式需要其相關之輸入資料外 , 在傳輸擴散 

的運作中 , 需要輸入污染源物理量 ( 如起始濃度、排放速度等 )、環境物理 

量 ( 如環境濃度、速度場等 )、動力參數、邊界濃度 ; 在源流項的水質模擬 

模式中 , 因模擬種類的不同須輸入不同的資料。例如模擬基本水質時 , 輸 

入資料包括模式之定義及控制參數、傳輸參數、邊界參數、轉化參數 , 以 

及起始條件等。 

( 四 ) 污染物特性與模式相關性 

基本上 , 污染物的擴散模擬係從傳輸擴散機制出發 , 但由於污染物本 

身可能存有生化反應機制 , 促使傳輸擴散方程式中污染源項必須另行作配 

合模擬 , 因此擴散模擬模式系統與污染物的特性具有密切的相關性。根據 

附錄 1- 102


污染物性質的不同 , 所採用的擴散模擬水質模式亦須有別 , 甚至於水理動 

力模式亦須配合使用。現有的水質擴散模式中 , 考量之污染物類型與性質 

均具或多或少的差異性 , 是否能夠適當模擬所欲模擬的污染物 , 端視污染 

物的性質而定。例如 , 若污染物在水體中不具化學及生化反應 , 則簡單的 

污染傳輸擴散模式即可適用 ; 相反地 , 如污染物具有化學及生化反應 , 則 

須選用適當的水質模式 ; 考量熱污染時 , 因溫度變化引起密度的變化 , 此 

時水理動力模式中必須考慮密度的變化 , 所以水理動力模式在模擬系統中 

的適當性益形重要。綜言之 , 須評估水質擴散模式所能模擬污染物的類型 

與機制 , 至於污染物的特性分析則屬污染物擴散模擬過程中的一環 , 為模 

式模擬的前置作業。本階段評估的項目包括模式模擬污染物的類型與機 

制 , 結果詳如表 5.7、5.10(a) 所示。 

在列舉的擴散水質模式中 , 其所能模擬的污染物種類與機制 , 或多或 

少有所不同。就整體來看 , 所有模式除了可模擬一般污染源、熱污染外 , 

均在模式系統中含括了基本水質模式與優養化模式 ,WASP、IMPAQT 及 

MIKE21 均可處理重金屬污染 , 然而只有 WASP 和 IMPAQT 模式系統另含 

有毒性物質模式。基本水質模式中環境的因子種類良多 , 包括懸浮固體、 

細菌或大腸桿菌、CBOD/BOD、SOD/SBOD ( 沉澱物需氧量 / 沉澱物生化需 

氧量 )、DO ( 溶氧 )、pH 等。優養化模式則包括環境因子與生化反應 , 例如 

浮游植物、攝食性生物、藻類與碎屑物質、磷循環 ( 有機磷、無機磷 )、氮 

循環 ( 氨氮、硝酸鹽、有機氮 )、溶氧平衡、沉澱物傳輸與底質 - 水體交互作 

用等。毒性物質模式主要係考慮其機制 , 例如離子化作用、平衡吸附 - 脫附 

作用、蒸散作用、水解作用、光解作用、氧化作用、生物降解作用 , 以及 

其他反應。 

附錄 1- 103

模式名稱 

WASP 

(USEPA) 

CE-QUAL-W2 

(WES) 

DBS 

(DHL) 

IMPAQT 

(DHL) 

DISPER 

(MIT) 

MIKE-21 

(DHI) 

WQMAP 

表 5.7 遠域擴散水質模式中之環境因子 / 生化反應 


水質模擬之種類與考慮之環境因子 / 生化反應 

水質模擬種類 

環境因子 / 生化反應 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、SOD/SBOD c 、DO ( 溶氧 )、pH、懸浮固體、 

細菌或大腸桿菌數 

a 、TDS / OM b 

優養化模式浮游植物、攝食性生物、藻類、碎屑物質、磷循環 ( 有機磷、 

無機磷 )、氮循環 ( 氨、硝酸鹽、有機 )、溶氧平衡、沉澱物 

傳輸、底質 - 水體交互作用 

毒性物質模式離子化作用、吸附 - 脫附平衡作用、蒸散作用、水解作用、 

光解作用、氧化作用、生物降解作用、其他反應 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、SOD/SBOD c ( 簡化 )、DO ( 溶氧 )、pH、鹽度、 

懸浮固體、細菌 

a (C F ,C T , 排泄物型 streptococc)、TDS / OM、 

S 2- , SO 2- 4 , Fe, Mn, 無機 C 

優養化模式浮游植物、藻類、碎屑物質、無機磷、氮循環 ( 氨氮 , 硝酸鹽 

氮 ,TKN)、溶氧平衡、矽循環 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、SOD/SBOD c 、DO ( 溶氧 )、pH、鹽度、細菌 

a (C F ,C T ,C E )、DOM、Cl 

優養化模式浮游植物、攝食性生物、底層藻類、碎屑物質、磷循環 ( 有 

機磷、無機磷 )、氮循環 ( 氨、硝酸鹽、有機 )、溶氧平衡、 

矽循環、底質 - 水體交互作用 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、SOD/SBOD c 、DO ( 溶氧 )、pH、鹽度、懸浮 

固體、細菌或大腸桿菌數 

a 、OM、CEC、Cl, S 2- , SO 2- + 

4 , K, NH 4 

優養化模式浮游植物、藻類、碎屑物質、沉澱物傳輸、底質 - 水體交互 

作用 

毒性物質模式吸附 - 脫附平衡作用 ( 不含慢速的吸附作用 )、蒸散作用、水 

解作用、光解作用、氧化作用、生物降解作用、其他反應 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、DO ( 溶氧 )、pH、懸浮固體、細菌或大腸桿 

a 

菌數 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、SOD/SBOD c 、DO ( 溶氧 )、pH、鹽度、懸浮 

固體、細菌或大腸桿菌數 

a (C F ,C T ) 



傳輸、底質 - 水體交互作用、底床植物相 

基本水質模式 CBOD/BOD 5 、SOD/SBOD c 、DO ( 溶氧 )、pH、鹽度起始值 



傳輸、底質 - 水體交互作用 

a:C F : 排泄物型大腸桿菌 (Faecal coliforms),C T : 大腸桿菌總量 (total coliforms), 

C E :E. coli 

b:TDS ( 溶解固體或鹽度總量 ),OM( 有機質 , 含 DOM( 溶解 ), POM( 顆粒 )) 

c: SOD/SBOD: 沉澱物需氧量 / 沉澱物生物需氧量 

附錄 1- 104


第二節模式率定與驗證程序評估 

一、評估模式率定與驗證程序的可行性 

在海洋水污染擴散模式系統中 , 不論是水理動力模式或水質擴散模式 

均含有或多或少的參數 , 這些參數具有物理或生化反應之顯明意義 , 可經 

由理論推估決定其數值 , 但許多參數是很難或無法藉此來決定的未知數 , 

因而往往需要以率定的方式來決定其數值 , 如此才能使模式順利進行模擬 

演算。率定的方式通常是反覆將模式演算結果與現場之實測資料或實驗取 

得之數據比對 , 以完成率定求出參數值。模式率定的程序非但關係著模式 

的運行演算之成敗 , 亦影響模式應用結果之品質。所以擬定一套有效率的 

率定程序 , 不僅能夠有效地找出未定之參數值 , 同時此值愈能夠接近真實 

值 , 對於模式演算結果的品質自能有所提昇。參數敏感度分析是有效率定 

程序中不可或缺的工作 , 敏感度高的參數需要率定的次數與資料較多 , 反 

之敏感度低的參數則需要較少次數的率定及資料。 

模式雖經過率定的程序而獲致參數值 , 但因影響模式演算的因素繁 

多 , 無法保證模擬的結果為正確 , 仍必須針對模式模擬作驗證的工作 , 才 

能確定模式的可行性。理想情況下 , 最好的驗證係將模擬的結果與理論解 

析解作比對 , 然而通常由於海域模擬機制過於複雜 , 無法由流場的控制方 

程式求得解析解 , 必須藉助現場或實驗室實測資料來比對 , 檢驗其精確度 , 

以確立模式之可行。一般驗證的方式可以定性和定量來判讀 , 定性方面 , 

將流場的變數值藉圖形方式展現 , 本著理論觀念以目視方式觀察其差異情 

形 , 以判定是否為精確的論斷 ; 定量方面 , 以流場的變數值相比對 , 由其 

差異的百分比判定。由於海域實測資料很難作到全面性的量測 , 一般會選 

定某些定點的量測來作驗證 , 做到兩定點以上的資料驗證為最低的要求。 

另外 , 如果現場資料實在難以取得 , 可簡化模擬的機制或方程式 , 以推出 

解析解 , 作為模式模擬之驗證依據。 

此階段針對所列舉模式的評估 , 因率定與驗證的過程涉及模式的測試 

階段 , 需要花費相當的時間與經費 , 故僅就其模式手冊或有列舉的應用測 

試範例評估。在列舉的的近域模式中 , 藉著計算的結果與實驗室量測資料 

的比較來完成率定與驗證的工作 ; 比較的項目包括軌跡及濃度 , 流況包括 

水平浮昇射流、垂直浮昇射流及水平熱射流 ; 環境流場的條件包括橫向流 

(crossflow) 與同向流 (coflowing)、密度均勻與密度層變。在列舉之遠域水理 

動力模式中 , 驗證的工作含括以現場流場訊息來實證與藉由簡化解析解之 

驗證。藉由現場資料的驗證須選定參考測站 , 然後將計算結果與測站量測 

資料比較 , 其比較的項目為時間系列的速度與水面高度。以解析解驗證係 

附錄 1- 105


藉由簡單的問題求解 , 而將計算結果與解析解比較 , 比較的項目為水面高 

度及速度的時間系列。 

二、使用資料之可靠性與充分性 

在模式率定與驗證的過程中 , 使用的資料是否可靠、是否充分 , 對於 

率定與驗證的結果均有影響 , 所以對實測資料的取得須先加以評估。就率 

定與驗證的角度來看 , 愈多的流場資料 , 意味著參數率定與流場驗證的品 

質將會更好 , 但是若這些資料本身精確度就有問題時 , 則其結果勢必導向 

一個錯誤的方向。因此 , 除了須盡量廣泛蒐集多方面的資料 , 亦須對所蒐 

集資料作初步的篩選分析 , 以確保使用資料的可靠。例如可將資料以圖示 

型態判讀 , 當有不正常的現象發生時 , 即表示此部份的資料可能錯誤 , 須 

剔除。至於使用多少資料方能達到充分地步 , 端視率定與驗證的需求程度 , 

以往作海洋模擬者 , 通常僅以一個定點的資料作為率定與驗證 , 而在實際 

運作上很容易利用調整的方式達到滿足 , 顯然僅選取一個定點是不夠充分 

的 , 若以兩定點的資料作率定與驗證 , 就很難藉由調整的方式達到滿足 , 

如此可較充分地獲致率定與驗證的功效。另外對於敏感度有別的參數率定 

之需求資料充分與否亦有差異 , 高敏感度參數率定需要較多的資料以達充 

分地步 , 低敏感度參數則需要較少。 

至於列舉模式中演算或驗證所使用資料之可信度如何 , 甚難評估 , 因 

其所陳列的訊息太少。由解析解提供的驗證資料 , 理所當然是正確的資料 ; 

其次藉由實驗室量測而得的資料 , 相信其可信度較高 , 因為在實驗室試驗 

較可控制其參數因素。現場量測的資料 , 因現場的變因很多 , 不容易控制 , 

所以資料通常須加以分析處理。在資料的充分性方面 , 近域模式大多是藉 

由實驗數據 , 且具有充分的數量。遠域模式中陳列的資料 , 有的僅是一測 

站的訊息 , 資料顯然較為不足 ; 有的具兩測站以上的資料用以驗證或率定 , 

則較能符合資料的充分性。總體觀之 , 因為使用資料之可信度與充分性 , 

純屬模式的測試階段才會遭遇的評估問題 , 因此該本部分評估留待爾後模 

式測試工作時再進行。 

三、校正與驗證後之最大容許誤差合理性 ( 精確度 ) 

從定量觀點檢驗模式模擬結果與實測資料間的差異度 ( 即兩者間的誤 

差 ), 可判定誤差是否為可接受程度 ( 即所謂的最大容許誤差之合理性 , 或 

者稱之為精確度 )。要定義最大容許誤差的上限 , 是一件困難的工作 , 迄今 

爭議性頗大 , 故可能須以不同的角度來衡量。在學術上 , 標準的設置須較 

嚴謹 ; 在一般工程應用上 , 可有較寬的標準。另一方面 , 也必須注意所採 

附錄 1- 106


用的實測資料之精確度是否符合可接受範疇 , 畢竟不論模式模擬或實測資 

料均無絕對的精確度 , 但可由相互對應的百分比來說明其可接受的可信 

度。根據問卷中專家學者之意見 , 一般對於實測值的可信程度約為 95%, 

顯示模擬值在此一個範圍內皆可接受。 

如果校正與驗證一直無法落在設定的容許誤差範圍內 , 可能是來自前 

述的參數的影響 , 此時可藉由先前所述敏感度分析來瞭解參數的影響 , 以 

及參數的變化情況。如果參數之敏感度甚大 , 則需有更多的觀測資料作比 

對 ; 亦有可能此參數並不適合為該模式所引用 , 須作較深入的探討或取捨 

考慮。 

在列舉模式的手冊中 , 驗證方面的實例係以圖示來陳現驗證或校正後 

之誤差 , 誤差合理與否之評估方式則由圖面上流場變數的時間系列曲線、 

變數等值曲線、以及速度向量場等來比較。以目視評估圖示所陳現出的誤 

差情況 , 與實測值的吻合度大致均為良好。由於模擬流場不同時 , 有必要 

重新檢驗其誤差情形 , 故而在作模式評估時 , 此項評估必須進行實際測試。 

換言之 , 因為最大容許誤差合理性之評估係屬實際操作的情況 , 至少是於 

模式的測試階段才會遭遇的評估問題 , 故而此項評估留待爾後模式測試工 

作時再進行。 

第三節操作與應用之方便度與展示功能評估 

海洋水污染擴散模式的發展 , 始於個人電腦未臻蓬勃的年代 , 模式的演算 

早期主要係在大型電腦上進行 , 不但電腦限制很多 , 且為多重使用者共用 , 在操 

作上造成諸多不變 , 在模式演算方面也相當費時。現今隨著個人電腦 PC 的發展 , 

不僅具計算功用之 CPU 的速率大大提昇 , 足可媲美大型電腦的速率 , 同時具儲 

存功用的記憶體亦大幅增加 , 足以處理海域流場的演算。此外 , 個人電腦的購置 

費用相當便宜 , 操作時較不受時間地點的限制 , 所以採用個人電腦演算海洋水污 

染擴散模式實屬便捷 , 也是大勢所趨。 

一個良好的模式如果操作不當 , 亦無法得到品質良好的結果 , 進而無法提 

供環境影響評估正確的判斷數據。為了模式操作上的方便 , 基本上模式系統必須 

提供完整的使用手冊。此外 , 如果模式的操作能結合資料庫 (DATABASE), 以視 

窗互動回應的方式呈現 , 可大大增加模式操作的方便度 , 這是近些年來模擬模式 

逐漸發展的型態。綜言之 , 模式的操作與應用仍須電腦的軟硬體系統配合 , 如今 

電腦軟硬體系統不斷的更新進步 , 其方便度應是毋庸置疑。本計畫中經過評估所 

附錄 1- 107


列舉的模式 , 可發現大部份的模擬模式皆已改版適應 PC, 操作上應無問題。至 

於視窗互動回應操作模態 ,Delft 模式系列、MIKE-21 系列與 WQMAP 模式就具 

有此項功能 , 在操作上增加許多方便度。然而 , 當使用者需要更動這些國外原始 

程式時 , 由於版權問題 , 卻遭遇重重困難。 

通常模擬模式系統除了能演算出品質良好的結果外 , 仍須配套結果展示的 

相關工具 , 將演算結果以淺顯易懂的方式展現 , 才不至於僅有一長串的數據資 

料 , 落於窒礙難懂的情境。所以不僅要評估模擬模式系統 , 其相關的配套展示功 

能亦須加以評估。以往的展示功能 , 雖然進步到三維空間的效果 , 但仍然屬於靜 

態的性質 , 其訴求仍侷限於空間的分佈型態 , 例如濃度分佈圖、流場速度向量圖、 

水面高度圖等。隨著時代科技 GIS 的發展 , 其功能應用逐漸遍及各種層次。現 

今海洋污染擴散模擬系統亦用 GIS 作動態展示功能設計 , 使得在展示上提昇至 

有時變效應的功能。模擬運算所輸入之地形、水深、流場瞬時變化等之功能皆可 

提升 , 並可隨使用者之需要在螢幕上顯示。例如從展示上可看到風場之瞬時變 

化、水表面物體漂流軌跡、以及污染物濃度的瞬時分佈變化等情形。針對所列舉 

的模式進行展示功能的評估 , 可發現所有模式均有配套的繪圖軟體支援 , 可清楚 

地描繪模擬結果。部分國外模擬系統結合 GIS, 以動態模擬來表達 , 使得模擬結 

果的描繪更清晰與生動。 

前述所列模式於演算上所需之配合硬體設備 , 早期均以工作站或大型電腦 

為演算場所 , 採用之程式語法與應用軟體亦配套施行 , 現今大多已再版更新 , 全 

面適用於個人電腦 PC, 所以在操作及應用上十分的便利。於演算結果的展示上 , 

均有結合或配合適當的的展示軟體。例如 JETLAG 及 IMPULSE 模式結合之繪圖 

軟體 TRAJPLOT 能夠描繪流場射流軌跡、流場變數的剖面圖 , 而 SEACIRCUS 、 

TRIDENT 及 STRATAFLOW 結合之繪圖軟體 TRIDPLOT 能夠描繪有限元素網 

格、速度向量圖以及簡單的 X-Y 圖等 ; 同樣地 ,WASP 模式系統結合 PLOT 與 

W5DSPLY 軟體使能夠展示前述諸多圖形 , 而其他未例舉的模式亦有如 CalComp 

Ploting 的應用程式軟體配合使用。值得一提的 ,CE-QUAL-W2、MIKE-21 以及 

WQMAP 模式系統將時代先進技術 GIS 結合於展示功能上 , 對於模擬結果的展 

示以動態形式呈現 , 較諸以往的靜態展示有更真實與清晰的效果。 

從 EIA 的觀點衡量 , 模擬操作與應用之方便度與展示功能 , 不宜列入必要 

評估條件 , 因該配套週邊功能並不能保證或增加模擬結果之可靠度。 

第四節資料庫支援系統之設計評估 

附錄 1- 108


在台灣地區作海洋污染擴散模擬時 , 往往會遭遇到海域環境相關資料十分 

匱乏的困境。對擴散模式系統模擬而言 , 不論是模式之率定、驗證與演算均有無 

力感 , 因為資料的取得仍須耗費相當可觀的人力財力去蒐集量測 , 加上缺乏橫向 

交流的結果而使資源易淪為浪費 , 因此建立整合型資料庫系統以支援擴散模式系 

統 , 是相當迫切且益形重要的。唯有如此才能提供模擬所需完整多量的資料 , 對 

模擬的品質亦有提昇的效果。就擴散模擬的角度來看 , 水理模式中需要有關海 

象、地象及氣象資料 , 這些資料包括地形水深、潮汐水位、海潮流、風速風向、 

紊流擴散係數 , 河川流量與歷線 , 污染物入流歷線 , 波浪資料 , 颱風、溫度與水 

域中的密度剖面資料等 , 若與現存海域生化及生態資料匱乏之情形相比較 , 情況 

要好一些。水質模式需要生化相關的資料 , 包括水質部份之 pH 值、鹽度、BOD、 

COD、懸浮固體、大腸桿菌群、總油脂、溶氧、酚類、重金屬、水溫、氨氮、 

硝酸鹽、有機氮、有機磷、無機磷 , 與生化反應參數 , 生物因子 , 生態調查 , 浮 

游生物族群、葉綠素、葉綠素 a、底棲生物相、底棲植物相 , 污染源與污染量 , 

底質有機物含量和粒徑分析 , 底泥及毒性物質等等。綜言之 , 資料庫應包括 : 物 

理環境資料庫、GIS 資料庫、化學資料庫、生態資料庫、水質資料庫等。由於資 

料庫的建立實屬不易 , 且在國內尚處於起步階段 , 所以將此項的評估暫列為參考 

性質。換句話說 , 就長遠的角度來看 , 為了尋求模擬效率與模擬結果的品質 , 需 

要進行長期而全面的資料蒐集以建立較健全完備的資料庫 , 並將模擬系統與本土 

資料庫的支援相結合。 

資料庫的支援在所列舉的諸多模式中 , 可看到具此功效的概有 WASP、 

MIKE-21 以及 WQMAP 等模式 , 其中或有 GIS 的地形資料庫 , 或有生化機制資 

料庫 , 此外 , 若能有更多的資料庫支援 , 對於模式模擬實具有相當的助益。由於 

支援資料庫深具本土特性 , 即使列舉的模式中含括諸多支援資料庫 , 但實際上未 

必能夠提供適用的訊息。模式是否能結合資料庫是為評估之重點 , 至於資料庫的 

建立須由有關主管機關全力支持 , 在未建立完整資料庫之前 , 此項評估顯得繁複 

無意義 , 故建議此項評估於目前僅作為參考。 

第五節模擬模式系統綜合評價 

在前面四節中 , 對於模擬模式系統評價作了相關之闡述 , 同時並對所列舉的 

模式逐項評估 , 在本節中將其評估結果整理成表 5.8~ 表 5.10。由近域模式之評 

估與比較 ( 如表 5.8 所示 ), 可以看出不同的近域模式應有不同的模擬對象 , 其 

中包括時變的拉式模式 (Lagrangian Model) 與穩定的尤拉模式 (Eulerian Model), 且 

污染物排放的型態、方式與角度均有差異 , 因此模擬者必須首先進行模擬系統之 

可靠性分析 , 確定污染源與排放細節後 , 再選擇適當模式始屬妥當。同樣地 , 表 

附錄 1- 109


5.9 中列舉了八個遠域水理動力模式 , 並陳列模式數學式所含括的物理參數 , 目 

的在於先從根本的學理描述來評估其可靠度。例如 , 就污染擴散而論 , 表中除了 

STRATAFLOW 模式因剔除擴散參數不符合要求外 , 其他的模式皆可應用於擴散 

的問題。水質模擬模式的評估整理如表 5.10, 從其中亦可清楚明白各模式所含括 

的功用與機制 , 以及其適合模擬的污染物對象。 

綜合歸納上述之評估研究之結果 , 在所列舉的水質模式中 , 包括 WASP、 

CE-QUAL-W2、DBS、IMPAQT、DISPER、MIKE-21-WQ、WQMAP 等 , 各模 

式均有其特色與應用限制。而模式之間的差異除了模擬的種類有所不同外 , 均符 

合傳輸擴散的理論應用。除了本身具有水理動力模擬之模式外 , 其他可供選用之 

配套水理模式還包括 TRISULA、CAFE、TEA、WIFM。本研究在評估這些模式 

時 , 僅是從理論、數值方法、展示配套等作靜態評估 , 尚未進行測試之動態評估。 

雖然經過靜態評估之後 , 這些模式可能符合所求 , 仍有必要再進一步進行模式測 

試。至於國內模式方面 , 由於缺乏完整文件 , 本研究對於其結構、功能及特性無 

法一一評定 , 如擬採用 , 建議按照上述之評估準則加以評價 , 並由官方邀集專家 

學者共同評議確認。 

附錄 1- 110


表 5.8 近域模式評估比較表 

近域模式 

評估項目 

J I 

ETLA MPULS 

G E 

O 

UTPLU 

M 

C 

ORMIX1 

C 

ORMIX2 

C 

ORMIX3 

模式 

設計 

類型 LM LM LM EM EM EM 

維度 3-D 3-D 2-D 

排放型態單孔單孔單孔單孔多孔渠槽 

排放方式潛置潛置潛置潛置潛置表面 

排放角度 0°~90° 0°~90° 0°~90° 0°~90° 0°~90° 90° 

數值穩度 OK OK OK OK OK OK 

模式模式驗證 OK OK OK OK OK OK 

功能模擬流型浮昇射流浮流浮昇射流浮昇射流浮昇射流浮昇射流 

評估項目 

遠域模式 

RISULA 

(DHL) 

表 5.9 遠域動力模式評估比較表 

T 

IKE-21 

HD (DHI) 

M 

AFE 

(MIT) 

TE 

A 

(MIT) 

SEA 

CIR 

CUS 

IFM 

(CERC) 

TRI 

DE 

NT 

(CFMI) 

STRATAFLOW 

模維度 2-D 2-D 2-D 2-D 2-D 2-D 2-D 3-D 

式數值方法 FD FD FE FE FE FE FE FD 

設傳輸項 a a a a a a a a 

計渦流黏滯項 a a a a a a a r 

重力項 a a a a a a a a 

風應力項 a a a a a a a a 

底床應力項 a a a a a a a a 

科氏力項 a a a a a a a a 

陸岸邊界移動固定固定固定固定固定固定固定 

上陸處理可不可不可不可不可不可不可不可 

開放邊界有有有有有有有有 

模數值穩度良好良好良好良好良好良好良好未知 

式展示軟體特好特好良好良好良好良好良好未知 

功適用區域 

能 

全區性與 

局部性 

全區性與 

局部性 

局部性局部性全區性與局 

部性 

局部性 

全區性與 

局部性 

全區性與局部 

性 

附錄 1- 111


驗證數據易得易得易得易得易得易得易得困難 

驗證程度可可可可可可可困難 

預測精度可接受可接受可接受可接受可接受可接受可接受可接受 

模式相容可未知可未知未知可未知未知 

註 :a: 模式包括此項 ;r: 模式不含此項 

附錄 1- 112


表 5.10(a) 遠域模擬水質模式評估比較表 



WQMAP 

模式維度 1D~3D 2D 2D~3D 1D~2D 1D~2D 2D 2D~3D 

數值方法 FD FD FD FD FE FD FD 

適用水體 ( 溪流、河全部全部 ( 假設橫 

湖泊、河口 

向均質作平 

川、湖泊、水庫、河 ( 表面水 

全部全部 

海岸、海洋 

均 , 適用狹長 

口、海岸、海洋 ) 為主 ) 形水體 ) 

( 自由表面流 ) 

全部 

DYNHYD 

結合 

結合 

水理動力模式結合 

(1D) b 

數學模式 

M21HD 

TRISULA 

CAFÉ 

質量傳輸 WASP5 b DELWAQ DELWAQ b M21AD & WQ b 

邊界適用水 

理動力模式 

水質轉化 EUTRO5 b b b b M21WQ & EU WASP-EUTR 

O5 

環境毒性 TOXI5 r r b r M21ME r 

模擬型態 ( 穩定狀 

態 , 不穩定狀態 ) 

兩者穩定狀態兩者 

水柱體積 ( 固定 , 變 

可隨時間 

兩者 

動 ) 

變動 

兩者 

分層處理 ( 表面垂直 2D 縱向及垂水柱層 1 個水柱 

Disper-2 分 

水 , 次表層水 , 底及 3D 模直水質梯底層水質層 ,3 個 

兩層 

床上層 , 底床下層 ) 式包含此度底質表層沉澱物層 

3D 包含此 

熱污染 b b 含在 TRISULA 中 b b b 

單一放射性 

放射性污染物 b 

核種 ( 碘 , 銫 ) b r b 

可 

處 

微量有機毒物 b r b r r r 

鉻 , 硫化金 

理 

含溶解及 

屬 ( 鎘 / 鋅 / 銅 

之重金屬 

r 

? 

吸附相 

/ 鉛 ), 砷 , 

b r 

液 

錯合物金屬 

態其他毒性物質 

污 ( 致病菌、生化戰劑等 ) 

b r r r r 致病菌 

a 

染一般污染物 ( 營 

有機微量 

型養鹽 , 有機物 , 金屬等 ) 

b b b 污染物 b b b 

a 

態毒性污染物 b r r b ? b r 

a 

恆定性污染物 b 微量物質微量物質 b b b 微量物質 

a 

非恆定性污染物 b 微量物質 b b b b 

數值穩定度良好良好可良好良好 

可 (PLOT 及良好 

可 (Cal-Comp 良好良好 

模展示軟體 

可可 

W5DSPLY) ( 含 GIS) 

Plotting) ( 含 GIS) ( 含 GIS) 

式 

驗證數據不易得不易得不易得不易得不易得不易得不易得 

功 

驗證程度可可可可可可可 

能 

預測精度可接受可接受可接受可接受可接受可接受可接受 

模式相容性可可可可可未知可 

註 :a: 模式包括此項 ;r: 模式不含此項 ;?: 資料不足 , 無法評估 

a: 污染物種類可依其穩定性而分為「恆定性污染物」(conservative pollutant) 及「非恆定污 

染物」(non-conservative pollutant), 或依其對水體污染危險特性而分為「一般污染物」 

(conventional pollutant) 及「毒性污染物」(toxic pollutant)。 

採用 

附錄 1- 113


表 5.10(b) 遠域模擬水質模式評估比較表 ( 環境因子 / 生化反應 ) 



WQMAP 

CBOD / BOD 5 b b b b b 水體及底泥 b 

COD r r r r r r 

SOD/SBOD b 簡化 b b b b 

基 DO ( 溶氧 ) b b b b b b b 

本 pH b b b b b b b 

水鹽度 b b b b b 起始值 

質懸浮固體 b 無機顆粒 r b b M21AD r 

模細菌或大腸桿 

C F ,C T , 

C 

a 

菌數 

b 排泄物型 F ,C T , 

細菌 , 

streptococci C E 

b b 

r 

式 

C F ,C T 

TDS / OM b b b DOM OM 

其他 

S 2- , SO 2- 4 , Fe, CEC, Cl, S 2- , 

Cl 

Mn, 無機 C SO 2- 4 , K, NH 4 

浮游植物 b b b b b b 

掠食性生物 b r b b b 

單一種類 ( 版本 

藻類 

b 3 將增加 ) 

底層 b b 

碎屑物質 b b b b b b 

浮游植物動力 

優學 b b b r b b 

養磷循環 ( 有機 

化磷、無機磷 ) b 無機磷 b r b b 

模氮循環 ( 氨、硝 

氨氮 , 硝酸 

式酸鹽、有機 ) b 鹽氮 ,TKN b r b b 

溶氧平衡 b b b r b b 

矽循環 r 溶解及總量 b r r r 

沉澱物傳輸 b r b b 

底質沉澱物與 

r 

b 

b 

水柱體之交互 b 版本 3 將 b ( 含顆粒成 

( 含底床植 b 

作用 

含此 

分及性質 ) 

物相 ) 

離子化作用 b r r ? r ? r 

平衡吸附及脫 

附作用 b r r 不含慢速的 

毒 

r 

吸附作用 

b r 

性 

蒸散作用 

物 

b r b b r ? r 

水解作用 

質 

b r r b r ? r 

光解作用 

模 

b r r b r ? r 

氧化作用 

式 

b r r r ? r 

生物降解作用 b r r b r ? r 

其他反應相容 b r r b r ? r 

註 :a: 模式包括此項 ;r: 模式不含此項 ;?: 資料不足 , 無法評估 

E. coli 

a:C F : 排泄物大腸桿菌 (Faecal coliforms),C T : 大腸桿菌總量 (total coliforms),C E : 

b:TDS ( 溶解固體或鹽度總量 ),OM( 有機質 , 含 DOM( 溶解 ), POM( 顆粒 )) 

附錄 1- 114


第六章海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範 

內容建議與模式系統推薦 

透過專家學者問卷調查結果 , 顯示我國目前海洋水污染擴散 EIA 廣受認同 

的缺失 , 可從技術規範本身與模擬模式系統兩個方面說明。在技術規範方面 , 普 

遍受爭議之處是缺乏一套完整嚴謹的技術規範 , 以致在公平性與客觀性上造成不 

必要的爭執糾紛與不滿 ; 在模擬模式系統方面 , 癥結處在沒有執審單位認定合格 

的模擬模式系統可依循 , 亦缺乏一套使用規範 , 所以往往使得業者對執審者加諸 

於模擬模式的意見有所不服。因此 , 模擬技術規範的制訂、以及模擬模式的合格 

認證與評價規範的制訂 , 均是海洋水污染擴散 EIA 必須迫切完成的工作。針對 

此急迫的需要 , 本章將綜合前文各章節的研究結果 , 歸納專家學者的寶貴意見 , 

提出海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範的具體內容建議 , 並推薦合適的模式系 

統 , 作為環保署制定官方技術規範之參考。 

一、學者專家幾點共識 

根據專家學者問卷所提供的寶貴見解 , 經彙整後可獲得幾點關於海洋 

水污染擴散技術規範的共識 , 茲將其重點摘要歸納如下 : 

(1) 應規範評估現有的模擬模式系統 , 並合理評比篩選以供依循。 

(2) 應建立篩選合理可靠模擬模式之評估規範 , 但不必成為作業程序規 

範。 

(3) 模擬模式之評估規範宜以原則性條文訂定之。 

(4) 模擬評估規範擬訂委員會之組成建議 : 

• 由學術或法人相關單位成立委員會擬定。 

• 由學者、專家監督政府來建立。 

• 由政府委託學界與業界擬定。 

(5) 政府應制定一套海洋水污染環境影響評估技術標準作業程序規範。 

• 以求客觀及反應海洋污染實況 

• 可供依循並臻公平合理合法 

• 制定需保持彈性空間 , 並需檢討修正 

由這些意見不但說明專家學者深感認同技術規範制訂的迫切必要 , 同 

時亦提供了制訂規範之原則性建議。 

二、技術規範具體內容建議 

附錄 1- 115


參酌上述專家學者意見與建議 , 並彙整前文章節中研討擴散模擬實務 

與理論的心得與結果 , 茲提出下列海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範的具 

體內容建議 : 

( 一 ) 使用認可之海洋水污染擴散模式之模擬者 , 必須認知模擬區域的環 

境特性、污染源的性質與模式的應用範圍和限制條件。 

因為以模擬模式系統來模擬海洋水污染擴散時 , 首先必須面臨採用何 

種水理動力與水質擴散模式 , 而與此兩者相對應的因素即為環境特性與污 

染源。在海洋環境中 , 呈現的地象十分複雜 , 且海象與氣象隨著時間與空 

間變化 ; 換言之 , 不同的區域有著不同的環境特性 , 衍生的水理效應亦有 

差異。所以應對模擬區域水理效應有所認知 , 才足以選擇適切的模擬模 

式 ; 而要認知到所模擬區域的水理效應 , 必須由模擬區域的環境特性去考 

量。同理想要以水質擴散模式來模擬污染的情況 , 也應該先去瞭解污染源 

的特性及其與水理環境的互動關係 , 否則選錯了模式則無從模擬。相對 

地 , 因為每個模式所著重的效應與機制 , 或多或少均有不同之處 , 所以我 

們考量了環境特性與污染源特性之後 , 亦必須考量模式的應用範圍與限制 

條件 , 如此才能使模擬的問題與模擬的工具相搭配。 

( 二 ) 認可之海洋水污染擴散模擬模式應適時調整增修訂定 

模式在建構之初 , 為了能夠達到模擬的功能 , 多少都會作些合理假 

設 , 以修飾不容易處理的項目。換言之 , 基於解析的考量 , 能夠完整描述 

計算流場的數學模式均作了簡化或模式化。另由於污染源的生化機制仍是 

充滿未知的範疇 , 其機制的模擬充其量是目前所能找到較適切的方式。所 

以對於現階段已認可的模式 , 實際上應說是其所模擬結果之誤差能為目前 

所接受。而隨著科技的進步 , 如果模擬的技術得以提昇 , 對於污染物之生 

化機制能有更進一部瞭解 , 則沒有理由不讓更加嚴謹與完整的模擬模式共 

襄盛舉 , 過時與落伍的模式自當應調整或淘汰 , 如此才不至於與時代脫節。 

( 三 ) 使用認可之海洋水污染擴散模擬模式以外的程式 , 應先檢附模式程 

式與自行評價模式之結果送請主管機關認可。其中須包含與認可模 

式之比對。 

模擬模式的品質關係著模擬結果的優劣 , 也唯有健全良好的模擬模 

式 , 其良好的模擬結果使足以為人所確信。相信這也是主管機關有必要合 

格認證一些模擬模式的因由 , 讓業者於進行海洋水污染擴散模擬時能夠有 

良好的工具依循使用。所以當使用認可以外的模式時 , 絕對需要先行取得 

附錄 1- 116


主管機關的認可 , 在落實公權力的同時 , 並確保評估的品質。認可的過程 

中 , 檢送模式程式以供評審者必要時之測試 , 避免有舞弊作假的情況發 

生。模式的自行評價 , 應按照第五章中所研討的方式進行 , 雖說本研究受 

限於經費之故 , 未能進行列舉模式的測試 , 但個案的測試是不可或缺 , 如 

此才能保證模式的可行性。而為了更嚴謹確認模式之可行 , 甚或要求模擬 

測試的項目 , 必須包含與認可模式的結果比對。 

( 四 ) 水污染擴散模擬模式所需含括地象、海象與氣象之環境背景資料 , 

以及模式需要的參數務求正確與完備。 

模式在進行演算時需要輸入一些資料 , 包括流場空間幾何的佈置、初 

始條件、邊界條件、以及模式中所含括的參數值等。這些資料均與環境的 

背景資料相關連 , 即是由模擬區域之地象、海象與氣象的資料所供應 , 或 

是在這些資料下率定獲得。顯然如果含括地象、海象與氣象之環境背景資 

料能夠正確與完備時 , 不僅率定得到的模式參數值能夠較為準確 , 同時對 

於模擬演算才能夠計算出較為精確的結果 , 如此於環境評估上始能達到確 

實的功效。由於目前海域的背景資料相當缺乏 , 量測取得之經濟成本相當 

龐大 , 就長遠來看建立資料庫固然有其必須 , 但資料的分析之正確與否也 

不可或缺 , 以避免引用錯誤的資料 , 而造成模擬結果精確度上的的誤差 , 

甚或使得演算結果導向錯誤的方向。 

( 五 ) 在模擬模式運作初期 , 須對模擬結果做檢驗 , 期以確保結果的正確 

度。 

模式在開始演算之前 , 即使是採用認可的模擬模式 , 仍必須先作率定 

與驗證的工作 , 如此才能確保參數值與邊界條件設定的適用性 , 進而進入 

演算的階段。模擬模式演算的初期 , 結果檢驗的工作不可少 , 否則最後雖 

得到許多結果 , 卻難保其結果的正確度及可信度。檢驗的方式包括 : 對計 

算流場守恆性的研析 , 網格不相關 (grid independent) 測試 , 以及收斂允許 

誤差的控制。經由這些步驟的檢驗 , 才足以說明計算流場合乎質量守恆的 

基本要求 , 沒有因數值技巧或方法而造成質量漏失。收斂允許誤差必須保 

持在某一個很小值以下 , 例如以一般數值演算的經驗 , 其值約小至 10 

10 −4 

即可 , 當然有些情況可能還需更小的控制值 , 將收斂允許誤差控制得 

宜 , 方足以說明流場已達解析收斂 , 其結果的正確度才不致有疑義。網格 

不相關測試主要係檢驗網格分割是否夠細密 , 如果網格太粗 , 其獲得的結 

果之正確度必然較差 , 故而網格不相關測試實在有必要 , 且是現今作數值 

者必受要求的檢驗項目。 

−3 

或 

附錄 1- 117


( 六 ) 海洋水污染擴散模擬結果 , 除定量評估外 , 必要時亦須作定性的評 

估。 

經模擬演算獲致結果後之展示方式 , 視環境評估的項目而定。舉例來 

說 : 如要了解污染情況是否超過允許之極限 , 則可表列呈現污染物的最大 

濃度 , 與法規容許的數值相比較 ; 若要評估影響的範圍與影響的程度 , 則 

可展示污染物濃度分佈之等值圖 ; 甚至於要瞭解或預測污染物濃度之瞬時 

變化 , 則可結合 GIS 清晰展示其瞬時之濃度分佈。上述例中包含了定量 

與定性的評估 , 雖說以定量評估較具客觀與科學精神 , 且有充分數據足以 

服人 , 但是往往會遭遇到無法以定量來評估的情況 , 此時必須作定性的評 

估。而所謂的定性評估亦有其理論的依據 , 只是無法以明確的數據來表 

達 , 所以仍是可行的必要措施。換言之 , 可以定量評估方式為主 , 定性的 

評估方式為輔。 

三、標準作業程序建議 

依據「環境影響評估法」第四條所賦予環境影響評估的定義 , 不論是 

調查、預測、分析及評定 , 均需符合科學、客觀及綜合的精神與原則。根 

據此項要求 , 擴散模擬技術必須有學理理論依據 , 同時須確保技術的可行。 

本研究經由相關法規的研析與過往評估作業弊病的檢討 , 根據「開發行為 

環境影響評估作業準則」第八、九和十條的規定 , 將之應用於擴散模擬實 

務 , 可歸納為下列數項基本準則 : 

• 擴散模擬問題必須清楚地界定 

• 擴散模擬必須具有學理理論依據 

• 擴散模擬之模式系統必須具有可行性 

• 擴散模擬結果須以量化描述為原則 

• 對擴散模擬的結果評估探討應作成明確的結論 

據此擬定之準則為依循 , 將其落實於海洋污染擴散模擬的過程 , 並進 

一步彙整歸納專家學者的意見與建議 , 本研究研提下列具體作業程序及進 

行步驟 : 

