第二部海岸带水产养殖可持续性发展的工具和方法

本报告这第二部分主要是为科学家和技术专家在他们的专业生涯中可采用一些方法而设计的。对于那些有兴趣或者是有必要进一步地理解不同方法和技术的长处与短处及其应用的人而言，本部分也可作为参考和提供信息的材料。

由于第一部分是描述了使用这些工具的条件和根据，所以它应当被作为背景材料。详细地综述与进行水产养殖有关的和更综合的海岸带规划与管理之每一项工具和方法是超出本报告的描述范围。关于特定的工具和方法已经有很好的综述和指南，因此也无必要在此赘述。

鉴于上述，我们总结了一般更具有操作性的工具，评价了关于水产养殖的具体问题并在可能的情况下向读者提供较为广泛的综述和指南。本工作小组更较为详细地讨论了对于水产养殖具有特别意义的某些工具，并且作出了更加透彻的综述，以及提出了主要的结论和建议，例如：关于分区制和环境容量部分特别加以强调，那是因为这些部分是集中体现了将水产养殖纳入海岸带管理的广泛背景中所面临的具体问题和机会。

本章节的结构是以表1.2所列的组成部分和表1．5所列的有关程序的综述为基础的。

关于制度管理的分析是进行所有的人一切规划和管理，特别是综合管理所不可缺少的组成部分。管理制度的性质和运作，及其决策方式对于战略的实施和促进可持续性发展的规划工作将具有重要的影响。因此应当评价现有的管理制度的性质并在必要时为管理制度上的协作和共同决策建立新的制度和框架。关于综合管理规划制度的“模式”的问题必须慎重地对待。将一种管理结构转移到一种新的文化气氛中，其运作方式是不太可能仍保持原有的方式。

Townsley（1996），Pido et al．（1996），和 Scialabba（1998）对水产养殖和渔业的管理制度的分析已经做过综述。因此，仅在此做简要的叙述。

管理制度的分析包括正式的和非正式的分析。正式的管理制度系指政府机构等，他们通常是具有法律上比较明确的作用和结构，并在某些情况下具有一套运作程序。而非正式的管理制度系指商业性的，社会的，家庭网络式的，或者是协会式的机构。后者也具有一定的结构和运作程序，尽管其不具有法律上的，或书面上的基础。无论是正式的或非正式的管理制度，在分析上都需要对其结构和程序进行描述和评价。在本质上，这就要求在对规划问题进行分析时解答下列的问题：

关于水产养殖的规划和管理机构的主要类型可包括如下所述：

Townsley（1996）概述了所需考虑的管理制度及其层次，以及可对此加以分析的具体工具（见表2．1）。以下将对这些工具加以详述（见第2.2.1节）。Pido et al．（1996）也呈现了一套指导问题可作为一种研究的框架和当作讨论与采访的根据。

表2.1:制度的问题:乡区的快速评价工具 (来源:Towmshey,1996)
社群级的机构	·制绘“凡恩图解”（一种逻辑图解）以显示会员人数，事件的影响范围不同社群级机构的相对重要性和其功能的重迭部分等； ·确定“决策结”以作为对土地的分配，水源的使用和其他社群的事情决策策之用。
地方性的行政部分	1.规划应负责任的范围; 2.制绘“凡恩图解”以显示责任的范围； 3.制绘不同部门的组织结构的流程图； 4.向地方上的外务官员，和地方上的高级职员进行关键性的采访。
发展项目的支援机构	5.制缓“凡恩图解”以显示不同发展机构的活动范围，其重迭部分和会员人数等； 6.以效率和发生的频为标准，由地方性的机构把对当地人进行干预的事项分等级； 7.确定“决策树”以作为当地人与当地机构拦触和向这些机构要求协助之用。 8.对不同的缺席和机构的问题与优先事项分等极； 9.比较不同机构的不同层级的问题
水产养殖支援机构的效率评估	10.以效率和发生的频率为标准，由水产养殖的外务部门把对当地人进行干预的事项分等级： ·确定“决策树”以作为水产养殖者对不同问题（比如疾病，输入供应等问题）的反应，以及他们可以与谁接触和为什么接触之用； ·对水产养殖和其他行业（农业，林业和鲁业等）的管理效率方面进行比较性的分等级。

利益相关者的分析是与制度的分析有相关系的，但是在有些地方前者却比后者较强调个人的激发因素和／或集体的利益超过于对结构和过程的重视。摘要的讲，它是一种通过验明关键的利益相关者和评估他们的利益而达到了解和改变某种体系的方法。在那天然资源的竞争使用和损耗是一个问题的地方它是一种特别重要的管理方法，因此它是很适合用于规划水产养殖的可持续性发展。鉴于它将可帮助阐释谁需要和怎样地参与，因此它也是要推行任何性质的公众参与项目的一个必需出发点。

利益相关者是所有的那些与正在从事处理的问题有利害关系者-其利害关系是根据对福利和公用事业是否有影响而测量的。他们有些是活跃的-他们可影响体系；可是有些却是被动的-他们是为体系所影响。

探究协定交易（例如：．破坏和转化生物栖息地所获得的短期利益对维持生物多样化、保护受暴风雨损害等所能提供的长期利益），如不同的利益相关者所理解的，是特别的重要的，在第2．9和2．10节中有更进一步地讨论。它可被用于指定不同的价值和／或给不同的发展或管理选项的目标分等级。

在规划的过程中，理想地是当利益相关者的分析完成后接着就推行最广泛的与利益相关者磋商和提升他们积极地参与规划过程的项目。最低限度，下述的利益相关者是应该要积极地参与：

无论是用那一种适合地方情况的特别混合技术来进行公众的参与（字框2．1），重要的是有一些基本的原则要被遵守（从UNEP，1996a修改的）：

有种种标准的技术是可用于收集信息、验明问题和可能的冲突以及鼓励对资源的分享和“拥有权”的意识。

字框2．1．提升公众参与天然资源的规划和管理的技术

乡区的快速评价[rapid rural appraisal（RRA）]和参与性的乡区评价[particlpatory ruralappraisal（PRA）]曾广泛地被用作为提升进行较可持续性发展项目（尤其是有关乡区的发展方面）的工具。在Campbell（1996），Townsley（1996），CampbellandTownsley（1996）和 Pidoetal．（1996）的文献中它们有被详细地描述，特别是它们与水产养殖和渔业有相关的方面。虽然它们的使用可能是跟随在制度和利益相关者的分析项目之后，但是它们对这些分析可能也会有所贡献。

这些技术的关键特征是它们使用了种种不同的工具和技巧以促进利益相关者、研究员和规划者之间的信息与意见的交换，和特别是综合关于资源使用、交换和相互作用等方面的信息。上述的活动项目可通过使用下列的信息与工具而进行：

在几乎所有的情形中，应用灵活的核对表是胜于用死板的调查表来组织进行与公众相互作用的项目。

乡区的快速评价和参与性的乡区评价之间的差别是模糊的，而且所用的许多工具对两者都可通常。关键的差别是RRA寻求提供给研究员可完全地理解有关地方性的资源和利益相关者的信息以供给较高层次的决策者之用，而PRA是意味着利益相关者的直接地参与决策过程，而且所用的工具用来授给决策者权力和发展地方性的决策能力。

要对所有的不同利益相关者进行广泛性的PRA那是不可能的。促进海岸带资源使用者能更有效地参与也许可通过建立不同的使用者小组或组织能在更高层次的决策过程里代表它们的特定利益而实现。保证所有的利益集团在这些组织里有足够的代表性是要谨慎地考虑的。

2．2．2 社会经济的调查

在某些情况下，从事于一项详细的社会经济的调查可能是适当的。有许多文献和培训手册是描述关于经济调查的技术和调查表的设计等（例如：Miller，1983；UN，1989；Weber and Tiwari，1992）。这些文献在进行任何主要调查项目之前是应该被查阅。

然而，全面的社会调查是应该要小心地进行。这样的一种调查是昂贵和耗费时间的，而且在问题的验明方面与上面所描述的具有更灵活和参与式的技术比较其效率也许是有点低的。因此，这种调查方法最好是被用于澄清或更详细地探讨一些由于应用RRA或PRA所提出或验明了的重要问题。

2．3 遥控察觉（remote sensing）与地理信息系统（geographic informationsystems）

对一些地区进行描述和制图是验明许多问题的基本出发点，尤其关于资源的使用和分配方面，以及也可能成为与进行规划干预有关的挑选渔场和实行分区制等事项的根据。

在近几年里，遥控察觉[remote sensing（RS）]技术的进展已经大大地增强了我们对天然资源和人类活动的描述和了解的能力。相等地，地理信息系统［geographic information systems（GIS）」的迅速发展也非常地提高了我们对于信息的贮藏、分析和传达等的能力。

关于GIS和RS在规划水产养殖的发展上的使用情况已由下述的作者作过详细地综述：Meaden andKapetsky（1991），Beveridge et al．（1994），Kapetsky and Travaglia（1995），and particularexamPles are Provided by Kapetsky et al，（1987；Costa Rica）；Kapetsky et al，（1988；catfish）；Kapetsky（1989；aquaculture development in Johore State，Indonesia），Ali etal．（1991；carp culture in Pakistan），Ross et al．（1993；cage culture of salmonids inScotland），Aguilar-Manjarrez and Ross（1995；Mexico）；McPadden（1993；shrimp farming inNorth Sumatra），Bohra（1996；shrimp farming in Thailand），Kapetsky et al．（1990；Ghana）．

GIS 的范围通常被限制于应用在物理上的参数，但是也有被尝试把它扩充应用到财政和经济上的参数（Hambrey，1993）。

无疑地，RS和GIS是很有用的工具，但是它们有时候是未免有些“由技术所驱使”和不成比例地分享那些分配到不同的行业和综合性的规划项目中的资源（参考第一部分、字框1．10的例子）。他们也有一些限制因素。重要的因素例如土地的可用性和成本（挑选渔场的主要因素）、一些“微观”的渔场特征例如渔场的供水系统（沟渠、堤、地下水等）和在较宽阔的土壤类型地区之内的土壤状况的多样性等是GIS和其他宏观评价挑选渔场的方法一样通常都没有考虑的。

对于地方性或增强行业管理的项目，使用现有的地图、进行实地考查和应用“迅速的评价”方法将是最有成本效益的。RS和先进的GIS通常是比较适合用作为较高层次规划和管理的工具（例如：作为那具有雄心的ICM项目的一部分），在此它们的费用可以有效地由行业界分担和它们的维修机制也可以做适当地安排。

这个题目在这里有给予一些细节的描述，那是因为它是一种可作为有潜能工具可把水产养殖与较广泛的海岸带管理项目结合在一起。

“环境的一种特性，具有可容纳一种特定的活动或活动率……没有产生无法接受的影响”（GESAMP，1986）

以在实践上它与水产养殖操作上的关系而讲，它可能被解释为（GESAMP，m96：）：

这种概念也可被扩大包括例如与天然生物栖息地的减少有关的影响和对康乐设施的影响比如优美风景的价值。

关于环境容量的使用和它的被应用于与水产养殖和环境有关问题上的方法已由GESAMP（199la）和Barg（1992）讨论了。

进行环境容量的估计也可容许评估环境的累积或联合性的影响和可接受水平的、与海岸带的管理目标相谐调的环境变化。环境总容量的估计结果可被分配于这环境里的不同类型的用途（水产养殖、其他的人类使用者和天然的生态系统）以及每个类型用途内的使用者（GESAMP1996a）。这个方法提供了一个潜在的解决“专制的小决策”（odum，1982）和有关累积性的影响问题在这项报告中的别处曾讨论过。

有一些例于是有关它被使用于水产养殖上，以估计在一个区域所能容纳的水产养殖的产量和在不同的资源使用者之中分配这个环境容量。然而，这个方法的与水产养殖有关的方面迄今为止还没有被广泛地实行，主要是因为缺乏关于水产养殖废物和它们的环境影响之间的因果关系方面的数量信息，并且要获取和应用如此的信息需要大量的费用。

理想地，整个海岸带资源系统的环境容量，包括所有的各种不同的经济发展活动的影响，应该是可在一个“环境综合影响评估”（integrated environmental impact assessment）的框架被处理（Chua，1997；GEF／UNDP／IMO，1996）。

要确定与优美风景或生物栖息地的质量有关的环境容量可能是会有部分地主观，因此应该被处理为环境目标的一部分（参考第2．6．1节）。下列部分主要是讨论估计环境容里的营养物吸收方面，并且可以被更客观地计算。

估计环境容量若要划算的话，那么它就必须只应用于那些在一个指定的情形中很可能发生的环境影响。原则上，它只是应用于那些可能会首先变成限制性的环境影响。在实践上，这可能是很难决定。一种“定优先”（scoping）的评估方法可被用于验明与环境和工艺有关的相应影响。例如在密集地养殖鱼和甲壳动物的情况下，其环境效果可能包括氮、磷、有机的物质和某化学药品等的影响。以贝壳类动物（特别是软体动物）的情况，主要的影响可能是其食物（浮游植物）的减少。

一旦环境影响被验明，环境容量的估计就可跟随下述的三个阶段进行：

为测量变数（例如：氮浓度）建立可被接受的最小或最大的极限，在理想上，是应该根据这些变数变化后的环境后果所产生的数量上的预报；这些环境后果可能包括，例如，生物体或生物栖息地的破坏、超营养作用或资源被消耗到某一水平而变得成为其他使用者的限制因素。与这些比较广泛的环境特征有关的环境标准是应该被赞同成为制订规划目标和其相关的指标的一部分。回复计算（back calculation）可被用于算出测量变数的可被接受的水平。这些变数也被称为“以效果为基础”的标准。

在实践上，要建立适合于不同的利益相关者所能理解的测量变数和环境质量之间的关系经常是困难的。测量变数本身经常是被直接地用作为环境标准的根据。这些环境质量的标准（在现实里是指“指针”）可能是已经存在了，得自有其他目的环保项目，但是为了法定的原因而必须被遵守。

如果以效果为基础的标准是不可能被确立和已存在的标准是不可得或适合的话，那么可能就必需由使用保守的价值开始，这将会提供一种合理水平的保护。一旦那估计环境容量的程序已被应用和检测（如下面所述的），这些标准就可以被逐步地改进。理想上，它们必须被提出与利益相关者讨论并得到他们的赞同。

要澄清在水产养殖活动（例如：饲养鱼类）、测量变数和环境后果之间的关系，就必需仰赖于对物理、化学药品和生态等的运作程序的理解，这些运作程序可包括：

在实践上，那上述那些（在下面有更详细地讨论）的最后四项是复杂的而且时常被忽略或只是被大约的计算，而前面的第一和第二项是可以质量均衡和散布的模型加以解决。这些模型可能是相当简单或相当复杂的，是仰赖于地方性的水文学而定的。一些操作过、比较简单的例子（实质上是稀释模型）己在GESAMP（1996a）中被呈现。

简单的、用计算机处理的和为水产养殖而设计的沉淀和散布模型已经被发展为箱网养殖所用（Gowenetal.，1994），这些在下面也有进一步地讨论。比较复杂的、计算机控制的模型是可得以处理解决比较复杂的沉淀和散布的模式（例如：那些由丹麦的水力学会所发展的模型）。

环境容量是代表测量变数的最大或最小的限度（计算的或赞同的）和当前的价值之间的差额-也可称为“剩余”的容量。它可以通过使用稀释或散布模型而被转换成排放物（例如：氮）的单位。

按照排放物单位计算的环境容量可然后在资源的不同用途之间分配。现有的用途可能已经包含在测量变数的当前价值里或可能被分开的以容许对容量进行重分配。在每个用途之内，这个用途的容量的总分享然后就被分配给不同的资源使用者（即是渔场）。为了方便起见，这种分配（例如：氮的负荷量）可被变换成为生产单位或输入物质（例如：饲料）的单位并使用行业的生产参数。假如生产参数改变了（例如：通过发展更好的饲料、工艺或管理方法），可接受的产量就可以被提高。

最后的、也是决定性的阶段是监测水产养殖的活动项目、制订测量变数和相关的环境变化。这阶段可用于评估环境的质量标准是否合适（例如：那些来自测量变数的是否适宜作为较高水平环境质量的指针）和容量的估计是否成功或它的使用是否被超过或是不足的。监测的角色有在下面第2．13节中加以概述（也参考GESAMP，1996a）。
　

根据不同的水文地理和地形的情况，普吉艘嗯的有些地区规定了可生产鲑鱼的最大产量水平（WashingtonState Department of Ecology，1986）。这些水平是根据一种许可的氮流入这些地区的变化情况而定。