步驟一、分析擴散污染源 

步驟二、蒐集與分析海域環境背景資料 

步驟三、分析界定水污染擴散問題 

步驟四、建立或選取適當擴散模擬模式 

步驟五、率定與驗證擴散模式 

步驟六、模擬結果之分析與討論 

附錄 1- 118


步驟七、評估模擬結果之影響程度 

四、模式系統初步推薦 

為配合上述規範內容之建議 , 需要有推薦的模式系統列出。然而對於 

模擬模式系統的完整瞭解 , 不僅要了解其理論基礎、基本架構、數值方法、 

相關參數、輸入輸出方式與配套作業的工具軟體等 , 最重要的過程是必須 

經過實際的計算模擬測試 , 始足以確切明瞭模式系統的特性。基於模式系 

統測試尚未執行之事實 , 本研究階段之推薦最多僅能定位為初步的推薦 , 

最終的推薦必須等到測試工作完成之後由審查委員會定奪。當然 , 測試之 

前的評估工作是不可或缺的 , 否則於現今模式系統充斥彷間的情景 , 這許 

多的模式參差不齊 , 沒有經過前置之評估篩選就進行測試 , 則只是徒然浪 

費時間與金錢。本文第五章之研究中 , 完成數個近、遠域水理動力與擴散 

水質模式之評估 , 這些均是現今國內較常採用的模擬模式系統 , 應用於大 

型計畫 EIA 者亦不乏實例 , 其中還包括美國 EPA 認可的模式系統 , 以及環 

保署引進委託學術單位研究的模式系統。前文研究評估的初步結果已經整 

理列表 , 由於本研究著重於擴散模擬系統 , 故本節僅根據該評估結果 , 初 

步推薦如下列七個海洋水污染擴散水質模式系統 : 

1. WASP 

2. CE-QUAL-W2 

3. DBS 

4. IMPAQT 

5. DISPER 

6. MIKE-21 

7. WQMAP 

這些污染擴散模擬模式除了模擬一般污染物外 , 尚具有模擬水質的能 

力 , 各個模式之模擬項目有其相似與相異之處 , 故可全部納入考慮測試的 

範疇 ; 同時 , 這些模式大都亦列名專家學者推薦之列。通常擴散模式的演 

算仍需要搭配水理動力模式的模擬 , 水理模擬的優劣關係著擴散模擬的品 

質 , 因此水理動力模式的選擇亦屬重要。有些模式已具有研發的水理動力 

模式 , 對於不具有水理動力模式結合的模擬系統 , 可與下列推薦之動力模 

式結合 , 由前章的評估結論 , 能供考量測試的水理動力模式計有 : 

近域模式 :JETLAG、IMPULSE、CORMIX1、CORMIX2、CORMIX3、 

UOUTPLM、UMERGE、UDKHDEN、ULINE 

遠域模式 :TRISULA、CAFE、TEA、WIFM、SEACIRCUS、T RIDEN、 

附錄 1- 119

STRATAFLOW 


有關上述各模式之應用範圍與限制 , 已於第五章文中詳列 ( 表 5.1(b)、 

5.2(b)、及 5.3(b)), 擬訂技術規範時可將之納入。有關各模式之使用指南、 

輸入資料與前後處理 , 本研究亦提供充分資訊 ( 詳附錄 3), 用作技術規範 

彙編材料。至於國內模式方面 , 由於缺乏完整文件 , 本研究對於其結構、 

功能及特性無法一一評定 , 如擬採用 , 建議按照後文建議之評估準則加以 

評價 , 並由官方邀集專家學者共同評議確認。 

五、模式評價準則建議 

在本研究前述規範內容建議中 , 曾提及業主若欲使用其他未經推薦的 

模擬程式 , 必須首先具備相關資料文件送請主管機關認可 , 審核文件內容 

包括自行對該模式評價的結果。至於模式評價應有的規範 , 本研究已在第 

五章研析探討 , 基於專家學者「宜以原則性條文訂定」的建議 , 本文復將 

相關原則修改建議如下 : 

( 一 )、模式可靠性評估 

• 模式系統之假設條件與應用限制 

理論基礎評估 : 假設條件 , 控制方程式所考慮效應 , 

應用評估 : 模式應用範圍與限制 

• 數值方法與物理參數 

數值分析評估 : 數值方法、解析技巧、離散方法、網格分割與變數 

佈置方式 ; 準確數階、數值收斂性與數值穩定性。 

模式參數評估 : 物理、生化參數分析 , 參數的敏感度分析 

• 精確度與可信度 

演算佈置評估 : 網格不相關 (grid independent)、演算時距、網格 

間距、穩定條件 

演算流程評估 : 數值迭代 (iteration) 的允許誤差、流場守恆性與計 

算流場邊界條件的設定 

( 二 )、模式系統之適當性評估 

• 模式系統之水理動力模擬系統與擴散模擬系統組合之適當性 

評估模式的相容程度、結合的適當性、組合運算的方式。 

• 遠域模擬與近域模擬在網格系統與邊界條件上結合之適當性 

評估網格系統之搭配程度 , 邊界條件換算的設定方式。 

附錄 1- 120


• 模式所需輸入資料之可獲性 

評估 : 初始條件、邊界條件、模式參數與環境背景條件等之取得 

情況分析及可獲性的正當性。 

• 污染物特性與模式相關性 

評估污染物的類型、污染物的機制。 

( 三 )、模式率定與驗證程序評估 

• 評估模式率定與驗證程序的可行性 

評估率定與驗證的方式 

• 使用資料之可靠性與充分性 

評估驗證資料需求數量與分析資料精確度 

• 校正與驗證後之最大容許誤差合理性 ( 精確度 ) 

評估誤差知可接受度 

( 四 )、操作與應用之方便度與展示功能評估 

更好。 

評估軟硬體之相關配套、繪圖展示的配套。若能結合時代先進的 GIS 

( 五 )、資料庫支援系統之設計評估 

評估資料庫的支援情況。資料庫包括 : 物理環境資料庫、GIS 資料庫、 

化學資料庫、生態資料庫、水質資料庫等。由於資料庫的建立實屬不易 , 

且在國內尚處於起步階段 , 所以將此項的評估暫列為參考性質。 

附錄 1- 121


第七章結論與建議 

針對海洋水污染擴散環境影響評估的主題 , 由於研究的層面牽涉科技理論與法規 

兩方面 , 故本研究先從學理的研析與相關法規的研讀著手。為了避免閉 

門造車的桎梏 , 不但參酌環保署之環評檢討會議的論文 , 並進行專家學 

者問卷調查與分析 , 俾能歸納各方意見。然後 , 經由海洋水污染擴散模 

擬實務考量出發 , 研討國內外的制度與技術 , 從而探討並獲致有關海洋 

水污染擴散環境影響評估標準作業程序與準則規範、評估的技術準則、 

以及模式系統評價準則的結果 , 完成數個水理動力與擴散水質模式之初 

步推薦。綜合本文之研究 , 茲將研究結論摘要與建議分述如后。 

一、結論綜合摘要 

( 一 ) 第二章主要係針對海洋水污染擴散的理論基礎進行研析。首先著手分析污 

染物的類型區分與產生來源 , 進而瞭解不同種類污染物對應之擴散機制 , 

其中包括水污染之物理過程與生化環境之衰變過程。然後闡述承受水體的 

水理動力 , 以及水質傳輸擴散模擬的理論基礎 , 最後對海洋水污染擴散應 

用狀況作綜合探討。 

( 二 ) 第三章主要係探討國內外環境影響評估之評估程序與技術。首先探討國外 

評估程序與技術 , 然後研析國內評估技術的現況 , 接著探討國外先進技術 

轉移與本土化之可行程度 , 最後綜合歸納時代先進評估程序與技術。 

( 三 ) 第四章主要係針對「海洋水污染擴散影響評估」標準作業程序與準則規範 

進行研析。首先研讀相關法規 , 找出足以作為海洋水污染擴散模擬規範依 

據的法源基礎 ; 接著根據相關文獻記錄與環評檢討會議記錄 , 綜合檢討現 

行「海洋水污染擴散影響評估」作業程序之疏失 ; 然後經由法規研析 , 整 

理及擬定數項符合環評相關法規要求之準則。為了彌補現行作業程序的疏 

失及後續規範研擬 , 設計並進行專家問卷調查 , 以廣徵眾議取得共識。最 

後經過討論海洋擴散模擬的過程 , 結合專家學者的意見及共識下 , 研擬具 

體作業程序的進行步驟。 

( 四 ) 第五章主要係進行海洋水污染擴散模擬模式系統評價。經由評價準則的研 

附錄 1- 122


擬 , 同時根據準則評估數個現行的擴散模擬模式系統。評價準則的研討區 

分四個方面逐項進行 :(1) 遠域及近域模擬系統之可靠性與適當性評估、(2) 

模式率定與驗證程序評估 ,(3) 操作與應用之方便度與展示功能評估 , 以 

及 (4) 資料庫資源系統之設計評估。最後 , 彙整逐項評估結果 , 綜合評估 

模擬模式系統。 

( 五 ) 第六章主要係進行海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範內容之建議與模式 

系統推薦。首先由問卷調查彙整學者專家意見 , 獲致關於海洋水污染擴散 

技術規範的共識。接著參酌學者專家意見與建議 , 並彙整過程中所研討擴 

散模擬實務與理論之心得與結果 , 提出技術規範之具體內容建議。同時 , 

將前面章節中所研擬的標準作業程序與模式評價準則提出建議。 

二、建議 

( 一 ) 建立模擬模式庫 : 政府主管機關須加緊建立認可的模擬模式庫 , 並須定期 

檢討增納修訂。如此非但評估業者能有所依循 , 同時審查之公平與效率因 

而提昇 , 而達到業者與政府雙贏的局面。 

( 二 ) 進行模式可行性測試 : 強調在模式認可過程中 , 必須作模式可行性測試 , 

以確保模式演算結果品質。 

( 三 ) 建立環境資料庫 : 由於數值模式率定與驗證所需之各種資料非常缺乏 , 所 

以環境資料庫的建立有其必要 , 而這樣的工作相當耗費且需費時費力 , 非 

一般評估業者所能負擔 , 故建議由政府來建構。 

( 四 ) 研發結合本土化之 GIS 展示系統 : 結合 GIS 資料系統是未來必然的趨勢 , 

有必要由主管機關自行或委託學界或業界進行研發本土化的 GIS 之結合 

展示系統。 

( 五 ) 舉辦模式使用者培訓講習 : 雖有好的模擬系統 , 但若沒有熟悉的操作者 , 

則形同廢物一般 , 故建議在完成模式庫之建立後 , 政府能夠定期講習 , 以 

提昇使用者的素質。 

附錄 1- 123


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附錄 1- 127



海洋水污染擴散模擬專家問卷 

您好 ! 行政院環保署為提升環境影響評估主管機關審查作業之效率及公平 

性 , 並改善作業之品質。委託本所進行「海洋水污染擴散環境影響評估技術之研 

究」。環境影響評估制度推動至今 , 開發單位多能配合辦理 , 惟對於引用之評估 

技術及預測等 , 多引用國外模式及經驗公式。本計畫係以海洋污染擴散為重點 , 

作有系統之整理、探討、驗證 , 期能篩選出本土化的合理且統一之評估技術及預 

測模式 , 提供開發單位據以進行評估作業 , 俾利主管機關審查。因目前國內各學 

術機關或開發單位所使用之評估預測模式種類繁多 , 故本研究採專家問卷方式 , 

盼能考量不同研發及使用者之意見 , 減少執行時可能產生的阻力。素仰先生學有 

專精 , 盼能提供您的寶貴意見 , 以為本計畫對於模式評估、評價之參考。 

您寶貴的意見對我們的研究非常重要 , 謝謝您的合作 ! 

敬祝 

安好 

中央研究院物理研究所 

黃榮鑑敬上 

附錄 1- 128


研究單位 : 中央研究院物理研究所 

委託單位 : 行政院環保署 

計畫主持人 : 黃榮鑑博士 

協同計畫主持人 : 薛曙生博士 

聯絡電話 : (02)2754-5804 傳真號碼 : (02)2754-5812 

聯絡地址 : 台北市信義路四段 265 巷 51 號一樓之一 

中華民國八十八年二月 

附錄 1- 129


一、研究緣起與目的 

由於台灣近年來經濟蓬勃發展 , 隨之而來的人為污染排放量亦逐年昇高 , 而 

這些污染量大部份經由直接或間接途徑排入海中 , 使得近岸海域水質遭受不同程 

度之污染 , 不僅影響生態平衡 , 亦降低人民生活環境品質 , 因此海域污染防治問 

題實為目前研究重要課題之一。 

目前環保與海岸開發等相關法規均有規定 , 大型海岸開發案件於開發前需先 

完成環境影響評估。由於海域污染擴散數值模式具備經濟、迅速等特性 , 使其得 

以廣泛應用於模擬海域水體污染擴散傳輸之動態狀況 , 而成為環境影響評估與污 

染防治之重要規劃工具 , 因此海域污染擴散數值模擬的重要性與日俱增。然而由 

於海域水理、水質與擴散傳輸之機制為一相當複雜之過程 , 各模式發展均有其假 

設條件與應用限制 , 因此建立一套模式系統與環境影響評估技術規範 , 俾能正確 

選用良好數值模式 , 將有利於開發單位之評估與主管機關審查作業之效率與品 

質。 

本計畫之研究目的 , 期能藉由歸納相關文獻資料 , 研析污染擴散數理化理 

論 , 探討國內評估技術現況 , 與綜合國外評估程序與技術等 , 以建立一套海洋水 

污染環境影響評估技術標準作業程序規範 , 與擴散模擬技術最低準則規範 ( 門檻 

設定 ); 依該規範評估現有的數值模擬模式系統 , 篩選出合理、可靠之模擬評估 

模式。並研討現行國外先進技術移轉與本土化之可行性 , 推薦先進技術移轉與本 

土化後之可靠模式系統 , 提供相關專業人員使用 , 提昇主管機關審查作業之效率 

與公平性 , 改善審查作業品質。 

二、有關海洋水污染擴散問題 

( 一 ) 綜合問題 

您認為污染模式是否已為污染擴散環境影響評估中不可或缺 

的一環 ? 

您認為水污染擴散模擬技術是否應有一門檻限制 ? 

您認為應否規範 

評估現有的模擬 

模式系統 , 以篩 

選出合理、可靠 

之模擬評估模 

式 , 並成為日後 

研發模式者建立 

附錄 1- 130


模式之作業程序規範 ? 

為什麼 ? 

□□□□□ 

如果由政府建立一套評估規範 , 您認為是否可行 ? 

為什麼 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

□□□□□ 

□□□□□ 

( 二 ) 理論基礎 

目前模擬模式多將水污染擴散分為物理 ( 水理 ) 與生化 ( 水質 ) 兩部分 , 亦即將模擬水 

理動力模式所得結果 , 作為水質模式之輸入資料 , 您認為該二部分可以合理的被 

分開嗎 ? 實際應用上有無需特別注意之處 ? 

您認為將污染物與海水混合過程分為近域混合 (Near mixing) 與遠域擴散 (Farfield 

dispersion) 處理 , 在模式分析中是必要的嗎 ? 實際應用上有無需特別注意之處 ? 

附錄 1- 131


您認為目前水污染擴散研究中 , 關於物理及生化機制之理論基礎已臻成熟的有哪 

些 ? 

如質量守恆、動量守恆、能量守恆、分子擴散 molecular diffusion、紊流擴散 turbulent 

diffusion、延散 dispersion、射流 jet、營養鹽循環 nutrient cycle、溶氧 - 生化需氧量 

DO-BOD、重金屬 heavy metal、有機化合物 organic chemical、底泥漂移 sediment 

transport 等 

仍有待研究的機制又有哪些 ? 

( 三 ) 參考文獻 

關於海洋水污染擴散問題 , 有哪些國內外重要參考文獻可供參考 ? 

( 四 ) 建議 

關於海洋水污染擴散問題 , 您有何意見可提供本小組參考 ? 

三、有關評估程序問題 


您認為目前各單位執行有關海洋水污染環境影響評估作業 

有哪些缺失 ? 其改進之方法為何 ? 

您認為目前政府 

主管機關審查作 

業之效率與公平 

性有待改進之處 

為何 ? 

附錄 1- 132


您認為目前政府環境影響評估相關法規是否足以規範海洋水污染環境影 

響評估 ? 

您認為政府應否制定一套海洋水污染環境影響評估技術標 

準作業程序規範 ? 

為什麼 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

□□□□□ 

□□□□□ 

附錄 1- 133


( 二 ) 個人經驗 

您曾經參與哪些有關水污染擴散環境影響評估個案審查作業 ? 

您認為該作業有哪些缺失 ? 


關於海洋水污染環境影響評估問題 , 有哪些國內外重要參考文獻可供參考 ? 

( 四 ) 建議 

關於海洋水污染環境影響評估程序 , 您有何意見可提供本小組參考 ? 

附錄 1- 134


四、有關相關分析方法及數值模式問題 

( 一 ) 分析方法 

模式可分為經驗模式與數值模式 : 經驗模式之依據為理論分析與經驗公式等 , 其 

適用之環境範圍為固定型式 , 如應用於污水海放管之近域分析 , 通常其結果也成 

為於遠域數值模式之邊界條件 , 如 CORMIX、DKHPLM 等 ; 而數值模式是由原 

始控制方程式 , 將實際空間切割格網化 , 方程式離散化 , 利用數值方法或技巧 , 

以電腦作模擬運算 , 如 WASP、MIKE21、DELFT 等。 

您認為是否應分別規範兩種型式之模式 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

為什麼 ? 

您認為水理水質數值模式之品管應包括哪些方面 ? 

□ 原始控制方程式 □ 數值方法 □ 程式設計 □ 結果輸出 □ 其他 

您認為現行國外先進技術移轉本土化是否可行 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

有何優缺點 ? 

附錄 1- 135


您認為目前哪些較佳的國外模擬模式可以適用於本地環境影響評估 ? 

針對問題區域設計研發模式 , 可以掌握特定地區之特性 , 雖未必能廣泛應用於 

其他區域問題上 , 然而國內已有不少研究使用個人發展模式 , 您認為目前國內 

自行研發模擬模式有哪些在區域應用上已有不錯的成績 ? 

您認為目前水污染擴散模擬所得影響評估結果是否已達可信的程度 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

各單位研究之模式 ( 商業軟體除外 ) 應否公開 ? 

公開時應包括哪些 □ 模式原理 □ 假設 □ 數值方法 □ 應用範圍與限制 □ 原始程 

式 □ 經驗係數 □ 率定方法與結果 □ 驗證方法與結果 □ 實測資料 □ 其他 

通常模式使用者不一定是模式研發者 , 因此您認為在使用模式時較應注意哪些事 

項 ? 

□ 口碑 □ 模式原理 □ 假設 □ 應用範圍與限制 □ 污染物特性與模式之相關性 □ 模 

式所需資料是否可得 □ 數值技巧 □ 原始程式 □ 網格建立之條件 □ 計算之時空大 

小關係 ( 穩定性 )□ 經驗係數值是否適合 □ 如何率定 □ 如何驗證 □ 驗證之結果 □ 

附錄 1- 136


誤差範圍 □ 數值精度 □ 結果之可信度 □ 輸出誤差 □ 操作是否方便 □ 所需硬體設 

備 □ 執行效率 □ 模式之發展性 □ 其他 

模式模擬結果通常為一堆數值資料 , 您認為海洋水污染擴散模式是否需要連結良 

好的圖形功能 , 以便於察覺錯誤 , 並利於展示模擬結果 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

目前 GIS 已為廣泛應用之時代科技 , 您認為模式系統與 GIS 結合是否可行 ? 是否 

有其困難度 ? 

極同無不 

極 

同意同 

不 

意意見意 

同 

意 

□□□□□ 

您認為應否整合建立模式庫資料庫 ? 

由誰整合建立 ? □ 政府 □ 學術單位 □ 其他 

海洋實測資料仍為模式模擬率定與驗證必要的資料 , 您認為哪些資料是執行模式 

前必須收集分析的 ? 

□ 地形水深 □ 潮汐水位 □ 海潮流 □ 風速風向 □ 溫度 

□ 水質 (pH 值、BOD、COD、懸浮固體、大腸桿菌群、總油脂、溶氧、酚類、重 

金屬、水溫、氨氮、總磷 )□ 其他 

您認為應否整合建立資料庫 ? 

由誰整合建立 ? □ 政府 □ 學術單位 □ 其他 

應包括哪些資料庫 ? □ 物理環境資料庫 □GIS 資料庫 □ 化學資料庫 □ 生態資料 

庫 □ 水質資料庫 □ 經濟資料庫 □ 其他 

附錄 1- 137


( 二 ) 數值模式 

本節僅針對數值模式討論 : 

基本假設 : 流體、流場、邊界 

目前來說 , 尚未有一完整囊括各種機制之模式 , 因此根據問題之不同、假設之不 

同、研究重點之不同 , 原始控制方程式 original governing equation 之建立亦有所 

不同 , 關於模式對於實際問題之應用性 ; 如原始程式建立時是否針對較為普遍的 

流場問題 , 或僅針對特殊問題而建立 , 您認為當發展模式時應採取何種觀點 ? 

通常根據流場狀況而採用不同的座標系統 coordinate system, 如卡氏座標、極座 

標等 , 不同的座標系統在應用上皆有其優缺點 , 如何依據流場考量應用座標系 

統 ? 

在時間之處理上 , 如可 steady-state, 則方程式之型式可由 parabolic 轉為 elliptic, 

處理上也有不同 , 在何種狀況下可以推求 steady-state, 實際流場之變動性應如何 

考慮 ? 

海洋污染問題多為紊流流況 , 紊流模式如簡單的固定 constant eddy coefficient 或 

較為複雜的 k-equation model、 k − ε model 等 , 您認為應如何採用適當的紊流模 

式 ? 

附錄 1- 138


空間格網切割 : 交錯 staggered、非交錯、正交 orthogonal、boundary-fit 等、grid 

resolution 格網精度會影響模式輸出之精確度 , 然而若切割愈精密 , 所需之執行 

容量亦相對增加 , 您認為應依據何種條件來選用網格 , 該如何在 grid resolution 

與容量之間求得平衡 ? 

將方程式離散化需運用數值方法 : 目前有限元素法 (Finite Element Method)、有限 

差分 (Finite Difference) 較為普遍 , 其他尚有有限體積 (Finite Volume)、邊界元素 

法 (Boundary Element method)、有限解析法 (Finite Analytic Method) 等方法 , 您認 

為在處理方程式時 , 應根據何種條件以採用不同的模式 ? 

( 如 FEM 較不易應用於變動邊界 , 有限差分對於不規則邊界之誤差修正等 ) 

advection term 處理方法 

壓力求解技巧 

模式之誤差來源有很多 , 如 numerical diffusion、roundoff error、truncation error、 

phase error、amplitude error, 其他如格網切割太疏亦會造成誤差 , 針對前述之數 

值誤差 , 應如何避免或減至最小 , 是一複雜課題 , 您認為應如何檢測各種誤差 , 

各種誤差之容許範圍為何 ? 

附錄 1- 139


針對顯式法 explicit 有穩定度 stability 如 Courant condition、CFL condition 之要求 , 

隱式法 implicit 則無較佳之條件 , 您認為該如何推求時 ∆ t 、空 ∆ x 之間隔大小 , 

以符合模式執行之需求 ? 

率定 calibration 驗證 verification 為模式應用執行前重要工作 , 率定與驗證的紀 

錄 , 如針對參數數值作大範圍的測試與評估、執行範例 benchmark 問題或實驗資 

料之驗證 , 均應確實討論 : 

靈敏度 Sensitivity 分析對於經驗參數之採用甚為重要 , 參數之些微變動若影響變 

數之變動甚鉅 , 率定之工作則極為重要 , 您認為應如何處理該種參數 ? 

您認為目前模式經驗係數參數率定其精確度如何 ? 通常模式率定是藉由模擬與 

實況比較其一致性 , 如何判定其一致性在要求精確度內 ? 精確度應如何定義 ? 

您認為同一處環境使用同一模式是否可以不必再率定參數 ? 或是考慮現場之變 

動性仍需要於每次執行時率定 ? 

同樣的 , 您認為目前模式模擬與實測資料之驗證其精確度如何 ? 如何驗證其可信 

程度 ? 可接受之可信程度又如何定義 ? 

附錄 1- 140


您認為同一處環境使用同一模式是否可以不必再驗證模擬結果 ? 或是考慮現場 

之變動性仍需要於每次執行時驗證 ? 

有效性分析 validation: 儘管在數值運算穩定 , 所得結果未必正確 , 您認為該如 

何分析輸出結果之正確性 ? 

執行程式所需設備 ; 某些程式可能需要特定的設備 , 在處理三維模擬問題時需要 

大量記憶體空間 , 另外如圖形處理問題亦需數學處理程式 ; 目前視窗軟體已為趨 

勢 , 大型工作站能處理較多資訊 , 而個人電腦亦甚普及 , 因此考慮設備問題 : 

您認為發展軟體之電腦與作業系統應採用何種為宜 ? 為什麼 ? 

□PC □Workstation □ 其他 

□DOS □Window □Unix □ 其他 

目前程式之編纂仍以 FORTRAN 為主 , 若要探討求解問題之程式效率 , 應如何比 

較 ?( 針對不同程式和不同編譯器 compiler 做比較、依據精度要求而分別效率之 

要求 ) 

附錄 1- 141


技術文件之取得 ; 如手冊 manual 是否包含模式理論 theoretical 與結構 structural 

方面 

後處理與前處理 post and preprocessing 能力 ; 程式估計與展示輸出的能力為必須 

技術援助是否可得 ; 在轉移、設定、起始與時的特殊重要服務 , 修改 modification 

與升級 upgrading 也需確定 

程式取得與維護的費用 

( 三 ) 個人操作或應用經驗 

您曾經使用何種水污染擴散模式於哪些研究計畫中 ? 

您認為該模式有何優點值得採用 ? 

附錄 1- 142

您認為該模式是否已有良好預測模擬結果 ? 或仍有待改進之處 ? 


( 四 ) 建議 

關於海洋水污染擴散模式 , 您有何意見可提供本小組參考 ? 

附錄 1- 143


附錄二海洋水污染擴散模擬專家問卷整理 

本次專家問卷寄發 36 份 , 寄發對象涵蓋國內使用海洋水污染模式以及相關 

海洋專業之產、官、學、研界 , 皆為一時之選 , 然因部份專家學者們出國研討考 

察或其他原因未能參與 , 有效回收問卷為 20 份 , 內容整理如下。 

參與回答問卷之專家學者名單 ( 按照姓名筆劃排列 ): 

于嘉順 ( 中山大學海洋環境系教授 ), 朱佳仁 ( 中央大學土木研究所教授 ), 林國峰 

( 台大土木工程系教授 ), 梁興杰 ( 國家高速電腦中心研究員 ), 郭振泰 ( 台大土木工 

程系教授 ), 陳筱華 ( 工研院能資所水海資源組水資源室主任 ), 陳鎮東 ( 中山大學 

海洋地質所教授 ), 馮秋霞 ( 成大台南水工試驗所研究員 ), 黃良雄 ( 台大土木工程 

系教授 ), 黃煌輝 ( 成大台南水工試驗所所長 ), 楊海寧 ( 行政院環境保護署水保處 

博士 ), 楊德良 ( 台大土木工程系教授 ), 楊磊 ( 中山大學海洋環境系教授 ), 溫清光 

( 成大環境工程研究所教授 ), 劉景毅 ( 成大台南水工試驗所研究員 ), 蔡長泰 ( 成大 

水利及海洋工程系教授 ), 鄭仙偉 ( 逢甲大學水利工程系教授 ), 蕭葆羲 ( 台灣海洋 

大學河海工程研究所教授 ), 駱尚廉 ( 台大環境工程研究所教授 ), 蘇青和 ( 港灣技 

術研究所數值模擬組組長 )。 

一、有關海洋水污染擴散問題 


您認為污染模式是否已為污染擴散環境影響評估中不可或缺的一環 ? 

極同意同意無意見不同意極不同意 

11 8 

您認為水污染擴散模擬技術是否應有一門檻限制 ? 


7 9 2 1 

您認為應否規範評估現有的模擬模式系統 , 以篩選出合理、可靠之模擬 

評估模式 , 並成為日後研發模式者建立模式之作業程序規範 ? 


7 9 2 1 

問 : 為什麼 ? 

附錄 1- 144


答 : 

大部分專家學者皆認為應規範評估現有的模擬模式系統 , 其理由如下 : 

工具使用前原本就應該先知道工具的性能 , 為了確保模式模擬結果之品 

質正確 , 並建立專業及共識 , 有一標準 , 可使其易於規範。同時 , 現行的環 

評草率不周全 , 皆因無令人信服的評估模式可依 , 所以就實際狀況而言 , 有 

遊戲規則可循 , 可以防止不法單位胡扯亂扯或評估者投機取巧 , 減少爭議。 

以學術觀點而言 , 如此做法才有嚴謹性。現有模式漸多 , 有其優缺點及限制 , 

經過合理篩選、評比 , 可提供使用者及程式發展者參考。規範必要的作業程 

序 , 使研發者能有所依循 , 並確保模式之可靠。當然在規範中 , 還必須能證 

明模式之可用性或滿足本土特殊性。 

但在建立規範的過程中 , 專家學者亦提出可能面臨之困難。例如 , 模式 

本身並無法涵蓋所有區域及項目 , 一個完備的模式但使用不當 , 也不會有合 

理的結果 ; 應建立篩選合理、可靠之模擬評估模式之規範 , 但不必成為日後 

之作業程序規範 , 因為規範的要求會改變 ; 污染模式在引用時 , 最大缺點為 

假設條件太多 , 實在很難採用一「標準」模式於所有案例 (case); 模式種類 

繁多且不斷更新 , 因此可建立評估規範以提高模擬結果之品質 , 但若欲篩選 

出模擬評估模式 , 則在執行面上有其困難性 , 如何篩選亦需考慮。 

如果由政府建立一套評估規範 , 您認為是否可行 ? 


3 11 2 2 


答 : 

由政府建立評估規範是可以的 , 甚至是必須的 , 但需籌組專家顧問團嚴 

謹作業並公告週知 , 且此一評估規範應是「最少的要求」, 也就是「門檻」性 

質 , 以促使能精益求精的發展更佳的模式。「規範」應是進步的情形 , 定期 ( 例 

如每三年 ) 重新檢討 , 提高「門檻」。政府可以擬定模式之評估規範 , 作為 EIA 

評估模式遵行之依據 , 但評估規範宜以原則性條文訂定之 , 不宜太繁瑣 , 並 

應考慮實際之執行面 , 以免成為空談。 

針對是否由政府來建立 , 專家學者對政府之角色及效率提出質疑 , 若以 

政府訂定規範 , 有時因時效或未來之修正都十分困難 , 因公務人員之遷調而 

變動甚大。所以提出下面幾種替代方案 :(1) 由學術或其他法人相關之單位 

設立一評估委員會以訂之 ;(2) 由學者、專家監督政府來建立一套客觀的評 

估規範是可行的 ;(3) 由政府委託學界與業界建立之評估規範可行 , 且較具 

公信力。 

但因過去的經驗不佳 , 建議設定關鍵項目的需求門檻就夠了 , 而非規 

範 , 或僅供參考 , 應視情況而定。 

附錄 1- 145


( 二 ) 理論基礎 

1. 問 : 目前模擬模式多將水污染擴散分為物理 ( 水理 ) 與生化 ( 水質 ) 兩部分 , 亦即 

將模擬水理動力模式所得結果 , 作為水質模式之輸入資料 , 您認為該二 

部分可以合理的被分開嗎 ? 實際應用上有無需特別注意之處 ? 

答 : 

一般都認為兩部分因水質特性受水理特性影響 , 應該是可以分開的。一 

般處理方式分為二部份且公開 , 也有模式合為一體者。在水理與水質變化之 

時間 scale 相差很大時 , 兩者分開 (decoupled) 之處理合理且相當普遍 , 此作法 

主要在節省計算時間與儲存空間 ; 而今電腦軟硬體進步許多 , 有人將水理與 

水質 couple 一起解 , 這在水理與水質變化之時間 order 相近時很重要且較合 

理。 

但在將其分開時 , 需注意下列事項 : 

(1) 應視水理之時變情形 , 決定是水理全部模擬完成 , 再演算水質 , 還是逐 

時分開演算水理及水質 : 

(2) 需證明假設條件 , 如水質反應參數和紊流擴散係數均不受流速影響等 ; 

(3) 分開處理是考慮現實模式之技術 , 電腦計算速度及成本等因素 , 一般水 

理與水質交互作用不特別明顯之模擬仍有其可信度 , 但針對二者交互作 

用影響甚明顯之模擬應考慮合併計算 ; 

(4) 兩者一起模擬雖然是最理想狀況 , 但程式容量太大 , 似乎不太經濟 , 而 

且除非有特殊敏感之生化反應 , 否則工程應用上分開計算應當可以被接 

受 ; 

(5) 視水質之濃度而異 , 若高濃度則有需要一起解 : 

(6) 有些參數會隨水理而變 , 水質模式使用時要注意 ; 

(7) 動力模式需考慮適用於近域或遠域以及擴散係數的合理性 ; 

(8) 視污染環境而定 , 如果兩者相互 interaction 之影響有限 , 則可以分開處 

理。如相互影響很強烈 , 則不能分開 , 必須偶合 (couple) 處理 ; 

(9) 目前模式大多已經經過某種程度之簡化假設而得 , 因此模式使用者自當 

明瞭自己使用模式之特性與限制 , 而將水污染擴散模式分成水理與水質 

兩部分。是否合理 , 應依所欲模擬之對象與所欲解決之問題而定 ; 

(10) 應依情況而定 , 一般污染傳輸因不致影響物理性或影響極微 , 故可分開 

計算 , 但如果是電廠冷卻水排放或是污泥排放等會影響密度的情況 , 就 

不可分開計算 , 至少應將密度加入 ; 

(11) 視模擬系統水理變化之複雜性。通常水理較水質較易達到動態平衡 , 使 

用者視水質模擬之時間長度 , 截取動態平衡之水理結果 , 當作水質模擬 

之輸入條件 , 可以節省同時計算水理與水質模式的時間 , 需注意的是水 

理輸入資料的儲存空間可能很大。實際應用上需先說服評審者水理變化 

附錄 1- 146


具有之規則性 , 能夠反覆的使用為水質模式之輸入條件 ; 

(12) 當有流場運動現象存在時 , 水質模式應採用水理模式之結果為輸入條 

件 ; 

(13) 在遠域擴散階段可以分離處理 , 但近域 ( 高濃度 ) 時應針對生化反應之 

特性考量水理模式 ; 

(14) 模式需經標定、驗證才可使用。 

認為不應該分開的原因如下 : 

(1) 因污染物在物理條件之影響下 , 同時也會進行生物性或化學性之反應。 

在應用生化反應時 , 一定要採取實地量測出之反應速率常數 , 才會減少模 

式模擬結果之誤差值。 

(2) 兩者互相影響 , 若要分開 , 應先進行對照組測試找出其間關係值 

2. 問 : 您認為將污染物與海水混合過程分為近域混合 (Near field mixing) 與遠域 

擴散 (Far field dispersion) 處理 , 在模式分析中是必要的嗎 ? 實際應用上 

有無需特別注意之處 ? 

答 : 

視情況而定 , 長期影響以遠域擴散為主 ; 近域混合部分應著重在放流口 

及其配套工程設計 , 如增建混流堰等。有專家認為 , 台灣西部海域 5 公尺以 

內淺水區受陸源污染明顯 ,5 公尺以上深水區較不易受到污染。 

認為應將其分為近域混合與遠域擴散者的理由 : 

(1) 因 near field 有淡水之作用 ; 

(2) 為符合不同水質標準之限制 , 應該將其分為此二者 ; 

(3) 因為沒有工具同時可適用於兩者。兩區域之切割可參考 Taylor 的理論 ( 及 

其他 ); 

(4) 近域混合與遠域擴散有極大的差異 , 所考量的參數亦有所不同 , 當然應 

該加以區分 ; 

(5) 視情況及需要 , 往往必須分為二者來處理。初始混合為近域問題 , 往後 

的傳輸為遠域問題 ; 

(6) 因為近域混合之結果為遠域擴散之輸入條件 , 故近域混合分析之精確與 

否將影響遠域擴散之正確性。 

( 也有人認為 , 將近域與遠域接合時 , 常會使遠域濃度因疊加而引起過高之現 

象。) 

但贊成者同時指出 : 

(1) 雖然在分析中將其分為此二者 , 但需假設完成 near field mixing 之 Plume 

污染物之濃度即為 far field 計算時格網之起始濃度 ; 

附錄 1- 147


(2) 為明確規範環保法規而由近域混合模式計算的要求是必須的 , 除非環保 

署將上述規範取消。至於整個大環境影響則需借遠域擴散為之 , 在實際應 

用上兩者若要把他結合 , 必須注意界面之契合 ; 

(3) 在實際應用上 , 有其必要性 , 因為近域混合和遠域擴散的機制並不相同 , 

但由於受限於電腦容量與計算速度 , 將近域和遠域模式結合為一 , 目前並 

不經濟 ; 

(4) 注意近域及遠域處理模式應用時各自之假設條件 , 近、遠域各自應用的 

區域範圍。 

認為不應分為近域混合與遠域擴散者提出 : 

(1) 若要分開 , 則應用上注意二者之過度範圍 ; 

(2) 此二者原理上有差異 , 但是否有必要分成二個部分 , 其差異性似不大 ; 

(3) 如果模式可以 cover 不同之 time & scale, 而有足夠之電腦容量與 CPU, 

可不須分開處理 , 如分開處理 , 實際上之困難就是兩者都一樣重要之地 

區 , 程式必須十分小心使用。 

3. 問 : 您認為目前水污染擴散研究中 , 關於物理及生化機制之理論基礎已臻成 

熟的有哪些 ? 如質量守恆、動量守恆、能量守恆、分子擴散 (molecular 

diffusion)、紊流擴散 (turbulent diffusion)、延散 (dispersion)、射流 (jet)、 

營養鹽循環 (nutrient cycle)、溶氧 - 生化需氧量 (DO-BOD)、重金屬 (heavy 

metal)、有機化合物 (organic chemical)、底泥漂移 (sediment transport) 

等 

答 : 

大部分專家學者皆一致認為質量守恆、動量守恆、能量守恆、分子擴散 

已臻成熟。 

部分專家學者認為以下亦已成熟 : 紊流擴散、延散、射流、營養鹽循環、 

容氧、生化需氧量、重金屬。 

不過專家學者亦指出 , 關於物理及生化機制之理論基礎 , 都有相當的發 

展 , 且上述理論均達「可用」之程度 , 或可說大都技術均已成熟 , 但 

(1) 實際情況變化萬千 , 應視情況而定 : 

(2) 其困難實在於現場待實測之參數太多 , 無法有效掌控 , 使理論成為空中 

樓閣 : 

(3) 底泥之移動較不易模擬 ; 

(4) 基本上水理機制較生化機制成熟 ; 

(5) 物理機制除了「係數」的決定 , 以及「一維」、「二維」、「三維」的選擇 

有待加強確定外 , 餘應已能處理。生化機制則對於「非恆定 (unsteady)」 

部份令人存疑 , 且太多參數也應予以規範 : 

(6) 上述物理機制大致成熟。生化機制中 , 底泥漂移之理論有很多 , 但可能 

附錄 1- 148


實驗及現場資料尚不足以支持 , 眾家紛云。重金屬不同型態 ( 吸附及溶解 

態 ) 間之質量互換 , 所謂之平衡狀態的達成所需之條件 , 尚需很多實驗證 

明以驗證真實情形。 

4. 問 : 仍有待研究的機制又有哪些 ? 

答 : 

(1) 能量守恆中有關水與固體界面間之熱傳導、延散技術 , 其餘生化機制之 

相關係數 , 如源涵項 (sink, source, etc.) 等。 

(2) 各機制均有待研究之處 , 尤其是營養鹽循環因牽涉到藻類、魚類及其他 

動植物之生態系 , 理論機制和實測參數均待研發和簡化。 

(3) 能量守恆、分子擴散、紊流擴散、延散、射流、營養鹽循環、溶氧 - 生化 

需氧量 DO-BOD、重金屬、有機化合物、底泥漂移等。 

(4) 重金屬、有機化合物、底泥漂移 

(5) 紊流擴散、射流、底泥漂移 

(6) 分子擴散、紊流擴散、延散、射流、營養鹽循環、溶氧 - 生化需氧量 

DO-BOD、重金屬、有機化合物、底泥漂移等 ), 尤其是懸浮質為底泥 

之底泥漂移。 

(7) 實測延散係數等參考 

(8) 生態、食物鏈模式 , 接近海岸之碎波、水理 , 毒性物質傳輸。 

(9) 生態系統質量平衡 , 及污染物進入水體或底棲生物體之量 , 或該生物體 

將污染物釋出於週遭環境中之量間平衡。 

(10) 物理機制除了「係數」的決定 , 以及「一維」、「二維」、「三維」的選擇 

有待加強確定外 , 餘應已能處理。生化機制則對於「非恆定 (unsteady)」 

部份令人存疑 , 且太多參數也應予以規範。 

(11) 吸附 - 脫附作用 

(12) 動量守恆、分子擴散、紊流擴散、延散、射流、營養鹽循環、溶氧 - 生化 

需氧量 DO-BOD、重金屬、有機化合物、底泥漂移等。 

(13) 應較注重相互之間的互動關係 , 如有機物與漂沙量 (sediment flow) 之間的 

關係 , 鹽度對重金屬的影響 , 而非僅作單項調查研究。 

(14) 營養鹽循環、有機化合物、重金屬、底泥漂移、紊流擴散。 

(15) 射流機制、再曝氣現象、層化流 ( 分層流 ) 中的紊流擴散、底泥之需氧 

量。 

(16) 前項較不成熟的部分 , 主要是人們對這些變化過程的不夠瞭解 , 並非模 

式不能建立 , 生態模式 ( 包括 DO-BOD、有機物 (organic)、化學物 

(chemical)、輸沙 (sediment transport)、毒性物質 ) 之研究都很重要。 

(17) 營養鹽循環、重金屬、有機化合物、底泥漂移 


附錄 1- 149


5. 問 : 關於海洋水污染擴散問題 , 有哪些國內外重要參考文獻可供參考 ? 

答 : 

可分成學術級、商業化模式研發及和顧問單位應用及三種 , 各自發表於 

不同的期刊和研討會論文集上 , 教科書 , 國外內雜誌 , 國外內研究機關之研 

究報告 , 國內外季刊學術工作上皆可查到。圖書館及網路上可查出許多參考 

資料 , 但尚不夠實際。 

(1) Johnston, R. ed., Marine Pollution, Academic Press, 1976. 

(2) Grace, R.A., Marine Outfall Systems: Planning, Design and Construction, 

Prentice-Hall, 1978. 

(3) MIT、Caltech 之報告文獻 

(4) 台灣 EPA 曾委託中鼎 ( 及台大土木系 ) 進行港灣、近域水理、水質模擬 , 

可用 HEM 及 WASP 模式 

(5) 中興社曾跑 DHI 之 MIKE11 及 MIKE21 模式。 

(6) Journal of Fluid Mechanics, Water Resource Research, ASCE Journals 

(7) 水質擴散方面 :Fischer 的 Mixing in Inland and Coastal Water,Thomann 

的 Principles of Surface Water Quality Modeling and Control, 為基本教 

材。 

(8) “Mixing Zone Models for Submerged Discharges,” by I. K. Tsanis, C. Valeo 

Computational Mechanics Publiction, 1994. 

(9) “Managing Wastewater in Coastal Urban Areas,” National Academy Press, 

1993. 

(10) Wood and Wilkinson, “Ocean disposal of wastewater”, World Scientific Inc. 

1993. 

(11) Fischeret al., “Mixing in Inland and Coastal Water”, Academic Press, 1979. 

(12) Ambrose, R. B. et al. 1993, 1995, WASP5, US EPA 

(13) Muin, M. M. Spaulding, 1997, Three-Dimensional Boundary-Fitted 

Circulation Model, ASCE Journal of Hydraulic Eng. 

(14) J. L. Martin & S. C. McCutcheon, Hydrodynamics and Transport for Water 

Quality Model, Lewis Publichers, 1999 

( 四 ) 建議 

6. 問 : 關於海洋水污染擴散問題 , 您有何意見可提供本小組參考 ? 

答 : 

(1) 必須有良好的現場調查資料。 

(2) 彙整國內顧問單位應用之成果 , 邀集學術單位共同參與 commercialized 

model 研發。 

附錄 1- 150


(3) 1 國內現場觀測資料甚缺乏 , 並欠缺整合 , 有必要結合產、官、學各領 

域建立一套較流通之資料庫系統。 

2 重要污染之港口、海岸、河川應建立預警系統。 

(4) 海洋污染擴散為多學門之課題 , 除了流體力學、擴散理論為基礎外 , 亦應 

具備優良的海洋物理觀念 , 否則在海中如何傳移就會有問題了。 

(5) 河口處亦應研究 , 不可僅單獨考慮海岸水域部分 

(6) 另外有 DHI 及成大水工所之一些報告 

(7) 目前國內發展海洋污染模式的學者專家不多 , 大部份仍採用國外之現有 

模式。應鼓勵國內之學者專家從事於此一研究工作。另外 , 對於「參數」 

本土化也應積極推動 ! 

(8) 河口問題應加強研究 , 此外現場控制點量測也是數值計算不可或缺的參 

考。 

(9) 建議本土性之海洋水污染擴散模式 , 而非祇利用國外已開發之軟體。 

(10) 台灣四周海域之污染來源主要來自陸地 , 因此陸原性污染源的掌握應為 

首要任務。能掌握污染源才能據以了解各海域之污染指標 , 而得以監控 

乃至解決污染問題。 

(11) 注意污染擴散與底泥污染之間的關係。 

(12) 水污染擴散及生化作用之複雜性 , 如何能有效及合理的簡化必須依據地 

域及時間的不同 , 而有不同的考量。 

(13) 建議發展本土實用模式 :1 理論之研究 ,2 現場量測與模型實驗 ,3 介面 

(Graphic User Interface) 整合與發展。 

(14) 1 多開幾次專家會議 ,2 不同領域的專家先分別召開 , 之後再共同討論。 

二、有關評估程序問題 


7. 問 : 您認為目前各單位執行有關海洋水污染環境影響評估作業有哪些缺失 ? 其 

改進之方法為何 ? 

答 : 

針對作業規範或作業程序 :(1) 數值模擬並非標準程序 , 應修法 , 並規 

範數值模式使用之人員和模式品質 ;(2) 缺少較完整的作業規範及制度 ;(3) 

模式率定校核幾乎沒交代 ;(4) 海洋的邊界問題隨便輸入 ;(5) 未將污染擴散 

影響作詳細深入的評估。改進方法就由環保署訂定程序 , 否則不接受 ;(6) 目 

前沒有指定方法及模式 , 較為凌亂 ;(7) 常因為審查時間急迫 , 無法委託學 

者專家進行污染模式之研究工作 , 進而預估未來污染情況。因此也常常隨便 

採用任一 model 進行之 , 誤差性極大 !(8) 技術問題與政治問題混淆、評估 

附錄 1- 151


技術的權威性與公正性不足。改善評估技術、建立其公正性 , 使其擁有權威 

性 ;(9) 應整體憑專業判斷 , 不應以任何條文化的形式做評估。 

針對模式本身或基本資料方面 :(1) 基本觀測資料之缺乏 , 則不易使模 

式得以檢定驗證 ;(2) 缺量化數據 , 數據品質不佳 ;(3) 應用模式前缺乏嚴謹 

之驗證程序及應用過於主觀。1 制定驗證程序或必要之模式敏感度分析 ,2 

專家之經驗判斷應用之成效與概括性 ;(4) 本土實用模式較少 , 整合性模式 

( 含使用者、介面包裝者 ) 更少 ;(5) 所用模式參差不齊 , 有些評估所用資 

料 , 甚至完全沒有實測資料 , 就隨意使用。有一些評估甚至用到 30 年前的舊 

資料。 

針對審查委員 :(1) 審查委員之專業性及代表性應力求客觀。專業性係 

以學術及實務經驗之表現為考量之基準 ;(2) 所邀請之環評委員不夠專業。 

應邀請年輕 ( 包袱較少 ) 學有所長的學者專家 ; 

8. 問 : 您認為目前政府主管機關審查作業之效率與公平性有待改進之處為何 ? 

答 : 

(1) 對於有關學術爭議性的問題 , 尤其像輸入條件等等 , 審查會當中僅向委員 

提出 , 無法透過主管機關從中深入討論 , 因此其結果無法令人完全信服 , 

實應改進。 

(2) 遊戲規則不明確。 

(3) 應列「簡化流程」、「制定標準作業程序 (SOP)」。 

(4) 應有經常性之研究群或審查群 , 以健全公平性。 

(5) 環評及審查時 , 委員不同 , 標準不一。 

(6) 所聘學者專家較無法提出具體證據來證明其所提論調主張是正確的 , 致使民間環保團體 

常常質疑那些學者專家之公平性。 

(7) 人情成份仍然重。 

(8) 訂定遊戲規則、時效、及應執行之範圍。 

(9) 委員之選取要適當 , 以技術與專業為選取委員之主要考量。 

(10) 審查的過程應是案件作專業判斷 , 審查委員應以專業為主 , 最好建立專家庫 , 視專長抽 

籤決定。 

(11) 對模式之使用缺乏一套使用規範及評估程序。 

(12) 在聘請審查委員之公平性有待改進。 

(13) 不夠客觀 , 環評委員的專長不完全符合問題所需。 

(14) 較少主動出面整合 , 以致研究、業界人員橫向連續不夠 , 現有資料及研究成果較少共享。 

(15) 應與評估者同時展開評估與審查作業。 

(16) 1 專家委員陣容不整齊 ( 操守、擔當、能力都有問題 ),2 公家機關承受太多壓力 ,3 業者 

或一般民眾不理性的抗爭。 

9. 問 : 

附錄 1- 152


您認為目前政府環境影響評估相關法規是否足以規範海洋水污染環境影 

響評估 ? 


1 2 10 1 

答 : 

無法規範。又現行法規較粗造 , 所以可能比較嚴格 , 目前尚無問題。但 

若未來海放需求多了以後 , 就會發生問題。 

10. 問 : 

您認為政府應否制定一套海洋水污染環境影響評估技術標準作業程序規 

範 ? 


8 10 


答 : 

以求「客觀」及反應海洋污染「實況」。因水污染環境影響評估為一專業 

之工作 , 既是專業性 , 應可訂定一套嚴謹之技術規範 , 讓大家遵循 , 一方面 

可建立專業及共識 , 另一方面也較無爭議。有一套正確、客觀的評估技術標 

準作業程序以為評估實務之依循 , 可使相關人員有所依循 , 業者知道如何去 

遵循政府之遊戲規則 , 同時讓評估者有所依循。唯有建立制度 , 嚴格執行 , 

才能公平合理合法 , 並可提昇評估品質。 

在制定過程中 , 盡量保持彈性空間 , 不可訂的太死 , 而限制太多 , 反倒 

影響評估之準確性。評估標準提出準則 , 且此標準經實用檢驗後可修正、改 

進。制定作業程序規範是很好的目標 , 但不應該認定任何單位或模式為標準 , 

環評應依實際情況作專業判斷。 

( 二 ) 個人經驗 

11. 問 : 您曾經參與哪些有關水污染擴散環境影響評估個案審查作業 ? 

答 : 

(1) 電廠溫排水放流管設置 ( 台電通宵及長生電廠 ) 

(2) 澎湖海水淡化廠濃鹽水排放 ( 自來水公司 ) 

(3) 大鵬灣風景區規劃 

(4) 海拋 ( 環保署專案計劃 ) 

(5) 台中火力 

附錄 1- 153


(6) 蘇澳火力電廠 

(7) 杜邦 ( 鹿港岸 ) 

(8) 協和火力排放 

(9) 興達煤灰海拋 

(10) 急水溪海洋放流 

(11) 八里污水處理廠海洋放流 

(12) 中鋼爐石海拋 

(13) 澎湖海水淡化廠 

(14) 琉球鄉海水淡化廠。 

(15) 通宵海域污染擴散環評 

(16) 美國 Navvagansetl Bay, Rhode Island (1985~1988) 

(17) 台灣淡水河 (1996~present) 

(18) 85 年 10 月至 86 年 1 月 15 日在環保署審的 EIA 案 

12. 問 : 您認為該作業有哪些缺失 ? 

答 : 

針對模式本身 :(1) 無標準之數值模擬和水工模型試驗程序 ;(2) 未以模 

式計算鹵鹽水排放後之鹽度分佈 , 並據以推估對生態環境之影響 ;(3) 模式 

的使用不當 , 流況參數的不正確輸入 , 模式驗證不正確 ;(4) 台灣較少本土 

實用之整合型模式 , 一般常用的大部分是商用套裝軟體 ;(5) 可考慮發展整 

合地理資訊系統 (Geographical Information System) (GIS)、GUI 之本土實用模 

式 ;(6) 模式引用不一 ;(7) 模式太舊。 

針對審查委員 :(1) 報告中因無嚴謹之技術規範 , 因此評估單位許多條 

件均可避重就輕 , 而審查委員不可能一一加以計算核對 , 容易造成偷雞摸狗 

的事來 ;(2) 委員不同 , 意見不同 , 標準不一 ;(3) 廣徵民意及各方面學者專 

家之意見 , 環評委員不可為「終身職」, 應一年一聘 , 不可重複再聘 , 以免流 

入「不公平」之失 ;(4) 參與的委員及機關代表了解水污染擴散者鳳毛麟角 , 

不記得發生過任何作用。 


13. 問 : 關於海洋水污染環境影響評估問題 , 有哪些國內外重要參考文獻可供參 

考 ? 

答 : 

文獻很多 , 但十分散亂 , 對於真正的影響評估很少文獻可供參考。 

(1) 七股燁隆案環評報告書 

(2) 工研院台南海砂試採環境影響分析報告 

(3) 台塑六輕環評報告 

附錄 1- 154


(4) 長生電廠環評報告等。 

(5) EPA, 中洲、大林蒲及左營海洋放流對海域生態環境影響之調查研究 ,1980 

(6) Kuo, J.T., M.D. Yang, and C.H. Wang, 1999, “An Optimization Model for 

Water Quality Management in Coastal Waters”, J. of the Chinese Institute of 

Environmental Engineering, Vol. 9, No. 1, pp.57-63. 

(7) Kuo, J.T., W.S. Chu, M.Y. Wu, and J.C. Hwang, “A Planning Model for 

Harbor Cleanup”, Proceedings of International Symposium on Environmental 

Hydraulics, Hong Kong, December 6-18, 1991, published by Balkema, 

pp.1597-1600. 

(8) Chu, W.S, J.T. Kuo, M.Y. Wu, S.Y. Cheng, and C.C. Chung, “Modeling Water 

Quality Response in Keelung Harbor”, Proceedings of 24 th IAHR Congress, 

September 9-13, 1991, Madrid, Spain, pp.353-360. 

(9) 郭振泰、朱文生、胡通哲、黃建智、彭俊立 ,「台灣地區沿海港灣最佳水 

質管理模式之建立 ( 一 )」, 台大土木研究所水力組研究報告 , 環保署委託 

(EPA-80-E3G3-09-07), 民國 80 年 5 月。 

(10) 郭振泰、蔡丁貴、胡通哲、汪建勳、劉啟瑜 ,「台灣地區沿海、港灣與 

河口水理水質模式之建立與發展」,( 子題二 : 台灣地區沿海港灣最佳水質 

管理模式之建立 ( 二 )), 台大土木研究所水力組研究報告 , 行政院環保署委 

託 (EPA-81-E3G3-09-01), 民國 81 年 5 月。 

(11) WASP, US EPA 

(12) J. L. Marlin & S. C. McCutcheon, Hydrodynamics and Transportation for 

Water Quality Model, 1999. 

(13) WQMAP, US EPA 

(14) 荷蘭 DELFT 所發展模式之應用案例 

(15) 丹麥 DHI 所發展模式之應用案例 

( 四 ) 建議 

14. 問 : 關於海洋水污染環境影響評估程序 , 您有何意見可提供本小組參考 ? 

答 : 

(1) 1 視我國的海洋實際環境研究程序。 

2 可以研究評估程序 , 但必須同時積極進行現場調查觀測 , 以為定期研 

討修訂之依循。 

(2) 應在「現況調查」中增設模式操作 (modeling) 需要之參數調查 , 如紊流擴 

散和水質反應參數等 , 並在「預測和評估」中 , 增設模式和模擬人員之認 

證。 

(3) 程序需實用化 , 千萬不可流於論文寫作方法 , 如此才有意義。 

(4) 可訂定最基本之要求及模式精度。 

附錄 1- 155


(5) 確實執行環評法 , 不可先有開發行為 , 才提出環評計畫書 , 淪為「背書」 

之工具。 

(6) 1 動力模式需考慮適用於近域或遠域以及擴散係數的合理性。 

2 河口問題應加強研究 , 此外現場控制點量測也是數值計算中不可或缺 

的參考。 

3 在管理上應兼顧總量管制及濃度管制。 

(7) 1 自行研發或以一現有模式為基礎修改及擴充功能 , 建立一個公信力佳 

的海洋污染模式 ( 近域及遠域 ) 供大眾使用。 

2 建立海洋模式資料庫 , 包括模式驗證資料庫、模式參數資料庫 , 將海洋 

模式中的資料具公信者 , 納入及供模式使用者查詢與利用。 

(8) 在應用國外引進之模式時 , 需檢驗其實用性與精確度 , 而國內現有資料 

與研究成果共享之情形有待改進 , 基本資料之蒐集及提供有待加強。 

(9) 1 此一程序要儘早定出辦法並公告週知 , 是否修改環評法 , 使此一程序在 

該法中生根 , 亦應考慮。 

2 適切教導環保署承辦人員如何利用此一程序 , 合理辦理審查案件。 

3 希望此一研究不僅止於研究。 

附錄 1- 156

三、有關相關分析方法及數值模式問題 


( 一 ) 分析方法 

模式可分為經驗模式與數值模式 : 經驗模式之依據為理論分析與經驗公式 

等 , 其適用之環境範圍為固定型式 , 如應用於污水海放管之近域分析 , 通常 

其結果也成為於遠域數值模式之邊界條件 , 如 CORMIX、DKHPLM 等 ; 而 

數值模式是由原始控制方程式 , 將實際空間切割格網化 , 方程式離散化 , 利 

用數值方法或技巧 , 以電腦作模擬運算 , 如 WASP、MIKE21、DELFT 等。 

15. 問 : 

您認為是否應分別規範兩種型式之模式 ? 


3 9 5 1 

為什麼 ? 

答 : 

同意應分別規範兩種形式之理由 :(1) 適用情形不同 ;(2) 現場實際狀況 

方能適當反應 ;(3) 假若有經驗模式以取得國際學界的認同 , 為何要摒棄不 

用呢 ? 只要把經驗模式目標予以放寬 , 並提出證據說明即可 , 因此建議朝兩 

種形式規範之 ;(4) 解析及數值模式之限制 , 假設不同 , 所得之結果 , 其用 

途也有不同。解析解一般假設、限制較多 , 可用於初步之求解及篩選 

(screening)。數值解可用於實際戶外、大區域、不均勻之現場問題 ;(5) 大部 

份數值模式 , 如 WASP, 近域原就不適用 ;(6) 依實際狀況不應只限定規範兩 

種型式之模式 ;(7) 遠域與近域的擴散機制有極大的差異 , 當然應該予以區 

別規範 ;(8) 上述兩類在發展之初 , 即針對不同需求而設計 , 而今在工程應 

用上也大半以此分類。 

認為不應或不需特別分別規範兩種形式之理由 :(1) 模式之驗證及應用 

經驗為實用上較重要的部分 , 利用經驗公式或數學方程式並不是重點 , 更多 

的驗證或經驗才是檢驗模式是否正確或適用之數值方法 ;(2) 應考慮其模式 

之使用限制 , 以與實測值之檢定驗證 , 而不必以其方法再分類 , 不應太細去 

訂此規範 ;(3) 應從題目及分析之能力而為 , 非依規範而為 ;(4) 概念模式、 

數學模式、數值模式在本質上相類似 , 主要差異性在分析方法 , 因此若要分 

別規範上述模式 , 則其差異性應也只在於分析方法上有所不同。而各類模式 

原本就因其假設條件與應用範圍不同 , 而存在明顯差異 , 故只因分析方法不 

同就分別規範不同形式之模式似乎多此一舉 ;(5) 每種模式、每個個案都有 

其適用範圍 , 應視實際情況作專業判斷 , 並不是用 MIKE21 做的就一定是對 

的 , 故無法加以規範 ;(6) 近域分析通常假設條件多 , 控制式非常簡化 , 無 

附錄 1- 157


須特殊之數值方法求解 ( 就筆者所知 ), 使用者僅需判斷其假設條件是否適用 

於所需分析之系統。 

16. 問 : 

您認為水理水質數值模式之品管應包括哪些方面 ? ( 可複選 , 以 % 表示 ) 

原始控制方程式數值方法程式設計結果輸出其他 

70% 70% 4% 70% 50% 

答 : 

其他 : 輸入條件 ( 此條件很重要 ), 限制適用範圍 , 假設條件 , 限制式 , 精 

度 , 參數之確定及率定 , 輸入條件 , 驗證 , 敏感度分析 , 計算結果之正確性 

分析 , 模式之限制 , 介面 (GUI) 整合與 GIS, 邊界條件。除了模式本身以外 , 

使用者操作模式更重要。 

17. 問 : 

您認為現行國外先進技術移轉本土化是否可行 ? 


2 12 1 2 1 

有何優缺點 ? 

答 : 

不宜引入之原因 :(1) 國內如引進國外先進技術 , 應會使國內依靠國外 

之專業 / 家 , 毫無競爭能力 , 目前應是積極鼓勵國人自己研發自己本土之程式 

了 ;(2) 如果先進技術指的是商業軟體 , 則決不可行 , 本土化應為本土發展 , 

公諸大眾 , 大家均可加入開發利用評斷 ;(3) 對於參數決定 , 一樣不可靠或 

完全忽略。至於傳輸計算 , 國內外相去不遠。 

可以引入 , 但 (1) 必須先以本土調查及觀測資料進行裝備的驗證 ;(2) 國 

外技術並非唯一的選擇 , 適當的檢驗、修正、建立國內自己的模式 , 皆是未 

來必走的方向 ;(3) 必須對其模式深入了解 , 何種條件或係數未能適用時必 

須修改之 , 切勿照本宣科 , 一成不變 , 恐怕不是適當的做法 ;(4) 一般為商 

用程式 , 難以修改其中之程式 , 除非其程式發展參與者在台灣 , 或與其原發 

展單位合作 , 但是此成本會相當高 ;(5) 大型數值模式發展不易 , 可採用國 

外者 , 但加以本土化 ;(6) 本土化的項目應為各個水理或生化反應之「參數」, 

因為每一個地方之參數皆不相同 , 甚至台灣地區也因地域不同所採用之參數 

也不盡相同 ;(7) 至於國外所發展出之 models, 所提供之商業化商品 , 僅是 

「方法」而已 , 方法全世界都適用 , 應無本不本土化之困擾 ;(8) 目前學成 

歸國服務之人才甚多 , 這些人或多或少皆會將國外技術引進台灣 , 因此現階 

段台灣與國外在數值模擬部份 , 原本就存在某種程度之交流 , 及技術轉移與 

本土化。 

附錄 1- 158


引入之優點 :(1) 提昇國內模擬計算應用之水準 ;(2) 現成的東西馬上可 

以用 ;(3) 以國外現有程式或技術 , 比較快速 ;(4) 可節省國內自行研發之時 

間、人力等。 

引入之缺點 :(1) 影響學界研發之意願 ;(2) 如牽涉版權 , 在本土化上可 

能不易 , 先進技術中如可允許修飾者較佳 ;(3) 移轉本土化尚需時間測試、改 

良 ;(4) 無法完全瞭解國外發展之模式的限制 , 模式參數之選取等問題 ;(5) 國 

外所引進之模式大都不含 Source Code, 僅能應用不能修改 , 可供學習之用 , 

就長遠發展宜發展本土實用模式。 

18. 問 : 您認為目前哪些較佳的國外模擬模式可以適用於本地環境影響評估 ? 

答 : 

水理 : 解析解 

CORMIX 

Norman Brooks 之混合模式 

DHI 之模式 

Mike 21 系列 

Delft 系列 

水質 :WASP 系列 

WQMAP 

DHI 之模式 

Mike 21 系列 

Delft 系列 

只要能用現場水文、水質資料率定與驗證模式 , 且結果良好者 , 應皆可 

適用於環境影響評估。任何模式都有其適用性 , 主要還是在於模式的操作是 

否得當。 

19. 問 : 針對問題區域設計研發模式 , 可以掌握特定地區之特性 , 雖未必能廣 

泛應用於其他區域問題上 , 然而國內已有不少研究使用個人發展模式 , 

您認為目前國內自行研發模擬模式有哪些在區域應用上已有不錯的成 

績 ? 

答 : 

(1) 近域模式用於電廠溫排水 ( 北部地區 , 南部核三廠 ) 

(2) 遠域模式用於淡水河口外海和澎湖 

(3) 河川、河口及西部海岸變化 ( 緩坡海岸 )。 

(4) 淡水河口及附近海域之污染模擬 

(5) 成大水工所在整個台灣西部海域、已應用所發展之模式進行多年之研究分析。 

(6) 成大水工所海洋污染模式目前有很多套 , 亦應用在不同的區域 , 持續發展中的目前僅有 

彰濱及離島計畫的區域海洋模式 , 新的量測水理與水質資料持續收集中 , 即用於模式驗 

附錄 1- 159


證。其他區域的模式應用計畫 , 因持續性不長 (1 年至 2 年 ), 驗證資料不足 , 尤其在水 

質方面的量測資料並未有充足的經費可以收集完備 , 水質的驗證成果較貧乏 , 但水理的 

驗證上已有不錯的成績。 

(7) 海岸或海域溢油擴散模式 

(8) 台大水工許銘熙、郭振泰、郭義雄等研究群在淡水河水質之研究 , 一方面求得模式中區 

域之參數 , 另方面與實測比較 , 值得肯定與鼓勵。 

20. 

您認為目前水污染擴散模擬所得影響評估結果是否已達可信的程度 ? 


3 5 9 1 

21. 

各單位研究之模式 ( 商業軟體除外 ) 應否公開 ? 公開時應包括哪些 ? 

( 可複選 , 以 % 表示 ) 

模式原理假設數值方 

應用範圍 

原始 

經驗係 

率定方法與驗證方法與 

實測資 

其他 

法 

與限制 

程式 

數 

結果 

結果 

料 

95% 95% 85% 95% 60% 90% 95% 95% 90% 30% 

其他 :USA 模式大都公開 , 歐洲者則較不公開。 

輸入條件 ( 邊界、初始、環境 …) 及研究成果應該要公開。如無申請 

專利 , 則應公開。 

至於原始程式則應尊重著作人。其他部分則視其經費來源 , 若要公 

開 , 則上述各項皆公開。 

22. 

通常模式使用者不一定是模式研發者 , 因此您認為在使用模式時較應注意哪些事 

項 ? ( 可複選 , 以 % 表示 ) 

口碑模式原理假設應用範圍污染物特性與模式所需資數值原始 

與限制模式之相關性料是否可得技巧程式 

35% 60% 90% 95% 80% 75% 50% 30% 

網格建 

立之條 

計算之時空 

大小關係 ( 穩 

經驗係 

數值是 

如何率定如何驗證驗證之結果誤差 

範圍 

數值 

精度 

件定性 ) 否適合 

85% 75% 85% 80% 80% 85% 75% 60% 

結果之輸出誤差操作是所需硬體執行效率模式之發展其他 

可信度 

否方便設備 

性 

85% 75% 50% 60% 60% 50% 

附錄 1- 160


其他 :GUI & GIS, 邊界條件的限制 

23. 

模式模擬結果通常為一堆數值資料 , 您認為海洋水污染擴散模式是否需要連結良好的圖形功 

能 , 以便於察覺錯誤 , 並利於展示模擬結果 ? 


12 8 

24. 

目前 GIS 已為廣泛應用之時代科技 , 您認為模式系統與 GIS 結合是否可行 ? 是否有其困難度 ? 


7 12 1 

答 : 

基本上皆認為與 GIS 結合可行 , 且並無太大困難度 , 目前仍需加強。在 

操作上 , 需要熟悉 GIS 系統軟體者依照模式使用者的需求 , 建置模式之後處 

理系統 , 模式使用者通常可應用一建置完備的後處理系統 , 應無使用上的困 

難度。成大水工所並表示 , 如有困難 , 願意從旁幫忙 ( 因其有數模組及資訊地 

理組 , 故有很久的經驗可作結合的工具 )。不過 ,GIS 的資料僅可提供現場量 

測時正確的座標位置 , 現場量測所得的資料仍需其他儀器設備的配合 , 而且 

整合台灣沿海地區的 GIS 資料需大量的人力、財力。 

優點 :(1) 供決策者一目了然。 

(2) 在模式的輸入與輸出部份 , 若能結合 GIS 將事半功倍。 

(3) GIS 可整合現有資料 , 作圖形與資料庫展示 , 並可結合計算模 

式 , 為模擬展示有效工具。 

困難 :(1) 有多種 GIS 軟體 , 有選擇上的困擾。 

(2) 如果利用 GIS 作為展示工具並無困難 , 如想以 GIS 作為決策 

支援或管理工具 , 商業軟體則有其限制。 

(3) 如何結合之技術細節 , 尚待克服。 

25. 

您認為應否整合建立模式庫資料庫 ? 由誰整合建立 ? 

政府學術單位其他 

13 10 

答 : 

皆贊成應整合建立模式庫及資料庫 , 除了一位學者對於是否整合建立模 

式庫仍存疑。至於是由誰負責整合建立 , 則有下列各種看法 : 政府、學術單 

附錄 1- 161

位、政府與學術單位合作、政府可委託學術或研究單位。 


26. 問 : 

海洋實測資料仍為模式模擬率定與驗證必要的資料 , 您認為哪些資料是執行模式前 

必須收集分析的 ? ( 可複選 , 以 % 表示 ) 

地形水深潮汐水位海潮流風速風向溫度其他 

100% 100% 100% 95% 85% 55% 

水質 (pH 值、BOD、COD、懸浮固體、大腸桿菌群、總油脂、溶氧、酚類、重金屬、 

水溫、氨氮、總磷 ) 

95% 

答 : 

其他應列入的資料 : 

物理水理資料 : 紊流擴散係數 , 河川入流歷線 , 河川入流量 , 河川流量 , 污 

染物入流歷線 , 波浪資料 , 颱風資料 , 溫度因模擬對象而定 , 

濁度 , 日照 / 雲層 , 底泥 — 應視情況而定 , 河口區域的鹽度 , 

水深大的水域之垂直剖面資料 , 水域中的密度剖面 , 

生物化學資料 : 生化反應參數 , 生物因子 , 生態調查 , 葉綠素 , 葉綠素 a, 

污染源 , 污染源之污染量 , 底質有機物含量和粒徑分析 , 底 

泥及毒性物質 , 鹽度 

其他資料 : 特殊之研究資料 , 

27. 

您認為應否整合建立資料庫 ? 由誰整合建立 ? 

政府學術單位其他 

13 7 

答 : 

皆贊成應整合建立資料庫 , 但必須在公平、公開、公正的條件下即可 , 

至於是由誰負責整合建立 , 則有下列各種看法 : 政府、學術單位、政府與學 

術單位合作、政府委託學術或研究單位、政府負責而學術單位協助、或財團 

法人 / 研究單位。 

28. 

應包括哪些資料庫 ? 

物理環境資 

GIS 資料庫化學資料庫 

料庫 

生態資料庫水質資料庫經濟資料庫其他 

19 18 15 18 18 8 1 

附錄 1- 162


其他 : 氣候 ( 如風場 …), 生態資料庫應包括化學及水質資料庫 , 整合後置於 

網站上 , 供各級單位取用。 

( 二 ) 數值模式 

本節僅針對數值模式討論 : 

基本假設 : 流體、流場、邊界 

29. 問 : 目前來說 , 尚未有一完整囊括各種機制之模式 , 因此根據問題之不同、 

假設之不同、研究重點之不同 , 原始控制方程式 original governing 

equation 之建立亦有所不同 , 關於模式對於實際問題之應用性 ; 如原始 

程式建立時是否針對較為普遍的流場問題 , 或僅針對特殊問題而建立 , 

您認為當發展模式時應採取何種觀點 ? 

答 : 

認為應針對較為普遍的流場問題來建立原始程式的理由 :(1) 發展模式 

首應針對普遍性之流場建立 , 否則即失去意義 , 至於特殊問題之情況較少 , 

可依其重要性而定 ;(2) 模式發展針對「普遍」流場問題 , 但提供可視特殊 

流場而作修改之功能 ; 

認為應針對特殊問題來建立原始程式的理由 :(1) 建立較普通的模式困 

難度甚高 , 而且也不甚經濟 ;(2) 反對建立一套 universal 之模式 , 應依據原 

理與數值方法 , 針對每一個問題而盡量做出最佳之組合 , 再利用以往之經驗 , 

必能做到最佳之數模。 

視情況而定 : 

(1) 都可以 , 二者並可相互比較。 

(2) 較難發展一通用模式 , 但可依應用範圍尺度大小分類 , 大尺度之計 

算得考慮地球曲率、科氏力 ; 小尺度則可免。在 density effect 重要河 

海交界處得考慮 stratification, 控制方程式得以 3-D 或 Quasi-3D 淺水 

方程式為理論。 

(3) 這是必然的 , 一般流場解得完全 , 水質則無法十分深入 , 或相反過 

來 , 因此這也是研究成果必須商業化之原因 , 如此才能有經費持續發 

展。 

(4) 根據時間人力、財力及精確度要來選取不同複雜度之模式。 

(5) 對流場的特性研判 , 適合二維、三維甚或一維後 , 再選擇合用的方 

程式。 

(6) 先確立模式發展之目的與用途。再依目的建立符合需求之控制方程 

式與模式。 

(7) 控制流場之方程式的變化僅在 1 維、2 維、3 維或垂直 2 維上有不同 

的型式 , 區域問題不同 , 而選擇或發展不同維度的模式應用。但數值 

附錄 1- 163


方法上的變化較大 , 模式發展者應掌握 , 其所使用之數值技巧的優劣 

點 , 即能瞭解模式計算結果的誤差。 

(8) 若處理之問題為一般性的海域擴散問題 , 可採用適用範圍較廣的一 

般模式。若處理特殊的問題 ( 如油污擴散、海拋廢液、邊界條件特殊 

的流況 ), 則需針對流況採用特殊模式。 

30. 問 : 通常根據流場狀況而採用不同的座標系統 (coordinate system), 如卡氏 

座標、極座標等 , 不同的座標系統在應用上皆有其優缺點 , 如何依據流 

場考量應用座標系統 ? 

答 : 

視研究區域大小、海岸地形與特性、精度要求、邊界條件之狀況而定。 

除了地理條件極惡劣 ( 變化很大 ) 外 , 座標系統的誤差 , 相對於計算方法及參 

數而言 , 應不是太重要。 

一般建議仍以卡氏座標為主 , 其他的可以利用更小之 mesh 定義之 , 因 

為 (1) 卡氏座標較直接、較理想 , 不需再轉換一次 , 不過相互間轉換問題不 

大 ;(2) 海域擴散模式多應用於現場流況 , 卡氏座標較易處理。 

對於其他系統的建議則是 :(1) 座標系統以貼壁座標系統 (curvilinear 

coordinate system) 應用較廣 , 靈活度較廣。(2) 對稱性之流場使用極座標較方 

便且迅速 , 大部分還是使用卡氏座標。(3) 小尺度沒有差別 , 可用卡氏座標 , 

中、大尺度應以地球座標為準。(4) 通常流場變化較大的區域 ( 如污染源出 

口處、邊界地形轉折處 ), 或水深變化大 , 應用貼壁座標的網格切割較為方便 , 

但相對的需要注意控制方程式的轉換。 

31. 問 : 在時間之處理上 , 如為穩定狀態 (steady-state), 則方程式之型式可由拋 

物線 (parabolic) 轉為橢圓 (elliptic), 處理上也有不同 , 在何種狀況下可以 

推求穩定狀態 (steady-state), 實際流場之變動性應如何考慮 ? 

答 : 

可以推求穩定狀態的狀況 : 

(1) 近域可考慮用穩定狀態 , 遠域則無法。 

(2) 海洋中之潮、流、浪之運動流場因屬週期性之運動 , 可以穩定狀態 

(steady-state) 處理之 , 而河口入流則否。 

(3) 穩定狀態 (steady-state) 可用於推求「涵容能力」或「年平均濃度」等。 

(4) 完全視使用者之需求 , 對穩定狀態 (steady-state) 是較理想之狀況 , 如果設 

計所需 , 可假設在最嚴重水理水質條件下之穩定狀態 (steady-state) 來計算。 

(5) 簡化之模式及初步 screening, 可用穩定狀態 (steady-state) 模式。 

(6) 如果所欲解析之對象 , 其在時間的變化上並不明顯 , 則可假設為 

steady-state, 而實際流場之變動的影響 , 則以依統計資料分析出較具代表 

附錄 1- 164


性之流速 , 以 uniform 之流場來考量。 

(7) 通常海洋流場的潮汐型態複雜 , 研究區域的海潮流場若能以單一或數個 

潮型表示 , 亦屬動態 steady-state, 方程式之時間項仍不能忽略。 

建議仍以 unsteady-state 為重。理由如下 : 

(1) 應該是依問題需要而定 , 例如需要潮汐的影響而不只平均值 , 則應使用 

unsteady model,WASP 等就不適合了。 

(2) 一般探討污染擴散實際問題應較注重即時 (real-time) 之流場變化 , 

steady-state 之流場情形較少。如真的有 steady-state solution, 模式可自動 

求到 , 萬一有多解或沒有 steady-state, 則使用 steady-state 模式就有問題 

了。 

(3) 海洋怎麼會有 steady-state? 

(4) 台灣海域受潮汐影響頗大 , 不適於採用 steady-state 之處理 

(5) steady-state 演算在河川 , 考慮長時間之效應可用 , 但在潮汐作用等時變外 

力因素時 , 非得進行 unsteady-state simulation 不可。 

32. 問 : 海洋污染問題多為紊流流況 , 紊流模式如簡單的固定 (constant eddy 

答 : 

coefficient) 或較為複雜的 k-equation model、 k − ε model 等 , 您認為應 

如何採用適當的紊流模式 ? 

視所欲解析之問題、當地流況、評估目的、規劃時間、經費、時限要求、 

精度之需求、情況及資料而定。視對模擬區域的底床性質的瞭解有多少 , 愈 

複雜的模式 , 所需要的未知參數愈多 , 如何設定這些參數值 , 端視研究區域 

之特性 , 如未有相關的資料 , 則應從簡單的模式著手。 

(1) 解析用 k − ε model 當然較好 , 但 constant eddy coefficient 也有價值使用 

上較方便。 k − ε model 驗證上 , 似不易了解是否真正是 k − ε 之故。 

(2) 實用上二者皆可因需要而持取一種或二種比較 , 再取經濟或有效的方法。 

(3) 海洋中之紊流除在碎波帶為強烈紊流外 , 其餘可大部分視為層流流況 , 故 

用 constant eddy coefficient 即可 , 其誤差有限 , 至於碎波帶內之紊流流場 

至今尚未見到成功之模式。 

(4) 近域傳輸才有這個問題 , 紊流計算未有定論。 

(5) Constant-eddy coefficient 往往會高估 ( 或低估 ) 擴散之濃度場 , 應視流況採較複雜之紊流 

模式。 

(6) turbulence model 常因流況不同而有不同選擇 , 較難有一遵循標準 , 開始時可以 constant 

eddy coefficient 模式 

33. 問 : 空間格網切割 : 交錯 (staggered)、非交錯、正交 (orthogonal)、boundary-fit 

等、格網解析精度 (grid resolution) 會影響模式輸出之精確度 , 然而若切 

附錄 1- 165


割愈精密 , 所需之執行容量亦相對增加 , 您認為應依據何種條件來選用 

網格 , 該如何在格網解析精度 (grid resolution) 與容量之間求得平衡 ? 

答 : 

選用網格之條件 : 考慮研究區域的大小、時間、經費、時限要求、精度 

之需求、及問題之複雜性而定 , 但是污染源的位置需有較高的精度 , 並依計 

畫期程、所使用電腦之容量與運算能力及個人經驗 , 與所欲求解之問題對 grid 

resolution 之要求間求取平衡點。基本而言 , 就是視情況而定 , 網格形式並無 

大差別 , 但精度應視實際情況而定。 

(1) 可作 grid size test, 如果反變小 , 並不會有明顯不同時 , 就不必再小了。 

(2) 應以實際應用區域之特性來決定使用何種 Grid 系統 , 容量問題應盡量克 

服 

(3) 海洋污染模式重點在於濃度之精度 , 故網格大小涉及計算容量與計算結果 

之精確與否 , 故網格大小除應符合模式計算穩定條件外 , 執行模式計算之 

人員需以計算結果精密之需要決定之。 

(4) 計算時間及網格精密度以取得平衡 , 也可以敏感度分析來決定。 

(5) 除了特殊情況 , 這個問題就主旨而言應是 minor; 數值興趣多過物理需求吧 ! 

(6) 利用粗網格與物理觀念斷定 , 如有經驗的 modeller, 他一定知道何時為最佳網格。 

(7) 模式應測試是否為格網無關 (grid independent), 若結果不受所採用之網格所影響 , 則可用。 

(8) 有些網格生產模式可產生出 constant element/cell courant number 網格 , 非規則性網格 

(unstructure grid) 在處理複雜地形、邊界時有較大彈性 , 且網格生產較易。 

34. 問 : 將方程式離散化需運用數值方法 : 目前有限元素法 (Finite Element 

Method,FEM)、有限差分 (Finite Difference) 較為普遍 , 其他尚有有限 

體積 (Finite Volume)、邊界元素法 (Boundary Element method)、有限解 

析法 (Finite Analytic Method) 等方法 , 您認為在處理方程式時 , 應根據何 

種條件以採用不同的模式 ? 

( 如 FEM 較不易應用於變動邊界 , 有限差分對於不規則邊界之誤差修正 

等 ) 

答 : 

除了部分專家學者特別指出如下列 5 點 , 其餘皆偏向視問題而異。數值 

方法可依個人的習慣、喜好、經驗、熟練度、經費、時限要求、精度之需求 

而取捨 , 並視題目、幾何邊界、二維、三維、非穩定 (unsteady) 等因素而為之。 

每種方法各有優缺點及限制 , 適用性比較重要 , 而熟練即是最好的數值方法。 

不過處理者應對其欲求之對象判斷是否與邊界影響有無重大關係 , 以決定模 

式。 

(1) 台灣海岸特性 , 似乎以有限差分法 (Finite Difference) 較佳。 

(2) 目前用差分法即可。 

(3) 一般採有限差分法 , 特別情況可採 FEM 或其他方法。 

附錄 1- 166


(4) 根據模擬區域的特性 , 選擇簡單或較複雜的數值方法 , 如潮間帶分佈可 

應用 BEM 或可簡單處理乾濕地轉換的 FD,Explict 計算時間長度可否容 

許 ∆ t 小者。 

(5) 一般在海洋污染計算採有限元素法 (finite-element method, FEM) 或邊界限 

定座標 / 有限差分法 (boundary-fitted coordinate/finite difference method) 處理 

複雜地形與邊界 ,FEM 在處理移動 / 自由邊界條件 (moving/free boundary) 

問題 , 數學上較嚴謹 , 最近則有不少嘗試及例子 , 如淹水問題等。 

對流項 (advection term) 處理方法 

壓力求解技巧 

35. 問 : 模式之誤差來源有很多 , 如 numerical diffusion、roundoff error、 

答 : 

truncation error、phase error、amplitude error, 其他如格網切割太疏 

亦會造成誤差 , 針對前述之數值誤差 , 應如何避免或減至最小 , 是一複 

雜課題 , 您認為應如何檢測各種誤差 , 各種誤差之容許範圍為何 ? 