现有的氮流量是来从自估计这些地区水的奔流率、使用现有的水文地理信息和氨在水面的浓度而获得。一个百分一点氮流入量的上升是被认为是普吉艘嗯里的养殖活动所许可的最高水平。这个水平是被认为是相当地小足可提供保护渔场免受不利的环境影响，尽管有关普吉艘嗯的水能够吸收氮浓度的能力或可预计其浓度的能力还缺乏。使用出版了有关从养殖鲑鱼的箱网中流出的氮浓度的资料，氮的数量已被表达成为鱼的产量。然后，在普吉艘嗯的每个地区的现有的氮流量、许可的增加和最大的鲑鱼产量就可被计算出来。

许多模拟海岸区域可支持双壳贝类群体生长的能力的建模项目所处理的问题都是以水产养殖的观点为根据。如此建模项目的目标曾经估计过多少动物可在某一个区域中生长而不产生减低动物个体的生长和净减低群体的生产力。然而，比较先进的模型却包含了不同的生态系统的组成部分（物理、化学和生物方面的）和它们之间的互相作用，并允许预计养殖群体对生态系统的其他部份（例如：天然的过滤摄食动物的群体）所引起的影响。

最简单的模型包含模拟养殖群的生长率和单一的或多样的环境变数之间的相互关系（Grantetal，1993）。海岸区域的某些特别部份的长期数据可被用于验明养殖的总生物量和它们的生长率之间的关系（例如：Heral，1993）。这种关系通常是描述一种数字曲线用显示生长率是跟随着动物数目的逐渐增加而逐渐地减少。那在产量和动物数目之间的平衡交换也可以动物个体的生存率或它们的生长到可在市场上销售所需的时间之变化来表示。Heral（1993）曾经讨论过如此的模型。从这个曲线推断的数据可被用于估计水产养殖的环境容量但是因为它没有数量化有关的因素，它因此没法容许其他的用途也被合并在里面。

局部的生态系统的预算可提供一个供选择的办法用于评估一个地区是否适宜于水产养殖和更重要的是，在目前的情况下，能容许预测一个地区的有关水产养殖的环境容量。这些预算可根据浮游植物的数量（或生产率）或其他合适的（例如：碳、氮或能量等）变数的变化而加以预测。生态系统的极限变数的输入量经常是被由养殖群体的、天然的生物群体、沉积物等所消费的以及损失到相邻的水域、大气中或其他的邻近生物栖息地的而达到平衡。以营养物和游生植物的情况而言，输入量除了可通过水的活动外，还可能包括在生态系统里面的再生和更新（以有机物的分解和营养物的再循环、浮游植物的繁殖等方式进行）而加以补充。这些输入量的来源是具有地点特殊性的，但是特殊的程度是仰赖于模型的先进程度、它的目的和那可用于阐述模型的参数现有的或能得到的信息的多少而定。如此的一个模型的输出量是对有关变数的浓度或数量（氮、碳、浮游植物等）的一种预测，可根据模型中己经确定了的输入与输出状况而估计出来。输出量可提供对不同来源的输入量的相对重要性，包括水产养殖场。通过改变这些数量，对生态系统可支持更高数目渔场的能力就可加以预测。

Carver and Mallet（1990）根据食物供给的情况估计了Nova Scotia海岸一条水湾里蓝贻贝的容养量。Rosenberg and Loo（1983）根据能量的流度也为瑞典的一个蓝贻贝养殖场做相似的估计。Frechette et al．（1991）计算了法国的一个水产养殖场的悬浮有机物的输入量和养殖群体的消费，他们所得到的结论是放养密度可增加和养殖场之间的距离可减低而不会影响生长率。从一个类似的为了要极大地增长养殖群体产量的观点上，Rodhouse and Roden（1987）根据假装认为养殖群体能够利用所有目前为浮游动物所消耗的碳估计了爱尔兰一个海港的最大的潜在产量。清楚地，在这种情形下，一定要假定认为是有一些生态上的后果和如此的一种产量是很可能不可持续的。

这种用预算来预测环境容量的方法可以被扩大包含不同的反馈环圈，例如：浮游植物的数量是仰赖于氮的可用件，而且也影响贻贝的生长率。依次，贻贝通过直接地进食和间接的排泄氮是可影响浮游植物的数量。要包含这些反馈环圈是有需要更先进的模型的。这种预算式的模型把生态系统看成是可分为不同的“盒子”代表这系统里有关利益变数（提到也可称为“状况变数”）的组成部分。在那食物和供应式估计贻贝生长的模型里，将有不同的“盒子”代表被养殖的贻贝、滤食者的天然群体、沉积物、水柱等等。根据对问题所需的不同解决程度，每个这些盒子又可被分解为一些较小的单位，例如，以滤食动物来讲又可分为在海床上的滤食贝壳类动物和滤食虫类、结壳在渔场建筑物上的滤食者和滤食浮游动物等。组成部分也可再一次分成为比较小的空间单位，例如：根据奔流的时间，将一个水体分为不同的区域。不同的变数可以与一些子模型连接起来，例如：氮在生态系统中的移动可由一个子模型和浮游植物的数量连接；这个子模型是估计浮游植物的数量与可用氮之间的关系如新西兰、大光荣湾（BigGlory Bay）的例子所描述的（字框2．3）。

在这些“模拟”模型中，能量和物质在生态的分隔空间之间的流动是从估计一种叫“内部的生物流量”（例如：饲养或沉淀）-被外部的“强制函数”（例如：温度、光或盐分-这些是被当做固定的因素不受反馈的影响）所修改-而得的。变数的改变然后是由几组的微分方程式加以计算。与某一特定的变数有关的条件是根据它们重要性才被加在里面的进那方程式中。随后的根据实验资料以测定模型的预测可容许进一步地修正这些方程式（例如去掉或添加一些条件）和调整那决定流量的系数。

模拟蓝色的贻贝（Mytilus edulis）种群的模型已由 Brylinsky＆Sephton （1991），Smaal（1991）and Grant et al．（1993）所创立，太平洋的牡蛎（Crassostrea gigas）是由Bacher（1991），Bacher et al．（1991）and Raillard and Menesguen（1994）和美国牡蛎（Crassostreavirginica）是由Hofmann et al．（1994）所建立。Herman and Scholten（1990）描述了在荷兰、噢是特撤地港湾（Oosterschelde Estuary）的一个模拟碳流动的模型；在这个模型里，蓝贻贝被发现是扮演着一个重要的角色。

养殖群体的增加对生态系统的其他生物组成部分的作用可以由通过食物改变营养物的输入量（例如：养殖有鳃鱼类）或变更双壳贝类的生物量（例如：养殖贻贝类）而加以估计。从模型上取得的预测数据对“界线状态”、在生态系统边缘和／或越过这些边缘（例如：水的运动和相关的来自相邻开阔的海岸地区营养物的输入）的状况变数的数值等都是很敏感的。

分配式的模型可能或不可能包括来自大然来源的贡献。虽然包含这些来源大体上是有逻辑性的，但是它只是添加一个额外的复杂度却对管理方面很少有贡献。在这些情况下，采用“边缘处理”的方法可能是最适当的了。

随着一次大规模的浮游藻类盛开导致箱网养殖的鲑鱼大量死亡，一个可预测史都生岛（Stewart lsland）的大光荣湾（Big Glory Bay）水域内的氮、磷和叶绿素等浓度的质量平衡式模型因此被创立（Pridmore and Rutherford，1992）。这个模型假定在不同潮汐和风驱动水奔流的条件下，与相邻的帕特申（Paterson Inlet）水湾和开放的海洋之间的营养物交换是在一种稳定状态下进行。其目标是要预测鲑鱼养殖场所释放的氮和磷对浮游植物数量变化的影响。

从模型中所获得最大预测结果有与观察的氮和磷的浓度空间的相测试得到相当的成功。这个方法然后被扩大以预测浮游植物对衍生于水产养殖的营养物逻辑性反应。这个大光荣湾的氮预算模型有与另一个简单的（但是有逻辑性的）浮游植物生长模型结合以调查对浮游植物的数量、可用的氮浓度和海湾的冲洗（从帕特申水湾）等的影响。这种连续的模型连接是假定浮游植物的最大数量是决定于它们的生长率与海湾的冲洗率之间的平衡联系。生长率，依次，是被可用的营养物所控制。在多数的形势下，浮游植物的数量仍然会是为其他的因素如被浮游动物和其他的滤食者所摄食以及因为水的不好透明度而浮游植物本身减少生产率所限制。氮的浓度的增加量（相容于可防止浮游植物增长至不能接受的水平）可然后被用于设定鲑鱼的最大的、可在这海湾里养殖的生物量。这个方法有潜能可容许在渔场和其他的用途之中分配生物量。