(1) 應用實驗或觀測資料驗證檢測 , 以相對誤差在 10 -3 以下 , 應可以了。 

(2) 與分析解 (Analytical solution) 比對方能看出誤差。若能將數值擴散 

(numerical diffusion) 併入實際之紊流擴散 (turbulent diffusion) 而將其消化 

掉 , 應不失為好方法。 

(3) 此為一複雜之課題 , 題目太細了。 

(4) 處理者應了解欲使用之數值技巧 , 對於高、低階之 FD (Finite Difference) 

的誤差即可避免 , 而從簡略的計算或計算結果即可察覺不正常的現象。 

(5) 可作敏感度分析 

(6) 1. 取有理論解之問題比較結果。2. 容許範圍相當大 , 因實際應用上必有相 

當大之不準確性。 

(7) 每種模式有其誤差情況 , 需加以測試及掌控。 

(8) 最好用 mesh independence 出發 , 檢視其收斂性。 

(9) 在實際應用上 , 可以實測資料進行最終之校核。 

(10) 應用數值方法的限制決定 ∆t 

及 

∆ x 之相對大小 , 亦決定上述誤差的大小 , 通常 FD 法 

中 , 依照所使用之數值分解法 , 有個別的 Stability 要求條件 ,error 若持續擴大 , 模式 

計算時間無法無限制延長 , 必會發散 , 故可修改 ∆ t 或 ∆ x 大小。高階精度之 FD, 則易 

產生 amplitude error, 由計算結果的不正常情形可以輕易察覺 , 通常持續一段時間後即 

消失 , 故模式啟動即有所謂 hot start, 以避免這些困擾 , 相對的高階精度之 FD 之 

Numerical diffusion 亦小。 

(11) 先用 benchmark 問題測試其誤差 

附錄 1- 167


(12) FDM 與 FEM 都有許多 upwind schemes 或 stablized schemes 處理 convection-dominate 

flows, 同時也 set-up 了一些標準 tests 比較各種 schemes,T. Hughes, T. Tezduya 教授在 

此問題上有相當多的研究。 

(13) 依情況而定 

36. 問 : 針對顯式法 explicit 有穩定度 stability 如 Courant condition、CFL 

答 : 

condition 之要求 , 隱式法 implicit 則無較佳之條件 , 您認為該如何推求 

時 ∆t 

、空 ∆x 

之間隔大小 , 以符合模式執行之需求 ? 

(1) 1 穩定 ,2 比較精確度 ( 質量守恆性能全要 ) 

(2) 首先按照 stability 的條件要求 , 再經多次的模式試算應可找到符合需求的 

∆x 及 ∆t 

, 此一與處理者的經驗有關。 

(3) 可作敏感度分析 

(4) 每種模式有其誤差情況 , 需加以測試及掌控。 

(5) 利用穩定性分析、物理觀念、網格對敏感度分析 (mesh size sensitivity analysis)、精確度 

(accuracy)、收斂性 (convergence)、一致性 (consistency), 當可以決定 ∆t 

與 ∆x 

之大小。 

(6) 各模式各有其不同適用之 Courant number 範圍。 

(7) 顯示法亦解易用 , 但 ∆t 

會因 

無限制增大 , 應視問題的需求精度討論。 

∆ x 而受限制而耗時 , 但很容易平行化 ; 隱示法亦非 ∆ t 可 

(8) 除依照其穩定性 (Stability) 要求條件 , 選擇適當之 ∆ t 、 ∆ x 外 , 亦進行多次的模式試跑 , 

以尋求適合的 ∆ t 及 ∆x 

。 

(9) 仍可以 CFL 條件為依據 , 譬如 CFL


(3) 參數如靈敏度甚大 , 則需有更多的觀測資料作比較。溫度的靈敏參數 , 有 

可能此種參數並不適合於該模式引用 , 有必要作較深入的探討或考慮取 

捨。 

(4) 參數係由以往研究者所求得的 , 有的是根據試驗訂出來的 , 所以必須收集 

以往此參數之合理範圍 , 再由其他次要之參數進行 sensitivity 的分析。 

(5) 率定模式前之「實測資料」之可靠性相當重要 , 亦可減少參數變動之誤差 

(6) 則此參數可能上為其他變數之函數 , 故應再研究分析 

(7) 視工作需求及精度要求 , 但檢定及驗證為最重要者。 

(8) 參數之變動 , 可能含有分歧 (bifurcation), 呈不穩定 (instability) 之慮 , 因此物理之觀念十 

分重要。參數應盡量以理論思維 , 而非一味的變動以符合率定及驗證要求 (calibration or 

verification)。 

(9) 最好能先以敏感度分析瞭解其變化範圍 , 再以實測資料進行模式之率定與驗證。 

(10) 參數應有其物理意義 , 應視實際應用而定 , 如有數差 n=0.08, 但結果不錯可信嗎 ? 

(11) 考慮的機制愈複雜 , 所需的參數愈多 , 應先從簡單的著手 , 待驗證資料多時 , 再逐漸加 

入較複雜的機制。 

(12) 應先界定何種參數會影響數模結果 , 再一一予以測試其敏感度。 

(13) 參數敏感度研究 (parameters sensitivity studies) 最好與實測資料比較 , 且不同模式同一參 

數之影響也為重要的參考。 

38. 問 : 您認為目前模式經驗係數參數率定其精確度如何 ? 通常模式率定是藉由 

模擬與實況比較其一致性 , 如何判定其一致性在要求精確度內 ? 精確度應 

如何定義 ? 

答 : 

(1) 精確度 : 

a. 不高 

b. 尚可 , 需先視其大趨勢是否一致 , 且並無一定之精確度標準。 

c. 這是一直存在而又很難回答之問題 , 但基本上 , 對率定精確度的要求 

應依所模擬項目而不同。 

d. 比較之精確度應視實驗結果 ( 誤差 ) 之精度而定。 

(2) 如何判定其一致性在要求精確度內 : 

a. 找尋全域平均誤差在允許範圍內。 

b. 模式經驗係數應與實測值的範圍一致 , 而精確度亦應按實測值當時訂 

定者決定之。 

c. 視需求而定。 

d. 一般以目視 , 也可用簡化統計法比較電腦模擬結果與實測值之差。也 

可進一步使用優選法 , 但較不易使用。 

e. 好的模式操作者 (modeler) 是靠物理觀念 ( 如 eddy size、流場、…) 推導 

參數範疇 , 而非依靠驗證模擬及實況相互比較。 

附錄 1- 169


f. 實況值的正確性亦需要討論 , 在實驗室中 , 可以一再重覆相同情形的 

實驗數據並有所取捨。但在自然界較難亦花費較高 , 對於實況值一般 

加入 95% 之可信度 (Confidential level), 表示模擬值在此範圍內皆可接 

受。 

(3) 精確度定義 : 

a. 以相對誤差表示 

b. 精確度的首要必須符合現場的物理現象 , 整體的特性相符為重點 , 至 

於每點的精確度則甚難定義。 

(4) 其他 

a. 以實測或本土經驗係數為佳 

b. ASCE 定有標準 test problems 及相關規定可供參考 , 如 Ming-His Hsu, 

Albert Y Kuo, Jan-Tai, Kuo, and Wen-Cheng Liu, Procedure to calibrate 

and verify numerical models of estuarine hydrodynamics, J. of Hydraulic 

Engineering, 125, 166-182, 1999. Prof. Sam Wang 也有這方面的 papers, 

ASA 也有。 

39. 問 : 您認為同一處環境使用同一模式是否可以不必再率定參數 ? 或是考慮現 

場之變動性仍需要於每次執行時率定 ? 

答 : 

當然要常率定 , 率定參數甚為重要 , 率定工作應是經常性的工作 , 最好 

有足夠資料 (data), 每次均率定之。不過當然可視其水深地形與人工結構物變 

化情形而定 , 或在平常流況與暴雨時流況宜採不同值。 

需先確定參數之時變性 , 如夏季之豐水及冬季之枯水季的差別。對於常 

隨氣象、水流條件而變之參數 , 需要再率定。 

數值模式之參數會隨流況、邊界條件而變 , 故現場流況、邊界條件變動 

時 , 模式必須重新率定。同時 , 工程上極少有同一環境的 , 即使同一地方 , 

不同時間 , 不同之任務 , 皆有變數 , 應從新做起。 

對於泥砂或與化學物質性質相關者 , 都有可能往率定其相關係數 , 但需 

要實測資料方可達成。 

只有在下列情況下才可以考慮不用再率定 : 

(1) 空間若已定 , 亦需時間一定才能免再率定 , 否則不同的季節其參數可能 

有變。 

(2) 敏感度低之參數可不必再率定。 

(3) 與所模擬項目之不同而異 , 成熟度較高之模式或可使用同一率定係數而 

不需每次再率定 , 而成熟度較低之模式則需每次率定。 

(4) 如為 hindcast 則需率定 ,forecast 不用率定。 

附錄 1- 170


40. 問 : 同樣的 , 您認為目前模式模擬與實測資料之驗證其精確度如何 ? 如何驗 

證其可信程度 ? 可接受之可信程度又如何定義 ? 

答 : 

(1) 精確度 : 

a. 目前似乎不高 

b. 依情況而定 

(2) 如何驗證其可信度 : 

a. 比較精確度。 

b. 應於可接受之範圍 , 尤其是 2-D model, 以大趨勢應可判斷其可信程度 

c. 驗證一定要有必要的觀測資料作邊界條件 ( 啟始條件 ), 及其他的驗證 

點。 

d. 不論模式或實測資料均無絕對的精確度 , 但可由相互對應的百分比來 

說明其可接受的可信程度。 

e. 如有資料數據驗證 , 可信度會增加些 , 但並非有了驗證手續 , 就可以 

高枕無憂仍然要小心從事。 

f. 除可接受外 , 另應定義其可信程度 (Confidential level) 的百分比 , 即 

由同一環境情況下 , 實況值再現的範圍之 %。 

g. 因模式種類與所模擬項目而定。 

h. 實測資料不足可能是最大問題 , 而且實測資料永遠不足以滿足模式的 

驗證 , 尤其是 3-D 情形 , 在取捨間依工程與問題不同而不同 , 水質各 

項因子之要求也不盡相同。 

i. 視實測資料之精確度而定 , 或許應總體評估。 

(3) 可信程度之定義 : 

a. 合理性與精確度 , 質量守恆性質當滿足。 

b. 沒有定的定義 , 但須有最起碼的要求。 

c. 工程上可接受即可 

41. 問 : 您認為同一處環境使用同一模式是否可以不必再驗證模擬結果 ? 或是考 

慮現場之變動性仍需要於每次執行時驗證 ? 

答 : 

應儘可能的再度驗證 , 更多的驗證 , 才是確定模式的正確性的最佳方法。 

若具變動性、或有新的量測資料 , 應該要驗証。最好每次均再經過檢定 / 驗證。 

如果有足夠資料而能於每次執行時再率定 , 其結果可信度較高。數值模式之 

參數會隨流況、邊界條件而變 , 故現場流況、邊界條件變動時 , 模式必須重 

新率定。依現場之變動性而定。 

在下列情況下不需再驗證 : 

(1) 除非發現有較大的變動 , 否則不必再驗證。 

(2) 若當初驗證已考慮各種不同狀況 , 即可不必。 

附錄 1- 171


(3) 預測則無法驗証。 

42. 問 : 有效性分析確証 (validation): 儘管在數值運算穩定 , 所得結果未必正確 , 

您認為該如何分析輸出結果之正確性 ? 

答 : 

(1) 1 質量守恆 ,2 與觀測值比較 ,3 結束合不合理 ? 能否解釋不合理 ? 

(2) 與其他 model 之結果比較 

(3) 可由最簡化的解析解分析之。 

(4) 與實測值比較。但實測值是否準確 ? 

(5) 要有足夠的實測 data, 反覆 validate 才是正途。 

(6) 物理觀念 , 經驗斷定 

(7) 視情況而定 ! 確証 (Validation) 的意義就是要結果正確或近似。 

(8) 進行數值分析 , 及尋找模式之解析解進行模式計算結果之正確性分析。 

(9) 1 與量測資料比較。2 不同模式做比較。 

(10) 依情況而定 

43. 問 : 執行程式所需設備 ; 某些程式可能需要特定的設備 , 在處理三維模擬問 

題時需要大量記憶體空間 , 另外如圖形處理問題亦需數學處理程式 ; 目 

前視窗軟體已為趨勢 , 大型工作站能處理較多資訊 , 而個人電腦亦甚普 

及 , 因此考慮設備問題 : 

您認為發展軟體之電腦與作業系統應採用何種為宜 ? 

PC Workstation 其他 

13 6 2 

DOS Window Unix 其他 

3 14 4 1 


答 : 

盡量採用 PC 及 Window。PC 是整個趨勢之演變 , 且工程界具有大型電 

腦或工作站的並不多。而 Window 比較普遍化。PC 及 Window 易推廣 , 使用 

與移轉容易 , 與其他展示系統連結 , 發展空間大 , 所以宜以 PC 為主 , 將來 

有需要再換至 workstation。可以 window 為主 , 有需要可再換至其他 platform 

並不難。 

Workstation 運算速度快但較昂貴 ,PC 便宜且亦昇級 , 但相對而言 , 其運 

算效率仍低於 Workstation。平行計算應大量應用於大型計算 ,Unix 本身較穩 

定 , 故大型長期計算應以 Unix 為佳。當然 PC and Workstation 二者皆可 ,DOS、 

Window、Unix 三者皆可。最好可視設備可用性而定 , 視可達到功能而定 , 

如可以達成 ,PC 最佳 ,C cluster 平行計算 PC。 

附錄 1- 172


44. 問 : 目前程式之編纂仍以 FORTRAN 為主 , 若要探討求解問題之程式效率 , 

應如何比較 ?( 針對不同程式和不同編譯器 compiler 做比較、依據精度 

要求而分別效率之要求 ) 

答 : 

對於程式效率 , 比較其精確度及 CPU 時間 , 並依精確度要求比較計算機 

時間 , 以目前的電腦速度 , 效率差應不大 , 而且因為電腦已經夠快了 , 此種 

比較意義不大。 

Fortran 就已經可了 , 亦可升級到 C ++。應注意有些程式需在具有平行 

處理功能之編譯器才能顯現其功能。FORTRAN 是科學運算主流 , 精度與 

compiler 無關 , 但不同廠商所出的 compiler 對同一程式亦可能有不同的效率 , 

應注意 , 程式效率視個人需求而定 , 視目的計劃而定。目前 compiler 已可結 

合 Fortran、C++ 及其 object-link, 如 Digital Fortran, 國外此方面之 model 也 

以 Fortran 為主 (ASA 是如此 )。 

45. 問 : 技術文件之取得 ; 如手冊 manual 是否包含模式理論 theoretical 與結構 

structural 方面後處理與前處理 post and preprocessing 能力 ; 程式估計與 

展示輸出的能力為必須技術援助是否可得 ; 在轉移、設定、起始與時的特 

殊重要服務 , 修改 modification 與升級 upgrading 也需確定程式取得與維 

護的費用 

答 : 

有詳細使用手冊的模式較易被採用 , 有 source codes 者也同。依受惠者 

付費原則 , 專業尤其是好的專業是十分昂貴的。各種文件的取得 , 都能付出 

合理之費用以鼓勵好的 engineer 去研發 , 易達成保護智慧財產權的目標。 

( 三 ) 個人操作或應用經驗 

46. 問 : 您曾經使用何種水污染擴散模式於哪些研究計畫中 ? 

答 : 

(1) 沒有 , 但曾有學生發展模式作碩士論文 

(2) 海砂開採 , 海域鄉網養殖 , 海域濃鹽水排放 , 海洋放流管排放 , 河口近 

海水質模擬 

(3) 1 DHI 的 Mike21 之 AD( 污染擴散 )、WQ( 水質 )、SA( 油污 ) 及 ME( 重金屬 ) 

等模模組於港灣技術研究所基本研究計劃。 

2 自行開發之三維 AD 污染擴散 , 尚未實際應用實例。 

(4) 海洋二維模式 , 水工試驗所自行發展 , 應用在彰濱、離島大計劃及核四擴 

散。河口二維模式 , 水工所自行發展 , 應用在淡水河污染、大肚溪等。 

(5) 1 中洲、大林蒲及左營海洋放流對海域生態環境影響之調查研究 

附錄 1- 173


2 蘇澳、花蓮港區水理特性及環境容量研究。( 二維水平方向模式 

(6) 蘇澳火力發電廠熱放流 , 自行發展之模式 ( 二維 )。 

(7) 不同的河川、水庫、港灣之 projects。 

(8) TW2D1( 台南水工所劉學敦博士研究 ) 於「污染物生物傳輸機制應用於海洋 

污染模式之研究」(NSC86-2611-E-110-004)) 

(9) 在台中港、基隆港、新竹海岸、濁水溪河口帶使用自行研發之程式。 

(10) 德基水庫之水質研究計劃 

(11) 本人目前所應用的水污染模式 , 大部份為自行發展 , 較易修改與使用 , 

研究計畫包括彰濱、離島、高雄海域、台電核四等。平面一維 FD 

QUICKEST、平面二維 ADI QUICKEST、河口垂直二維 FD。 

(12) 自行發展之溢油污染水域之擴散 

(13) CORMIX 

(14) WQMAP, 美國 ASA 開發 , 目前應用於淡水河水理與水質之模擬。 

(15) 河川污染模式 ,QUAL2E,STREAM 

47. 問 : 您認為該模式有何優點值得採用 ? 

答 : 

根據 46 題回答的順序 

(1) 好用 , 程式之撰寫清楚 

(2) Curvilinear grid 及 moving boundary 相當適合台灣海峽計算 

(3) DHI 模組 

1 前後處理操作方便 , 計算結果之繪圖動態處理甚為良好。 

2 模式發展甚久 , 已有不少之應用實例 ( 外國較多 )。 

3 提供完整之操作手冊。 

(4) 容易掌握模式特性 , 且便於修改或修正係數。 

(6) 簡單 

(7) 本人對 WASP5 較熟悉 , 另外 Albert Kuo (Virginia Institute of Marine 

Science) 之模式也使用過 , 為河口模式。 

(8) 為 2-D model, 適用於淺的海岸潟湖、或海灣水域內。( 以上之計畫所在地 

為大鵬灣 , 為一海岸潟湖 ) 

(9) 處理河口、洋流的水里能力不錯 , 也能較有效的推出遠域傳輸之延散系 

數。 

(10) 早期 (1980’s) 均使用國外引進模式 

(11) 自行發展者 , 較易擴充功能與修改程式。FD QUICKEST: 處理乾濕地 , 

方法簡單又不失精確。ADI QUICKEST: ∆ t 可放大 , 計算速度較前者快。 

(13) CORMIX 使用十分簡易 , 所包含之流況亦相當多 , 且模式結果有與實驗 

室及現場資料驗證。 

附錄 1- 174


(14) WQMAP 前後處理能力極強 , 操作方便 , 網格生成很有彈性 , 又結合了 

GIS, 在展示能力上較許多軟體為佳。 

48. 問 : 您認為該模式是否已有良好預測模擬結果 ? 或仍有待改進之處 ? 

答 : 

根據 46 題之回答順序 

(1) 預測得還不錯 , 但案例仍太少 

(2) 是 

(3) DHI 模組由丹麥引進之外國模式 , 是否各種參數仍適用於國內 , 有待更多 

的實例印證。 

(4) 已十分不錯 

(6) 當時並無充分水流資料 

(7) 一般而言 , 良好。WASP5 十分優良。 

(8) 結果不錯 , 可改用 3-D model 

(9) 仍加強改進中 , 但人力缺乏。 

(10) 可以預測水質之優養化。二維或三維之處理 , 促進問題之改進。 

(11) 彰濱、離島模式目前仍持續進行參數率定與模式驗證的工作 , 其他區域 

者大部份缺乏良好的水質驗證資料 , 而水理驗證結果大致良好。 

(13) 某些特殊流況 ,CORMIX 仍無法處理。 

(14) 初步成果似合理 , 得以實測資料及其他模式比較。 

( 四 ) 建議 

49. 問 : 關於海洋水污染擴散模式 , 您有何意見可提供本小組參考 ? 

答 : 

(1) 鼓勵積極收集整理觀測資料 , 建立可共用的資料庫 , 建立比較「精度」的 

門檻值。 

(2) 應結合政府及學研界。儘速建立專案小組 , 研商於「海洋污染防治法」 

及「環境影響評估法」中制定相關專案應用之結合。 

(3) 污染擴散模式之應用是否能達到預期的功能 , 有待能提供完整或足夠的實 

測資料。國內觀測環境資料甚缺少 , 有待建立較完整的資料庫系統。 

(4) 對國內自行發展的模式應予重視 , 並由小組推薦予環保署及國內學研界採 

用 , 當然推薦時需有專家公聽、說明才行。 

(5) 1 應設立長期研究群 , 並結合河口、河川、水系、水庫相關之研究個人或單位。 

2 因為海洋水理之基本控制方程式皆相同。 

(6) 1 參數不易掌握 , 宜加強研究。 

2 現場資料不多 , 故模式不易率定與驗證。 

3 在以上情況下 , 初期可以不必使用太精細之模式。 

附錄 1- 175


4 本問卷之目標是個很大的挑戰 , 建議要時時記得目標 , 以免由實用目 

標轉向研究角度。 

(7) 模式之分類由簡而繁 , 如解析解、一維、二維、三維、steady-state、 

unsteady、…… 等 , 水質、水力模式均同此。 

(8) 本人還是強調「本土化參數」求取之重要性 ! 錯誤的引用參數將會對模 

擬結果大打折扣 ! 引起極大誤差。 

(9) 鼓勵國內有研究能力之學者專家 , 投入本土化之台灣水污染擴散模式之 

研究 , 以培養更好的數值 modeller, 給予時間 , 以厚植此方面之科技人才。 

(10) 建議定期舉辦模式比較 (model-model comparison) 研究計劃 , 可參考 

EC/mast Ⅱ, 商業軟體不應加入比對 ! 

(11) 海洋污染模式的研發 , 需要相當多的經費與時間 , 不是程式寫完就能立 

即應用 , 希望今後在模式研發上 , 相關單位多提供經費與給予足夠的時間。 

(12) 1 建議本土「海洋污染」實用模式之投資與開發 , 確立一套評估規範 , 

可供相關研究人員依循。 

2 建議一單位出面整合此方面之研究成果與相關數據 , 提供大家分享 , 

減少人力物力之重疊、浪費。 

附錄 1- 176


附錄三海洋水污染模擬模式使用指南 

壹、近域模式 : 

一、JETLAG 模式 

(a) 發展與引用沿革 : 

1989 年 J. Lee 與 V. Cheung 所發展。 

(b) 應用範圍與現象 

模擬環境流中的圓形浮昇射流 , 預測軌跡與稀釋度 , 可為三維。 

(c) 數學理論基礎 

— 利用 Lagrangian 方法 , 以固定座標系統 , 計算至設計的平面或水表面。 

— 忽略壓力阻力 , 由實驗確證超過管直徑的幾倍距離外時此項不重要。 

— 垂直角度 0° 和 90° 對應於水平與垂直排放 ; 水平角度 0° 和 90° 對應於與 

環境流呈現同向流和橫向流的放流射流。 

(d) 數值解析方法 

阮吉庫塔 (Runge - Kutta) 

(e) 模式參數率定 

捲增係數 

(f) 需要輸入資料 

輸入資料 — 流出的流量 Q, 排放口直徑 d, 相對於環境流之放流射流排放 

的水平與垂直角度 , 放流溫度與鹽度 , 鹽度、溫度與環境流 

的剖面分佈。 

輸出資料 — 射流 / 浮流軌跡 , 浮流半徑 , 平均稀釋度 , 在高度 z 處浮流與 

承受水體間的密度差異 , 平均浮流速度。 

(g) 模式限制 ( 缺點 ) 

— 水平角度 90° 至 180° 時 , 模式尚未有數據驗證。 

— 在水柱中環境流具可變方向時模式無法操作。 

— 模式只提供單孔排放的詳細模擬 

Lee, J. H. W. and V., Cheung, “Two mathematical models for a round buoyant jet 

in an ambient current: JETLAG and IMPLUSE, User Guide prepared for 

Computational Fluid Mechanics International, Jan. 1990a. 

二、IMPULSE 模式 

(a) 發展與引用沿革 

1975-1977 年 V. Chu 所發展 


由於捲增的形成只在近域的遠處渦漩環流完全發展時為正確 , 故而 

模式的適用區域為當高度大於浮量長度尺度與動量長度尺度。 

附錄 1- 177



—Lagrangian formulation, 參考座標隨固定常數環境流移動 

— 垂直角度 0° 和 90° 對應於水平與垂直排放 ; 水平角度 0° 和 90° 對應於與 

環境流呈現同向流和橫向流的放流射流。 

— 忽略壓力阻力 , 由實驗確證超過管直徑的幾倍距離外時此項不重要。 



使用單一固定常數捲增係數 (=0.5) 


輸入資料 — 流出的流量 Q, 排放口直徑 d, 相對於環境流之放流射流排放 

的水平與垂直角度 , 放流溫度與鹽度 , 鹽度、溫度與環境流 

的剖面分佈 

輸出資料 — 射流 / 浮流軌跡 , 浮流半徑 , 平均稀釋度 , 在高度 z 處浮流與 

承受水體間的密度差異 , 平均浮流速度。 


— 由於模式係模擬近域之遠處的渦漩流 , 故而模式不能預測接近出口的 

流。 

— 模式只使用一個固定常數捲增係數 , 雖適用於純浮流 , 但對射流是無效 

的。 

— 因為忽略接近源流處剪力衍生的捲增 , 模式不適用於同向環境流中 , 具 

有軸對稱濃度剖面的浮昇射流。 

— 模式不適於靜止承受水體的極至情況。 

— 模式的文書說明不完整且有限制。 

— 水平角度 90° 至 180° 時 , 模式尚未有數據驗證。 

— 在水柱中環境流具可變方向時模式無法操作。 

— 模式只提供單孔排放的詳細模擬 

Chu, V. H. “Three-dimentional forced plumes in a laminar cross-flow,” 16 th IAHR 

Congress, Sao Paolo, Brazil, 5, p31-38, 1975a. 

Chu, V.H., “Turbulent dense plumes in a laminar cross flow,” Journal of Hydraulic 

Research, 13, No. 3, 1975b. 

Chu, V.H., “A line-impulse model for buoyant jets in a crossflow,” Heat Transfer 

and Turbulent Buoyant Convection (ed Spalding D.B. and Afgan N.), 1, p325-337, 

1977. 

三、CORMIX 系統模式 

Cormix (Cornell Mixing Zone Expert System) 1993 

Version 2.1,U.S. EPA,Center for Exposure Assessment Modeling(CEAM) 

輸出包括 : 

定性的敘述 : 

附錄 1- 178


1. 敘述性訊息提供物理性資訊。 

2. 長度尺度計算結果代表在放流混合時的水動力過程重要動力量度。 

3. 流況分類的敘述為將輸入之流場與排放依據不同的水動力情形分類。 

定量的數值預測 : 

1. The CORMIX SESSION REPORT 為依照公告之規定提供分析與估計的總 

結。 

2. The CORMIX PREDICTION FILE 為詳細數值輸出檔案以供污染物性質檢 

查及繪圖 

解三種類型問題 

cormix 1 水下單一排放孔 (submerged single port discharges) 

cormix 2 水下多孔擴散管 (submerged multiport diffuser discharges) 

cormix 3 水表面漂浮流體 (buoyant surface discharges) 

附有與放流規定之比較。 

質量守恆、動量守恆、能量守恆。 

另提供污染物一階反應變化、表面熱量損失、計算污水團漂移時間、風之效應。 

假設與限制 : 

計算流場非實際流場 , 需將實際流場調整為計算矩形槽流場 , 橫向兩側可設定為 

有或無海岸限制 , 周圍水體速度為均勻流 , 除均勻密度外 , 也允許三種垂直密度 

分佈之密度層變剖面。流況無論周圍水體或放流均為穩定狀態 , 周圍涵容水體可 

為靜止或等速流。 

執行時間與成效 : 受到電腦系統與程式執行參數影響 , 如磁碟空間、可用記憶體、 

config.sys 檔案參數選擇設定值、磁碟或檔案儲存 and/or fragmentation. 

遠近域以水動力狀態區分 : 遠域 – 污染源之特性已不重要時。周圍水體環境之條 

件控制污染物水團之漂移稀釋紊流擴散等運動 

近域過程 : 包括潛式浮昇射流混合、邊界交互作用、表面浮昇射流混合。 

遠域過程 : 指周圍海流速度之傳輸混合 , 包括浮昇散佈過程、被動擴散過程。 

美國 Clean Water Act: 定義五類污染物 : 

1. 一般性污染物 (Conventional): 如 BOD、懸浮固體總量 (TSS)、排泄物型大腸桿 

菌 (fecal coliform bacteria)。 

2. 非一般性污染物 (Nonconventional): 不屬於毒性或一般性之污染物 , 如 COD、 

氟化物 (fluoride)、氨 (ammonia)。 

3. 毒性物質 (Toxics): 導致慢性或急性有害影響 , 微量濃度即造成影響 , 如 nickle、 

附錄 1- 179

chloroform、benzidine。 

4. 熱 

5. dredge and fill spoil。 


Cornell Mixing Zone Expert System (CORMIX) version 3.2,1996。 

用來分析、預測、設計水中毒性或傳統污染物排放問題。主要重點在於初混合區 

域之稀釋與幾何形狀特性 , 包括依照規定之限制 , 也預測排放污水團在遠距離的 

行為。 

Version 3 允許應用於高度不穩定環境 , 如潮汐下污染物會來回循環的狀況 

可單獨使用兩個額外後處理模式 (post-processing models):CORJET (the Cornell 

Buoyant Jet Integral Model) 詳細分析近域浮昇射流之行為 ,FFLOCATR (the 

Far-Field Plume Locator) 為遠域模式描述在非均勻河道或河口環境之污水團。 

CORMIX 經過 USEPA 認可 , 為紊流浮昇射流混合行為的模擬方法 , 涵蓋一般排 

放與環境條件問題。CORMIX 依排放相對於邊界條件之動量與浮力分類以精確 

預測混合行為。CORMIX 以 IBM-PC DOS 執行 , 應用約 2000 混合規則連結水動 

力模擬模式。可預測混合區域 , 且可應用於大範圍的混合問題。 

一些 CORMIX 可模擬之特殊情況 : 

• 預測近域與遠域污水團漂移軌跡形狀濃度與稀釋狀況。 

• 當污水團與規定之限制衝突時警告使用者 , 包括毒性稀釋區帶 (Toxic Dilution 

Zone) CMC (criterion maximum concentration) 及 CCC (criterion continuous 

• 應用於非穩定潮、流或靜止狀態。 

• 圖形顯示污水團之大小與濃度。 

• 預測污水團邊界作用問題。 

concentration) 值。 

• Prediction of stratified atmospheric plumes with skewed wind velocity. 

• Prediction of density current behavior with buoyant wedge/upstream intrusion。 

CORMIX1- 單管潛式浮昇排放 (Single Port Submerged Outfalls) 

Subsystem CORMIX1 處理單一管潛式浮昇排放進入層化或非層化水體 , 如河、 

湖、河口、海岸。包括非浮昇與負浮昇排放 , 以及靜止周圍接收水體條件。同時 

也可處理潮汐流況和任意周圍水體密度流狀況。 

CORMIX2- 多管潛式浮昇排放 (Multiport Submerged Outfalls) 

Subsystem CORMIX2 處理多管潛式浮昇排放。 

CORMIX3- 表面浮昇排放 (Surface Buoyant Discharge) 

Subsystem CORMIX3 處理表面浮昇排放 , 僅為正或非浮昇排放狀況。 

附錄 1- 180


四、EPA 近域模式 

近域海洋排放 (Municipal Ocean Discharge) 之起始混合特性 

US EPA 1986,Office of R&D,Environmental Research Laboratory (ERL) 

報告包含解析解與五個數學模式 , 提供不同排放量、排放管、接收水體特性的初 

稀釋與浮昇高度。利用解析解提供適當的估計。模式使用可超出解析解應用範 

圍。五個模式僅使用一個輸入檔案。任何資料數值可被堆疊 , 附有子程式檢查輸 

入參數是否在限值內。完整程式 FORRTAN IV-PLUS 於 volume 2. 

初稀釋 Initial Dilution: 由於排放點的射流速度 , 藉由污水團相對於周圍海水的 

動量與浮力作用 , 使得快速紊流混合發生於水下之廢水排放與周圍海水之間。時 

間尺度短至數分鐘。 

【舊的五種未修正模式 

PLUME:a solitary plume in a stagnant environment by Baumgartner et al.1971 

OUTPLM:a single plume, but in either a stagnant or uniformly flowing ambient, by 

Winiorski and Frick, 1976 

DKHPLM:single plumes which are allowed to merge with identical adjacent plumes 

in either stagnant or flowing environments with a variety of velocity profiles (zero、 

constant、or varying with depth) by Davis, 1975. 

UMERGE:interference of adjacent plumes for a variety of current speeds. Frick 

(1981) 

ULINE:a line source of finite length or closely spaced ports in a current flowing at an 

arbitrary direction and speed. Robert(1977、1979) 】 

理論中最敏感環境為 : 最大垂直密度躍層 , 最小排放廢水與周圍海水起始密度 

差 , 最大廢水流量 , 最小海流。 

模式並不預測初稀釋後無論物理、化學、生物方面的污染物累積。 

數值模式 : 所有模式理論發展之假設為周圍海水垂直方向無限遠 , 無水團與表面 

交互作用 , 流況為完全紊流 , 僅提供平均稀釋值。 

表附錄 3-1 五種新修正數值模式 

排放管 Port 

排放角度 Discharge 

angle 

UPLUME UOUTPLM UMERGE UDKHDEN ULINE 

Single Single Multiple Multiple slot/closely 

單孔單孔多孔多孔 spaced 狹縫 

-5 o to 90 o -5 o to 90 o -5 o to 90 o -5 o to 130 o 假設 90 o 

附錄 1- 181


密度分布 Density profile 任意 , 容許不同的密度梯度變化 (zero,linear,nonlinear) 

流速 Current speed 無 Constant with 

任意 Arbitrary 

depth 等速流 

海流相對於排放管角度 

Current angle relative to 

the diffuser 

N/A 假設 90 o 假設 90 o 15 o to 135 o 0 o to 180 o 

UPLUME: 假設穩定流、非壓縮流體 , 紊流擴散僅在徑向重要 , 壓力為靜水壓 , 

水團為軸向對稱 , 速度與濃度為高斯分布。 

UOUTPLM: 捲增包含兩種機制 :forced entrainment, due to the impingement of 

current on the plume;Aspiration entrainment which captures 0.1 times the product of 

the external area of the plume element and its shear velocity。假設捲增進入元素之質 

量加入原元素質量 , 成為新元素。水平速度與溫度、鹽度由質量加權平均 , 垂直 

速度僅考慮浮力 , 忽略拖曳力 drag。 

UDKHDEN: 完整 3-D 模式 , 可使用於單一或多重排放管。捲增為顯式函數 , 決 

定於 local Froude 數、水團間隔、超額速度量、周圍水體速度。 

假設穩定平均流況 , 不可壓縮流體 , 密度變化僅包括浮力項 , 所有其他流體性質 

為固定值 , 壓力為靜水壓 , 周圍紊流效應僅包含於捲增函數內 , 射流合併前為軸 

向對稱且為 free, boundary layer type flow, 分布為 power function( 非高斯 )。合併 

區域 : 假設污水團為等距 , 排列於一直線上 , 忽略末端效應。 

UMERGE: 條件控制負浮昇排放 , 二維模式處理鄰近水團干涉 , 容許海流速度 

隨水深任意變化。排放管等距可為任意角度 , 而海流為與排放管軸向成垂直 , 排 

放速度向量與海流方向、垂直方向成一平面。與鄰近污水團交疊部分的質量重新 

分佈 , 增加水團之 normal dimensions 部分 , 捲增部分也因而調整。假設與鄰近 

水團之間交換並不改變單一水團的平均性質 , 但影響水團之半徑 , 模式計算平均 

水團性質 , 周圍水體性質不因污染排放而改變 , 周圍水體無淨壓力作用於水團 , 

水團間無淨力相互作用 , 能量與鹽度守恆 , 比熱為定值 , 海流方向為垂直於排放 

管軸向 , 水團邊界內包括所有水團質量。 

ULINE: 周圍海流為定值、海流與排放管軸向之交角無限制。周圍海流流速與密 

度允許為隨深度改變。模式使用 Roberts 對任意海流角度結果線性內插。 

使用同一種輸入檔案格式 UDFDECK (universal data file): 公制 Metric units。 

貳、遠域水理動力模式 

附錄 1- 182

一、TRISULA 模式 



係由荷蘭水利試驗室 (Delft Hydraulics) 所發展 , 並於 1993 年移轉給 

工業技術研究院 (Industrial Technology Research Institute, ITRI) 工業技術 

研究院曾用來模擬許多局部海岸的計畫 , 如外傘頂洲 (Wai-san-tin), 雲林 

(Yunlin),Chi-sui-his 河口 , 台南等。於台灣海峽模擬實例中 , 經由外傘頂 

洲 (Wai-san-tin) 觀測數據率定後 , 潮汐振幅的平均絕對誤差小於 3cm, 相 

位角的誤差約為 7 度。 


模擬 2D 和 3D 的潮汐和風驅動之非穩定流場 ,2D 適於垂向混合良 

好的流場 ,3D 適於風驅動環流問題 , 局部混合或層流問題 ( 垂直向變化重 

要 ), 如河口之海水入侵、清水河流排放至海灣 , 具溫度層變之湖泊與海 

域 

模擬流場中任何位置和任何深度的溫排水、放流排放與冷卻水進 

流。模擬交替潮汐沙洲的乾枯與氾濫 , 密度驅動流 ( 非均勻溫度和鹽度分 

佈造成 )。 


— 座標包括直角座標、曲線座標、球座標。 

— 淺水假設 : 垂直速度假設很小 ; 與重力加速度比較下 , 垂直加速度假設 

忽略 

— 應用布氏近似 (Boussinesq approximation), 除了浮力項外 , 到處的密度 

變化可忽略。 

— 考慮效應 : 柯氏力、密度梯度、紊流黏性、底床紊流剪應力、風應力、 

波應力 , 自由表面的熱通量 , 隨空間變化的風和壓力 

— 紊流閉合模式 (k-ε、k-L、代數模式 ) 

— 封閉邊界 : 垂向速度為零 

開放邊界 : 水面高度、速度、流通量、弱反射邊界條件 (Riemann B.C.) 


以有限差分法離散 , 時距分割為兩段 , 對整個時間離散為二階準確 , 

傳導項之空間離散分別於兩段時間係以二階準確之中央差分和高階上風 

差分 , 擴散項為二階準確。流場劃分為矩形或曲線正交網格 , 流場變數交 

錯佈置 , 以變向隱性 (ADI) 技巧解析。 


重力常數、風應力係數、密度、柯氏力、底床摩擦係數、水平黏性 

係數。 


基本模式參數 : 模式網格大小及範圍、模擬之時距及長度、輸出之型態及頻率、緯度及方向、反 

射係數。 

— 海域深度分佈 (bathymetry) 

— 率定參數 : 底床應力係數、風應力係數、及水平渦流和擴散係數、垂直 

附錄 1- 183


渦流和擴散係數。 

— 起始條件 : 水面高度場、流速場、鹽度和溫度場。 

— 邊界條件 : 水面高度、速度、流通量、弱反射邊界條件 (Riemann B.C.)、 

水表面熱通量。 

— 其他驅動力 : 風速率及其方向、源流 / 沉流排放大小及速率。 


浮力效應衍生的垂直加速度無法適切計算 , 底床高程的突然變化無 

法正確地再產生。 

(h) 模式其他特性 

視窗介面輸入方式 , 繪圖軟體 Plot Generator, 可偶合 DELWAQ, 可 

用於 PC。底床紊流剪應力採二次 Chezy 和 Manning 公式、風應力採二次 

摩擦定律 , 自由表面、弱反射邊界條件 , 物理參數 :Chezy 或 Manning 係 

數、風阻力係數、水和空氣的密度 

優點 : 具穩定和有效率的數值 scheme。 

採用弱反射開放邊界條件使得模式運作熱烈的時間短。 

採用移動邊界條件允許能夠以合理的方式處理潮汐沙灘、阻隔島 

嶼、乾的格點、薄壩、和複雜的海岸地形。 

可以結合波浪模式 (HISWA) 來計算流場。 

缺點 : 在嵌入曲線格點系統 , 在陸地邊界點處從粗格點系統處理計算流場 

數據至細格點系統時均感不方便。 

二、MIKE 21 HD 模式 (MIKE 21 Hydrodynamic Model) 


由丹麥水力研究所 (Danish Hydraulic Institute, DHI) 發展 , 為適於具自 

由表面流之二維模擬系統。環保署曾應用來探討海洋污染 , 並估算台灣沿 

岸水體涵容能力。而以最大尺度的大範圍的應用 , 係於雲林離岸工業區發 

展計畫。 


模擬湖泊、河口、海灣、沿岸地區中 , 各種作用力所造成的水面變化及水流。應 

用的水力現象包括潮汐交替與海流、暴潮、二次環流與渦漩、港灣波動、 

壩體崩潰、海嘯等。 


— 以垂直積分方程式而成的水平二維數學模式。 

— 考慮的效應 : 流動及橫向動量、表面之風剪應力、氣壓梯度、柯氏力、 

動量擴散 ( 渦漩 )、源流及沉流、蒸發作用。 

— 忽略的效應 : 流場層變現象 

— 控制方程式 

∂ξ ∂p 

∂q 

連續方程式 : + + = S − e 

∂t 

∂x 

∂y 

x- 動量方程式 : 

附錄 1- 184

∂p 

+ 

∂t 

2 

⎡p 

x 

⎢ 

⎣ h 

∂ 

∂ 

⎤ 

⎥ + 

⎦ 

h ∂p 

⎡ 

a ∂ ⎡ 

− ⋅ −Ωq−⎢ 

E 

ρ 

W 

∂x 

⎣∂x 

⎢ 

⎣ 

y- 動量方程式 : 

∂q 

+ 

∂t 

h 

− 

ρ 

W 

2 

⎡q 

y 

⎢ 

⎣ h 

∂ 

∂ 

⎤ 

⎥ + 

⎦ 

g 

⎡p⋅q 

⎤ ∂ζ 

+ gh + 

y ⎢ 

⎣ h ⎥ 

⎦ ∂x 

∂ 

∂ 

∂p 

⎡ 

a ∂ ⎡ 

⋅ +ΩP−⎢ 

E 

∂y 

⎣∂x 

⎢ 

⎣ 

X 

X 


2 

p q 

+ 

2 

h h 

2 

C 

∂u 

⎤ ∂ ⎡ 

⋅h 

+ 

∂x 

⎥ ∂y 

⎢E 

⎦ ⎣ 

g 

⎡p⋅q 

⎤ ∂ζ 

+ gh + 

x ⎢ 

⎣ h ⎥ 

⎦ ∂y 

∂ 

∂ 

y 

2 

p q 

+ 

2 

h h 

2 

C 

2 

2 

p 

⋅ 

h 

−fVV 

∂u⎤⎤ 

⋅h⋅ 

⎥ S 

∂y 

⎥ 

⎦ 

= 

⎦ 

∂v 

⎤ ∂ ⎡ ∂v 

⎤⎤ 

⋅h⋅ 

+ E 

y 

h ⎥ S 

x y 

⎢ ⋅ ⋅ 

∂ ⎥ ∂ y 

⎥ 

⎦ ⎣ ∂ ⎦ 

= 

⎦ 

2 

2 

ix 

q 

⋅ 

h 

−fVV 


以有限差分法 (Finite Difference) 離散 , 流場劃分為矩形網格 , 變數以 

交錯 (staggered) 佈置 , 解析技巧則以變向隱性 (ADI algorithm) 迭代。對時間 

和空間用中央差分 , 以確保二階準確。 


率定因子 (calibration factors) 包括底床阻力 C、風摩擦因子 f、及動量 

擴散係數 E。C 及 f 可以設定為空間的函數 ,E 則根據針對亂流的 

Smagorinsky 理論而可隨時間變化。 

單獨使用這些因子時 , 很容易率定該模式 ; 不過實際操作上 , 資料 

的正確性對於模式之率定是更重要的。 


基本模式參數 : 模式網格大小及範圍、模擬之時距及長度、輸出之型態及頻率、緯度及方向。 


— 率定參數 : 底床阻力 C、風摩擦因子 f、及動量擴散係數 E。 

— 起始條件 : 水面高度、沿 x 及 y 軸之流通量密度。 

— 邊界條件 : 水面高度或水流大小、水流方向。 



— 在波浪作用相形重要的碎波區域模擬流場時 , 單獨使用 Mike 21-HD, 

而不結合波浪模式是不合適的。 

—Mike 21-HD 可能無法模擬某種流場型態 , 如大的渦漩。 

— 因購買者無法擁有原始程式 , 故使用者無法清楚瞭解模式程式的結構。 

— 因只能藉由調整模式中的參數使模式能運作 , 故調整的參數值經常不是 

真實的 , 並使得計算結果的可靠性變成不確定。 

X 

y 

iy 

三、CAFE 模式 (Coastal Area Finite Element Model) 


係於 1975 年 MIT 的 Wang 和 Connor 所發展 , 在台灣至少有四個研 

附錄 1- 185

究案例用 CAFE/DISPER 模式系統。 



模擬潮汐和風驅動流場 , 混合良好流場 , 沿岸水體環流 , 冷卻系統 

進口環流 


— 淺水假設、垂直密度為固定常數、布氏假設 

— 以垂直積分方程式而成的水平二維數學模式。 


動量擴散 ( 渦漩 )、源流及沉流、蒸發和降雨、底床滲漏。 

— 忽略的效應 : 流場層變現象 


以有限元素法、積分方程式為一階微分方程式 , 邊界以片段多項式 

組成的函數近似、網格為線性三角元素、並以四階阮吉庫塔 (Runge-Kutta) 

數值方法解析。 


底床紊流剪應力採二次 Chezy 和 Manning 公式、風應力採二次摩擦 

定律。 




— 率定參數 : 底床應力係數、風阻力係數、及動量擴散係數 E。 

— 起始條件 : 水面高度、流通量密度。 




— 為保證數值穩定需要小的時距。可容許的最大時距隨著元素尺寸的減小 

而減小 , 使得應用於小港灣時因需極高的費用而不可行。 

— 為了達到合理且平滑的解答 , 通常依賴高的渦度黏滯係數 , 使得於數值 

阻滯小波長雜訊。 

— 模式開始運作需要一段期間 , 使得初始暫態值得以消彌。 

優點 ( 特性 ): 為適於沿海水體之水深積分二維有限元素環流模式。 

有限元素 scheme 優於有限差分 scheme 之處 , 係在網格離 

散時允許具較多的功用 , 符合經常是高度不規則海岸地形 

與在重要區域在細分網格 

四、TEA 模式 


係於 1984 年由 Westerink、Connor、Stolzenbach、Adams 和 Baptista 

在 MIT 所發展。 

附錄 1- 186


(b) 應用範圍與實例 

模擬小港灣內的環流 , 潮汐震盪與穩定沿岸流驅動之環流場 , 電廠 

排放與潮汐作用之海灣環流 


— 假設風作用力和底床摩擦力為週期性的 

— 假設系統的作用力 , 與系統反應於水面高和速度均具相同的週期頻率 


動量擴散 ( 渦漩 )、源流及沉流。 

— 忽略的效應 : 渦流擴散項 

— 線性化 : 忽略連續方程式中有限振幅通量 , 忽略動量方程式中的傳導加 

速度項 , 線性化底床摩擦力 


以有限元素法解析線性微分方程式 , 網格劃分線性三角元素。 


底床紊流剪應力採二次 Chezy 和 Manning 公式、風應力採二次摩擦 

定律。 




— 率定參數 : 底床應力係數、風阻力係數。 

— 起始條件 : 水面高度、流通量密度。 




自然邊界條件垂直通量邊界即零通量通過 

港灣具不規則的地形與底床高程 , 且速度梯度大 

調和方法克服傳統為確保數值穩定所採行高渦流黏性係數與小時距 

五、SEACIRCUS 模式 


係由 G. Tong 博士於 1989 年為英國水力研究站 (HRS) 所發展的模式。 


模擬包含環流現象的區域 , 如突出岬或防波堤的下風邊。 


— 二維穩定淺水方程式 

— 考慮的效應 : 非線性傳輸項、風應力、柯氏力、底床摩擦力氣壓梯度、 

渦流黏性項。 

— 結合二方程式的 k-ε 紊流模式 , 


附錄 1- 187


以有限元素法解析 , 梯度陡的區域網格可再細分 , 在細分的細網格 

可從粗網格來內插其邊界值 , 用九個節點四邊形元素 


底床摩擦係數、擴散係數、風應力係數、柯氏力係數 



— 底床摩擦係數 Chezy C 係由對數律模擬 

— 有繪圖程式 TRIDPLOT 配合 

六、WIFM 模式 (WES Implicit Flooding Model) 


最早係於 1978 年由 Butler 在美國沿岸工程研究中心的 Waterway 

Experiment Station 所發展 


模擬長波行為的問題 , 模式亦曾成功應用於模擬潮汐環流、暴潮、 

海嘯氾濫。模式中氾濫和乾枯的處理是獨創的。能夠模擬風、河川入流和 

出流、潮汐作用所衍生的流場。適於水柱混合良好與垂直變化不重要的流 

場。適於沒有明顯垂直加速度的水體 , 如靠近出口的結構。可以模擬潛沒、 

露出、或在其上障礙物。 


係為二維的模式 , 假設水力靜壓力條件 , 流體為均質與不可壓縮 , 

假設水體垂直加速度較重力加速度小許多。 

— 考慮的效應 : 流動及橫向動量、表面之風剪應力、底床摩擦應力、氣壓 

梯度、柯氏力、水平動量擴散 ( 渦漩 )、源流及沉流。 

— 底床紊流剪應力採二次 Chezy 和 Manning 公式、風應力採二次摩擦定 

律。水平動量擴散係數 A H 用 Vreugdenhil 的公式。 


以有限差分法離散 , 變向隱性 (ADI) 解析。可以有淹沒和乾枯的網格 

細胞 , 可採用均勻和拉伸矩形網格 , 變數交錯佈置 , 用三段式時間階層 

(three-time-level) 蛙跳方法解三對角矩陣。 




— 模式控制設定 

— 網格描述 

— 物理特性 : 高程 / 地形數值、底床摩擦係數、淹沒和乾枯參數、任何影 

響潮汐環流和暴潮高度的障礙物。 

— 邊界條件 : 潮汐高度、流量、轉置氣壓、等速流通量條件。 

— 風場設定 : 周邊大氣壓力、中央壓力指標、軌跡角、最大風半徑、最小 



風速、最大風角、風入流角、暴風眼的經度和緯度、暴風前 

進速率。 

— 輸出設定 


— 無法應用於流場中溫度和鹽度梯度對流體運動較其他外力有效應 

— 模式可解析的最小波長等以最小網格寬度的兩倍 

— 長波模式所用的波長比可解析最小波長大許多 

— 最小波長大於或等於最大水深度的 25 倍 

— 長度尺度 / 時間尺度的比例必須與淺水波速率大小的數階相同 , 以能精 

確再造波傳播 

— 模式必須能解析流體質點從一網格移動至相鄰網格 , 因為質點移動時間 

依據網格寬度和波速率而定 

七、TRIDENT 模式 


最早 (1985) 係用於澳洲西岸的 Peel-Harvey 河口系統。 


適於模擬潮汐和風驅動環流的流場 , 可模擬海岬非穩定的渦漩逸出。 


— 為二維非穩定淺水方程式 , 方程式以體積通量 (Volume Flux) 表示 

— 自然邊界條件 : 切於任意邊界的應力為零 , 通過邊界的質量通量為零。 

並考量水表面上變化的風應力及水表面高度依時間變化的邊界條件 

— 考慮的效應 : 流動及橫向動量、水平動量擴散 ( 渦漩 )、表面之風剪應力、 

底床摩擦應力、氣壓梯度、柯氏力、源流及沉流。 


以有限元素法 , 網格為九節點二次四邊形元素構成 , 於有興趣的區 

域可再細分網格。用全隱性的葛雷克 − 尼克生 (Crank-Nicolson) 時間推進方 

法 , 





— 可結合污染之傳輸擴散方程式 

— 最好與一簡單但時間相關的混合長度紊流模式結合 , 以捕捉一些渦漩逸 

出的形式 


八、STRATAFLOW 模式 


附錄 1- 189

係澳洲 Cai Wenju 博士發展的 



曾用來模擬台灣海峽的系統 , 主要建議用來模擬風衍生的湧升 

(upwelling) 行為。模擬沿岸水體的湧升與下滑 (downwelling)。 


— 係與時間相關多層式的模式 , 

— 限制風應力效應於頂上薄層 , 風衍生的壓力梯度係藉水柱來感應 

— 允許不同層間有適當的質量和動量交換 

— 考慮的效應 : 流動及橫向動量、水平動量擴散 ( 渦漩 )、表面之風剪應力、 

底床摩擦應力、氣壓梯度、柯氏力。 


以有限差分法 , 流場劃分為矩形網格。 

垂直於陸地邊界條件無流動 , 靜力水面高程條件用於向海的開放邊 

界 , 輻射邊界條件用於垂直開放邊界的岸邊 




風速大小與方向 



參、遠域模擬水質模式 

本計劃列入評估之遠域模擬水質模式計有 WASP、CE-QUAL-W2、DBS、 

IMPAQT、DISPER、MIKE 21 及 WQMAP, 各模式間之比較列於表 5.10(a)(b), 

其相關理論介紹及使用指南等參考資料附列於下 : 

附錄 1- 190

WASP 簡介及模式使用指南 


(WASP, A Hydrodynamic 

and Water Quality Model – 

Model Theory, User’s 

Manual, and Programmer’s 

Guide. US EPA, Athens, 

Georgia. WASP4, January, 

1988. WASP5, September, 

1993) 


- DYNHYD5:DYNHYD4 (Ambrose, et al., 1988) 之更新版 ,DYNHYD4 則是 

Potomac Estuary hydrodynamic model NYNHYD2 (Roesch et al., 1979) 之改 

進增強版 ,DYNHYD2 則是衍生自原來的 Dynamic Estuary Model (Feigner 

and Harris, 1970)。 

- WASP5: 此為原來的 WASP (Di Toro et al., 1983; Connolly and Winfield, 1984; 

Ambrose, R.B. et al., 1988) 之修訂增強版 

- 除了水理動力模式 DYNHYD5,WASP 還與 RIVMOD ( 處理 1D 不穩定河川 

流 ) 及 SED3D ( 處理 3D 不穩定湖泊及河口流 ) 結合使用 , 可和 CEAM 聯絡 

索取。 


- 可用於分析 1D~3D 之多種水質問題 , 包括一般污染物、毒性污染物、熱污 

染、優養化現象、重金屬、有機毒物等污染問題。 

- 適用水體包括池塘、溪流、湖泊、水庫、河川、河口、海岸。 

- 實例 :Great Lakes 之優養化及 PCB 污染評估 (1975~1980),Potomac 河口之 

優養化評估 (1982),James 河河口的 kepone 污染 (1983),Delware 河口之有 

機揮發物污染 (1987), 北卡羅萊納州 Deep 河的重金屬污染 (1984) 等等。 


- DYNHYD4 及 WASP4 強調質量、動量、及能量守恆 , 係以 WASP 為基礎 , 

並發展新的動力或反應結構。其將流域切割為 link-node network , 

link-channel- 求解速度 ,node-junction- 求解波高。 


- 使用有限差分 (finite difference), 時間方向為前向差分。 

- 下游邊界設定為控制水面 ( 潮位 or 平均 ) 及外流 ( 固定或時變 ), 而率定值中曼 

寧 n 值需要率定。 

- WASP 之輸入與輸出以格式化 ASCII 檔案可提供其他模式使用。如 

附錄 1- 191


DYNHYD5 預測之流量與體積可為 WASP 讀取。 


- 水質模式中需要率定的參數繁多 , 請參看使用手冊 , 不在此一一列舉。 


- 所有 WASP 模式有相同的資料需求處理水體狀況 , 如傳輸與延散流、沉降 

與再懸浮率、邊界濃度設定、污染物量、起始條件。 

- 區塊體積、連結性、與型式 ( 表面水、次表面水、表面底棲、次表面底棲 ) 都 

必須先加以定義。 


一、簡介 

WASPs 模式之全名為 :The Water Quality Analysis Simulation Program, 具有 

以下特性 :(1) 使用者可處理一維、二維及三維問題 ;(2) 可給定時變交換係數 

(time-variable exchange coefficients), 處理傳輸流動、廢污水注入 (waste loading) 

及水質邊界條件 ;(3) 使用者可在不需大量重寫模式之情況下 , 自行於模式架構 

中附加或修改動力及傳輸過程模式 ;(4) 可分析多種水質問題 , 適用水體包括池 

塘、溪流、湖泊、水庫、河川、河口、及海岸水域。 

基本的 W A S P 4 系統 (TH E BA SIC W A SP 4 SY STEM ) 

輸入資料 

IN P U T D AT A 

模式 

M O D E L 

輸出資料 

O U T P U T D A T A 

D Y N H Y D 4 

W A SP4.1 

微量物質 

TR A C ER 

有毒有機物質 

T O X I C O R G A N I C S 

附圖 3.1 基本的 WASP5 系統 

優養化作用 

EU TR O PH IC ATIO N 

WASP 系統包括水理動力程式 DYNHYD 及水質程式 WASP。DYNHYD 用 

附錄 1- 192


以模擬水之運動 ;WASP 則模擬污染物在水中之移動及交互作用。除基本水質模 

式外 , 其又可分成二大部分 , 其一為模擬一般污染物 (DO、BOD、營養鹽、優養 

化 ) 之 EUTRO; 另一為模擬有毒污染物 ( 有機化學物質、金屬、沉澱物 ) 之 TOXI。 

以下將依序介紹 : 基本水質模式 WASP、優養化模式 EUTRO, 及毒性物質模式 

TOXI。 

WASP4 之三項主要工作 : 描述目前水質狀況 ; 提供一般性預測 ; 提供特殊 

地區預測。其模擬了污染物之結局與表面水輸送 , 程式設計為讓使用者容易自 

撰程式替換入程式結構中。WASP 擅長於研究下列問題 , 包括 BOD and DO, 營 

養鹽動態變化、優養化、細菌、有機化合物、重金屬污染。 

在新版的 WASP5 中提供兩模式 :TOXI5, 結合運動結構與 WASP 傳輸結構 

與簡單沉積平衡程序 , 以預測底床與水體中溶解與吸附之化合物濃度 ;EUTRO5, 

結合運動結構與 WASP5 傳輸結構以預測 DO 和浮游植物受到營養鹽與有機物質 

之動態影響。DYNHYD5 是一個唯一簡單 link-node 水理動力模式 , 可以處理變 

動潮汐循環、風、不穩定流。DYNHYD5 處理一維連續、動量方程式 for a branching 

of channel-junction (link-node) computational network。TOXI5 模擬一到三種化合 

物傳輸與變形與一到三種顆粒態物質。三種化合物可以互相獨立 , 如 PCB 的異 

構物 , 或者其間可以經由反應連結。EUTRO5 模擬最多八個狀態變數在水中與 

底床之輸送 (transport) 與轉化 (transformation), 包括 DO、CBOD、浮游植物碳、 

葉綠素 a、氨、硝酸根、有機氮、有機磷 , 磷酸根。EUTRO5 可使用於模擬任 

何變因與其間之交互作用。每個變因可能存在於溶解態及顆粒態 , 可由使用者 

自訂。固體輸送區描述有機固體、浮游植物固體、無機固體之沉降與再懸浮。 

每個變因之顆粒濃度在固體區輸送。 

二、基本水質模式 (Basic Water Quality Model) 

可用於分析多種水質問題 , 適用水體包括池塘、溪流、湖泊、水庫、河川、 

河口、及海岸水體。模式之主要原則是「質量守恆」, 因此每一個水質成分的質 

量都需要研究及評估。輸入的資料定義了七大特性使其符合質量平衡計算 : 模擬 

及輸出控制 (simulation and output control) , 模式網格元素化 (model 

segmentation), 傳輸及延散輸送 (advective and dispersive transport), 邊界濃度 

(boundary concentrations), 點源及擴散源廢污水之排入 (point and diffuse source 

waste loads), 動力參數、常數及時間函數 (kinetic parameters, constants, and time 

functions), 起始濃度 (initial concentrations)。 

一般的質量平衡程式 , 包括了所有物質經由直接及擴散添加 (direct and 

diffuse loading)、傳輸及延散輸送 (advective and dispersive transport)、物理、化學 

附錄 1- 193


及生物轉化 (physical, chemical and biological transformation) 等進入及離開該水體 

的過程 , 其程式如下 : 

∂C 

∂t 

∂( 

U 

xC) 

∂( 

U 

yC) 

∂( 

U 

zC) 

∂ 

= − − − + ( E 

∂x 

∂y 

∂z 

∂x 

x 

∂C 

∂ 

) + ( E 

∂x 

∂y 

y 

∂C 

∂ 

) + ( E 

∂y 

∂z 

z 

∂C 

) + S 

∂z 

L 

+ S 

B 

+ S 

K 

C: 水質組成成分的濃度 ,mg/L (g/m 3 ) 

t: 時間 ,days 

Ux, Uy, Uz: 縱向、橫向、及垂直方向的傳輸流速 (advective velocities),m/day 

Ex, Ey, Ez: 縱向、橫向、及垂直方向的延散係數 ,m 2 /day 

S L : 直接及擴散添加速率 (direct and diffuse loading rate),g/m 3 -day 

S B : 邊界添加速率 (boundary loading rate), 包括上游、下游、底層、及大氣 ,g/m 3 -day 

S K : 整體動力轉化速率 , 正值為來源 (source), 負值為損耗 (sink),g/m 3 -day 

如果我們假設垂直及橫向的水質為均質的情況 , 我們可以對 y 及 z 軸積分將 

此程式簡化為一維的 : 

∂( 

AC) 

∂ 

= ( −U 

∂t 

∂x 

x 

AC + E 

x 

∂C 

A ) + A( 

S 

∂x 

L 

+ S 

B 

) + AS 

K 

A: 橫截面面積 ,m 2 

(1) 模式架構 (The Model Network) 

模式架構 MODEL NETWORK 

沉澱型態 

1. 表層水 

2. 次表層水 

3. 底床表面 

4. 底床次表面 

附圖 3.2 模式網格元素化 (Model segmentation) 

附錄 1- 194


1. 體積 : 組成模式的網格型態 (segment type), 在底床沉澱及一些特定的轉化 

過程中扮演著重要的角色 , 使用者在組合排列這些網格時必須將其作適當排 

列。網格體積及模擬時距 (simulation time step) 是直接相關的 , 使用時必須審 

慎選擇 , 一般而言水柱體積 (water column volumes) 是大致相同的 , 如果往下 

游的流量具有顯著變化 , 則網格體積應是成正比增加 ,Vi = Vc Qi / Qc。 

2. 時間 : 使用者必須決定要預測多少「水質頻率分佈」 (the water quality 

frequency distribution)。使用者必須了解 , 極端濃度值的預測是比預測平均 

值還要困難 , 水體及輸入量的暫時性變化也必須列入考慮 , 模式時距必須要 

比重要變數的變化週期還要短 , 如此才能測得其變化。但是有時候並不會限 

制如此嚴格 , 譬如大部分的優養化模式會將日照以一天的平均值來考慮 , 使 

時距以「天」為單位。不過使用者還是得很小心 , 不要在平均值的過程中將 

非線性的互動平均掉了 , 例如光線、溫度、營養鹽輸入、輸送等之季節性變 

化對湖泊的影響 , 以及非連續性的批次傾倒。 

3. 空間 : 必須考慮水體的空間變化所帶來的影響 , 例如深度、溫度、光線穿 

透度、速度、pH、底層特性或流動、以及沉澱物濃度。使用者必須決定何 

者為可接受的濃度梯度之平均。 

(2) 模式方程式 

∆V 

j 

= ∑ ( −Qij 

) ( Pj 

− E 

j 

) A 

j 

∆t 

+ 

( 傳輸流量 , 沉澱速率 , 蒸發速率 ) 

i 

∆( 

V 

jC 

j 

) 

= ∑( 

−QijCij 

) + ∑( 

−QijCij 

f 

Dj 

) + ∑∑( 

−wsij 

AijC 

j 

f 

sj 

) + ∑( 

Rij∆C 

∆t 

dispersion) 

loads)) 

i 

i 

i 

s 

( 水柱及孔隙水的傳輸 ,water column and pore water advection) 

+ ∑∑( 

−w A C f ) 

+ 

i 

∑ 

i 

s 

sij 

ij 

j 

∑ 

sj 

( 固體輸送 ,solids transport) 

( R ∆C 

) + ( R ( f C / nj − f C / ni)) 

( 水柱及孔隙水延散 , 

ij 

ij 

i 

pij 

Dj 

j 

+ ∑ W 

Lj 

+ ∑WNj 

+ ∑( 

Q 

jOC 

Bj 

) ( 點源、非水解反應點源、及邊界輸入 , 

L 

+ ∑∑ 

k c 

N 

(v ) 

j 

S kcj 

B 

Di 

i 

( 動力轉化 ,kinetic transformation) (Equation 1.3.23) 

j: 格網編號 i: 相鄰格網編號 s: 固體輸送場指數 

L: 點源指數 N: 非點源指數 B: 邊界來源指數 

k: 動力轉化指數 c: 化學指數 V j : 格網 j 的體積 ,m 3 

附錄 1- 195 

i 

ij 

)


C j : 格網 j 之水質成份濃度 ,g/m 3 

t: 時間 , 日 

E j : 格網 j 之蒸發速率 ,m/day P j : 沉澱到格網 j 之速率 , 

m/day 

A j : 格網 j 之表面積 Q ij : 格網 i 及 j 間之傳輸流量 , 正值表示離開格網 j, 

m 3 /day 

Q pij : 格網 i 及 j 間之孔隙水流量 , 正值表示離開格網 j,m 3 /day 

C ij : 傳輸於格網 i 及 j 間之成份濃度 ,g/m3 ν : 數值權重因子 ( 傳輸因 

子 ),0~0.5 

W sij : 格網 i 及 j 間之固體輸送速度 , 正值表示離開格網 j,m/day 

f Dj : 化學物質在格網 j 的溶解分率 

f Sj : 格網 j 中 , 化學物質吸附到固體型態 S 之分率 

R ij : 格網 i 及 j 間之延散流量 ,m 3 /day E ij : 格網 i 及 j 間之延散係數 , 

m 2 /day 

L cij : 格網 i 及 j 間之特性混合長度 ,m A ij : 格網 i 及 j 間之截面積 , 

m 2 

R pij : 孔隙水擴散交換流量 ,m 3 /day t ij : 格網 i 及 j 之平均 

tortuosity,m water /m 

n ij : 格網 i 及 j 之孔隙度 ,m 3 water/m 

W Lj : 排入格網 j 的點源 ,g/day 

W Nj : 排入格網 j 的非點源 ,g/day 

O jo : 格網 j 的邊界入流 ,m 3 /day 

C Bj : 格網 j 的邊界濃度 ,g/m 3 

S kcj : 格網 j、化合物 C 的動力轉化 k,g/m 3 -day 

(3) 模式參數 (the Model Parameters) 

質量平衡方程式中需要輸入的參數資料如下 : 

1. 模式定義及控制參數 (Model Identification and Control Parameters): 包括了被 

模擬的水質成分個數及模式架構的網格個數 , 以及控制模擬及檢查溶液穩定 

度的參數。 

a. 起始時間 : 日。可輸入日、小時、及分鐘 

b. 終止時間 : 日。一定要輸入日 

c. 積分之時距 (Integration time step): 日。要維持一個網格的穩定性 , 其傳 

輸、擴散及轉化之質量需小於剩餘質量 , 通常傳輸或擴散流量控制了 Δt。 

為了維持不穩定流量之水體中之穩定性及數值擴散 (numerical dispersion) 

最小化 , 時距越大越好。 

d. 傳輸因子 (Advection factor): 係無因次。傳輸因子 =0 為最穩定狀態 , 傳輸 

因子 ≠0 雖為不穩定狀態 , 然可減少數值誤差。 

e. 負數解情況 (Negative solution option): 一般濃度不可能為負數 ,WASP 會 

維持其前一個時間的正值 , 跳過此過程。 

附錄 1- 196


2. 輸送參數 (Transport Parameters) 

a. 網格體積 :m 3 。當設定 IVOPT=2, 起始網格體積會隨著模擬過程而自動 

調整以維持連續性。 

b. 輸送量 :m 3 /sec。可在相鄰網格間設定穩定 (IVOPT=1) 或非穩定流量 

(IVOPT=2, 維持連續性 , 網格體積會無限的成長 )。 

c. 沉澱物傳輸速度 :m/sec。可設定每一種固體型態之沉降 (settling)、堆積 

(deposition)、沖刷 (scour)、及沉澱 (sedimentation) 速度。這些速度乘上橫斷 

面面積 , 作為在網格間攜帶沉澱物及被吸附的化學物質的水流量。 

d. 擴散係數 (dispersion coefficient):m 2 /sec。可在相鄰網格間或是跨越開放 

水域的邊界設定出。該係數可以模擬孔隙水在底層網格間之擴散 

(diffusion)、湖泊中之垂直擴散 (diffusion)、以及大的水體中之橫向及縱向 

延散 (dispersion)。其值介於 10 -10 m 2 /sec 的分子擴散 (diffusion) 到 5x10 2 

m 2 /sec 的某些河口之縱向混合。 

e. 橫斷面面積 :m 2 。混合發生的面積 , 在模擬中不會修改面積以反應水流 

量變化。 

f. 特有的混合長度 (Characteristic mixing length):m。反應混合發生的特有長 

度 , 典型地為相鄰兩網格之中心點的距離。一個網格可能會在縱向、橫向 

及垂直方向有 3 或更多個混合長度。 

3. 邊界參數 (Boundary Parameters) 

a. 邊界濃度 :mg/L。在每一個邊界 , 應該要對每一個穩定的或時變之水質 

成分濃度加以設定。 

b. 廢污水排入 (Waste load):kg/day。在數個網格 , 可對每一個穩定的或隨時 

間而變的排入量加以設定。該排入量包括來自工廠廢污水排放、都市及農 

業排水、降雨及大氣污染物質沉降。 

4. 轉化參數 (Transformation Parameters): 包括被模擬的水質成分之空間變數參 

數、常數、及動力時間函數。不需納入溶解的、保守的化學物質。 

5. 起始條件 (Initial Conditions) 

a. 起始濃度 :mg/L。在開始模擬時必須要設定每一個網格中的每一個成分 

的濃度 , 如果無法正確的決定起始濃度 , 則需要較長的模擬時間。 

b. 溶解分率 (Dissolved fractions): 輸入網格中化學物質溶於水中之分率 , 

作為化學物質總濃度的分率 , 用以決定經由孔隙水流及擴散、以及固體 

傳輸的化學物質的量。溶解分率可由轉化過程中之吸附動力學求得。 

c. 固體密度 :g/cm 3 。用以計算底床網格之孔隙度。 

d. 最高濃度 :mg/L。當計算出來的濃度落在最高濃度限制之外 , 暗示此計 

算不穩定 , 則該模擬會自動停止 , 這時候時距 (time step) 要調降。 

附錄 1- 197


(4) 模式應用 (Application of the Model) 

水質模式有三件基本工 

作 :(a) 描述水質現況 , 然 

由於監測儀器之昂貴常使 

空間及時間資料缺乏 , 無法 

完整地描繪水體 ;(b) 提供 

一般性推估 , 可清楚指出經 

營管理上有待解決之問 

題 , 或作為特定區域分析之 

前期步驟 ;(c) 提供特選地 

區之預測 , 嘗試去拓展超越 

現存資料之預測 , 該應用包 

括廢棄物輸入地點以保護 

水質標準及對復育行動之 

彈性分析。 

在分析問題時應選定模擬之空間及時間尺度 , 把水體分割成大小適度之網 

格 , 使用者必須試著往上下游擴展 , 使超過廢污水輸入影響範圍或至少要夠遠。 

使用者同時應考慮模式架構之連結 , 使有興趣的取樣站及取樣點落在靠近網格中 

心。當模式架構設定好後 , 模式研究將以下列四個步驟來進行 : 

水理動力 (Hydrodynamics): 水流到哪裡 

質量輸送 (Mass transport): 水中物質流到哪裡 

水質轉化 (Water quality transformations): 水中物質及沉澱物如何轉化及其演 

變 

環境毒性 (Environmental toxicology): 爾等物質如何影響我們所關心之物質 

輸入資料分成 10 大項 , 依次為模式定義及模擬控制、交換係數 (exchange 

coefficients)、體積 (volumes)、水流、邊界濃度、廢污水輸入、環境參數、化學常 

數、時間函數、起始條件。依所需條件及欲達到目標不同而進行不同之輸入 ( 詳 

見操作手冊 ), 例如 : 

3 

模擬型態為動態時 KSIM=0, 若為穩定狀態則 KSIM=1 

水柱體積固定不變時 IVOPT=1, 若會隨水流進行連續性的調整則 IVOPT=2, 

網格型態為表面水 (surface water) 時 ITYPE(ISEG)=1, 為次表層水 (subsurface 

附錄 1- 198


water) 時 ITYPE(ISEG)=2, 為底床上層 (upper bed) 時 ITYPE(ISEG)=3, 為底 

床下層 (lower bed) 時 ITYPE(ISEG)=4 

三、優養化模式 (EUTRO4 & 5) 

2 

1 

N O 3 

ON 

7 

CO 2 

N H 3 

4 

PHYT 

(as carbon) 

C:N:P 

5 

CBOD 

3 

OPO 4 

8 

OP 

DO 

CO 2 

6 

沉澱 

Sediment 

大氣中的氧 

Atmosphere O 2 

附圖 3.3 EUTRO5 狀態變數的交互作用 (state variable interaction) 

此為修改過的 PEM (Potomac Eutrophication Model, Thomann and Fitzpatrick, 

1982) 之簡化模式。使用者可根據意欲之模擬複雜度來操作 EUTRO4, 以模擬這 

些變數之部份或全部的交互作用 ( 附圖 3.3)。複雜程度分為六個層次 :(1) 

Streeter-Phelps, (2) Modified Streeter-Phelps, (3) Full linear DO balance, (4) Simple 

eutrophication kinetics, (5) Intermediate eutrophication kinetics, (6) Intermediate 

eutrophication kinetics with benthos. 

EUTRO4 以八個狀態變數 (state variable)(NH 3 , NO 3 , OPO 4 , PHYT, CBOD, DO, 

ON, OP) 來模擬傳輸及轉化反應 , 這八個狀態變數以四個互動系統來描述 : 

(1) 浮游植物動力學 (phytoplankton kinetics): 生長速率 , 死亡速率 , 沉降速 

率 

(2) 磷循環 (the phosphorus cycle): 浮游生物 P, 有機磷 , 無機磷 

(3) 氮循環 (the nitrogen cycle): 浮游生物 N, 有機氮 , 無機氮 

(4) 溶氧平衡 (the dissolved oxygen balance): 浮游植物 C,NH + 4 ,NO - 3 , 

附錄 1- 199

CBOD,DO 


模式必須考慮環境中之磷、氮、及溶氧 , 浮游植物使用溶解的或可取用的磷 

以及氨及硝酸鹽來生長 , 溶解的或可用的磷同時與其他特定的無機磷進行吸附 - 

脫附反應機制 (sorption-desorption mechanism)。由有機磷轉化到可溶的無機磷是 

一溫度速率反應 , 有機氮轉化到氨到硝酸鹽到氮氣則是厭氧反應 , 經由曝氣作用 

(reaeration) 及浮游植物生長所釋放的氧氣是溶氧的來源。 

二 (2) 中的方程式說明了溶解的及特定物質在水中及底層的傳輸 , 單位時間 

內質量的變化 ( ∆(Vj Cj)/ ∆t,(m 3 *(g/m 3 ))/day) 為水柱及孔隙水的傳輸、固體輸送、 

水柱及孔隙水擴散、點源 - 非點源 - 邊界輸入、及動力轉化之總和。 

(1) 浮游植物動力學 (phytoplankton kinetics) 

浮游植物動力學 

Si 

Light 

N O 3 

N H 3 

Phyt 

C:N:P 

+ 

N H 4 

∂ C 

P 

= ( R 

g 

− R 

d 

− R 

s 

) C 

P 

∂ t 

Cp: 浮游植物濃度 (m L -3 ) 

Rg: 生長速率 (T -1 ) 

Rd: 死亡 (T -1 ) 

Rs: 沉降 (T -1 ) 

PO 4 

附圖 3.4 浮游植物動力學 (Phytoplankton kinetics) 

假設優養化過程之中心角色會影響系統中所有反應 ( 參看三 (1) 圖 )。 

浮游植物在生長速率、死亡速率及沉降速率中的差異 :S k4j = (G plj - D plj - k s4j ) 

P j 

∂C4 

VS 

4 

浮游植物動力學 = ( GPI 

− DPI 

− ) C4 

( 生長、死亡、沉降 ) 

∂t 

D 

S k4j = 浮游植物反應項 ,cells/L-day (or mg carbon/L-day) 

P j = 浮游植物族群 ,cells/L (or mg carbon/L) 

G plj = 生長速率常數 ,day-1 

D plj = 死亡既呼吸速率常數 ,day-1 

k s4j = 沉降速率常數 ,day-1 

附錄 1- 200


j = 網格個數 , 無單位 

1. 生長 : 

Di Toro and Matystik (1980) 指出 , 自然環境中浮游植物的生長速率 , 是 

一個涵蓋生長於其中的各種浮游植物種類之族群及其與日照、溫度、可用之 

營養鹽與浮游植物需求量間的平衡複雜函數。由於考慮各種不同之浮游植物 

種類會使模式變得過於複雜及難以處理 , 本模式將其簡化 , 以浮游植物的總 

生物量為一整體代表。優養化模式模擬會遇到如下的困難 : 很難對自然產生 

的族群分辨出活的及死亡的細胞 , 浮游植物之聚集生長傾向也造成大小差 

異、無法分辨個別細胞等問題 , 同時因細胞大小一直在變化 , 微型浮游生物 

(nanoplankton) 會主宰該聚集。 

計算總生物量有兩種方法 :(a) 浮游植物碳 (phytoplankton carbon): 計算 

總生物體積 (bio-volume) 或將浮游植物濕重轉換為乾重及碳 , 缺點是體積隨 

營養鹽狀態而變 , 同時濕重轉換成乾重及碳亦隨不同種類及營養鹽狀態而有 

不同之變化及常數 , 因此造成很大的不確定性 ;(b) 葉綠素 (chlorophyll a): 

測量可以代表浮游植物特徵的葉綠素 a (chlorophyll a) 之含量 , 優點是該測量 

非常直接 , 結合了細胞型態及年齡 , 同時將變異度都包括進去 , 缺點是其是 

整個社群 (community) 的測量而無法顯現不同族群的差異性 , 而葉綠素 - 乾重 

及碳的比例是變化的 , 同時還得測量不具活性的葉綠素以定出活的葉綠素濃 

度。一般而言 , 葉綠素法是用來作為校正 (calibration) 及驗證 (verification), 

而 EUTRO4 則採用浮游植物碳 (phytoplankton carbon) 作為藻類生物量 

(biomass) 以供內部運算過程。將浮游植物碳作為內部狀態變數 (internal state 

variable) 可以幫助計算沉澱物碳及沉澱物需氧量 (sediment oxygen demand, 

SOD), 使用變化的碳 - 葉綠素機制 (carbon to chlorophyll mechanism) 計算出 

浮游生物之葉綠素 a 含量 , 再將之與實測值作校正及驗證。 

影響生長速率的重要環境因子為溫度 (G RTj , 溫度調整因子 )、光線 (G RIj , 

光線亮度因子 ) 及營養鹽 (G RNj , 營養鹽限制因子 ), 溫度可直接影響生長及間 

接的透過改變光的條件來影響生長。G RIj = g(T, I, f, D, Ke),G RNj = g(DIP, 

DIN),T 是周圍水溫 ℃,I 是入射太陽輻射 (Ly/day),f 是日照分率 ,D 是水 

柱深度 (m),Ke 是消失光衰減係數 (extinction of light attenuation coefficient, 

m -1 )。 

生長速率方程式 :G plj = G lmax (20) G RTj G RIj G RNj 

Smith (1980) 發現浮游植物會調整其葉綠素組成 , 因此 I s ( 浮游植物之飽 

和光強度 ,ly/day) 大約為平均可吸收光之 30%。碳對葉綠素的比例 : 

附錄 1- 201


θ = 0.3 

K I f /( G 

max 

( T ) e) 

c 

Φ amx 

I 

a 

max 

c 

a 

u 

l 

= 剛好在水表面下之每日平均太陽輻射 , 假設反射損失 10%,ly/day 

Φ = 量子 (quanta) 產量 , 每 mole 量子固定的碳重 (mg) 

K 

e 

f 

u 

c 

= 每單位葉綠素之消光系係數 ,m 2 /mg chlorophyll a 

= 單位轉換因子 (0.083, 假設 43% 入射光為可見光 , 及 1 mole 光 

子 (photons) 等量於 52,000 cal), mole photons/m 2 -ly 

= 自然對數 

營養鹽限制對浮游植物生長的影響 

1.0 

0.0 

G (N) 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0.2 

0.4 

0.6 

0.8 

Growth Rate 

Reduction Factor 

DIN 

DIP 

0.0 

0 200 400 600 800 

0 8 16 24 32 

營養鹽濃度 (µ g /L) 

1.0 

DIP (µ g/L) 

10.0 

7.5 

5.0 

2.5 

0.0 

N itro g e n 

Limitation 

Phosphorus 

Limitation 

0 60 120 180 240 

DIN (µ g /L) 

0.1 

0.15 

0.2 

0.3 

0.4 

0.5 

Growth Rate Reduction Factor 

附圖 3.5 營養鹽限制對浮游植物生長速率的影響 , 假設 K mn = 25 g-N/L, K mn = 1 g-P/L. 