在大光荣湾的情况下，鲑鱼的养殖在那时曾是唯一的人类活动项目很可能有助于增加生态系统的氮浓度。后来，在这里的鲑鱼养殖量下跌了（为了经济的理由），但是以长线方法养殖的贻贝反而变得重要起来。氮预算模型有被修改以容纳这个改变。GESAMP（1996a）显示了可估计浮游植物因反应从一个渔场释放出氮而很可能改变其数量的一个相似和假定的例子。

虽然有许多实验式和机械式的模型可用以预测从海水养殖场到海床的有机物的输入量，但是生态变化与输入量之间的定量关系仍未被发展（GESAMP，1996a）。由于养殖废物的积累而改变海床底栖动物群的结构是经常被认为适合于解释有机物污染现象的一般反应，如由Pearson and Rosenberg（1978）所描述的。Findlay et al.（1995）所描述的在美国、缅因州的鲑鱼养殖箱网下面底栖动物群的变化是与Pearson and Rosenberg所描述的模型不符合，然而它仍可说明时间和空间上的可变性是可以模糊一些预测的模式。结果呢，即使废物的输入率（和它们所包含的营养物）、废物的积累率（输入量减去分解与再悬浮的数量）、硫化物和营养物的释放率等，而且甚至微生物的活动率可以被预测，底栖动物群的变化结果充其量也只是一种预测数字。

氧浓度的减少和微生物的新陈代谢产物（例如：硫化物、铵）影响底栖生物的有关毒性方面的数据是可提供一种关于可保护底栖生物群的有机物进量的最高浓度的潜在指南。如此的数据的可靠度通常是可从实验室研究中获得，然而如在自然环境中应用，其可靠度仍是可疑的。在英属哥伦比亚所进行的研究结果显示鱼箱网底下的沉积物的毒性依然是易变的（EAO，1997b）。

不同估计最大的有机物进量的方法都是在理论的基础上进行的，主要是考虑例如散布率、再悬浮率和微生物的分解率等（例如：Hargrave，1994）。Findlay and Watling（1994，1997）根据当地水流的供氧能力（供给足够的氧以避免覆盖层的水变成缺氧）从理论上估计了沉积物对有机碳的最大吸收率。他们使用这种模型预测了沉积物怎样会成为缺氧和厌氧性的细菌是如何跟着发展。经验数据也有被用于发展指导方针，例如确定底栖生物群的进量率和生物多样性的损失率之间的关联（EAO，1997b）。大多数的这些估计是在世界的寒-温带的地区被发展的，并且未必是可以直接地转让应用于热带气候的地区里（例如：Angelet al，1995）。

Aure and Stigebrandt（1990）曾经用了一个类似的方法根据有机废物的进量水平与维持溶氧量相调和的状况条件下模拟了挪威、LENKA生态系统的环境容量（在前面的第一部份、字框1．2中有概述）。来自养殖群体的排泄物和废食物的营养物和有机废物流入峡湾的数量有被估计，而且被应用于预测营养物和溶氧浓度的与水深度有关的剖面。从出版了的关于养殖群体的营养物排泄率与沉淀率、微生物的分解率等，估计了环境对有机物和营养物的负荷容量（大约有百分之十左右）。从这些数字，沉积物的氧消耗率（包括那些沉积物释放的铵在水柱中因氧化作用而消耗的）也有被估计。仰赖于地方性的因素例如水体的表面积和容积、奔流率和垂直的分层等，不同的系统对某一定量的营养物或有机废物的反应是可能相当不同的。峡湾的盆状岩床的氧供给是由来自外面的流入的新水量所支配，而在峡湾内部藉着垂直的混合而获得，因此氧的更新与水的更新在时间卜就差不多相同了。新流入的水的进水率依次是受盆状岩床内的水密度的变化率所控制。如这个水成为较不密集的话，它就会上升而已被从峡湾外面流入的、富有氧气氧水所撤换。水密度的降低率，R（因此有所谓的“R-模型”的名称），相对于氧的消耗率于是决定盆状岩床内溶解氧的最小浓度。

Aure and Stigebrandt（1990）呈现的预测是基于假设渔场是定居于一个沉积的（而非腐蚀的）海床地区。在腐蚀的地区里，废物是很可能会散布的更远、更稀疏地，而且既然废物对氧的消耗率是与水深成比例，因此氧将会被以较大的速率消耗。与此相反的是在有些地区内水的流速快，将减低废物的积累率，因此相对地减少它对环境的影响。

Aure and Stigebrandt（1990）使用一种数据的、依时间而定的峡湾模型以模拟峡湾与相邻的海岸区域之间的水交换现象和由养鱼活动所引起的对水体表面和中间层的环境影响。这个模型的条件尽管是水平性地结合，但是它还是有高度解决垂直性问题的能力。状况变数（那就是模型的模拟变数）是盐分、温度、氧的浓度、营养物、在海床上的有机物和死的有机物。模型的应用是需要峡湾外面的时间序列数据比如在数个深度直到下面岩床的盐分、温度、营养物和悬浮的有机物。时间序列的气象和水文学数据也需要。模型可预测有机物在水柱中垂直分配和有机物输入那盆状岩床的数量以及其他的因素。它的建议认为由箱网养殖的鱼类所释放到水面的生物可用的营养物是会促进峡湾内浮游植物的产量。然而，这些有机物是不会沉没到盆状岩床上因为峡湾和相邻的海岸区域之间的水交换是足够迅速地可把它们运送到峡湾外面。缺乏充分的光线制止了在盆状岩床内浮游植物的加添产量，尽管还有从沉积层释放的、可用的营养物。盆状岩床之上水柱里的营养物流量是由峡湾和相邻的海岸区域之间的水交换所支配。结果，营养物的浓度在这二个水域之间是类似的，尽管还有营养物从地面排水系统、渔场和盆状岩床内垂直混合的与富有营养物的水输入到峡湾里。

Aure and Stigebrandt的模型除了可用于预测由有机物输入而增进营养物的数量外还可加以扩大应用到其他系统不只是峡湾和其他的输入来源不只是渔场。

大部份关于环境容量的工作是与温带的海水箱网养殖和贝壳动物的养殖有关。因此，相同的方法若被应用于热带的生态系统中很可能是有些重大的差别。例如，在阿咯巴海湾（Gulf of Aqaba）所进行的关于测量鱼箱网底下沉积层里的有机物分解的结果提出了沉积层能吸收有机物的负荷量在热带水域可能是3-4倍高于在温带水域（Angel et al.，1995)。在拉丁美洲，有些与养虾场有关的类似的工作也在进行（Chamberlain，1997）。进一步地发展可广泛地评估不同方式的海岸带水产养殖或一般的营养／化学吸收过程的海岸带的环境容量之模型或合适的指导方针对于政府部门的规划者以及投资者和保险人是很有用的，他们可应用这一些模型或指导方针评估有关环境可持续性发展的风险和依此规划。

2．4．5 环境容量与其他组成部分的关系环境容量的估计是与技术评估有着密切地关系的，它应该是要评估每单位产量所能排放的废物份量以及其他的事情（第2．5节）。既然环境的容量是需要以一些环境的指标或改变率（这些可能是有几分主观）加以阐释，对于这些指标的可准许或可接受的性质是必须得到大多数的利益相关者所赞同（第2．6．1节）。如在上面提到的，环境容量的估计可能是与在一定的地区内的活动项目有着直接地关系（第2．11节）。

有一个广泛的描述关于生产系统或养殖种类的不同技术、经济和资源使用的特性是要对不同的发展选项的可持续性进行合理的评价和比较的一个先决条件。它也是任何种类的具有综合性和战略性的规划或市场干预项目所需的基本信息。

基于现行成功的活动项目或科技、对潜在的发展／科技的评价、或是科技在别处已成功而且是可以被转移应用等的资料，有关不同可行的发展选项的基本信息是应该要收集的。

对项目进行初步筛选的主要标准必须要相当地有益处：那就是：根据下列的条件评估某一地区是否有任何的明显优势可从事某一项发展或技术性的选项：

以水产养殖来讲，对筛选自然环境是否合适的经常都是很彻底地做，但是对其他的筛选条件却给予太少份量的考虑，结果发展款项因而被浪费掉。所有的上述筛选条件因此是有必要尽快地在规划过程中加以考虑。