不同之營養鹽濃度對浮游植物生長的影響非常複雜 , 假設浮游植物族群 

量是依單駝峰線形比例之動力成長 (Monod growth kinetics) 與重要營養鹽的 

關係 , 在低濃度時 , 生長速率與介質濃度成正比。在網格 j、營養鹽濃度 N j , 

其飽和生長速率降低的因子為 N j /(K m +N j )。K m 是 Michaelis 或半飽和 

(half-saturation) 常數。 Michaelis-Menten 公式是用來評估可溶性的氮、磷無 

機鹽類 , 最小值將被選作降低飽和生長速率的值。G(N) = Min 

附錄 1- 202

( 

K 

DIN 

, 

+ DIN K 

mN mP 

+ 

DIP 

) . ( 附圖 3-5) 

DIP 


2. 死亡 : 

寄生。 

造成浮游植物的生物量降低的機制 : 內呼吸 , 肉食性浮游動物的攝食 , 以及 

D lj = k lR (T) + k lD + k lG Z(t) 

D lj = 生物量降低速率 ,day -1 

k 1R = 內呼吸速率 (endogenous respiration), 溫度的函數 ,day -1 (Riley, 1949) 

k lD = 死亡速率 , 寄生蟲 ( 如微生物 ) 或毒性物質效應 ,day -1 

k lG = 浮游動物對浮游植物之攝食速率 (grazing rate),L/mgC-day 

Z(t) = 肉食性浮游動物攝食浮游植物 

大部分的研究只需要一級攝食速率常數 , 假設攝食速率正比於浮游植物 

數量 , 內設值的 Z(t) = 1, 攝食速率為 0.1 ~ 1.5 L/mgC-day (Bowie et al., 1985)。 

3. 沉降 : 

浮游植物的沉降是浮游植物族群的重要致死原因 , 特別是在湖泊及沿 

海。在靜止 (quiescent) 實驗條件下之沉降速率是介於 0.07-18 m/day, 自然環 

境中真正的沉降是一個複雜的現象 , 受垂直擾動、密度梯度、及不同浮游植 

物的生理狀態所影響。 

4. 總結 : 浮游植物之生長及死亡速率 , 受物理變數「光」、「溫度」及「營養 

鹽濃度」影響。在 WASP4 使用手冊中有完整的方程式及變數參數說明 (70~71 

頁 , 表 1.4.3)。 

(2) 化學計算法及吸收動力學 (Stoichiometry and uptake kinetics) 

在質量平衡方程式中 , 一個用來描述營養鹽系統的主要成分就是營養鹽吸收 

動力學和藻類生長的關係。必須要以「營養鹽吸收 / 族群量」為單位來設定族群 

化學計算法。碳是族群生物量的單位 , 每單位生物量中所含有的氮及磷的質量 ( 即 

N/C 及 P/C 比 ) 是相當重要的。Di Toro et al. (1971) 指出 N/C 及 P/C 比有很大的變 

異度 , 因此在方程式中對此使用常數是有疑問的。細胞內的營養鹽含量具變化性 

是造成 N/C 及 P/C 變化大的原因 , 高 C/N 或 C/P 時 , 營養鹽成為生長限制因子 , 

低 C/N 或 C/P 時 , 有過量的營養鹽而易造成優養化現象。 



當決定好化學計算法的比例時 , 可以採用與浮游植物生物量相同的方式來描 

述營養鹽的質量平衡方程式。營養鹽系統與浮游植物系統間的初級交互作用是營 

養鹽的減少或沉降與浮游植物生長的關係 , 第二級的交互作用則是發生在以浮游 

植物系統作為營養源的來源時 , 也就是藻類呼吸釋放出貯存在細胞中的氮及磷。 

(3) 磷的循環 (The phosphorus cycle) 

模式中模擬三個磷的變數 : 浮游植物磷 (phytoplankton P), 有機磷 (organic 

P), 無機磷 (inorganic (orthophosphate) P), 無機磷又分為溶解的及顆粒濃度。三 

個狀態變數的關係 ( 附圖 3.3)。 

∂( 

C4a 

浮游植物磷 ( 狀態變數 4): 

∂t 

沉降 ) 

pc 

) 

= ( G 

PI 

− D 

PI 

v 

S 4 

− ) C4a 

D 

pc 

( 生長 , 死亡 , 

∂C8 T −20 

v 

S 3(1 

− f 

D8 

) 

有機磷 ( 狀態變數 8): = + DPI 

C4a 

pc 

− k83θ 

83 

X 

PRCC8 

− 

C8 

∂t 

D 

( 死亡礦化沉降 ) 

∂C 

無機磷 ( 狀態變數 3): 

∂t 

3 T −20 

v 

S5 

(1 − f 

D3 

) 

= + k83θ 

83 

X 

PRCC8 

− GPI 

C4a 

pc 

− 

D 

( 礦化生長沉降 ) 

C 

3 

X 

PRC 

4 

= ( 浮游植物影響礦化 ) 

K 

C 

mPC 

+ C 

4 

( 所有方程式中的名詞說明請參看 WASP4 使用手冊 ,table1.4.5, p75) 

在浮游植物呼吸及死亡時 , 磷會以無機及有機的形式釋放到環境中 , 無機磷 

可以被其他活著的藻類吸收 , 而有機磷還需要被分解或礦化成無機磷後才能利 

用。Di Toro and Matystik (1980) 在 Great Lakes 的工作中 , 無機磷分率佔 50%。 

Di Toro and Matystik (1980) 提出一個以周圍環境中浮游植物族群為函數的營 

養鹽循環再利用公式 (nutrient recycle formula), 其所選擇的飽和循環再利用機 

制 , 是介於慣用的一級反應機制 ( 反應速率與溫度相關 ) 與二級反應機制 ( 反應速率 

直接正比於浮游植物生物量 ) 之間。 

T −20 

C4 

飽和循環再利用 (Saturating recycle): k 

83 

( T ) = k83 

(20° 

C) 

θ 

83 

K + C 

mPc 

4 

附錄 1- 204


在溶解的無機磷及懸浮於水柱中的物質之間具有吸附 - 脫附 

(adsorption-desorption) 之交互作用 , 由於懸浮固體的資料常常不足以進行校正及 

驗證分析 , 需要一個可以替代吸附 - 脫附動力學的公式 , 由於吸附 - 脫附的速率屬 

於「分鐘」這個尺度 , 而藻類及生物動力學之反應速率屬於「日」這個尺度 , 該 

替代公式使用「瞬間平衡」(instantaneous equilibrium) 作為假設。 

C TIP = C DIP + C PIP 

(4) 氮的循環 (The Nitrogen Cycle) 

針對四個狀態變數作模擬 , 浮游植物氮 (phytoplankton N), 有機氮 (organic 

N), 氨氮 (ammonia), 硝酸鹽 (nitrate)。四個狀態變數的關係 ( 附圖 3.3)。 

氨氮 ( 狀態變數 1): 礦化 (mineralization), 生長 (growth), 硝化 (nitrification), 

死亡 (death) 

∂C1 

T −20 

T −20 

C6 

= + k 

71θ 

71 

X 

PRCC7 

− GPI 

PNH 

C4a 

NC 

− k12θ12 

( ) C1 

+ DPI 

C4a 

NC 

(1 − f 

∂t 

K + C 

3 ON 

NIT 6 

) 

硝酸鹽氮 ( 狀態變數 2): 硝化 , 生長 , 脫氮 (denitrification) 

∂C 

∂t 

2 

= + k 

12 

θ 

T −20 

12 

( 

K 

NIT 

C 

6 

+ C 

6 

) C 

1 

− G 

PI 

(1 − P 

T −20 

NO3 

NH 

) C4a 

k12 

12 

( ) C 

3 NC 

− θ 

2 

K 

NO 

+ C 

3 6 

K 

浮游植物氮 ( 狀態變數 4): 生長 , 死亡 , 沉降 

∂( 

C 

4 

a 

∂t 

NC 

) 

= ( G 

PI 

− D 

PI 

v 

S 4 

− ) C4a 

D 

NC 

有機氮 ( 狀態變數 7): 死亡 , 礦化 , 沉降 

∂C 

∂t 

7 T −20 

v 

S 3 

(1 − FD7 

) 

= + DPI 

C4a 

NCtON 

− k 

71θ 

71 

X 

PRCC7 

− 

D 

C 

7 

硝化反應 (nitrification): 當藻類呼吸及死亡時 , 細胞中一部分的氮會以氨氮 

的形式回歸無機鹽類 , 在 Great Lakes 模式中將之設定為 50% (Di Toro and 

Matystik, 1980)。氨氮和硝酸鹽皆適合生物吸收並用於細胞生長 , 但是生理上較 

偏好氨氮。硝化細菌 (Nitrifying bacteria) 對水流很敏感 , 在自然環境中的硝化反應 

是一受 DO、pH、水流情況影響的複雜現象 , 需要 5 個變數 ( 硝酸鹽 ,Nitrosomonas 

& Nitrobacter 細菌 , 總無機碳 (total inorganic C), 鹼度 (alkalinity)) 加以描述 , 但是 

因為這 5 個變數的資料多缺乏不足 , 所以常把硝化反應簡化為簡單空間非變量之 

溫度修正 (simple spatially invariant, but temp-corrected) 一級反應。一般硝化反應是 

附錄 1- 205

在 pH 7~9 的好氧狀態中進行。 


脫氮作用 

(Denitricication):NO 3 或 

NO 2 還原成 N 2 及其他氮氧 

化物如 N 2 O 及 NO 等的過 

程。多發生在厭氧的沉澱層 

中 , 若在水柱中 , 則必須在 

溶氧量 (DO 0.1 mg/L) 相 

當低的環境下 

≤ 

才會發生此 

反應。 

(5) 溶氧平衡 (The 

Dissolved Oxygen Balance) 

使用五個狀態變數模擬 ( 參看三圖 ), 浮游植物碳 (phytoplankton carbon)、氨 

(ammonia)、硝酸鹽 (nitrate)、碳的生化需氧量 (carbonaceous biochemical oxygen 

demand (CBOD))、溶氧 (dissolved oxygen (DO))。 

碳的生化需氧量 ( 狀態變數 5): 死亡 , 氧化 , 沉降 , 脫氮 

∂C 

∂t 

5 

= k 

ID 

C 

4 

a 

OC 

− k θ 

D 

T −20 

D 

C 

5 

K 

C 

BOD 

6 

+ C 

6 

V 

− 

S 3 

(1 − F 

D 

D5 

) 

C 

5 

− 

5 32 

4 14 

k 

2D 

θ 

T −20 

2D 

K 

( 

K 

NO3 

NO3 

+ C 

6 

) C 

2 

溶氧量 ( 狀態變數 6): 曝氣作用 (reaeration), 氧化 , 硝化 , 沉澱物呼吸作用 

(respiration sediment), 光合作用 ( 使用 CO 2 、NH 3 、NO 3 )。 

∂C5 

T −20 

T −20 

C6 

64 T −20 

C6 

32 T −20 

= kaθ 

a 

( CS 

+ C6 

) − k 

Dθ 

D 

C5( 

) − k12θ12 

( ) C1 

− k 

IRθ 

IR 

C 

∂t 

K + C 14 K + C 12 

− 

SOD 

D 

+ G 

PI 

C 

BOD 

32 48a 

+ 

14 14 

6 

(1 − P 

NC 

4 

( 

NH 3 

)) 

NIT 

6 

4 

溶氧量降低是水中有氧呼吸及底床沉澱物之厭氧反應的結果。O’Connor and 

Thomann (1972) 已經發展出可分析自然環境中 ( 特別是溪流、河川、河口 ) 溶氧動 

力學的方法論。使用 BOD 作為物質需氧量的量化測量以及使用氧化速率作為其 

控制動力反應 (controlling kinetic reaction)。DO 飽和度是溫度及鹽度的函數 

(APHA, 1985)。 

1. 增加溶氧量 : 經由 (a) 曝氣作用 , 及 (b) 光合作用 (photosynthesis) 可以增加溶 

氧量 (DO)。(a) 曝氣作用是經由水流及風所引發的 , 曝氣係數 (Reaeration 

附錄 1- 206


coefficient) 是「平均水流速、水深、風、溫度」的函數 ,EUTRO4 根據 Covar 

方法 (Covar, 1976) 來計算水流引起的空氣暴露 , 此方法與流速及深度相關並 

由 Owens ( 深度小於 2 英呎 )、Churchill ( 深度大於 2 英呎 , 水深中等而流速 

快的溪流 )、O’Connor-Dobbins ( 深度大於 2 英呎 , 水深較深而流速慢的溪流 ) 

公式中挑選一個來計算 ; 風速引起的通氣作用則由 

k 

aj 

( T ) = k 

aj 

(20° 

C) 

θ 

T −20 

a 

= (0.46W 

+ 0.136W 

T −20 

a 

來計算 ,k aj 是曝氣速率係 

數 ,W 是水面 10 公分高處隨時間變化的風速 , 風速要大於 6 m/sec 才會造 

成通氣作用。(b) 光合作用的副產物是產生氧氣而提高了溶氧量 , 氧氣產生 

速率及營養鹽吸收速率與浮游植物生長速率成正比 , 當氨缺乏時 , 硝酸鹽的 

吸收及還原成氨會產生氧氣 (2 NO 3 -> 2NH 3 + 3O 2 )。 

2. 降低溶氧量 : 經由 (a) 含碳物質的氧化反應 (oxidation of carbonaceous),(b) 

硝化反應 ,(c) 藻類呼吸作用 , 可降低溶氧量。 

(a) BOD 反應 : 以 CBOD 作為含碳物質之等當量 OD 的指示 ,CBOD 的主要 

來源是碎屑浮游植物 (detrital phytophankton) 而非人為的或 

是自然流失的。 

(b) NH + 4 + 2O 2 -> NO 3 + H 2 O + H + 

(c) C 4 + (12/32 a OC ) O 2 -> CO 2 

2 

) θ 

EUTRO4 計算所得的 BOD 是 CBOD 5 , 這和實測值 (BOD 5 ) 間有一段差距 , 

必須加入修正項後才能比較。Bottle BOD 5 = CBOD 5 + a 

P (1 − e 

5k 

1 R ( T ) 

)( 此為修正 

項 )。CBOD 5 (mg/L) 是內部計算的 5 日 BOD,a oc (mgO 2 /mg C) 是氧對碳的比例 , 

P c (mg/L) 是以碳為單位表示的浮游植物生物量 ,k 1R (T) (day -1 ) 是藻類在 20℃ 的呼 

吸速率。修正項應包括 (a) 藻類呼吸及藻類碳的衰減分解、(b) 碎屑藻類碳的衰 

減分解、(c) 硝化作用中用掉的氧。目前的修正項中只含 (a), 加入硝化抑制劑 

(nitrifying inhibitor) 可除去 (c), 因此該模式仍低估了 bottle BOD。 

oc 

c 

附錄 1- 207

(6) 沉澱物與水體之交互作用 (Sediment-Water Interactions) 


沉澱層與水體間之交換 

1 . 觀察流動 

A 

s 

水柱體格網 

1 2 3 

1 . 氨的添加 = + F . N H 4 A . s T F N H 

2 . 磷酸鹽的添加 = + F . P O 4 A . s T F P O 

3 . 溶氧的添加 = - S O D . A s 

流動表面積時間函數 

2 . 計算流動 

水柱體格網 

底層格網 

1 , 2 , 3 , 6 , 7 , 8 

附圖 3.6 底質沉澱 - 水的交換 (Sediment-water exchange) 

底層沉澱物中之有機物質的分解對水中氧氣及營養鹽的濃度有很大的影 

響。WASP4 中包含了向下的沉降速度及向上的懸浮速度。底層研究時首先要先 

決定其深度 , 有兩個因子會影響此決定 : 其一是要適切的反應出有活性層的厚 

度 , 也就是說仍與上面水柱進行交換行為的沉澱層厚度 ; 其二是要合理的反應出 

一段時期 , 其足以描速沉澱層變化的歷史。 

由於是厭氧環境 , 沒有硝化反應在沉澱層發生。為了方便起見 , 模式計算時 

只考慮 CBOD、DO 等相平行的水相變數 , 其他還原物質 ( 如鐵、錳、亞硫化物 ) 

的影響則被忽略掉 , 驅使質量平衡方程式的分解反應是藻類碳的厭氧分解反應及 

底層有機碳的厭氧分解。 

(7) 模式的應用 

1. 變數複雜程度 (Variable complexity levels): 可將 EUTRO4 動力學部分依複雜 

程度分成六層來分析溶氧及優養化問題。( 附表 3.2) 

a. Streeter-Phelps: TBOD = CBOD 

b. Modified Streeter-Phelps: TBOD = CBOD + NBOD (NBOD = 4.5 TKN = 

4.5 (org. N + NH3-N)) 礦化硝化光合作用呼 

吸作用 

c. Full Linear DO Balance : TBOD = CBOD + mNBOD + nNBOD + PS + R 

d. 簡單的優養化動力學 (Simple Eutrophication Kinectics): 模擬浮游植物的生 

附錄 1- 208


長及死亡及其對營養鹽循環及溶氧量的影響。浮游植物的生長受限於無機 

氮、無機磷、及光線的可吸收程度 , 在 Di Toro 的公式中描述了光線的限 

制影響 , 各相聲化反應加入溫度效應之修正項。 

e. 中間層級的優養動力學 (Intermediate Eutrophication Kinetics): 將一些非線 

性的項目及功能加到簡單的優養化動力學中 , 在 Smith 的公式 (WASP4 使 

用手冊中 , 公式 1.4.6~8, 1.4.10) 中描述了光線的限制影響。 

f. 包含底棲生物之中間層級的優養動力學 (Intermediate Eutrophication 

Kinetics with Benthos): 將底層的交互作用加入到模式中 , 必須添加底層 

網格到模式架構。在底層網格中模擬所有的狀態變數。溶解態的 NH 3 、 

NO 3 、PO 4 、CBOD、DO、ON 及 OP 會藉著擴散而和水柱進行交換 , 顆 

粒狀的 PO 4 、CBOD、ON、及 OP 則可能會沉積在底層網格中或被沖刷掉。 

底層有機磷、有機氮、浮游植物及 CBOD 的分解速率一定要加以設定。 

2. 以前述之水質模式 (WASP4) 為基礎 , 再根據優養化中與水質模式不同的部分 

加以修改或添加。 

系統號碼符號名字 

附表 3.2 

複雜程度 

1 2 3 4 5 6 

1 NH3 氨氮 Ammonia nitrogen v v v v v 

2 NO3 硝酸鹽氮 Nitrate nitrogen v v v v 

3 PO4 無機磷 Inorganic phosphorus v v v 

4 CHL 浮游生物碳 Phytoplankton carbon v v v 

5 CBOD 碳的生化需氧量 Carbonaceous BOD v v v v v v 

6 DO 溶氧量 Dissolved oxygen v v v v v v 

7 ON 有機氮 Organic nitrogen v v v v 

8 OP 有機磷 Organic phosphorus v v v 

附錄 1- 209

四、毒性物質模式 (TOXI4) 


附圖 3.7 WASP5 中的可能反應產物 

TOXI4 是一個關於有機化學物質及金屬之傳輸及命運的動力模式 , 適用於 

所有型態的水域。具有分析處理水理動力 (DYNHYD4) 及輸送 (WASP4, 即基本的 

水質模式 ) 的能力、以及沉澱物平衡與化學物質轉化 (transformation) 的能力。化學 

物質轉化的模擬是採用 EXAMS (Burns et al., 1982; Burns et al., 1985)。 

TOXI4 可以處理大部分在 Mills et al. (1985) 中所描述的物理化學過程 ( 參見 

WASP4 使用手冊 , 圖 1.5.1), 其可以處理入流 (inflow)、乾沉積 (dry deposition)、 

濕沉積 (wet deposition)、蒸散 (volatilization)、延散 (dispersion)、酸鹼平衡 (acid-base 

equilibria)、水解反應 (hydrolysis)、生物降解反應 (biodegradation)、光分解反應 

(photolysis)、吸附 - 脫附反應 (adsorption-desorption)、沉澱反應 (sedimentation)、生 

物濃縮 (bioconcentration) 、氧化還原 (reduction-oxidation) 、沉澱 - 溶出反應 

(precipitation-dissolution)、出流 (outflow), 只有還原反應及沉澱 - 溶出反應不包括 

在其中。 

附錄 1- 210


附圖 3.8 WASP4 中的毒性物質之平衡反應 

TOXI4 模擬 1~3 種化學物質及 1~3 種顆粒型態 ( 固態 ) 的物質之傳輸及轉化。 

每一個化學物質以 5 個種類 (species) 存在 ( 中性及最高達到 4 種的離子型態 ), 而 

該 5 個種類又可以 5 種相 (phase) 存在 , 即溶解 ( 水相 )、吸附在溶解的有機碳 (DOC) 

上、以及吸附在上述 3 種固體型態上。 

TOXI4 假設區域平衡 (Local equilibrium), 使化學物質在每一個型態種類及相 

之間的分佈可以用分佈或分配係數 (partition coefficient) 來定義。TOXI4 模式是由 

6 個系統所組成 ,3 個化學物質以及 3 個固體型態 , 使用一般的 WASP4 質量平 

衡方程式 ( 參見二 (2))。在水體環境中 , 一個化學物質可在相之間傳輸以及被任何 

化學及生化過程所降解 (degradation)。吸附及離子化被視為平衡反應 , 而所有其 

他過程則被描述為速率方程式 ( 一級或二級 ), 常數及參數可隨時間及空間而變。 

化學物質的移轉 (transfer) 包括吸附、離子化、及蒸散 , 化學物質的轉化 

(transformation) 包括生物降解、水解、光解、及化學氧化反應 , 將以上這些反應 

分為快反應及慢反應 , 快反應的反應時間與模式時距 (model time step) 屬於同一層 

級 , 並且以區域平衡為假設來處理 ; 慢反應的反應時間則比模式時距長很多 , 並 

且以區域一級反應動力學 (local first order kinetics) 為假設來處理 , 同時使用者要 

設定一 lumped rate constant 或是經由內部計算而得。 

附錄 1- 211


使用 TOXI4 時必須謹記一些限制 , 化學物質的濃度要接近微量 (trace level), 

也就是說要比溶解度的一半或是 10 -5 molar 還低 , 因為在較高的濃度下 , 線性分 

配及轉化 (linear partitioning and transformation) 的假設不適用 , 此時化學物質的密 

度成為較重要的因素 , 特別是在靠近來源的地方 , 大量的濃度會影響諸如 pH 或 

細菌族群等主要環境特性 , 因此而改變轉化速率 ,TOXI4 對此現象並不具有回 

饋修正作用。WASP4 使用手冊中 103 頁的表 1.5.1 列了在數學式中與濃度相關的 

符號。 

(1) 傳輸 (Transfer) 

1. 離子化 (Ionization) 

化學物質與水分子反應形成一價或兩價的正負離子 , 所以可以同時存在 

1~5 種形式。 

log K 

Ei 

= log Ai 

− = pK 

a 

2.3RT 

i 

i i 

2. 3 

− 

E 

RT 

R = 氣體常數 (gas constant),kcal/ o K-mol A = 頻率因子 (frequency 

factor) 

pH = 5 ~ 9 水溫 (T) = 4 ~ 30 ℃ 

pK a = negative log of ionization constants for acid 

pK b = negative log of ionization constants for base 

Ei ( 離子化反應的活化能 (activation energy)) = 4 ~ 8 kcal/mole 

2. 平衡吸附 (Equilbrium sorption) 

在水柱及底層網格中溶解的化學物質與沉澱顆粒及 DOC 反應形成 5 

相 – 溶解、DOC- 吸附、及沉澱物吸附 (3 個固體型態 ), 這些反應通常比模式 

時距快 , 所以可以將之視為區域平衡。 

Ms’ + Cw’ ↔ Cs/n B’ + Cw’ ↔ C B /n C: 化學物質 

向右的反應是吸附作用 , 向左的反應是脫附作用。這些方程式提供了線 

性的 Freundlich 等溫線 (isotherm), 適用於沉澱物及 DOC 上具豐富吸附位置 

的情況 :C s ’ = K ps C w ’ C B ’ = K pB C w ’ 

很多有機污染物是非極性厭水的化學物質 , 其分配係數 (partition 

coefficients) 與沉澱物之有機分率相關性強 , 分配係數除了和吸附顆粒之有機 

碳分率相關以外 , 其還與數個因子相關 , 而其中最顯著也是最有爭議性的是 

附錄 1- 212


顆粒濃度 ,O’Connor and Connolly (1980) 首次結論出負相關 , 但之後仍眾說 

紛紜 , 目前採用 Di Toro (1985) 的經驗關係 (empirical relationship) 對分配係數 

定義如下 : 

K 

ps 

K 

ps0 

= K ps0 : 沒有顆粒交互作用的限制分配係數 

1 + M K v 

s 

ps0 

X 

M s : 固體濃度 (kg/L) 

v x : 吸附與因顆粒引起的脫附之比例 

針對每一個化學物質模擬 , 可以定義高達 20 種分配係數 (5 個種類 ( 中性及 4 

種離子態 ),4 種吸附物質 (DOC 及 3 種固體型態 )), 不過通常不會用到這麼多 , 

化學物質的總濃度是 5 個相的濃度總和 : 化學物質的總濃度 

' 

' 

( C) 

= C n + ∑ C M + C 

W 

S 

S 

S 

' 

B 

B 

(2) 動力學的轉化 (Kinetic Transformation): 水解 , 光解 , 氧化作用 , 微生物降 

解作用 , 蒸散作用 

一個化學物質在水柱及底層網格中不同的離子種類及相 , 會經歷各種轉 

化過程 , 很多變數會影響這些過程 , 造成多項非線性 lumped transformation 

rate。如果在一均質水系中有一具主導性的單一反應 , 單一速率常數可能足 

夠來描述該動力反應 : 

S kc = -K kc C (S: 總動力轉化速率 , g/m 3 -day; K: 過程 k 之一級反應速率常 

數 , day -1 ;C: 化學物質總濃度 , mg/L) 

對於非均質水系 , 速率可因空間及時間而變化 ,TOXI4 採用在原始的 

暴露分析模式系統 (Exposure Analysis Modeling System (Burns et al., 1982)) 中 

所使用的策略 , 將每一個過程視為分開的並使用混合式二級動力學 : 

C +[E] k P kc S kc = k kc [E] k Y kc C (P kc : 過程 k 的 

轉化產物 ;Y kc : 過程 k 的產量析係數 ;k kc : 二級反應速率常數 ;[E] k : 環境 

性質影響過程 k 的強度 ) 

reaction) 

給 [E] k 一個區域值 , 就會得到一個「擬一級速率係數」:K kc =k kc [E] k Y kc 

S ( 一個正在進行數個反應的化合物 , lumped transformation 

= ∑∑ 

T 

S kc 

k c 

附錄 1- 213


這種區域性的一級反應的假設 , 對於大部分位在環境濃度的化學物質而 

言一般是可接受的 , 除非其濃度接近溶解極限。CMAX(1) 是模式中所設定 

的最大濃度 , 若濃度超過此 ,TOXI4 會自動由模擬系統中跳出 , 如果使用 

者沒有特別指定 ,TOXI4 一般把此限制設定在溶解度的一半或是 10 -5 

molar。TOXI4 中 , 過程 k 的一級反應速率常數 K k 是 0~10 day -1 , 過程 k 的 

半生期 (half life) t HK 是 0.07~00 days, 化學物質溶解度 Sol 是 10 -6 ~10 6 

mg/L,Lumped first order rate constant (K T ) 是 0~10 day -1 , 水溫 T 是 4~30 ℃。 

1. 水解作用 (Hydrolysis) 

「化學物質與水進行反應」是很多有毒有機物質進行降解的主要途徑 , 

該反應可被氫離子或氫氧離子所催化 , 因此可將水解反應分為中性 (neutral)、 

酸催化 (acid-catalysis) 及鹼催化 (base-catalysis) 水解反應。當活化能常數 

(Activation energy constants) = 0, 反應係數可以被定為常數 , 當活化能常數 ≠ 

0 時 ,TOXI4 根據以溫度為基礎的 Arrhenius 函數來決定速率。可以針對每一 

個離子種類及水解反應模擬來設定活化能 , 如果沒有給予活化能 , 速率常數 

將不會依周圍環境溫度調整。 

TOXI4 中 ,pH = 5~9, 水溫 T 是 4~30℃, 種類 i 的水解反應活化能 E aHi 是 

15~25 kcal/mole℃, 種類 i 相 j 的酸性水解反應速率常數 k HAij 是 0~10 7 

L/mole[H+]day, 種類 i 相 j 的中性水解反應速率常數 k HNij 是 0~10 2 day -1 , 種 

類 i 相 j 的鹼性水解反應速率常數 k HBij 是 0~10 7 L/mole[OH-]day。 

2. 光解作用 (Photolysis): 一級反應過程 

光解作用是經由吸收光能量而進行的化學物質轉化。光解作用之一級反 

應速率係數可經由計算每一離子種類及每一相的吸收速率及量子產量 

(quantum yield) 而求得 : 

K k φ f (K pG = 在參考光強度 (reference light intensity) 下之一 

pG 

= ∑∑ 

i j 

aij 

ij 

ij 

級光解反應速率係數 , day -1 ( 在 TOXI4 中 , 觀察到的速率介於 0~10)) 

23 

k 

ai 

= ∑ I 

GKε kid(2303)(86400) 

/(6.02 × 10 ) , 即種類 i 的特定日照吸收速率 , 

E/mole-day or (E/L)/(mole/L)/day。 

D = 光徑 , cm/cm 

I GK = 波長 k 之平均光強度 

附錄 1- 214


ε ki = 波長 k 種類 i 的衰減莫耳吸收度 (decadic molar absorptivity) 

Φij = 種類 i 相 j 的反應量子產量 , mole/E 

f ij = 種類 i 相 j 的化學物質分率 

K pG 可由上述公式計算而得或是使用者可提供一靠近水面的速率 ( 假設 

是在無雲的情況下 ), 這是直接由 EXAMS II (Burns and Cline, 1985) 定出 , 而 

此公式是根據 Green, Cross and Smith (1980)。模式將波長光譜在 280 and 800 

nm 之間分成 46 個區間 , 以計算速率常數 , 使用者必須對每一個區間指定一 

個莫耳吸收度。這 46 個波長的光強度 , 可由水體位置、時間年、及大氣成分 

( 空氣質量型態、相對溼度、大氣擾動及臭氧層含量、雲之濃密度 ) 計算而得。 

通過大氣層而造成的光衰退現象可使用大氣情況來定義之。 

每一個水柱網格的光解速率常數 (photolysis rate constants, K pG ) 是由輸入 

的或計算得出的近表面速率常數及水柱中之光衰退速率 (Ke) 來決定的 ,Ke 是 

由浮游植物葉綠素濃度、DOC 濃度、固體濃度、及消光係數 (extinction 

coefficient) 所決定的 , 光消失則是由積分 Beer-Lambert 函數而得。 

3. 氧化反應 (Oxidation): 二級反應過程 

可以是介於自由基 (free radicals)( 氧化物 ,oxidant) 與污染物之間交互作用 

的結果 , 經由光化學反應可形成自由基 ( 過氧化烷自由基 (alkylperoxy (RO2) 

radicals), 氫氧自由基 (OH radicals),singlet oxygen, …)。 

在 TOXI4 中 , 氧化反應是以一般的二級反應過程來模擬每個化學物質之 

多變的種類及相 : 

K = [ oxidant] 

o 

∑∑ 

i 

j 

k 

oij 

f 

ij 

K o = 淨氧化速率常數 (net oxidation rate constant), day -1 

k oij = 化學物質在種類 i 相 j 之二級氧化反應速率常數 , L/mole-day 

當活化能常數 = 0, 反應係數可被設定為常數 , 當活化能常數 ≠ 0, 如果 

使用者希望 TOXI4 根據以溫度為基礎的 Arrhenius 函數來決定反應速率 , 則 

要設定活化能 , 而反應速率常數 k 可計算如下 : 

k(T k ) = k(T R ) exp[1000 E ao (T k -T R )/(RT k T R )] 

E ao 是 Arrhenius 氧化反應的活化能 , 可以依各離子種類模擬加以設定 , 

附錄 1- 215


如果沒有提供活化能 , 則速率常數將無法依周圍環境溫度變化而調整。在 

TOXI4 中 ,Arrhenius 氧化反應的活化能是 15~25 kcal/mole), 水溫 T 是 4~30 

℃, 氧化物濃度 [oxidants] 是 10 -17 ~10 -8 moles/L。 

必須先估計出自由基濃度 , 才能夠完全估算自由基反應速率係數。在某 

些水體中自由基的濃度如下 ,[RO2]=10 -9 M (Mill et al., 1982), [OH]=10 -17 M 

(Mill et al., 1982), [singlet oxygen]=10 -12 M (Zepp et al., 1977)。在自然水體中 , 

自由基的來源多是有機分子經過光解作用而生成 , 如果水體是紊亂的或是深 

度很深 , 自由基一般只會在靠近空氣 - 水的交界處生成 , 而化學氧化反應相對 

而言則較不重要。 

4. 微生物降解作用 (Microbial degradation): 微生物轉化 (microbial 

transformation)、生物降解反應 (biodegradation)、生物分解反應 (biolysis): 一 

級反應過程 

這是一個經由細菌的酵素系統將化合物分解的作用。生物降解作用可以 

去毒性、將毒性物質礦化、以及消除有潛力的毒性物質 , 不過其也可以活化 

可能的毒性物質。微生物降解作用有兩種主要的方式 :(a) 生長時的新陳代謝 

(metabolism) 以及 (b) 共代謝 (cometabolism)。(a) 新陳代謝 : 將有機化合物當作 

細菌的食物來源 , 大約需要 2~20 天的適應期 (adaptation)(Mills et al., 1985)。 

當起始微生物族群量較高時 , 適應較快 , 當起始微生物族群量較低時 , 適應 

較慢。在微生物適應環境之後 , 生物降解作用以快速一級反應速率接著進行。 

(b) 共代謝 : 有機化合物不是細菌的食物 , 很少需要適應期 , 而且轉化速率相 

較於生長的新陳代謝是相當的慢。 

假設細菌族群不受低濃度化合物出現的影響 , 如果在類似的情境下曾經 

測量過這些一級速率常數 , 則可以設定該速率常數 , 但是如果沒有適當的可 

以使用 , 則要用二級速率常數加以計算趨近之 , 如下 : 

∑∑ 

水層網格 : K = P ( t) 

k f K ( 淨生物降解速率常數 , day -1 ) 

Bw 

bac 

i 

j 

∑∑ 

Bwij 

ij 

底層網格 : K = P ( t) 

k f f ij ( 化學物質種類 i 相 j 的分率 ) 

Bs 

bac 

i 

j 

k ( 化學物質種類 i 相 j 的二級降解速率常數 , ml/cell-day) 

P bac (t) = 網格中活化的細菌族群密度 , cell/ml 

Bsij 

ij 

影響降解反應作用的重要環境因子為溫度、族群大小、及營養程度 , 特 

別是貧養的環境 (oligotropic)。低 [DO] 會降低生物降解的速率 , 在 [DO] < 1 

附錄 1- 216


mg/L 時 , 降解速率開始下降。生物降解反應一般而言是比物理及化學反應還 

要難預測 , 因此特定位置校正 (site-specific calibration) 就變得較重要。 

在自然水體中典型的細菌族群量 (cells/ml) 如下 : 貧養湖泊 (Oligotrophic 

Lake) 是 50~300, 中度營養湖泊 (Mesotrophic Lake) 是 450~1400, 優養化湖泊 

(Eutrophic Lake) 是 2000~12000 , 優養化水庫 (Eutrophic Reservoir) 是 

1000~58000, 弱養湖泊 (Dystrophic Lake) 是 400~2300, 湖泊表層沉澱物 (Lake 

Surficial sediments) 是 8x10 9 ~5x10 10 cells/100g 乾重 ,40 Surface Waters 是 

500~1x10 6 , 溪流沉澱物 (Stream Sediments) 是 10 7 ~10 8 cells/100g, 冬天的 Rur 

河是 3x10 4 。(Wetzel, 1975; Paris et al., 1981; Herbes & Schwall, 1978; Larson et 

al., 1981) 

5. 蒸散 (Volatilization): 一級反應速率過程 

蒸散作用是化學物質在空氣 - 水界面的移動 (movement) : 

∂CW 

kV 

Ca 

= − ( CW 

− ) 

∂t 

D H / RT 

溶解濃度 (C w , µg/L) 嘗試與氣相分壓 (gas phase partial pressure, C a , µg/L) 達 

到平衡 ,D 是深度 (depth, m) , k v 是速率常數 (rate constant, m/day 

∂C (conductivity)),H 是亨利定律常數 (Henry’s Law Constant)。當 W 

= 0 時達到 

∂t 

Ca 

平衡 , 此時 CW 

= 。在大部分的例子中 , 有機毒性物質在空氣中的分 

H / RT 

壓是遠低於水中的濃度 , 所以蒸散作用可以降成一級反應過程如下 : 

K 

AS 

f 

D 

= kV 

f 

D 

kV 

(K V = 淨蒸散速率常數 , day -1 ) 

V D 

V 

= 

k V = 化學物質通過水網格的傳導性 (conductivity), m/day 

f D = 化學物質的溶解分率 

A S = 水網格的表面積 (m 2 ) 

V = 水網格的體積 (m 3 ) 

D = 水網格的平均深度 (m) 

k V 依水體及水面上大氣的紊亂強度而定。當 H 較高時 , 水體之紊亂度 

對 k V 的影響增加 ; 較低的 H, 大氣紊亂度對 k V 的影響增加。針對溶於水中 

的化合物 : 增加 P vapor 會增加 H, 而增加溶解度會降低 H。高 P vapor 低溶解 

度的化合物最容易在水中顯現質量輸送限制 , 非揮發性高溶解度的化合物最 

容易在空氣中顯現質量輸送限制。 

附錄 1- 217


假設水相中之蒸散速率是由紊亂程度來調控 , 可由實驗室經驗結果估算 

蒸散。不論水體中之紊亂度為何 , 污染物及水的傳導度比值 (ratio of 

conductivities (KVOG)) 應是常數 (Tsivoglou and Wallace, 1972)。一化合物溶解 

濃度在表面水柱網格之蒸散速率可由 two layer resistance model (Whitman, 

1923) 決定 : 

k v = (R L + R G ) –1 = (K L -1 + K G -1 ) -1 

(R: 抗性 (resistance, day/m),K: 傳輸係數 (transfer coefficient, m/day),L: 液 

相 ,G: 氣相 ) 

two layer resistance model 假設兩個不具活性的薄膜 (stagnant films) 是相 

連結在一起 , 同時其間隔 (compartment) 充分混合 , 由質量平衡來考量 , 相同 

質量一定會通過兩層薄膜 , 因此兩個抗性也是系列的結合在一起 , 只有在擾 

動很大或有表面活性劑 (surface active contaminant) 存在的情況才會例外。 

(a) 如果提供曝氣速率 , 液相傳輸速率 

K 

L 

= K 

L 

O 

KVO 

= K 

2 

L 

O 2 

32 

MW 

K LO2 = 曝氣速度 (reaeration velocity, m/d), MW = 分子量 (molecular 

weight) 

K VO = 蒸散速率與曝氣速率的比值 (ratio of volatilization rate to reaeration 

rate) 

(b) 如果不提供曝氣速率 ,K L 值依水體型態 ( 常數 2) 以及網格速度及深度而 

定 

流動系統 (Flowing system): 型態 0, 假設 K G 為 100 m/day, 其他皆可計 

算而得。 

湖泊及水庫系統 : 型態 1, 由風速決定傳輸係數 

在蒸散作用中 , 水面上 10 m 處的風速 (W 10 ) 為 0~20 m/sec, 水溫 (T) 為 

4~30℃, 水深 (D) 為 0.1~10 m, 洋流速度 (current velocity, U X ) 為 0~2 m/sec, 

亨利定律常數 (H) 為 10 -7 ~10 -1 atm/(mole/m 3 ), 蒸散對曝氣的實驗實測比值 (k vo ) 

為 0~1, 化合物在大氣的分壓 (P) 為 0~0.1 atm。 

(3) 其他的反應 (Extra Reaction) 

TOXI4 讓使用者可以去設定額外的二級反應 : 

附錄 1- 218

E 

= [ E]∑∑ 

i 

j 

eij 

ij 


K k f ( 淨額外反應速率常數 (net extra reaction rate constant), 

day -1 ) 

[E]: 驅使該反應之環境性質的強度 

k eij : 種類 i 相 j 的化學物質的二級反應速率常數 , [E] -1 day -1 

f ij : 種類 i 相 j 的化學物質的分率 

(4) 重金屬 (Heavy metals) 

由於金屬本身的行為相當複雜 , 因此需要特定位置校正。重金屬在水相 

環境中可和有機及無機 ligand 行成可溶性錯合物、吸附在有機及無機顆粒 

上、以及沉澱或溶解。例如 MINTEQA1 (Brown et al., 1987) 的地理化學 

(Geochemical) 模式可以用來預測一系列的化學環境中金屬呈現的種類。 

TOXI4 將金屬歸納為 2 相 (WASP4 使用手冊中 ,p133 & 134 Figures): 溶解的 

金屬濃度 ( 包括所有可溶性錯合物及自由離子 ), 吸附的金屬濃度 ( 包括沉澱的 

及吸附的金屬 )。使用依空間變數整合而得之分配係數 K p 來描述此二相 , 其 

與吸附特性 ( 包括礦物學 , 化學結構、組成及電性 , 表面塗覆情況 ) 及該腐質 

物質 (humic substance) 之年齡及原始特性有關 , 可在 TOXI4 中使用參數 FOC 

(ISEG, I) 並忽略所有其他的分配參數的方式來輸入。 

(5). 模式的運用 

1. 變化的複雜程度 (Variable Complexity Levels) 

附表 3.3 

系統符號名字 

複雜度層級 

號碼 

固體動力方面 (kinetics) 

1 2 3 4 1 2 3 4 

1 C1 化學物質 1 x x X X x x X X 

2 S1 固體 1 x X 

3 S2 固體 2 X 

4 S3 固體 3 x 

5 C2 化學物質 2 X 

6 C3 化學物質 3 

x 

固體行為可模擬成 4 層複雜度 : 第一層、指定平均固體濃度 ; 第二層、 

設定沿著固體輸送速率 ( 沉降、堆積、沖刷、及沉澱速度 ) 的平均固體濃度 ; 

第三層、模擬所有固體 ; 第四層、模擬三種沉澱物型態。 

平衡反應可模擬成 5 層複雜度 : 第一層、以單一常數分配係數來描述 , 

附錄 1- 219


設定 PIXC (1,1) 值 , 同時忽略其他所有分配資訊 ; 第二層、設定空間變數分 

配係數 , 對參數 FOC (ISEG, 1) 提供 Kp 值 , 同時忽略所有其他的 ; 第三層、 

設定 FOC 及 LKOC 或 LKOW 值以對厭水吸收預測空間變數 Kp 值 ; 第四層、 

對厭水吸收增添固體依賴分配 , 設定 NUX (1) 值 ; 第五層、添加離子種類到 

吸附作用中。 

動力學反應可模擬成 4 層複雜度 : 第一層、描述半生期及速率常數 ; 第 

二層、設定空間變數衰退速率常數 TOTKG (ICHM, ISEG); 第三層、多考慮 

時間因子 , 根據二級動力學計算衰退速率 ; 第四層、模擬轉化產物。 

固體、平衡及動力學層級 1 中不需要參數 , 光解反應必須考慮 DEPTH (ISEG) 

值。 

2. 結語 

TOXI4 加入數個特殊的傳輸及轉化過程到基本的 WASP 質量傳輸方程式 

中 , 其需要考慮更多之環境參數 (WASP4 使用手冊 , 表 1.5.14)、化學常數 

(WASP4 使用手冊 ,1.5.15)、及環境時間函數 (WASP4 使用手冊 ,1.5.16)。表 

1.5.14 提供了影響整個傳輸及轉化過程中之環境性質及其期望植 , 對於這種 

包含許多化合物之系列模擬 , 必須設定所有環境性質之近似植 , 較佳的估計 

值可在第 2 次模擬中使用。 

TOXI4 允許對各反應指定不同的速率 , 但一般不太容易得到該資料 , 常 

將實測之速率常數指定到溶解的化學相中。TOXI4 亦允許對每個反應過程指 

定溫度校正參數 , 但除非有特別的研究 , 不然不易找到該資料 , 而且通常只 

有在很熱或很冷的情況下、或季節變化很大的研究時 , 才需要這種特別指定。 

可使用時間變數函數來研究每日的或季節性的污染行為 , 在沒有時間變異度 

的情況下 , 可忽略時間函數 , 內設值為 1.0。 

通常只有吸附過程及 1~2 個轉化過程會對一特定化學物質有顯著影響 , 

在模擬很多可溶的化合物之傳輸時 , 甚至連吸附作用都會不考慮。實際上 , 

除非使用者特別指定轉化速率常數 TOTKG (ICHM, ISEG) 及分配係數 LKOG 

及 FOC (ISEG, J), 經驗研究常會忽略掉化學常數、時間函數及環境參數 , 因 

此 TOXI4 就可以一級水污染反應模式對染料追蹤、鹽度入侵、或大腸桿菌的 

死亡等來研究其標準模擬。TOXI4 使用二級反應是為了能對未來情況更有信 

心 , 至於何者為最適當 , 則視使用者之目的而定。 

附錄 1- 220

CE-QUAL-W2 


( 本資料係參考下列文獻資料摘要彙整而成 :CE-QUAL-W2: A Two-Dimensional, 

Laterally Averaged, Hydrodynamic and Water Quality Model, Version 2.0 – User 

Manual. Environmental Laboratory U.S. Army Corps of Engineers Waterways 

Experiment Station. January, 1994.) 

CE-QUAL-W2 是一個二維、橫向平均的水理動力及水質模式 , 假設橫向均 

質 , 因此最適合用來處理狹長形的水體 , 並可呈現良好的縱向及垂直水質梯度變 

化。適用水體包括河川、湖泊、水庫、及河口。使用此模式必須具備水理動力、 

生物、化學、數值方法、電腦及 FORTRAN 使用、統計、資料收集及建立的知識 , 

同時還必須具備將這些知識整合的能力。 

CE-QUAL-W2 的原始模式是 LARM (Laterally Averaged Reservoir Model) 

(Edinger and Buchak, 1975), 之後加上 GLVHT (Generalized Longitudinal-Vertical 

Hydrodynamics and Transport Model)、以及由 WES (US Army Engineer Waterways 

Experiment Station) 的水質模式組研發的水質算法 , 共同組成 CE-QUAL-W2 (1 

版 )。第二版則改善物理現象的數學描述及增加計算之效率及精確度 , 並使模式 

功能大幅提高。 

一、模式功能 

(1) 水理動力方面 : 可以預測水面高程、速度及溫度。 

(2) 水質方面 : 可計算 21 種成分 , 包括營養鹽 / 浮游植物 / 與溶氧量在有氧的狀態 

下之交互作用 , 任合成份之結合都可以模擬。鹽度或固體總溶解 

量 / 總鹽度對密度及水理動力的影響 , 也在模擬水質時一併考慮。 

(3) 長期模擬 : 可以完全解出水面高程 , 除去表面重力波 (surface gravity wave) 

對時距 (timestep) 上的限制 , 如此模擬計算以有更大之時距 , 降低 

計算時間 , 故言長期模擬。 

(4) 源頭邊界條件 (head boundary conditions): 藉著設定上、下游之源頭邊界條 

件 , 模式可模擬河口或水體的一部份。 

(5) 多分支 (multiple branches): 分支計算使其可應用於地理型態複雜之水體 , 例 

如有很多河流或支流流入及流出的水體 , 並包括非點源的輸入及 

降雨及蒸發。 

(6) 可變化的網格空間大小 : 改變網格元素長度及其厚度 , 可讓使用者依需要設 

定較高之解析度。 

(7) 相互獨立之水理動力及水質 : 水質部分之更動頻率較水理動力部分低 , 然此 

附錄 1- 221


非意味水質和水理動力不相干。 

(8) 自動時距 (autostepping): 模式包括可互動調整計算時距 , 以確保水理動力部 

分之數值穩定。 

(9) 具彈性之模式資料輸入及輸出 , 隨時間變化之邊界條件 , 也就是說本模式可 

輸入隨時間變化之邊界條件。 

二、限制 

1. 理論 

(1) 水理動力學及傳輸 : 

模式所使用的方程式是橫向及層間平均 , 橫向平均係假設橫向的速度、溫度、及 

成份的變化是可以忽略的 , 故不適用具橫向變化之大型水體的水質模擬。 

模式的亂流部分使用紊流係數 (eddy coefficient), 方程式使用 Boussinesq 

及淨水壓近似假設 (hydrostatic approximation)。 

(2) 水質 : 由於複雜的生態系統 , 水質模擬部分是一定要經過簡化的 , 此亦為模 

式未來需加以改進的 , 在第 3 版中將會對此特別描述。以下是簡化過 

程中的一些假設 : 

(a) 單一藻類區劃 (one algal compartment): 模式只涵蓋單一藻類區劃 , 無法模 

擬藻類演替 , 特別是沒有模擬溫度對不同藻類族群的影響及藍綠藻的故氮 

作用。在第 3 版中將會加入其他藻類族群 ( 矽藻、綠藻藍、綠藻 )。 

(b) 不考慮浮游動物 (zooplankton): 模式沒有明確的包含浮游動物及其對藻類 

及營養鹽循環的影響。 

(c) 不考慮大型水生植物 (macrophyte): 模式沒有考慮大型水生植物對水質的 

影響 , 在有些案例中這反而是好的假設。 

(d) 最簡化的沉澱物需氧量 (simplistic sediment oxygen demand): 模式並未包 

含沉澱物之運動及沉澱與水之界面間的運動 , 此限制了模式提供水質長期 

預測之能力 , 倘能模擬沉澱物 , 則模式之預測能力將更佳 , 不過模式還是 

模擬了最簡化的沉澱物需氧量。第 3 版中將包含碳的成岩作用 (diagenesis)。 

2. 數值 

(1) 方程式解析 : 模式對溫度及成份提供兩種不同之傳輸數值程式 , 一為上風差 

附錄 1- 222


分法 (upwind differencing), 另一為高階 QUICKEST (Leonard, 1979)。利用上 

風差分過程引入之數值擴散 , 常大過實際物理擴散 ;QUICKEST 可減少數值 

擴散 , 然對於具高梯度變化地區之模擬 , 易造成偏高及偏低之預測 , 並出現負 

值濃度。 

3. 資料輸入 : 需選擇適當且足夠之資料輸入 , 以免淪為沒用的垃圾。 

三、模式應用 

1. 需要準備的資料包括 : 

(1) 幾何資料 : 地形圖或沉澱範圍調查 , 體積 - 面積 - 高程表。另包括計算格 

網 ( 由縱向間距、垂向間距及平均橫斷面寬度之參數決定 )、 

格網計算因子、底層資料、計算格網樣本、網格元素型態、 

邊界網格、分支、網格限制。 

(2) 起始條件 : 模擬起終時間 , 溫度及濃度 , 入流 / 出流之數目及位置 , 重新 

啟動 , 水體型態 , 冰層厚度 

(3) 邊界條件 : 入流 ( 可選項 , 包括上游入流、之流入流、分佈型支流入流、 

降水 ), 出流 ( 可選項 , 包括下游流出 , 側向流出 ), 源頭邊界 

( 可選項 ), 表面邊界條件 ( 必備 )( 表面熱交換、日照吸收、風 

壓、氣體交換 )。 

(4) 水理參數 ( 必備 ): 延散係數 (dispersion coefficients),Chezy 係數。 

(5) 運動參數 (optional): 大約有 60 個係數會影響成份之運動。 

(6) 校正資料 ( 必備 ): 提供邊界條件並用來評估模式的表現 , 需儘早準備。 

In-Pool: 一般至少要有兩組不同的極端資料 , 如高及低流量年、暖年及 

冷年、有無春天藻潮 (spring algae bloom) 等等。資料用以設定 

起始條件及評估模式重現觀測狀態之能力 

時變邊界條件 : 可藉 FLUX (Walker, 1986) 套裝軟體可用來產生隨時間排 

入資料 , 應該收集的資料如附表 3.4。 

2. 水質資料 : 由於水質的各項成分及資料是偶合的 , 其校正會互相影響 , 因此 

在校正上非常困難。目前將水質成份分成三層 : 

(1) 第一層 : 微量元素、總溶解固體量 / 鹽度、大腸桿菌 

(2) 第二層 : 影響藻類 / 營養鹽 / 溶氧動力學的成分 , 包括無機懸浮固體、難以 

處理的有機質、可處理的有機質、BOD、藻類、碎屑腐殖質、磷、氨氮、 

硝酸根 - 亞硝酸根、溶氧、鐵、沉澱物。 

(3) 第三層 : 總無機碳、鹼度、二氧化碳、碳酸氫鈉、碳酸根、pH。 

附錄 1- 223


附表 3.4 水質模擬所需要取樣的通則 

邊界條件 

最少的參數附帶的參數取樣頻率 

入流 / 出流、溫度電導鍍 , 溶氧 ,pH, 總溶解固體每日或連續 

總有機碳溶解及 / 或顆粒有機碳 ,BOD 每週 , 暴風雨 

溶解具反應性的磷、總磷溶解的磷總量 , 總無機磷 , 溶解的無機磷每週 , 暴風雨 

硝酸根及硝酸根氮、氨氮 TKN (total Kjeldahl nitrogen), 過濾的 TKN 每週 , 暴風雨 

總懸浮固體 , 無機及 / 或揮發性懸浮固體每週 , 暴風雨 

葉綠素 a, 溶解矽 , 鹼度 

每週 , 暴風雨 

In-Pool 

最少的參數添加的參數取樣頻率 

溫度 , 溶氧 ,pH, 電導度總溶解固體每月 

葉綠素 a 藻類生物量及型態每月 

總有機碳溶解及 / 或顆粒有機碳 ,BOD 每月 

溶解具反應性的磷、總磷溶解的磷總量 , 總無機磷 , 溶解的無機磷每月 

硝酸根及硝酸根氮、氨氮 TKN (total Kjeldahl nitrogen), 過濾的 TKN 每月 

透明度 / 光線穿透率 

每月 

總無機碳 , 鹼度 

每月 

總懸浮固體 , 無機及 / 或揮發性懸浮固體每月 

溶解 / 總鐵 , 溶解 / 總錳 , 溶解 / 總矽 , 總溶解每月 

硫化物 , 硫酸根 , 硫化亞鐵 

四、水質模式 

CE-QUAL-W2 中有關成份傳輸係以源頭相間之動力反應速率計算。溫度的 

來源 / 損耗 (source/sink) 包含於 [TSS] 中 , 成份的來源 / 損耗 (source/sink) 則分成 

[CSSB] 及 [CSSK},[CSSB] 包含所有邊界來源 / 損耗 ,[CSSK] 則包含所有因動力反 

應產生的內部來源 / 損耗。如此區分則動力源頭項與邊界源頭相可以不同頻率更 

新 ,[CSSK] 之更動頻率是以參數 [FREQUK] 來設定。[CSSK] 來源 / 損耗項係代表 

一成份因動力反應而造成變動質量速率。所有速率項使用的單位是「單位 / 秒」, 

濃度項是「克 / 立方米」。針對不同的污染源 ,CE-QUAL-W2 的模擬方式如下 : 

1. 恆定性的追蹤物質 (conservative tracer): 由於恆定的物質 , 所以該成份內在 

源頭項 ( 來源 / 損耗 ) 及 [CSSK] 速率項設為 0。 

2. 無機懸浮固體 (inorganic suspended solid): 影響密度、光線穿透度及營養鹽 

∂Φ 

ss 

ϖ 

ss 

的可利用程度。 = − Φ 

ss 

∂t 

∆z 

3. 大腸桿菌 (coliform bacteria): 大腸桿菌常是致病菌是否污染的指標 , 預測大 

附錄 1- 224


腸桿菌可評估旅遊之水質。此模式包括總大腸桿菌、排泄物性大腸桿菌、 

排泄物形 streptococci, 除了和溫度相關外 , 與其他項目是互相獨立。 

∂Φ 

col 

( T − 20) 

= −K 

colθ 

Φ 

col 

∂t 

4. 總溶解固體 (total dissolved solid, TDS) 或鹽度 (salinity): 影響水密度及離子強 

度 , 因此而影響水的移動、pH、及碳酸根的分佈。在模式中 , 二者皆被視 

為恆定的 , 速率項設為零。 

5. 可處理的溶解性有機質 (labile DOM) 及難以處理的 DOM (refractory 

∂Φ 

DOM):DOM 可分為可處理的及難以處理的 ,DOM 對水體中的溶氧及 BOD 

有很大影響。 

Labile DOM 速率方程式 

∂t 

rdom 

= K 

ae 

Φ 

a 

+ 

( 1 − P 

am 

) K 

am 

Φ 

a 

− γ 

om 

K 

ldom 

Φ 

ldom 

− K 

∂Φ 

rdom 

Refractory DOM 速率方程式 = K 

l→rΦ 

ldom 

− γ 

om 

K 

rdomΦ 

rdom 

∂t 

7. 藻類 (algae): 使用單一 compartment 來表示藻類 , 這無法呈現藻類演替過 

l→r 

程 , 但還是可以模擬營養鹽、藻類及溶氧間的交互作用。 

藻類的速率方程式 

∂Φ 

∂t 

a 

= K 

ag 

Φ 

a 

− K 

ar 

Φ 

a 

− K 

ae 

Φ 

a 

− K 

am 

Φ 

a 

ϖ 

a 

− Φ 

∆z 

a 

Figure B-1. Internal flux betw een algae and other com partm ents. 

附圖 3.9 藻類與其他生物相關之內部流動率關係圖 

附錄 1- 225


8. 碎屑腐質 (detritus): 碎屑腐質代表了水柱中之顆粒有機物質 , 當分解衰減 

時 , 碎屑物質成為氮、磷、及碳的來源 , 同時會消耗氧 , 當其沉到底層時 

仍會繼續分解衰減。以處理藻類的方式來處理碎屑腐質在沉澱層之沉降及 

累積。 

碎屑腐質的速率方程式 

∂Φ 

∂t 

dt 

= P 

am 

K 

am 

Φ 

a 

− K 

dt 

γ 

om 

Φ 

dt 

ϖ 

dt 

− Φ 

∆z 

dt 

9. 磷 : 磷是水域環境中很重要的基本營養鹽 , 在大部分的淡水系統中 , 磷是 

限制浮游植物最大生長及生產的限制因子。模式中假設 PO 4 是浮游植物能 

完全吸收的型態。在氧化狀態下 , 磷會吸附在顆粒上 , 但是當這些顆粒沉 

降時 , 磷就會釋放出來 , 當溶氧濃度低於一最小值 [O2LIM] 時 , 吸附作用就 

不會發生而是發生磷之釋出作用。沉澱物對底層水中之磷的含量可以三種 

方式來模擬 :1 碎屑物質及藻類累積在沉澱層 , 然後分解衰減 , 此為一級 

反應速率過程 , 沉澱物中的磷釋出量依沉澱物年紀、化學、及底層水中之 

磷濃定而定 ,2 設定一個磷釋出速率 , 其與沉澱物濃度無關。沉澱物被視 

作一個零級速率的黑箱 ,3 結合前述二者。 

磷的速率方程式 

∂Φ 

∂t 

P 

= ( K 

ar 

− K 

ag 

)δ Φ 

P 

a 

+ K 

ldom 

δ 

P 

γ 

om 

Φ 

ldom 

+ K δ 

dt 

P 

γ 

om 

+ K 

rdom 

δ 

P 

γ 

om 

Φ 

rdom 

+ K δ γ 

s 

P 

om 

Φ 

s 

+ S 

od 

γ 

om 

γ 

om 

− 

P 

P 

( ϖ Φ + ϖ Φ + ϖ 

SS 

SS 

dt 

∆z 

dt 

FE 

Φ 

FE 

) 

Φ 

P 

Figure B-1. Internal flux betw een phosphorus and other com partm ents. 

附圖 3.10 磷與其他生物相關之內部流動率關係圖 

附錄 1- 226


10. 氨 (Ammonia): 浮游植物行光合作用以生成蛋白質 , 在很多河口的應用 

中 , 氮是限制藻類生長的限制因子。一如磷一樣 , 當溶氧濃度低於一最小 

值 [O2LIM] 時才會發生零級反應速率之氮釋出作用。沉澱物對底層水中之氮 

的含量可以三種方式來模擬 :1 一級反應速率過程 ,2 零級反應速率過 

程 ,3 結合前述二者。 

氮的速率方程式 

∂Φ 

NH 4 

∂t 

= K 

ar 

δ Φ 

N 

s 

− K 

rdom 

ag 

δ Φ 

N 

N 

om 

a 

Φ 

Φ 

NH 4 

dt 

NH 4 

+ Φ 

N 

om 

NO3 

dt 

+ K 

ldom 

s 

δ 

N 

N 

γ 

om 

om 

Φ 

dt 

ldom 

Φ 

s 

rdom 

+ K δ γ + K δ γ Φ + K δ γ Φ + K δ γ 

+ S γ A + K γ Φ − K γ 

NH 4 om s NO3 

NO3 

NO3 

NH 4 NH 4 NH 4 

Φ 

N 

om 

Φ 

s 

11. 硝酸根 (Nitrate): 包括硝酸根及氮化作用之中間產物亞硝酸根 , 硝酸根為 

藻類及巨形植物行光合作用所需之營養鹽 , 有些種類的藍綠藻可以行固氮 

圖附 

作 

錄 

用 , 

3-W 

但 

2-1 

是本模 

藻 

式 

類 

並 

與 

不 

其 

涵 

他 

蓋 

生 

此 

物 

作 

相 

用 

關 

, 

之 

因 

內 

此 

部流 

在 

動 

模 

率 

擬 

關 

固 

係 

氮 

圖 

藍綠藻佔優勢的藻類 

時必須特別注意。固氮作用只有在氧存在的情況下才會發生 , 而脫氮作用 

只有在溶氧濃度低於一最小值 [O2LIM] 時才會發生。 

氮的速率方程式 

∂Φ 

NO3 

∂t 

= K 

NH 4 

γ 

NH 4 

Φ 

NH 4 

− K 

NO3 

γ 

NO3 

Φ 

NO3 

− K 

aq 

δ Φ 

N 

a 

(1 − 

Φ 

Φ 

NH 4 

NH 4 

+ Φ 

NO3 

) 

12. 溶氧 (Dissolved Oxygen): 氧是水域生態系統中最重要的元素 , 氧是較高等 

生命形式之基本要素、控制很多化學反應 , 同時氧是一個能顯示水域環境 

健康程度之監督變數。CE-QUAL-W2 包括好氧及厭氧過程 , 一個模式能模 

擬水體之缺氧狀態可提供水質的潛在問題 , 模擬可用來確認 metalimnetic 

及 hypolimnetic 氧氣消耗的可能性並據此評估不同水質控制管理的優缺。當 

附錄 1- 227 

Figure B-1. 

Internal flux betw een dissolved oxygen and other com partm ents.


溶氧等於零時 , 不會有衰減分解的反應。界面交換速率 (interfacial exchange 

rate) 是根據 Kanwischer (1963) 而計算 , 飽和溶氧則是根據 Mortimer (1981) 

而計算。 

氧的速率方程式 

∂Φ 

∂t 

O2 

= K 

agδ omΦ 

a 

− K 

arδ 

omΦ 

a 

− K 

NH 4δ 

NH 4γ 

NH 4Φ 

NH 4 

− K δ 

dt 

om 

γ 

om 

Φ 

dt 

− K δ 

s 

om 

γ 

om 

Φ 

s 

− S 

od 

γ 

om 

A 

s 

− K 

ldom 

δ 

om 

γ 

om 

Φ 

ldom 

− K δ 

r 

om 

γ 

om 

Φ 

rdom 

+ A E ( Φ 

kt 

− Φ 

' 

0 DO DO 

) 

13. 沉澱物 : 模式有兩種方式來計算有機沉澱物對營養鹽及溶氧需氧量的貢 

獻 , 第一種方法是將其視為常數或是零級反應速率的釋出及需求 , 不考慮 

沉澱物濃度 ; 第二種方法是有機沉澱物會先累積然後衰減分解 , 營養鹽釋 

出及溶氧需求則視沉澱物累積而定 , 此為一級反應過程。當溶氧濃度高於 

一最小值 [O2LIM] 就不會發生沉澱物衰減及營養鹽釋出。要注意的一點是 , 

沉澱物單元是不會被傳輸的。 

dΦ 

dt 

s 

ϖ 

dt 

= Φ 

∆z 

dt 

ϖ 

a 

+ Φ 

∆z 

a 

− γ 

om 

K 

s 

Φ 

s 

14. 總無機碳 : 碳、氫、氧是自然界中最豐富的元素 , 其是有機物質的基本骨 

幹 , 無機碳的含量直接影響 pH, 如二氧化碳增加會降低 pH。 

15. 鹼度、pH 及碳酸根族 : 考慮平衡反應 

附錄 1- 228


DBS (DELWAQ-BLOOM-SWITCH) 

( 本資料係參考下列文獻資料摘要彙整而成 :DELWAQ – User’s Manual, version 

4.0. Delft Hydraulics, Netherlands. February, 1995.) 

此係荷蘭 Delft 水力實驗室 (Delft Hydraulics, DHL) 研發之水質模式系統 , 其 

中 DELWAQ 部份不作水理動力計算 , 然可與其他模式相互結合 , 例如貼壁模式 

TRISULA。此類模式有關水流之計算均滿足質量守恆律 ; 另物質輸送則以計算 

傳輸擴散方程式為之。DELWAQ 之數值方法係採有限差分 , 而水流模式則可使 

用有限元素法。唯一限制係水流模式必須滿足質量守恆 , 且必須藉由介面程式提 

供 DELWAQ 正確之資訊。 

設計 DELWAQ 之主要目的有下列四項 : 

(1) 涵蓋物理組架 

(2) 以傳輸、延散傳輸、演化及注入等各項 , 描述並計算物質輸送現象 

(3) 累積流通率並計算每一演算時段之濃度 , 其中包含多個數值解程式 

(4) 以標準方式輸出 , 便於未來使用、製圖及統計 

DBS 模式著重之對象包括營養鹽、藻類生物量及組成、水透明度 , 其涵蓋 

範圍有物理、( 生物 ) 化學及生物過程。另 DBS 亦考慮碳、氧及三種營養鹽 : 氮、 

磷、矽之循環 , 綜合以上 ,DBS 可模擬之項目如下 : 

(1) 無機營養鹽 ( 氮及磷各自分成數種不同型式之無機營養鹽 ) 

(2) 已死亡之有機質 ( 兩種類型之腐質碎屑 ) 

(3) 浮游植物 ( 數種種類 ) 

(4) 底層藻類 ( 矽藻 ) 

(5) 底層與水交界面處之腐質碎屑 ( 亦稱作複雜之腐質碎屑。因在此邊界 

上 , 有甚多有機、無機、生化及生物過程發生並進行交互作用 , 且過程 

均極為複雜 ) 

(6) 底層腐質碎屑 

(7) 底層無機營養鹽 

注入海洋水體之廢污水可視為模式之外界輸入 , 與邊界條件之功能相同 , 廢 

污水注入可區分成物理過程及其他過程。物理過程包括懸浮顆粒之沉降、其他物 

體之移動 ( 例如魚在水中游泳 )、不影響物質之水份移動 ( 例如蒸發 )、物質於水表 

面之蒸散 ; 其他過程包括生化轉換 ( 例如氨及氧形成硝酸鹽 )、藻類生長、其他動 

附錄 1- 229

物之掠食、化學反應等。 


DELWAQ 模式引用以下物理方程式 : 

∂C 

∂t 

∂ ⎛ ∂C 

= ⎜ D 

∂x 

⎝ ∂x 

− v 

⎞ ∂ ⎛ ∂C 

C ⎟ + ⎜ D − v 

⎠ ∂y 

⎝ ∂y 

⎞ ∂ ⎛ ∂C 

C ⎟ + ⎜ D − v 

⎠ ∂z 

⎝ ∂z 

2 

⎞ ⎛ ∂C 

∂ C 

C ⎟ + f 

⎜C 

, , z, 

t 

⎠ ⎝ ∂x, 

y, 

z ∂x, 

y, 

z 

x y 

z 

, 

⎞ 

e 

⎟ 

⎠ 

式中 ,e 為任何外在過程、C 為所有模擬物質之濃度 ( 表成向量式 )、D 為分子擴 

散係數、v 為速度、f 係任意函數。 

模式在求解差分方程式時 , 空間上採有限網格 (finite grid); 時間上採有限時 

距 (finite time step), 架構示於下圖。 

附圖 3.12 DBS 計算網算以及傳輸濃度變化圖 

附錄 1- 230


IMPAQT 

( 本資料係參考下列文獻資料摘要彙整而成 :IMPAQT – User’s Manual, version 

4.0. Delft Hydraulics, Netherlands. February, 1994) 

荷蘭 Delft 水力實驗室 (Delft Hydraulics, DHL) 研發之水質模式 IMPAQT 

(Integral Modeling of the Pollution of AQuatic systems by Toxic chemicals), 係用以 

模擬水體中微量污染物傳輸及累積之數學模式 , 其中傳輸模式以 DELWAQ 為 

主 , 全名稱作「毒性化學物質對水域污染之整合模式」。 

一、限制 

1. 傳輸方面 : 

IMPAQT 對水體之處理方式為不分層 , 故僅用於一維及二維模擬 , 

無法作三維模擬 , 對於可用標準 DELWAQ 計算之水域體積 (standard 

DELWAQ computed volume), IMPAQT 並不全然適用。然而 IMPAQT 

可處理水柱體積隨時間變化之系統 , 對於非永久性淹水地區 ( 例如潮間帶 

及洪泛區 ) 則無法明確模擬。 

2. 沉澱物方面 : 

因假設位居底部可被侵蝕之沉澱物不會消失 , 沉澱層厚度為固定常數 , 故無模擬 

漂砂功能。未來的版本將可能延伸至能處理沉澱物中固體之質量平衡。 

3. 污染物方面 : 

不包括慢速吸收 / 脫附作用 , 僅包含銫之轉化過程。另模式無法模擬放 

射性物質之系列衰變情況。 

二、模式介紹 

IMPAQT 係模擬懸浮固體及微量污染物在自然水體中之模式模式 , 水體由 

網格元素組成 , 每一個網格元素包含一個水柱體及三層沉澱物層。模擬物質以其 

在每一個網格之總濃度表示 , 其體積包含了孔隙水。 

IMPAQT 計算微量污染物在吸附項及溶解項之濃度分配 , 又溶解項之污染 

物尚可區分成為生物可利用吸收 (bioavailability) 及非生物利用吸收兩項。 

當考慮 IMPAQT 格網中水柱體及沉積物層時 , 則懸浮固體需滿足質量平衡 ; 

另外每一微量污染物之總量亦需各別滿足質量平衡。模擬項目包括傳輸及各種不 

附錄 1- 231

同之物理化學變化 , 此等反應速率以質量平衡表示如下式 : 


dC 

T , i 

dt 

⎛ dC 

= 

⎜ 

⎝ dt 

T , i 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

transport 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

loads 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

processes 

式中 C T,i = 物質 i 的總濃度 ( 污染物 :mg/m 3 , 懸浮固體 :g/m 3 ) 

1. IMPAQT 概述 

IMPAQT 之傳輸模式為 DELWAQ,DELWAQ 利用數值方法處理物質之 

對流 - 擴散方程式。IMPAQT 中主要之過程為 : 

(1) 網格間之對流及擴散傳輸 

(2) 沉澱物與底層水之交換及傳輸 

(3) 懸浮固體之模擬 

(4) 污染物質在吸附、沉澱、溶解、及錯合物相間之分配比例 

(5) 損失過程 

下圖顯示 IMPAQT 所處理之作用過程 : 

附圖 3.13 IMPAQT 所處理的作用過程 

前述質量平衡公式中的「過程項」因物質型態而異 , 此過程項主要包括 

垂直傳輸 ( 包含沉澱底層水之交換及傳輸 ) 及其他有關物質之特殊過程 ( 例如 

附錄 1- 232

吸附、沉澱、蒸散、衰減等 ) 之數學方程式如下 : 


dC 

⎜ 

⎝ dt 

⎛ T , i ⎞ ⎛ T , i ⎞ 

⎛ T , i 

⎟ 

⎠ 

processes 

dC 

= 

⎜ 

⎝ dt 

⎟ 

⎠ 

vertical−transport 

dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

specific− 

processes 

2. 垂直及水平格網系統 

格網系統需考慮網格數目、網格之地理特性、網格間之交換、系統 

開放邊界、物質之排入。網格係最小之空間單位 , 每一網格內均視為均勻 

混合 , 亦即考慮網格中所有變數及參數皆一致。 

(1) 水平格網架構 

水平格網架構係將水體切割成多個網格元素。由於 IMPAQT 具詳 

細之化學反應過程公式 , 故水域不必切割成數百個網格。反之 , 在架構 

及水理動力的考量下 , 可視其為一「box model」。網格代表部分水域 , 

且在架構、水理動力及懸浮固體行為上 , 被認定是一致的。當然使用者 

亦可在不同地區 , 作不同之網格。 

(2) 垂直格網架構 

包括一水柱及三沉澱層 , 水柱是不分層的。假設沉澱物不會因 

侵蝕而減少 , 三層沉澱層之厚度是常數 , 最上層之沉澱層係氧化層 , 中 

間及下面兩層是還原層。 

附圖 3.14 IMPAQT 之垂直格網架構 

3. 垂直輸送 (vertical transport) 可以附圖 3.15 來表示 

其代表的意義可由下列兩方程式表示 : 

水柱中 : 

附錄 1- 233


⎛ dC 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,1 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

vertical−transport 

⎛ dC 

= 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,1 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

res 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,1 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

sed 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,1 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

phyt 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,1 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

diff 

式中 res = 再懸浮作用 ,sed = 沉澱化作用 ,phyt = 浮游植物的沉降 ,diff = 

擴散 

沉澱層中 : 

⎛ dC 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,2 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

v. 

t. 

⎛ dC 

= 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,1 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

v. 

t. 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,2 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

n. 

f .,2−3 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,2 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

biot,2−3 

⎛ dC 

+ 

⎜ 

⎝ dt 

T , i,2 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

diff ,2−3 

式中 n.f. = 漂沙淨流通率 (net sediment flux) , biot. = 生物擾動 

(bioturbation),diff = 擴散 (diffusion) 

附圖 3.15 IMPAQT 格網間物質之垂直輸送 

4. 特殊作用過程 

在考慮物質的特殊作用過程 , 必須考慮非常多的常數、時間函數、空 

間函數、參數及變數 , 因此需要輸入的資訊非常多 ,IMPAQT 提供簡化的 

形式來模擬很多過程公式。模式中考慮有機質的含量 ( 包括可溶的 (DOM) 

及顆粒的 (POM))、有機碳、沉澱層的組成物質、CEC (Cation Exchange 

Capacity)、固態物質之孔隙度、一般化學性質 (pH 值、氨氮、鉀、硫化物 

及硫酸鹽、離子強度、氯等 )、浮游植物、有機微量污染物等等。 

附錄 1- 234


(1) 有機微量物質之損失過程包括蒸散作用、光解作用、水解作用、生物 

降解作用、及整體衰減速率反應 , 除了蒸散及水解作用是只發生在水 

柱中 , 其他皆要考慮水柱及沉澱物二者。 

(2) 重金屬 

無機污染物質可以將其分為重金屬及放射性核種。重金屬之基本 

特徵為其無法被分解、也無法經由其他衰減過程分解 , 在 IMPAQT 中 

不考慮蒸散作用 , 因此在 IMPAQT 中處理到重金屬濃度變化的過程為 

「水平及垂直傳輸」。對於重金屬 ,IMPAQT 只處理快速同步平衡的過 

程 , 因此慢速的吸附及脫附作用不予考慮。 

以下為 IMPAQT 中主要模擬的金屬類型 : 

(a) 硫化物金屬 : 重金屬可分為硫化物形成金屬 (sulfide forming heavy 

metal) 或是其他金屬 , 通常我們將 Cd 鎘、Zn 鋅、Pb 鉛、Cu 銅 , 

歸類為硫化物形成金屬。硫化物形成金屬及其他金屬的行為不同 , 

所以在模擬時必須將其分開。對於硫化物金屬 ,IMPAQT 模擬其在 

氧化層 ( 水柱及沉澱物表層 ) 及還原層 ( 沉澱物下面兩層 ) 的行為 , 在 

還原層中假設具有足夠的硫化物離子以形成金屬硫化物沉澱、具有 

足夠的鐵離子以防止硫化物離子過量、該金屬之溶解形式是被硫化 

物種類所主導 ,CEC (cation exchange capacity) 會影響吸附。 

(b) 汞 : 汞亦可以硫化物形成金屬的形式存在 , 但其最有害的形式是 

其會經由微生物作用而形成甲基汞 , 這是一種高毒性且會形成生物 

積累的化學型態 , 但目前造成此機制的量化過程還不完備 , 因此 

IMPAQT 暫時還未處理甲基汞。 

(c) 鉻 (Cr): 鉻包含有 3 價及 6 價形式 ,6 價是一強氧化劑 , 在自然環 

境中常常快速還原成 3 價 ,3 價是主要存在形式。在土壤中多以氫 

氧化鉻的沉澱形式存在 , 在水體中常與氫氧離子形成錯合物 , 不形 

成硫化物 , 會吸附在固體物質上。因此在 IMPAQR 中以 1 吸附在 

固體物質及浮游植物上 ,2 氫氧化鉻沉澱 ,3 在水中形成鉻之氫 

氧離子錯合物等三種型態來模擬鉻。 

(d) 錯合物金屬 : 金屬離子很容易與各種不同之 ligand 形成錯合物 , 

錯合物之形成會影響該金屬離子之吸附及生物可吸收度 ,pH 及離 

子強度會影響金屬離子的表面電荷數 , 金屬離子及其錯合物之表面 

附錄 1- 235

電荷會影響其吸附度。 


(e) 砷 (As): 並不以自由離子型態或錯合物型態出現 , 在氧化環境下是 

砷酸根離子 (AsO 3- 4 ), 在還原環境下則是 As(OH) 0 3 。不考慮其硫化 

物及甲基化型態。砷酸之土壤化學部分類似磷酸 , 在氧化層中的作 

用過程包括砷酸根離子的氫化作用、以及其吸附作用 ( 可吸附到氫 

氧化鐵、氫氧化鋁、顆粒有機物質 (POM) 上 ), 在還原層中則是氫 

氧化砷吸附到 POM 上。 

(3) 放射性核種 

放射性核種必須考慮其放射性衰減過程及 α、β、γ- 射線之釋 

放。放射線核種在放出射線後形成之產物可能是穩定的或不穩定的同 

位素 ,IMPAQT 不模擬多放射性核種的衰減系列 ( 如鉛 lead、釙 

polonium 、鐳 radium) , 目前只模擬單一放射性核種 (single 

radionuclides), 如銫及碘。 

三、模式技術背景 

在基本的標準版本 (IMPAQT2) 中 , 一次模擬最多可同時進行 5 個毒性物質以 

及 50 個網格元素的模擬 , 如果需要增加 , 需要和 Delft Hydraulics 聯絡。資料輸 

入部分可分為 8 個部分 : 確認、一般基本資料、架構概要 (schematization)、傳輸、 

邊界條件、排入狀態、作用過程參數及起始濃度。這是 DELWAQ 之標準輸入格 

式 , 當然還可以 ASSCII 檔案另外輸入其他的資料 , 在 IMPAQT2 中還可輸入二 

進階碼 (binary) 檔案。IMPAQT 使用 DELWAQ 來解出傳輸方程式之數值方法。 

在 IMPAQT 中的可能結合選擇方式有 :Euler, Runge-Kutta, Lax-Wendroff, 

Cranck-Nickolson, 及 Boris-Book。 

輸入時的注意事項 : 

1. 正確的時間輸入為 DDDHHMMSS, 不可以出現「/」、「-」、小數點、空 

格 , 也不能輸入超過 9 位數字 , 左邊的零可省略 , 右邊的零則不可省。 

2. 單位 : 距離 (m), 面積 (m 2 ), 體積 (m 3 ), 懸浮固體質量 (g), 毒性物質質量 

(mg), 放射活性 (Bq), 時間 (day)。 

3. 內建值選項 : 選項 =1, 必須設定每一個單獨項目 ( 網格 ) 的值。選項 =2, 

使用內建值。 

4. 在輸入毒性物質時 , 其選項值如下 : 有機微量毒性物質 (1.00), 硫化物形 

成重金屬 (2.10), 鉻 (2.20), 砷 (2.30), 放射性核種碘 (3.11), 不可逆吸附 

的放射性核種銫 (3.12), 可逆吸附的放射性核種銫 (3.13)。 

附錄 1- 236

5. 其他各項操作上之設定請參看使用手冊。 


附錄 1- 237


MIKE 21 

( 本資料係參考下列文獻資料摘要彙整而成 :MIKE 21 – User Guide and Reference 

Manual – HD, AD, WQ, EU, ME. Danish Hydraulic Institute, Denmark.) 