根据地点（在宏观的层次上）或场地（在微观的层次上）是否合适或最理想的考虑而确定不同活动或技术发展项目所需要的条件是评估比较利益的主要考虑和可能成为规划干预有关选择养殖地点的基础。不好地点和场地的选择在某些地区是水产养殖操作失败的显著因素而在其他的地区是产生过多的环境影响。有关选择养殖地点与场地的一般的问题Huguenin and Colt（1989）和Barg（1992）有详细地讨论。

水产养殖是一门高度多样化的行业，根据养殖场地的特性其行业之间更是有根本上不同的需要。然而，水质的好坏通常是其成功的关键因素。多数的养殖种类能在优良的水质中生长的更好和一些其他的种类没有优良的水质是不可继续生存的。还有些种类对水质和盐分有特殊的需要。因此，上流和陆地上的活动项目所造成的污染一定被认真地考虑。同时，水产养殖对下游的活动项目可能造成的影响也是有必要考虑的。

养殖场地的实际需要是与所选的种类和技术密切相关的，但是它们可被分为下列的二个主要部分：

要为咸淡水养殖选择一个合适的场地是很费心的，然而其成功在很大地程度上是依靠场地的质量（Boyd，1995；Yooand Boyd，1994；Hayek and Boyd，1994；Simpson and Pedini，1985）。在筛选场地的过程中，选择下列的地区是应被避免的：

多岩石的或多沙的场地通常是被认为不适合因为它们在操作上是很难或昂贵的。是有些利用沙质场地发展水产养殖的技术在某些地区和某些条件下可能在经济上是可行的。

许多热带的沼泽地一般上都是覆盖有许多老的和高大的树木，尤其是当这些沼泽地因为每年淤积而越来越高时。虽然这些场地在一个长期方案之下能被发展，但是要彻底地准备它们以适宜发展水产养殖之用其费用是很昂贵的。从生物多样性观点上考虑，它们还是有另一个重大的、可取的价值。在热带的区域中，海岸地区含有高成分的酸硫酸盐土壤是一个很普遍的现象。虽然这种土壤是不大合适于发展为养虾池，但是在某些地区当其酸度不是太高时经过用石灰和／或其他方法处理后还是可用于发展为威淡水养殖渔场。一个利用高酸硫酸盐土壤的地区发展水产养殖的好例子是在泰国的攘私（Rangsit）地区。有些高酸度土壤和泥煤土的地区[（例如：印尼、加里曼丹的塔门喇直（Tamban Laur）地区]是不合适于发展水产养殖的。

来自工业区的工业废物和从人口稠密地区所产生的家居的废物是可改变海岸区的环境使它不适合于发展水产养殖。有二个不利的影响：直接地影响，那就是废物本身的毒素；和间接地影响，那就是氧的大量耗损。此外，如此的废物可能也会使海岸带水域产生超营养作用，很可能引起发生赤潮，对于养殖的种类是很不利的。

疏养鱼塘最好是建在中至低潮水线之间的地区。若鱼塘是建在太高的地区，那就需要大量的挖掘的工作才能把鱼塘的高度减低以便有效地管理塘水。此外，即使开挖能被适当的做，额外的泥土要放那里倒是一个问题。额外的泥土有时候是可用来建更大的主要池岸，而且抽水机也可以被用产生需要的水量，但是这能导致高操作费用。

这世界有许多地区的每日和每年的潮差很大，潮流的养虾池（通常是疏养方式）的建造因此是不切实际的。那些地区每日或每月的潮差可达到5米或更高一般上也是不合适的。更有些地区绝对的潮差可能达到10米。在这种情况下，非常大的池岸是需要被建以便在很高潮时可以经得起从外面带来的压力和防止在很低潮时产生总排水。在如此的环境中，任何由虾或渔农对水管理方面所造成的错误都可能产生损失惨重的结果。

虾和有鳍鱼类的密集养殖渔场通常最好建在刚好高于潮差线之上的地区以便于收获和处理池塘时期能容许对鱼池进行总排水。这意味着必须要使用抽水机抽取海水。

McPadden（1993）提供了一个详细地描述为了验明合适的地区以发展咸淡水养殖而进行资源评价的例子。

有许多文献是描述关于海水箱网养殖的（例如：Beveridge，1996；Huguenin，1997；Levings etal，1995）。关于其养殖场地的选择重要的考虑应该是：

华盛顿州生态部门的一个综述提供了一套有关鲑鱼箱网养殖渔场的选择和其管理的指导方针（Washington State Department of Ecology，1986），和包含了以经验为基础而编写有关可减少箱网渔场底下废物的影响所需的水深度和水流。

英属哥伦比亚的农业、渔业和食口部（Ministry of Agriculture，Fisheries ＆ Food）反展了一个评价养殖贝壳类动物选择场地的系统（Cross and Kingzett，1992）。许多上述的有关箱网养殖场地选择的标准也是可在这里应用，但是另外的自然的浮游生物食物的数量和质量是极其重要，而且在某些情况下局部的供给贝苗也是需要的。

当水产养殖变得更竞争的时候，市场评价也是逐渐地跟着重要了。对市场和市场销售缺乏注意是对新的和已建立的水产养殖行业有着严重的影响和它必须是形成任何进行规划项目的一个主要的组成部分。关于市场的评估和市场销售的分析在别处有被彻底地描述（Chaston 1989，Bjorndal 1990，and Shaw，1990），在这里将不会进一步地综述。

为一个特定类型的企业准备一个财务剖面（资本费用、经营费用、收入等的估计）或制订一个与一种特殊的技术或管理措施有关的部分预算是相当地直接的（参考Shang，1990所描述的例子）。如果有需要的话，可以进行一个与计划的任何组成部分有关的、更广泛的经济／计划的评价（例如：Gittinger，1982）。有关使用财务分析来比较不同的发展选项、科技、或养殖种类的例子是有点少，而且如此的一种方法也只是以发展中国家的背景而被包含在ICM的项目里。在实践上，这个方法是相当简单，可以使用表2．2中所呈现的格式进行，这些格式可被用于产生财务成绩的指标例如字框2．4中所概述的。

农业和水产养殖业的计划特别是易受一些难控制的外部性因素（例如：气候、疾病和世界市场等的变化）所伤害。计划因为一个或更多的意外问题而失败的例子在水产养殖行业中到处都有。水产养殖业的任何技术与经济的剖面一定要包括一个仔细的风险评估。在实践上，这是很少有被进行的，特别是在一些小规模的发展项目中。

区别风险和不确定是很重要的。假如有一个不受欢迎的事件是可能或不可能发生的话，那么这里就有一个相关的风险。如果这个事件的或然率是已知的，那么风险是可以计量的。相反地，如果事件的或然率是未知的，那么我们是正在处理不确定的事，因而不能够被定量。例如在一个密集养殖渔场里，要达到一个特定的食物转化率的或然率可以从工业上调查的结果而加以估计，而且饲料成本的或然率也可以被计算。疾病因它能大幅度地影响收入其风险是比较难预测，它因此是具有极大的不确定性。

与水产养殖水产业相关的风险能被减少但是不能通过采取选择好的养殖场地、渔场的设计和管理等措施而被除去。在那一些有许多水产养殖企业聚集的地方，疾病的风险是很可能会比较高的。

有许多措施和指标可被用于测量风险和风险方向。任何时候它们若被使用或引用，那风险的实在性质应该总是要被讨论。

从养殖到可进入进市场销售的这一段时间是解释财务风险的一个好例子。做一种产品或种植一种农作物所需的时间愈久，那么所需的工作资金（参考下面所述的）就愈多，农作物因气候或疾病而损失的可能性就愈高，而且与进量的成本和出量的价值（市场价格）相关的风险和不确定因素也跟着愈大。

工作资金[1]需要／农作物／公顷是一个测量风险方向的相当地简单的方法，与农作物欠收或低性能的或然率结合，这方法可提供一种指示显现个别的产量周率上的潜在损失的可能性和规模，这可能产生严重的现金流转的问题和危害计划的生存力。

得失相当的生产率（那就是：产量或所需的生产率正好支付经营的费用）可以和行业（地方性地或在别处）内实际生产率的分配相比较以显示一个风险和损失规模的征兆。

市场敏感性的分析是包括评估财务模型对一些关键的变数和参数（例如：劳动力的成本、输入量、生产率等）的变化所显示的灵敏度。例如，对饲料成本的敏感性可以生产成本在饲料成本增长百分之十的条件下的增长百分数计算。在另一方面，饲料价格的增长百分数足够产生零利润会可以被估计，而且如此的一个增加的可能性也是可以被估计。类似的方法用于估计价格／成本和生产参数和可能以一个综合性的表格加以显示。如果有可能的话，与参数的每一个变化相关的或然率是必须指出或讨论。

有关销售价格的风险可以价格的弹性现象（假如这种信息是有的话）与上述的敏感性的分析结合来判断。假如价格是有弹性的话，当总产量增加时它就会迅速地下降；没有弹性的价格，在另一方面，是相当稳定的尽管产量有显着地增加。

字框2．4可用来评估或比较不同的企业和科技、经过选择了的财务指标

利润。收入减去所有营业费用，包括利息、折旧、维修、劳动力、进量等等。它可能是计算如毛数，或纳税后净额。

单位生产费。总营业费用／总单位或生产数量（注释：这通常跟着产量下跌）

偿还（PB）。所需的时间以偿请投资于计划的资本；计算如：总投资／（每年的利润+折旧）。对于很大的公司10年的偿还期或较多年可能是可接受的，但是对一些小企业，包括农民，会犹豫进行投资假如偿还期是超过2或三年。

利润幅度。计算如：（利润／收入）x100％．这个估量是易受产品价格的变化或成本增加的影响。

利润／公顷／收成或利润／公顷／年。一种简单的方法用于测量土地的生产率，可以单一的生产周期或一年来计算。

总投资／公顷。购买每公顷土地和在创建的池塘、水槽、建筑物等的实际成本。对于那些比较缺乏资金者是一个必要的信息。

毛边际利润（GM）。毛收入或出售产品所得的收入减去可变的费用。全时的劳动力和总的管理费用在一个典型的渔场里是被当成一种固定的费用因此多数的农业经济学家都不把它包括在GM里。在许多企业中，所有种类的劳动力都被当成是一种可变的费用变化的和通常是与输出量有关。为了方便企业和容许与其他的工作之间的比较，有二种估量可能是适于使用：毛边际利润不包括所有的劳动力费用（包括任何的管理费用）（GMxl）和毛边际利润包括所有的劳动力费用（GMil）．这两个估量都不包括所有的日常开支的费用。

经营和投资收人（W&II）。这是另外的一个估量为农业经济学家普遍地所用。它可提供剩余的现款产生给于企业经理或投资者的一个指针。其计算法是：收入-所有的营业费用，除了利息和日常开支的管理费用之外。

劳动力和经营的报酬率。净收入可用来支付任何的劳动力费用。其计算法是：利润+劳动力费用。

投资的报酬率（静态的）。（利润/总投资金额）x100％。这与内部报酬率（internal rate of return）有别不可以弄错。
　

规划可持续性发展都是全部有关于如何提升有效率的利用（在某些情况下是分配）资源。的确，资源的利用和转化的效率是评估可持续性发展的少数客观和简单的标准之一。制订可实际地比较不同科技和发展选项的资源特征的剖面，因此，是很有必要的。

在实践中，这只是整个故事的一部分，因为它没有考虑到绝对的数量和经济效率（Hambrey，1998）。虽然转化一种物资成为另一种产品可能是相当有效率，但是假如要达到社会和经济的目标所需要的活动规模是很大的话，那么所产生废物的绝对数量也可能是高的。相反的，一个产品的制作过程或一种科技的开发若按照资源转化率来考虑其效率可能是低的，但是其报酬率可能是如此的高以致要达到社会和经济的目标所需要的活动规模就很小，而且所产生废物的绝对数量也是低的。

为了能妥善地考虑到这些因素，也许可以使用下列有关资源使用效率（和因此可持续性发展）的经济指标：

这一类的特有指标是包括一组简单的、包含有环境和社会因素的比率。例如：

在水产养殖和农业的情况下，若能以每公斤氮消耗、每公斤氮释放、或每公斤蛋白质消耗等方式来表达和比较其所产生的收入可能会比较有资讯价值。关于这些不同的指标那一个是比较重要是仰赖于地方性的条件例如氮供给、氮污染或蛋白质不足额等而定。

有一组更明确的社会经济指标可以使用。增加工资对不同类型的企业收入的影响可以使用劳动力的报酬率（是指那劳力成本可将一个企业的利润减少至零位）加以评估。如果土地是短缺的话，这个数字可被除以相应的土地需要以提供每单位土地面积盈馀方面的潜能。

如在上面提到的，这些指标可以简易地从一个标准的财务分析中获得只要数量和价格／不同输入量与输出量的价值有被包括在那分析里。表2．2中呈现了一个产生一些类似指标的要点分析和表2．3中也摘要比较了不同企业所产生的社会经济指标。这类型的分析是可以提出许多问题和提供一个有23净现值用、能讨论可持续性发展问题的框架框。如同所有类似的分析，这些指标的可靠性很多是仰赖于对变数和产量参数假设的水平。

除了这些“效率”指标外，与特定的企业或科技相关的资源使用上的暂时性和季节性的形式是应该被描述，特别是与劳动力的使用有关的季节性问题。

表2．3：一组海岸带模范企业的财务和资源使用指标之摘要（Hambrey，1998）

尖吻鲈（箱网）

虾（密养）

遮目鱼

稻1（高输入量）

稻2（低输入量）

毛收入/公顷（＄）

利润幅度

劳动力的报酬率（＄/年）

就业/公顷

劳动力的报酬率/公顷（＄/公顷）

1，622，500

23%

5,671

540,1198

36,621,65%

42，174

0.8

34,26634

1,913

24%

2,692

0.5

1,346

1,800

1,119

0.8

895

900

-31%

606

0.5

424

N废物（公顷/公顷/年）

N使用（公斤/公顷/年）

N使用/单位收入（公斤/＄）

N转化效率

33,804

0.020

0.025

20%

705

0.015

0.020

27%

407

0.051

0.063

19%

180

0.100

0.134

25%

0.005

0.39

86%

描述和如果有可能的话计量与估价所有从一个活动项目所产生的商品与服务事物（除了那些属于渔场操作者／渔民的自然增长利息外）也是重要的。换句话说，那就是检查外在性的影响。这在第2．7节（环境与社会的影响评估）和第2．8节（成本与利益的分析）中有被进一步地讨论。Gilbertand Janssen（1997）提供了如此一个分析、可被应用于海岸带管理选项（包括水产养殖）的一个有用例子。

如在上面特别提到的，财务分析是可以被用于产生一些简单的但是有用的社会经济比率或指标，例如：不是与绝对的条件就是与天然和人力的资源有关的就业和工资的潜能。除此之外，关于发展选项的社会经济特征是应该按照以下所述的来描述：

理想地，上述的技术和经济上的评估应该是以可取之选项和科技的剖面方式加以概述，如此才能对不同的选项和科技进行合理地比较、评估其协定交易和确定其管理决策。这些信息对任何类型的环境评估、成本与利益的分析或参与式的决策等都是极其重要的（第2．7、2．8与2．9节）。

对不同类型的海岸带水产养殖的技术、经济和环境的剖面进行概述是超出本报告所要表达的范围。然而，环境的剖面对将水产养殖纳入海岸带管理框架里操作是特别地重要的。尽管水产养殖在其养殖种类和生产系统方面有着巨大范围的差异，还是有一些一般的特征可以在这里指出：

有关资源的使用和废物的输出量在下列的文献中有详细地讨论：

制订与特定的行业或活动项目有关的目标是进行战略性规划的一个重要部份。行业的目标可根据这行业的总产量或总资源分配（例如：土地／水）而加以制订。它们的制订范围可能是包括整个海岸地区或一些特定的区域。

产量的目标经常是由中央计划经济部门所制订，主要是要达到提升社会和经济方面的水平，很少强调土地或资源使用等事项，因此一般上它们在海岸带综合管理（通常是较强调环境的目标）里是扮演着一个较小的角色。理想地，行业的目标是应该要有见地一起考虑经济、社会和环境的目标。使用环境容量以阐释行业的目标（或限度）在第2．4节中有详细地讨论。