丹麥水力研究所 (Danish Hydraulic Institute, DHI) 針對離岸工程、海岸保護、 

港口建設、河流湖泊問題、水資源問題、環境保護、城市下水道系統、海冰和海 

洋預報提供工程技術諮詢服務。其中 MIKE 21 系列之數學模式系統包括 : 水理 

動力模擬 (hydrodynamic, HD)、傳輸擴散模擬 (advection-dispersion, AD)、短波模 

擬 (short wave, SW)、無黏性泥砂輸送模擬 (non-cohesive sediment transport, ST)、 

水質分析 (water quality, WQ)、水中營養成份分析 (eutrophication, EU)、重金屬分 

析 (heavy metal, ME)、流體中固體顆粒追蹤 (particle, PA)、近岸區域風造波浪模式 

(wind-wave model for nearshore areas, NS)。MIKE 21 係二維模擬系統 , 主要處理 

對象為自由流動之表面水流。以下簡介 HD、AD、WQ、EU 及 ME 等五個模式。 

一、水理動力模擬 (hydrodynamic, M21HD) 

1. HD 係 MIKE 21 之基石 , 可模擬湖泊、河口、海灣、沿岸地區 , 不同作用 

力所造成之水層變化及水流影響程度。另提供其他模式在模擬時必備之水 

理動力基礎。計算時 , 將研究區域劃分成方形網格 , 再輸入適當之地理、 

水文、氣象資料。連續方程式及 x、y 向之動量守恆方程式 , 以有限差分方 

式處理。方程式包含對流及跨越動量、水面風應力、氣壓梯度、科氏力、 

動量延散、源頭項及蒸散等項。基本方程式如下 : 

∂ξ ∂p 

∂q 

連續方程式 : + + = S − e 

∂t 

∂x 

∂y 

x- 動量 : 

∂p 

∂ 

+ 

∂t 

∂x 

⎡ 

⎢ 

⎣ 

p 

h 

2 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

∂ ⎡ p × q⎤ 

∂ξ 

+ + gh + 

∂y 

⎢ 

⎣ h ⎥ 

⎦ ∂x 

g 

p 

h 

2 

2 

q 

+ 

h 

2 

C 

2 

2 

× 

p 

h 

− 

fVV 

X 

h 

− 

ρ 

W 

∂pa 

× 

∂x 

⎡ ∂ ⎡ ∂u 

⎤ ∂ ⎡ ∂u 

⎤⎤ 

− Ωq − ⎢ E 

X 

h 

EY 

h ⎥ = S 

⎣ x ⎢ 

× × 

x ⎥ 

+ 

y 

⎢ × × 

∂ 

∂ 

y 

⎥ 

⎣ ∂ ⎦ ⎣ ∂ ⎦⎦ 

y- 動量 : 

iX 

附錄 1- 238


2 

∂q 

∂ ⎡q 

+ 

∂t 

∂y 

⎢ 

⎣ h 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

∂ ⎡ p × q⎤ 

∂ξ 

+ + gh + 

∂x 

⎢ 

⎣ h ⎥ 

⎦ ∂y 

g 

p 

h 

2 

2 

q 

+ 

h 

2 

C 

2 

2 

× 

q 

h 

− 

fVV 

Y 

h 

− 

ρ 

W 

∂pa 

× 

∂y 

⎡ ∂ ⎡ ∂v 

⎤ ∂ ⎡ ∂v 

⎤⎤ 

− Ωp − ⎢ E 

X 

h 

EY 

h ⎥ = S 

⎣ x ⎢ 

× × 

x ⎥ 

+ 

y 

⎢ × × 

∂ 

∂ 

y 

⎥ 

⎣ ∂ ⎦ ⎣ ∂ ⎦⎦ 

iY 

2. MIKE 21 HD 之率定因子 (calibration factors) 係底床阻力係數 C、風摩擦因子 

f、動量擴散係數 E。如單獨使用此等因子 , 模式率定較易 , 然實際操作時 , 

資料之正確與否相較於模式率定更為重要。C 及 f 可設為空間函數 ,E 則根 

據亂流之 magorinsky 理論 , 隨時間變化。 

3. 必需輸入的資料包括 : 

(1) 模式基本參數 : 網格大小及範圍、模擬時段及演算時間間隔、輸出型態 

及頻率、緯度及方向 

(2) bathymetry 

(3) 檢定參數 :E、f、C 

(4) 起始條件 : 水表層、沿 x 及 y 軸之密度 

(5) 邊界條件 : 水層或水流速度、方向 

(6) 其他驅動力 : 風速及其方向 , 源頭項之大小及速率 

二、傳輸延散模擬 (advection-dispersion, M21AD) 

1. 此部份用以模擬溶解物或懸浮物於水中 , 藉流體傳輸及延散作用之傳播情 

況 , 該項物質可為任何型式之污染 , 包括恆定性及非恆定性污染物、無機 

及有機鹽類、懸浮沉澱物、溶氧、無機磷、氮及其他水質參數。計算時將 

研究區域以網格劃分 , 再求算物質濃度 , 傳輸部分則利用 M21HD 模式模 

擬。另本系統係以 QUICKEST 有限差分法之二維模式來求解溶解物或懸浮 

物之質量守恆方程式。 

2. 主要應用於三大類型之研究評估 : 

(1) 電廠冷卻水循環及海水淡化廠水循環之研究 

(2) 污水處理廠放流水及非點源污染水質之研究 

(3) 沉澱物傳輸之研究 , 特別針對細小黏滯之物質 

3. M21AD 的方程式 : 

附錄 1- 239


∂ ∂ ∂ ∂ ⎡ ∂C 

⎤ ∂ ⎡ ∂C 

⎤ 

( hC) 

+ ( uhC) 

+ ( vhC) 

= hD 

X 

+ hDY 

− FhC + S 

∂t 

∂t 

∂t 

∂x 

⎢ x ⎥ ∂y 

⎢ 

y 

⎥ 

⎣ ∂ ⎦ ⎣ ∂ ⎦ 

C: 化合物濃度 

u, v:x、y 方向之水平速度 (m/s) 

h: 水深 (m) 

D x , D y :x、y 方向之延散係數 (m 2 /s) 

F: 線性衰退係數 (l/s) 

S = Q s x (C s - C) 

Q s : 每單位水平面積之源頭項流量 (m 3 /s/m 2 ) 

C s : 源頭項流量中化合物之濃度 

u、v、h 資料由 M21HD 提供。 

4. 率定因子 : 延散係數 (D x 、D y ) 及衰退係數 (F) 

5. 必需輸入的資料包括 : 


及頻率、緯度及方向 

(2) bathymetry 

(3) 率定參數 : 延散係數 (Dx、 Dy) 及衰退係數 (F) 

(4) 起始條件 : 化合物濃度 

(5) 邊界條件 : 化合物濃度 

(6) 其他驅動力 : 冷卻水系統需提供風速及周遭溫度、源頭項流量及化合物 

濃度 

三、水質分析 (water quality, M21WQ) 

1. 此部份可模擬研究 , 海岸地區家庭及工廠廢污水及農業排放水對環境所造 

成之影響。模擬項目包括危害水質之細菌濃度及經 BOD 釋放、營養鹽濃度 

及化學物質降解所造成水中溶氧之消耗。為模擬上述對象可利用 M21AD 演 

算物理傳輸過程 , 所需提供之邊界條件有濃度、流量、污染源濃度及水溫 

等資料。 

2. M21WQ 的主要應用項目為 : 

(1) 廢污水排放及其他來源中細菌所造成衛生問題之研究 

(2) 不同環境下 , 細菌之存活情況 

(3) BOD 及其他耗氧物質對水中氧氣含量及分佈之影響 

(4) 評估因營養鹽濃度 ( 氮及磷 ) 所造成優養化問題之可能性 

附錄 1- 240

(5) 依化學物質濃度來評估其衰減及對周遭環境之影響 


3. 模式中數學公式描述下列過程 : 

(1) 溶氧平衡 : 通氣作用 , 溶解 BOD, 懸浮 BOD, 沉澱 BOD, 硝化作用 , 

呼吸作用 , 光合作用 , 沉澱物需氧量。其中沉澱物需氧量假設為常數。 

(2) 生物需氧量 : 溶解有機質 , 懸浮有機質 , 沉澱有機質。其中懸浮有機 

質 , 當流速在一臨界質以下 , 沉澱的部份以一級反應來描述 ; 當流速 

在此臨界值以上 , 假設再懸浮速度為一常數。 

(3) 氮循環 : 氨氮 , 硝酸鹽氮。在夜間 , 假設植物吸收氨氮的速度為常數。 

(4) 磷循環 : 當 BOD 降解時會釋放出磷 

(5) 溫度 : 模擬空氣與水界面間的熱交換 , 必須定義周圍空氣及水的溫度。 

(6) 細菌 : 模擬排泄物型大腸桿菌 (faecal coliforms, C F ) 及大腸桿菌總量 

(total coliform,. C T ) 之分佈及其命運。光、鹽度、及水溫會決定大腸桿 

菌的衰減係數。光在水柱中之變化依照 Beer 定律。 

dDO 

dt 

溶氧平衡 : 按照上述 (1)(2)(3)(4)(5)(6) 來排列公式之計算項順序 

= + K 

2 

( CS 

− DO) 

− K 

d 3 

× BOD 

d 

× θ 

( T −20) 

d 3 

− K 

s3 

× BOD 

S 

× θ 

( T −20) 

s3 

− K 

b3 

× BOD 

b 

× θ 

( T −20) 

b3 

− Y 

( T −20) 

( T −20) 

1 

× K 

4 

× NH 

3 

× θ 

4 

− R20 

× θ 

2 

+ P − B1 

K: 降解常數 θ:Arrhenius 溫度係數 T: 溫度 (℃) 

Y 1 : 產率因子 

R: 呼吸速率 

dC 

F 

dCT 

細菌 : = −K 

dF 

× C 

F 

= −K 

dT 

× CT 

dt 

dt 

C: 大腸桿菌濃度 K d : 大腸桿菌衰減係數 

可模擬的參數包括 : 溶解 BOD, 懸浮 BOD, 沉澱 BOD, 氨氮 , 硝酸鹽 

氮 , 溶氧 , 磷 , 排泄物型大腸桿菌 (faecal coliforms), 大腸桿菌總量 , 以及使 

用者自己定義的污染物。這些過程及參數濃度可被其他外來因素 ( 如日照及排 

放 ) 所影響。 

對這些參數之質量平衡計算 , 所有網格點在所有時間間隔中皆使用 4 

級 Runge-Kutta 方法 , 並與 M21AD 中的二階段過程整合。模擬結果在空間及 

時間上的解析度決定於所選擇的網格及時間間隔。 

4. 必須輸入的資料 : 


附錄 1- 241


及頻率 

(2) bathymetry 及水理資料 

(3) 結合傳輸擴散模式 

(4) 起始條件 : 參數濃度 

(5) 邊界條件 : 參數濃度 

(6) 污染源 : 排放量大小及參數濃度 

(7) 相關過程之速度 : 只有少部分係數可以率定來決定 , 大部分都還是需要 

由文獻查閱、實測值或實驗室試驗而得。 

四、水體中營養成份分析 (eutrophication, EU) 

1. 優養化模式是用來評估優養化之影響並作為環境影響評估的工具 , 其適用對 

象包括 : 

(1) 污染源 : 家庭及事業廢污水 , 農業排放水及滲漏水 

(2) 電廠冷卻水之熱放流水 , 溫度增高對生物生產之評估 

(3) 物理情況 : 例如沉澱物排放及底床地形改變的影響 , 特別著重在對底床 

植物相及植被的影響。 

用於環境影響評估中的優養化模式 , 可提供最有效率之經濟及技術相關的工具 , 

提供符合生態及人類環境的最佳解。優養化模式描述營養鹽循環、浮游 

植物及浮游動物的生長、底床植物相的生長及分佈、及溶氧情況。該模 

式可模擬浮游植物、營養鹽等之年循環 , 也可模擬同一時間點因邊界條 

件、營養鹽排入、及地形及水文因子等所造成之空間變化。 

模式模擬的結果主要是針對浮游植物、葉綠素 a、浮游動物、有機質、 

有機及無機營養鹽、氧氣及底床植物相之生物量等的濃度 , 初級產量、 

總氮及總磷濃度、沉澱物需氧量、及透明度板深度等亦存於紀錄中。 

2. 應用範圍 

(1) 不同營養鹽的排放影響 , 並評估不同廢污水處置方式 

(2) 冷卻水的排放影響 

(3) 港口及橋樑等之不同建造方式及規劃 , 對環境所造成的結果之比較 

(4) 評估發展新港口及工業區對環境造成的結果 

3. 方程式 

EU 模式是和 MIKE 21 AD 模式相結合 , 用來模擬傳輸、擴散、及生物 / 

附錄 1- 242


生化過程 , 優養化模式使用 12 個不同的方程式來描述 12 個組成成分間的變 

化 , 該 12 個成份為浮游植物碳、浮游植物氮、浮游植物磷、葉綠素 a、浮游 

動物、碎屑腐質碳、碎屑腐質氮、碎屑腐質磷、無機氮、無機磷、溶氧、底 

床植物相碳 , 這 12 個成份以 12 個狀態變數來表示 , 代表著初級生產者 ( 浮游 

植物、藻類、水中的有機質、無機營養鹽、氧氣、浮游動物、葉綠素 a)。12 

個狀態變數中 ,11 個是屬於海洋系統 ,1 個是屬於底床植物相。 

EU 模式以空間及季節的變化來描述這些變數 , 造成季節的變化為水的 

交換、透光量、水溫、水之混濁度、營養鹽排入量、及邊界條件 ( 周圍環境 )。 

至於空間變化則是依地形環境 ( 水深 ) 而變。另外像鹽度及污染物排入量也是 

重要因素。 

DETRITUS 

17 

9 

17 

PHYTO- 

PLANKTON 

2 

SEDIMENT 

C 

10 

4 

3 

1 

ZOO- 

PLANKTON 

7 

IN O RG ANIC 

C 

5 6 

17 

17 

8 

12 

13 

BENTHIC- 

VEGETATION 

11 

1. Production, Phytoplankton 

2. Sedimentation, Phytoplankton 

3. G razing 

4. Extinction,Phytoplankton 

5. Excretion, Zooplankton 

6. Extinction, Zooplankton 

7. Respiration, Zooplankton 

8. Mineralisation of Suspended Detritus 

9. Sedimentation of Detritus 

10. M ineralization of Detritus 

11. Accum ulation in Sedim ent 

12. Production, Benthic/Vegetation 

13. Extinction, Benthic/Vegetation 

14. Production, Eelgrass 

附圖 3.16 MIKE 21 EU 模式中 , 探討氧、碳、氮及磷之間的關係及交互作用。 

包含浮游植物碳及溶氧的方程式 : 

dPc 

dt 

= k • F(I) • F 1(T) 

• F 1(N,P) 

• FAC • RD 

-U 

s 

/h • F 2(N,P) 

• PC 

- k 

2 

• PC - k 

• F 2(N,P) 

• PC 

• F 2(T) 

• 1/F(PC) • F(DO) • ZC 

這 12 個結合的微分方程式的解 , 以 4 級的 Runge-Kutta 結合 AD 模式 

之二步驟過程而得。空間及時間的解是依據所選的網格 (grid) 及時間步調 (time 

step)。 

d 


附錄 1- 243



及頻率 

(2) 海域水深地形 (bathymetry) 及水理資料 

(3) 率定因子 : 延散係數 (dispersion coefficients)、反應速率及係數 

(4) 起始條件 :12 個變數之濃度 

(5) 邊界條件 :11 個變數之濃度 


(7) 相關過程之速度 : 係數大小會主導反應過程速率 , 只有部分係數可以率 

定來決定 , 大部分都還是需要由文獻查閱、實測值或實驗室試驗而得。 

5. 輸出 

12 個變數的 2D 濃度場 ,7 個衍生出來的參數的 2D 濃度場。該 7 個參 

數分別是總氮、總磷、單位體積浮游植物產量、單位面積浮游植物產量、底 

床植物相產量、沉澱物需氧量、透明度板深度。 

五、重金屬分析 (heavy metal, ME) 

1. 重金屬模式研究重金屬散佈及在沉澱物及生物相中可能的累積效應 

(accumulation), 適用之環境影響評估為 : 

(1) 都市及 / 或工廠放流水之重金屬散佈 (spreading) 

(2) 處置場之重金屬洩漏 (leakage)( 例如飛灰處置場 , 煤渣 / 餘渣處置場 , 金屬 

或化學品棄置點等地方 ) 

(3) 海上棄置 / 廢棄物處置活動所造成的重金屬散佈 

(4) 沉澱物及生物相中之重金屬累積作用 

(5) 原先棄置或累積在沉澱物中的金屬 , 因沉澱物更進一步的散佈或稀釋所 

造成的金屬釋放或洩漏 

(6) 抽水或是任何其他會攪動沉澱物的操作 , 使得已經吸附的金屬再度進入 

水體中 

重金屬模式描述金屬對懸浮物質的吸附及脫附作用、吸附金屬的沉澱及再 

懸浮作用 , 也包括了重金屬在底床沉澱及底床孔隙水間的交換作用、以及在底床 

孔隙水及水柱間的重金屬擴散交換作用。 

不同的金屬有不同的性質及行為模式 , 模式設計一個一般通用的模式以及 

對一些金屬具專一性 (metal specific) 的參數。 

2. 應用範圍 

(1) 不同的排放狀況的影響 , 及 / 或評估不同的廢污水處理策略 

附錄 1- 244


(2) 評估不同的港口、碼頭等建設的環境影響 

(3) 評估發展新市鎮及工業區對環境的影響 

(4) 對於需要考慮洩漏之棄置場及廢棄物處置場的規劃之環境評估 

(5) 評估正確的策略以達到永續的發展 , 特別是工業區規劃 

(6) 評估可能干擾到沉澱物之水流改變 , 並造成埋於深層的重金屬再釋入環境 

的效應 

(7) 電廠或其他工廠之鍋爐及管線中的腐蝕而造成金屬釋入環境的影響 

3. 基本的方程式 

排放重金屬到水域環境中 , 或在已污染的沉澱物中重金屬之移動結果 , 採 

用 Honeyman & Santschi (1988) 及 Anderson et al. (1987) 所描述的機制。 

附圖 3.17 MIKE 21 中重金屬之反應機制 

(1) 金屬之吸附及脫附作用 

(2) 金屬的沉澱及再懸浮作用 

(3) 溶解的金屬在沉澱物與水的介面間的擴散傳輸 

(4) 藉由平流及延散作用在水中造成金屬傳輸 

ME 模式還考慮 pH、溫度、氧化還原狀態、及鹽度。 

適用於水柱及沉澱物中的吸附及脫附方程式 : 

dC 

dt 

w 

- dC s 

( adsorption & desorption) 

= 

dt 

= k1 

• C w • + k 

2 

• C s 

介於水柱及孔隙水間的擴散傳輸 , 採用 Santschi (1988): 

dC p 

= (P -V S • C p + R)/h => J = - ( C w (wat) - C w(sed) 

)/ 

F z • D 

dt 

金屬之沉澱及再懸浮作用 : 

m 

附錄 1- 245

dC 

s 


( sedimentation & resuspension) = ( V / h − C ( wat) 

+ R • C ( sed ) / C )/ 

h 

dt 

這些結合的微分方程式的解是以 4 級 Runge-Kutta 與 AD 二階段步驟進 

行結合而得。依據所選的網格及時間間隔求得空間及時間解。 

s 

s 

s 

p 


(1) 模式基本參數 : 網格大小及範圍、模擬時段及演算時間間隔、輸出型態及 

頻率 

(2) bathymetry 及水理資料 

(3) 率正因子 : 延散係數 

(4) 起始條件 : 狀態變數之濃度 

(5) 邊界條件 : 狀態變數之濃度 


(7) 相關過程之速度 : 係數大小會主導反應過程速率 , 有些係數可以率定來 

決定 , 大部分都還是需要由文獻查閱、實測值或實驗室試驗而得。 

5. 輸出 

溶解的、吸附的、以及懸浮的重金屬濃度 , 沉澱物孔隙水中的重金屬濃度 , 

吸附在沉澱物顆粒的金屬濃度 , 沉澱層厚度。還包括水體及沉澱物中之金屬總濃 

度 , 以及藻類、植物、生物相、濾食生物、及魚類中的可能金屬濃度。 

附錄 1- 246


WQMAP 

( 本資料係參考下列文獻資料摘要彙整而成 :User’s and Technical Manual for 

WQMAP for Windows. Applied Science Associates, Inc., Rhode Island, USA. 

October, 1997.) 

WQMAP 係應用科學公司 (ASA,Applied Science Associates, Inc.) 所研發之水 

質圖譜及分析套裝軟體模式系統 (Water Quality Mapping and Analysis Package, 

WQMAP), 此系統整合地理資訊系統及環境資料於一爐 , 並結合水理動力及水 

質模式 , 以符合使用者需求。 

WQMAP 是一個二維及三維的模擬系統 , 針對水質量、動量、成份質量、能 

量、鹽度、沉澱物等基礎守恆方程式求得時變數值解。該模式可以模擬不同水體 

中物理、化學、及生物過程 , 可以協助說明系統動力學並預測事件對環境的影響 

程度 , 並提供可能的替代方案。該模式亦可用於估計水流及水面高程、評估水質 

及優養化問題、定出污染源、並且展示環境影響評估結果。 

一、WQMAP 模式 

基本 WQMAP 模式架構涵蓋 3 個部分 : 邊界適用網格生產處理 (Boundary 

Fitted Grid Generation)、邊界適用水理動力模式 (Boundary Fitted Hydrodynamic 

Model)、邊界適用污染物傳輸模式 (Boundary Fitted Pollutant Transport Model)。 

1. 邊界適用網格生產處理 

用以產生適當的網格 , 使用者可沿著主體界面設定重要網格節點 , 接著 

模式將剩下之界面節點位置加入 , 並藉由解 Poisson 方程式來求得內部節點 

的位置。節點是可以修改、添加及移除的。所產生的非正交網格 , 包括了大 

小不同的四邊形及方向 , 之後的水理動力及水質模式就依此進行數值解。 

2. 邊界適用水理動力模式 

在邊界適用網格上處理水的傳輸及動量方程式 , 以預測水面高程及速度 

的時間變化。邊界作用力包括潮水、風、河川水流及密度分佈。基本上 , 模 

式是將垂直方向作積分平均的 2 維模式 , 然亦可結合 3 維模式。 

3. 邊界適用污染物傳輸模式 

此單一成分污染物傳輸模式係求解質量守恆方程式 , 包含一級損失速率 

項 , 不論單一或多元成分、添加量是常數或隨時間而變 , 都可以應用。基本 

附錄 1- 247


的模式是將垂直方向作積分平均的 2 維模式 , 然亦可結合 3 維模式。模擬對 

象可包括致病菌、熱污染、金屬、營養鹽、有機質及恆定的追蹤物質。其他 

還包括與 EPA WASP 模式連接使用。模式之參數 / 選項是經由螢幕顯示 (pop-up) 

形式或 ASCII 檔案來管理。 

WQMAP 提供一個基圖 , 使用者可自行附增其他地區的細部圖。應用範圍 

從小河、數公里尺度之湖泊及河口 , 至數百公里尺度之海灣、海洋、及大陸棚等 

大範圍區域。每一地點均將建立海岸線及深海探測等地理參考資料 , 空間範圍小 

的基圖會有較高之解析度 ( 例如港口形狀、碼頭等 ); 大範圍基圖之解析度則較 

低。使用者可以同時存放及操作電腦儲存量能容納的地點 , 再套配 GIS 使用 , 

使模式在使用上可有資訊系統輔助 , 並有良好之展示效果。 

二、模式原理簡介 

在標準方形網格有限差分模式 (standard rectangular grid finite difference 

model) 中 , 小網格可提高解析度但增加運算時間 , 大網格可縮短運算時間 , 然解 

析度不佳 , 理想的模式網格應該是能隨著環境及目的需要而變化其網格大小 , 能 

精確描繪海岸線的地形而不至出現階梯問題或過度之解析度。WQMAP 使用結合 

之半線性橢圓形轉換方程式 (quasi-linear elliptic transformation equations), 將物理 

空間以方形網格結構繪出。三維模式之理論描述詳見 Muin (1993)。 

1. 邊界適用座標系統 (Boundary Fitted Coordinate System) 

合。 

此座標系統方法之基本概念係產生轉換函數 , 使所有邊界與座標軸線密 

2. 邊界適用座標水理動力模式 (Boundary Fitted Coordinate Hydrodynamics 

Model) 

用以預測海口、海岸及海灘潮流之水理動力模式 , 在最近二、三十年間 

迅速發展並大量使用 (Spaulding, 1990), 所引用之方法大多為有限差分技術 , 

配以方形格網。然最新進之研究發展卻偏向曲線座標轉換 ( 見 Johnson, 1980 

等 )。 

3. 邊界適用座標 WASP 優養化模式 (Boundary Fitted Coordinate WASP 

Eutrophication Model) 

採用 USEPA WASP5 來模擬優養化 , 模式包含 10 個變數 : 氨氮、硝酸 

鹽氮、無機磷、浮游植物、碳生化需氧量 (CBOD)、溶氧、有機氮、有機磷、 

及兩個不反應的化學物質。內容詳見 WASP。 

附錄 1- 248

三、指令參考 


WQMAP 具有方便操作的視窗形指令操作系統 , 包含下列幾個部分 : 

(1) FILE: 基圖 , 地理位置 , 展示設定等 ; 

(2) ZOOM; 

(3) GIS; 

(4) DATA: 編輯網格 , 輸入 / 輸出編輯 , 風象資料 ; 

(5) TOOLS: 輸入 / 輸出 GIS 及 TIE 檔 , 顏色編輯 ,legend 及 label 調整 ; 

(6) RUN MODEL: 執行控制 , 模式參數 , 物理參數 ( 動力 , 底層拖曳係數 , 

風速及方向 , 表面摩擦係數 , 垂直黏滯度 , 垂直擴散 , 水的密度 , 空氣 

密度 , 起始溫度及鹽度 ); 

(7) 模式輸出 

附錄 1- 249

附錄四審查會議記錄 


建議改進意見執行情形備註 

期中審查 :1999 年 3 月 12 日下午 3:30 

出席 : 

環保署 : 綜計處黃光輝副處長 , 綜計處郭 

怡君小姐 

審查委員 : 台大土木工程系郭振泰教 

授 

中研院物理所 : 薛曙生博士 , 陳光宇小 

姐 , 楊文昌博士 

1. 模式之運用應以水污染種類來區分。 

2. 模式種類應分為簡化及不同複雜度 

者 , 以便於視計畫大小選用不同模式。 

3. 問卷應盡量以各相關之專家為對象進 

行 , 以反映出正確之意見。 

4. 目前報告內容仍著重於理論部分 , 如何 

應用及提出具體可行且立即能用之模 

式應為下階段執行之重點。 

5. 針對應進行海洋水污染擴散評估之開 

發行為 , 應提出具體之建議。 

6. 請於期末報告中提出評估技術規範之 

建議草案 , 包括適用評估模式之建議。 

1. 詳見第五章 , 表格中已清楚列出。 

2. 第五章已詳述各模式之適用範圍及 

應用限制 , 使用者可依需要複雜程 

度進行選擇。附錄三之模式介紹中 

亦有所描述 , 如 WASP 及 WQMAP 

針對不同複雜程度有不同的模擬 

分類。 

3. 第四章第四節有專家問卷調查結果 

分析與綜合結論探討 , 附錄二則為 

問卷內容之整理結果。 

4. 期末報告第三 ~ 七章中已歸納整 

理。 

5. 在環境影響評估法規之「開發行為 

應實施環境影響評估細目及範圍 

認定標準」中已明定應實施環境影 

響評估之開發行為 , 此類開發行為 

應依環保署公告之施行細則 , 並選 

用政府公告之模擬模式進行環境 

影響評估。 

6. 請參照第四章 ~ 第六章。 

已於 

六月 

期末 

報告 

前完 

成所 

列執 

行情 

況 

書面意見 : 

台大環境工程研究所駱尚廉教授 

1. trace metal 由痕量金屬改為微量金屬 

2. organic waste 為有機廢物 

3. 列出不同開發計畫 / 案子適用的模式複 

雜程度。 

中山大學海洋地質所陳鎮東教授 

1. 目前報告著重理論部分 , 希望能列出 / 

提供業者具體可行之模式 , 含來源、花 

費、如何使用等等。 

1. 已更改 

2. 已更改 

3. 請參見第五章 

1. 請參看第四 ~ 七章 , 同時在附錄三 

中 , 已針對評估模式進行較詳細的 

介紹。 

附錄 1- 250

期末審查 :1999 年 6 月 24 日下午 4:30 

出席 : 

環保署 : 綜計處林世旻簡任技正 , 綜計處 

郭怡君小姐 , 水保處楊海寧博士 

中研院物理所 : 薛曙生博士 , 陳光宇小 

姐 , 楊文昌博士 

楊海寧博士 

1. 最近海水淡化廠未依照環評建議去做 , 

開了 30 萬罰單 , 是否模式中含有處理鹵 

水排放之問題 , 特別是鹵水與溫度對環 

境會有加成的作用。 

2. 油污染模式 , 是否有建議的模式。 

3. 水流移動中對水團的移動 , 是否有提 

到 ? 是否可以浮游生物作為移動的指 

標 ? 

4. 核四廠要做海洋熱廢水放流 , 目前其針 

對底棲生物所做的評估之可信度為零 , 

那該注意什麼以及如何判定其結果 ? 

5. 垂直效應是否有考慮壓力效應 ? 

6. 東海岸常有鯨豚經過 , 其移動是否會影 

響模擬結果 ? 

郭怡君小姐 

1. 模式之測試工作要如何做才客觀公正並 

可提供使用者作為參考 ? 

書面意見 : 

陳鎮東教授 

1. 本報告有參考價值 

2. 誠如「綜合摘要」所言 ,EPA 有必要建 

立一套模式系統技術規範 , 而這也是本 

研究之重點 , 然而本報告似未提出技術 

規範。 

3. 附錄三之模式使用指南適技術規範嗎 ? 

似乎不是 , 而且使用指南應該有電腦程 

式。 

4. 建議明文條列技術規範 , 並提供電腦程 

式光碟。 

郭振泰教授 


1. 鹵水歸類在化學液污染 , 模式皆能 

對一般化學液污染進行模擬。一般 

之水理動力模式多可處理熱廢水污 

染 , 溫度與其他污染物之互動關係 

也是模式考慮項目之一。 

2. 美國內政部針對油污染已研發一套 

不錯的模式系統 , 其對油污漂流動 

態展示處理佳 , 具有化學及生物資 

料庫 , 但生物部分則需要建立本地 

的資料庫。該模式在美國一般用來 

處理污染賠償評估。 

3. 水團的移動已可模擬。美國針對疏 

浚已研發一套 plume model, 但目前 

還不夠嚴謹。 

4. 核四熱污染模擬過去都用 2D, 缺乏 

垂直變化的考量 , 將垂直變化的數 

值加以平均 , 看不出污染的嚴重性 

和問題。雖然不容易定出合適的邊 

界條件 , 但在環評時 , 必須要求作 

3D 的分析說明 , 並列出模擬之各項 

相關條件、邊界條件等等。 

6. 近海魚類資料較豐富 , 遠域則較缺 

乏。鯨魚相較於大海是很小的 , 所 

以其對整個海洋的影響可忽略。 

1. 測試工作宜由第三者客觀進行 , 利 

用實例資料運算比較 , 詳細檢討評 

估該模式在本報告中所列各項準 

則 , 確定其合乎技術規範之要求 , 

未經此測試過程 , 不宜公佈認可任 

何模式。 

1. 謝謝。 

2. 請參照第四章及第六章之模式系統 

技術規範。 

3 & 4. 除了美國政府會將模式放在網 

路上對外公開 , 歐洲的模式皆要高 

價購買 , 必須購買模式後才會附模 

式之使用手冊及電腦程式。但不論 

是美國的或是歐洲的模式 , 皆不能 

將其電腦程式及使用手冊放在光碟 

上散發使用 , 以免侵犯智慧財產權。 

附錄 1- 251

1. 參考文獻出處應寫入 ( 加入 ) 於報告中 , 

也即詳細載入來源出處 ( 指方程式、表 

格、引用之內容等 )。 

2. p. 1-4 中間 , 對主持人、協同主持人之 

描述 , 可以省略。 

3. 格式前後要一致 , 譬如 p. 1-5,Initial 

Dilution, Entrainment …. 等應改為 initial 

dilution, entrainment …..。 

4. p. 2-4, 圖 2-1 之文字加註 “ 毒性污染 

物 …” 之字體大小與報告中之字體應一 

致。 

5. p. 2-18, 第四節「時代知識」, 可改為「理 

論」。 

6. p. 3-1, 第三章 ,「國內外時代 …」, 可 

改為「國內外最新評估 ….」。 

p. 2-34, Fischer,, etc., 1979 改為 Fischer, 

et al., 1979. 

7. 報告十分詳細 , 內容豐富 , 有些內容有 

重複之處 , 請再查驗之。 


1. 遵照辦理。 

2. 已刪除。 

3. 已更改。 

4. 本報告中圖表的字體 , 使用較文字 

內容的為大。 

5. 按照計畫書所定即為「時代知識」。 

6. 同上。 

7. 已經重新修改過。 

附錄 1- 252


海洋水污染擴散環境影響評估技術之研究 

綜合摘要 

本研究係針對海洋水污染擴散問題 , 探討環境影響評估技術 , 並就相關模 

擬模式加以評析。主要目標在藉由歸納相關文獻資料、研析污染擴散數理化理 

論、探討國內評估技術現況、以及綜合國外評估程序與技術等途徑 , 研擬「海洋 

水污染環境影響評估技術標準作業程序規範」與擴散模擬技術之基本準則 , 然後 

據之以評估現有之模擬系統 , 篩選並推薦合理、可靠之評估預測模式 , 提供相關 

專業人員使用 , 以提昇主管機關審查作業之效率與公平性 , 改善審查作業品質。 

The analysis and simulation 

technologies of ocean 

pollution problems, generally 

used in EIA studies, are 

reviewed and evaluated in this 

research project. The current 

domestic EIA strategies are 

compared with those adopted 

in the foreign EIA procedures 

and techniques, so as to build 

up a sound and operable local 

standard procedure. A set of 

assessment procedures and 

some basic modeling 

technique criteria are 

suggested, through a cautious 

reviewing process on related 

theories, numerical simulation 

skills, model operational 

manuals, documentation, and 

data information, which 

broadly cover physical, 

bio-chemical, and ecological 

environmental effects. Based 

on those modeling technique 

criteria, some qualified 

numerical models are 

附錄 1- 253

ecommended. Government 

officials can also assess other 

model systems accordingly. It 

is expected that, by following 

the recommended procedure 

and criteria, the efficiency of 

administration and quality of 

ocean pollution modeling 

skills can be promoted in the 

future EIA studies. 


一、前言 

由於台灣近年來經濟蓬勃發展 , 隨之而來的人為污染排放量亦逐年昇 

高 , 而這些污染量大部份經由直接或間接途徑排入海中 , 使得近岸海域水質 

遭受不同程度之污染 , 不僅影響生態平衡 , 亦降低人民生活環境品質。因此 , 

海域污染防治問題實為目前研究重要課題之一。 

目前環保與海岸開發等相關法規均規定 , 大型海岸開發案件於開發前需 

先完成環境影響評估 (EIA)。由於海域污染擴散數值模式具備經濟、迅速 

等特性 , 使其得以廣泛地被應用於海域水體污染擴散傳輸動態狀況之模擬 , 

成為環境影響評估與污染防治之主要規劃工具 , 其重要性與日俱增。然而 , 

海域水理、水質與擴散傳輸之機制為一個相當複雜之過程 , 各模式發展均有 

其特定之假設條件與應用限制 , 有必要建立一套與環境影響評估相關之模式 

系統技術規範 , 俾能使開發單位正確選用良好數值模式進行評估 , 並提昇主 

管機關審查作業之效率與品質。 

二、研究方法 

在海洋環境自然資源永續經營的前提下 , 在消極面必須對海洋水污染 

擴散的影響有所瞭解 , 在積極面則必須為防患未然而進行環境影響評估 , 

尋找紓緩衝擊的最佳方案。據此 , 本研究即針對海洋水污染擴散 EIA 技術 

規範進行探討 , 並研析數值模擬工具應有之準則。總體來說 , 研究的方向 

概著重於三個方面 : 

(1) 海洋水污染擴散影響評估標準作業程序研擬 ; 

(2) 海洋水污染擴散模擬模式之評價 ; 

(3) 海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範。 

附錄 1- 254


此外 , 並特別設計問卷調查 , 以統籌兼納專家學者的建議與意見。本 

計畫之研究架構詳見本文圖 1-1, 並分別按下列十個步驟進行各項工作。 







步驟 7. 擴散模擬技術基本準則研擬 




三、結果 

茲將研究結果 , 歸納成下列三項說明 : 

( 一 ) 海洋水污染擴散影響評估標準作業程序研擬 

依據「環境影響評估法」第四條所賦予環境影響評估的定義 , 不論 

是調查、預測、分析及評定 , 均需符合科學、客觀及綜合的精神與原則。 

根據此項要求 , 擴散模擬技術必須有學理理論依據 , 同時須確保技術的可 

行。本研究經由相關法規的研析與過往評估作業弊病的檢討 , 根據「開發 

行為環境影響評估作業準則」第八、九和十條的規定 , 將之應用於擴散模 

擬實務 , 可歸納為下列數項基本準則 : 

(1) 擴散模擬問題必須清楚地界定 

(2) 擴散模擬必須具有學理理論依據 

(3) 擴散模擬之模式系統必須具有可行性 

(4) 擴散模擬結果須以量化描述為原則 

(5) 對擴散模擬的結果評估探討應作成明確的結論 

據此擬定之準則為依循 , 將其落實於海洋污染擴散模擬的過程 , 並進 

一步彙整歸納專家學者的意見與建議 , 本研究研提下列具體作業程序及進 

行步驟 : 

步驟一、分析擴散污染源 

步驟二、蒐集與分析海域環境背景資料 

步驟三、分析界定水污染擴散問題 

步驟四、建立或選取適當擴散模擬模式 

附錄 1- 255

步驟五、率定與驗證擴散模式 

步驟六、模擬結果之分析與討論 

步驟七、評估模擬結果之影響程度 


( 二 ) 海洋水污染擴散模擬模式之評價 

上述海洋水污染擴散模擬作業程序與步驟 , 皆與數值模式息息相關 , 

分別扮演著模式模擬的前處理與後處理工作 , 故而模擬模式的系統評價更 

形重要。在海水污染擴散模擬的主題下 , 必須首先考慮海洋水理動力與擴 

散模擬系統。另外 , 再基於海洋水體物理機制的階段性差異 , 亦須區分為 

近域與遠域。為能確認各模式的限制或適用範圍 , 必須針對各水理與水質 

模式系統加以整理剖析 , 期以能夠技術轉移或本土化。本研究就國內經常 

採用之模式進行評價 , 並遴選推薦其中較具國際聲望之模式系統 ( 詳報告 

表之 5.1、表 5.2 及表 5.3)。茲就模式評估的依據與結果 , 分別敘述如下 : 

1. 評估近、遠域模擬系統之可靠性與適當性 

由表 5.1 近域模式之評估與比較 , 可以看出不同的近域模式應有 

不同的模擬對象 , 其中包括時變的拉式模式 (Lagrangian Model) 與穩定 

的尤拉模式 (Eulerian Model), 且污染物排放的型態、方式與角度亦有 

差異 , 因此必須首先進行模擬系統之可靠性分析 , 確定污染源與排放 

細節後 , 再選擇適當模式始屬妥當。同樣地 , 於表 5.2 中列舉了八個 

遠域水理動力模式 , 並陳列模式數學式所含括的物理參數 , 目的係在 

先從根本的學理描述來評估其可靠度。例如 , 就污染擴散而論 , 表中 

除了 STRATAFLOW 模式因剔除擴散參數不符合要求外 , 其他的模式 

皆可應用於擴散的問題。水質模擬模式的評估整理如表 5.3, 從其中亦 

可清楚明白各模式所含括的功用。 

就整體系統而言 , 係將不同性質的模式組合而成 , 所以須評估組 

合的適當性。而遠域與近域模式的結合 , 則有賴於網格規劃運用邊界 

條件之資料輸出與輸入技巧結合。 

2. 評估模式率定與驗證程序 

經過模式基本假設、應用限制與結合性等評估後 , 模式是否可運 

作無誤 , 就必須去評估其率定與驗證程序。在這方面主要係從這些模 

式以往的運作實例來評估 , 可看到幾乎大部分的模式皆合乎驗證程 

度。至於實際上其運作情況是否有差異 , 則有賴後續的模式測試工作。 

3. 評估操作與應用之方便度與展示功能 

附錄 1- 256


在模式的操作上 , 早期由於計算機的限制 , 固然較為繁瑣 , 但隨 

個人電腦 PC 的發達 , 所評估的這些模式亦陸續改版適用於 PC, 所以 

基本上操作應屬方便。另於展示功能方面 , 經評估獲知每一模式均有 

配合的圖示或表列軟體來支援 , 可清楚地描繪模擬結果。其中 MIKE-21 

與 WQMAP 模擬系統更結合時代先進的 GIS, 以動態模擬來表達 , 使 

得模擬結果的描繪更清晰與生動。 

4. 評估資料庫支援系統之設計 

資料庫的支援在模式的模擬與展示功能上 , 固可確保結果的準確 

性與展示的強化 , 但因資料庫的建立實屬不易 , 且在國內尚處於起步 

階段 , 所以將此項的評估暫列為參考性質。換句話說 , 就長遠的角度 

來看 , 為了尋求模擬效率與結果的品質 , 在在需要將模擬系統結合本 

土資料庫的支援 , 故而於往後資料庫的建立完成時 , 亦需嚴格確實對 

此項加以評估。 

基於綜合歸納上述之研究結論 , 初步建議可選用的水質模式包括 

WASP、CE-QUAL-W2、DBS、IMPAQT、DISPER、MIKE-21-WQ、WQMAP 

等 , 各模式之應用限制則反映於表 3 中。除了本身具有水理動力模擬之模 

式外 , 其他可供選用之配套水理模式包括 TRISULA、CAFE、TEA、WIFM。 

至於國內模式方面 , 由於缺乏完整文件 , 本研究對於其結構、功能及特性 

無法一一評定 , 如擬採用 , 建議按照上述之評估準則加以評價 , 並由官方 

邀集專家學者共同評議確認。 

( 三 ) 海洋水污染擴散模擬 EIA 技術規範 

在海洋水污染擴散模擬過程中 , 除了須具備良好的模擬系統外 , 其配 

套的前後處理工作亦是不可或缺的。藉由擴散模擬實務與理論的探討 , 並 

彙整專家學者問卷所提供的寶貴見解 , 可獲得幾點關於海洋水污染擴散技 

術規範的共識。 

(1) 使用認可之海洋水污染擴散模擬模式 , 須認知到所模擬區域的環境特 

性、污染源的性質與模式的限制條件。 

(2) 使用認可以外的程式 , 應先檢附模式程式與自行評價模式之結果 , 送 

請主管機關認可。其中須包含與認可模式之比對。 

(3) 水污染擴散模擬模式所需含括地象、海象與氣象之環境背景資料 , 以 

及模式需要的參數務求正確與完備。 

(4) 在模擬模式運作初期 , 須對模擬結果做檢驗 , 期以確保結果的正確 

附錄 1- 257


度。例如控制運算各格點的相對收斂誤差值於 10 -3 以下 , 及進行網 

格不相關測試 (grid independent) 等。 

(5) 海洋水污染擴散模擬結果 , 除定量評估外 , 必要時亦須作定性的評 

估。例如經擴散機制作用 , 表列呈現污染物的最大濃度 , 與法規容許 

的數值相比較 ; 而要評估影響的範圍與影響的程度 , 即可展現濃度等 

值圖 ; 甚至於瞭解濃度隨時程的變化時 , 則結合 GIS 展現。 

四、結論 

綜合上述的結果 , 以數值模式模擬海洋水污染擴散環境影響評估時 , 

必須依照模擬技術規範進行 , 另方面政府主管機關須加緊建立認可的模 

式 , 如此非但評估業者能有所依循 , 同時審查之公平與效率因而提昇 , 而 

達到業者與政府雙贏的局面。而模式認可之前 , 最好能做一系列的模式確 

立測試 , 以確保模式品質。 

五、建議事項 

除上述結論中所建議之必要性測試工作外 , 並有下列兩點建議 , 尚請 

參酌 : 

1. 由於數值模式率定與驗證所需之各種資料非常缺乏 , 所以環境資料庫的 

建立有其必要 , 而這樣的工作相當耗費且需費時費力 , 非一般評估業者 

所能負擔 , 故建議由政府來建構。 

2. 雖有好的模擬系統 , 但若沒有熟悉的操作者 , 則形同廢物一般 , 故建議 

在完成模式庫之建立後 , 政府能夠定期講習 , 以提昇使用者的素質。 

附錄 1- 258


海洋水污染擴散環境影響評估技術之研究中華民國八十八年六月行政院環境保護署 

附錄 1- 259


圖書編號 

中華民國八十八年六月 

附錄 1- 261

EPA-88-U1E1-03-001 - è¡æ¿é¢ç°å¢ä¿è­·ç½²

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