如果要达到环境的目标，那么就一定要对测量项目进展的标准和相关可在或朝向其范围内工作的指标或标准达到一定的共识。环境的目标可能有二种：以地区或质量为根据的目标。以地区为根据的目标（例如：自然保护区）已有广泛地被应用，而且是可以通过实行某些形式的分区制而加以实现（第2．11节）。以产量或质量为根据的目标一般是比较难给于下定义，因此宁可少用。然而，因为它们能容许考虑跨越分界线的影响，它们也许可提供作为推行海岸带管理的一种有潜能的工具。

那最普遍地被使用的以质量为根据的目标就是水质标准（例如：可被接受的氮、磷、BOD、COD、氧等的浓度）。这些标准已在大部分的发达国家里被下定义和在文献里被广泛地引述。为了规划和管制的目的，它们经常是以被赞同了的排水质量标准被应用到私人企业上。不幸地，它们的应用有时候是有点武断的，对废水与承带水域里的质量标准之间的关系、那广范围的环境和其他的资源等的分析也是有限的。在发展中国家，这种现象更是普遍的，那是因为他们把从温带地区得到的质量标准无区别地应用到这有极其不同的大气、物理和生态系统的地方所致。

然而，若被应用到比较宽阔的地区（例如：与海湾、泻湖或河口湾有关）这些标准也许可被用作为计算环境容量的一个起动点，而且它们本身也可被用作为管理的工具。这个方法是以广范围的环境的总质量作为推行管制行动的一个起点，因此是更有可能达到环境和可持续性发展的目标。

另外的一个比较简单的方法是制订能减低已知可引起环境恶化的污染体的质量标准。这种减低在理想上是要根据环境容量的标准，但是在实践上这可能是困难的，因此以专断的方法来制订减低污染的标准也许可当作一个行动的起点。字框2．5中呈现了一个这方面的例子。

与发展活动项目井行地推行监测那测量标准（例如：水质）不但将容许根据目标而客观地测量项目的进展，而且也将容许稳定地改进了解在不同的活动项目和其总的环境质量与生产力之间的关系。

作为一个改善这海湾环境方案的一部分，一个调整在2000年要减低百分之四十氮和磷的负荷量已被实行。氮和磷的特有负荷量也被分配到这海湾所有的集水区，而且为了控制每个集水区里面氮和磷的负荷量，一个战略性的、有公众参与的执行方案也被创立GESAMP1996b）。

环境的目标：例如：维持生物的多样性；保存稀罕的种类；减低有毒的藻类的倍数繁殖；提高渔业的产量海湾、河口湾或泻湖的目标或标准：例如：维持特有的生物栖息地的面积；环境指标种类的出现；制订水质的标准；提升捕鱼产量的水平

可以不同的形式进行的环境评估是一个重要的工具（或一套工具），可用于规划更具有可持续性的发展和特别的是可作为评估不同选项的基础。其大体上应用程序和在行业和渔场层次上所作的评估之间的明确地不同点在第一部分（第1．5．8节）已有讨论。

详细地描述环境影响评估（EA）是超出本报告所要表达范围，这也不是必须的。有关这方面的优良综述和最近的指导方针（例如：ADB 1991；UNEP，1996a；UNEP 1996b）和那些特别设计给水产养殖（UNEP，1990；UNEP 1988；GESAMP，1991a；Barg，1992；NORAD，1992；GESAMP,1996a；Hambreyet al.，2000）已是可得。

尽管这是一个规划和发展的工具，成本与利益的分析对水产养殖的发展是很少有被使用，因此是值得在这里概要地综述和评估其潜能。

有各种各样的方法可用于评价非交易性的商品和服务事物（“切实的”）。一些这些方法是根据“可代替的市场评价”技术，例如某一特色环境的影响、或资产价值的改变、或获取环境利益所需的运输成本。其他的（一般上识别为“可能发生的评价”方法）却根据于创造一个假定的市场，在此通过使用采访或问题表的技术来评价人们“乐意的支付”（WTP）或“接受”（WTA）环境所产生商品或服务事物。这些方法有在一些文献中被描述（例如：Pearce and Turner，1990；Dixon and Scura，1994；Grigalunas and Congar，1995；Kahn，1998）和与生态系统的功能有关的评价也由Costanzaet al．（1997）综述。

值得注意的是无形物的估价普通是在公司会计部门做。这些无形物的价值可能仅仅陈述为无形的利益没有经济价值或例如商标和信誉是经济价值可以被协商或指定的。

增强行业的管理或海岸带综合管理的表现可以根据其特定目标的成就而加以评价。假设某一个目标是与最优的分配资源有关，那么这将会被阐释为多目标（环境、经济和社会的目标）的成就。经济上的分析可根据多目标的标准被用来评估资源分配的后果。

当广泛的CBA不被用的时候，经济上的分析仍然可被用解释特定的问题例如为某一个特定的活动项目所造成的污染或生物栖息地恶化的“代价”。虽然实际的“代价”是很难加以估计，但是可以使用不发展或污染资源相关“机会成本”的方法来估计，然后与那可能发生的影响比较。换句话说，它可以提供在竞争的海岸带资源使用者之间的在进行“协定交易”所需的信息，这种信息对要进行有见地的决策是极其重要的。

最近的有关描述成本与利益的分析的文献，逐渐地强调环境的成本和利益有Johansson，1993；Hanley and Splash，1998；Brent，1996; 和Dinwoody and Teal，1996。

从文献上，有迹象显示经济上的分析方法例如CBA是逐渐地被应用于海岸带的管理上，但是主要是在发达国家里。一个典型的例子是评估进行海岸工程的方案。世界性的探讨显示在较广泛的海岸带管理的项目里而进行水产养殖的经济调查的例子是很少的。

Ruitenbeek（1992）提供一个在印尼的伊里安（Irian Jaya）与保存和发展海岸带资源有关的实例。Hambrey（1993）也提供一些与在虾类养殖、红树林的文替使用、红树林的保育虾苗的功能和红树林在印尼的保存之间进行经济的“协定交易”上的经济计算的实例。其他较近期的有关估价海岸带资源的例子包括：Gren and Soderqvist（1994），和Gilbert and Janssen（1997）。

CBAr的长处是在于它那统一性分析的性质和它那严谨的精神，这些性质对进行鉴别成本和利益方面是有绝对的需要。它的短处是它的在这实际的世界里所应用的都是理论性的、和经常是抽象的经济观念。尤其是关于非交易性的商品及服务事物是产生很多争论和论战的一题目。可能发生的价值和有关的技术一般上是昂贵的，而且是与种种限制和理论上的问题相关的。

有数位作者建议了一些代替估价和CBA可供选择的方案作为决策之用。这些包括以其他可评价的方案估计协定交易（例如：对一个地方宁可保存其生物多样性而非清除以供发展，那么其机会成本将是多少呢？）和制订损失清单等方法（Knetsch，1994；Chuenpagdee，1996），后者是一种多标准决策分析（MCDA：multi－criteriardecision analysis）的方法通常是用对比一系列可供选择的目标、策略或具体的发展项目以验明资源分配的优先或进行其分配的决定。Rios（1994）和rLootsma（1999）有详细地描述了这些与其他决策分析的方法。大多数的这些技术是仰赖于专家和／或社区估计不同分配了的资源之相对数值（并非现款）而定。

社区的参与是这些方法的一个主要的特色。在上面的“问题的识别”这一节里（见表1．2）所描述的公众参与的方法是同时也可应用在决策上的。

这些方法的一个短处（尤其是当公众参与的水平是高的时候）是其结果在很大地程度上是靠给于那些参与决策者之可用的信息质量而定。那些缺乏技术的专门知识或实际经验的决策参与者将会觉得要找专门性的信息是困难和难接近的。这些方法因此必须与增加信息的获取和交换的活动并行的进行。这意味着是需要有重大的费用。

第二个弱点是与少数派的权益问题有关。这些技术的决策方法主要是考虑多数派的权益对于一些特殊的权益问题可能就很少注意到。政府和它的代表是有责任照顾这些少数派的权益的。

在进行规划过程期间，为了提升不同政府部门、组织和利益相关者之间能更深入地协调和磋商可能会导致减少或增加冲突。而且共同的、或相冲突的利益的地方也有可能在进行监别问题与制订目标和应用特定的工具如成本与利益的分析和EIA期间显现出来。

这四种冲突的解决办法的长处、短处和其性质在Scialabba（1998）中有被详细地讨论，这里只提供一些概述。

如果一项综合性的规划项目导致了诉讼的发生，这明显的是失败了，因为这种规划项目的目标之一是要解决或防止资源使用的冲突。而且整个这综合性的规划项目的过程确实是一种在不同的海岸资源使用者和政府的考量行业利益之间的调停方式。因此，诉讼将不会在这里被进一步的讨论。

仲裁是“一种冲突的调解过程；在这过程中有一个中立的、外部的仲裁人或仲裁小组可与冲突的当事人集会、审理来自每个方面的陈述和下裁决或决断。假如他们先前有赞同这些条件的话，各方面都需要为如此的一种决定所约束”（Scialabba，1998）。

这个方法的优点是有关方面他们自己可以选择仲裁人而且同意有关的规则。因此胜于通过诉讼，他们有可能会更满意那裁决。这个方法的缺点是冲突的当事人没法控制最后的决定，在很大程度上是要依靠仲裁人的能力而定，而且也没有上诉的任何机会。

调停是“一个过程…在进行时有外部的调停人监察有关冲突的当事人之间的谈判”.（Scialabba，1998）。调停人必须是中立的并且不下判决，而是促成尽快地达到协议。

调停人有可能可以恢复有关不和方面之间的交流和帮助他们发现共有的利益和目标，特别地是关于解决冲突方面。调停人在进行调停的过程中是可以集中于有希望的解决办法和有建设性的主意上、或对有关的信息或研究结果提供无偏见的解释、或帮助验明研究的需要和处理步骤。

胜于仲裁的方法，调停能导致较多的、有创造性的解决办法，完全被双方的当事人所支持和可能导致真正的长期改良不同的利益集团之间的关系。

谈判是指纠纷的各方聚会和试着去达成一个互相都可接受的解决办法。

谈判的缺点是由于缺乏一个中立的调停人，结果所要解决的问题可能很快地两极化而让问题更难于解决。

在所有的情况下，不同的技巧可以被用于增强成功地解决冲突的机会。这些技巧包括：

假如下列的条件是有存在的话，冲突-在长期中-是有可能被解决：

那多种多样的有关天然和人力资源的信息再加以进行一些评估和比较不同的发展或专门技术的选项，如此应该是能提供一个健全的基础可用以监别特别适合于（或不适合于）发展水产养殖的地区。可用于监别或指派如此的地区的标准包括例如：现行的用途、土地使用能力、资源的保存数值、人口和社会的特性和发展趋势、水文地理和地形的特征等。

分区制可能被用作为有潜能的发展者获取信息的来源（例如：关于监别那些最适合于发展某一特定的活动项目的地区）或作为一种规划和管制的工具用以验明和刻划所选的地区是否符合某些目标。为了发展某些类型水产养殖而对陆地（和水）分区可能可帮助在渔场层次上控制环境的恶化和避免不利的社会和环境的互相作用。可能在不同的资源使用者之间发生的冲突也可以被避免。通过创立专有的地区可提升这社区中资源使用者的一种拥有权的意识和高度的负责任感。

为水产养殖分区可能对小规模的虾农是特别地有益的，因为他们可因此分享到具有适合的供水／排水基础设施，可避免由于个别虾场的不协调地发展而造成的那种临时性的或非事先计划的供水／排水基础设施物质事件的发生（ADB／NACA，1996）。

分区制是海岸带发展规划者的一个重要的和有力的工具，并且有一个广范围的特有用途。

那些根据对所有的发展活动项目进行过合理的评价后而被设立的地区可被用于：

在水产养殖的情况下，水产养殖从业者的专门知识可被用于验明、划分和记载那些潜在地适合于发展不同类型的水产养殖的地区。、可用于选择养殖场地典型标准在第2．5．2节中有描述。

然而，必须应该记得是如此的地区的划只是指示性的而非是死板的分界线。然而，如果要达到更具综合性的海岸带发展目标，这些信息就要被纳入那比较广泛的GIS框架里（第2．3节）以便也可考虑土地和水可作为发展其他类型企业的潜能。根据这些信息和对不同类型的发展活动项目所做的技术与经济和环境的评估，有不同组的发展和管理目标的规划区（有精确的划分水、岸地和土地的用途）就有可能被验明了。在一个地区是被划分作为发展水产养殖的优先地区的情况下，与水质量和环境容量等有关的问题可能会在这些目标中占有很显着的分量。

水产养殖在规定的地区里面可能会受制于一些自愿的或法定的程序、奖励和约束等因素（Bodero andRobadue，1995；Phillipsand Barg，1999），例如：

此外，有多种经济上的奖励和约束的措施（见第2．12．2和2．12．3节）可能与一个地区相关或逐渐／区分式的奖励可能与一系列的地区相关。

字框2．7一个热门的分区问题：使用红树林作为发展池塘水产养殖

红树林在这世纪期间遭受到递增的压力，那是由多种发展压力所造成的结果。这些发展压力可能是来自转化它作为发展农业、水产养殖和都市发展之用，而且也来自过度开采它作为木制产品（FAO1994；Hambrey，1996）。在多数的热带国家中，红树林只构成少轮1％至最多是3－4％的其总陆地区域。它们如此是一个难得的大然资源。在多数的热带湿地中，红树林是一个多产的生态系统，而且红树林木村（例如：可被用作为燃木、制造成为木炭和人造丝）可以在一种可持续性的基础上被收割。许多红树林己被转化发展作为养殖虾类的池塘，但是其成功是有限的（大部份成功的例子是那些根据粗养和半密养的养殖系统操作的项目，在这些养殖系统里虽然虾产量是低但是在经济上它们是不会与可持续性地生产木材竞争）。此外，红树林在可持续性林业生产的框架里是可以支持和维持一个巨大的捕获渔业（包括虾）。

密集养殖虾类的从业者现在认识到最好是避免使用红树林是因为许多技术性的理由。这些理由可包括：酸硫酸盐土的状况（多数的红树林土壤是潜在的酸硫酸盐土）、如此土壤的不合适的物理特性和在虾收成之间很难排干池塘的水。这些问题通常在中和低潮间地区是最严重的。因此在这里推荐除非是有好的技术、社会、经济上的理由，最好是避免使用红树林发展池塘水产养殖。

在马来西亚，其政府的政策是验明可与现行的土地使用方式相容的、特有的海岸带水产养殖地区。韩国、日本、香港和新加坡（FAO／NACA，1995）已有良好的操作海岸带水产养殖（海水箱网养殖、软体动物和海藻的养殖）的分区规则。例如，香港就有26个指定的“海水鱼养殖区”让所有的海水养殖项目在这里操作（Wong，1995）。在复威夷州，最好的水产养殖地区已被验明，其中有些地区可能会被规定作为“水产养殖行业园”（Rubino and Wilson，1993）。在泰国，为了促进推行水产养殖业的可持续性发展而发展建立海水灌溉系统的合适地区已被验明。

若合适的话，分区制可以被设计成不同形式以鼓励在一个地区内的多用途活动的推行。在厄瓜多尔，经过虾农和当地的居民所同意的地方性的分区计划能容许虾类的养殖与红树林的种植和传统性的用途并肩进行（Bodero and Robadue，1995）。

在英属哥伦比亚，其农业、渔业和食品部（Ministry of Agriculture，Fisheries and Food）提议：地区被证明有高能力可被发展养殖二或更多种类而且是处在指定的强度发展区域内是应该被视为是“水产养殖优先地区”（APA）（Truscott，1994）。在APA里，其他的用途是会被允许进行只要证明它们是能与水产养殖相容就可以了。地区被指定为“低土地使用但是高水产养殖活动”（ASA）和“有潜能发展水产养殖”（AIA）也被验明为单种养殖的高能力场所、仍没被评估的场所、或有潜能给还没有被商业化养殖种类的场所等。所有的这些地区是受制于管理措施设计以保护其环境的质量、生物的多样性、临危的野生动植物和鱼类的栖息地以及文化和娱乐的特色等。管理是需要使用环境监测工具和渐次改善的预测模型以发展资源使用的强度至最大的可持续水平（即与承载或吸收的容量一致）。实行APA 和 ASA 的目标要被经常地审视以容纳改良了的评估能力，包括发展新的养殖方法和新品种。

区制的长处是它的简易性、明晰度和能改进实行程序的潜能。例如，一旦一个地区是被设立了和其目标被阐释了，那么那些符合目标和普遍条件的发展项目就不需要被进一步地评估（例如EIA）。什么是可被准许的和什么是不可被准许的于是就变得清楚和发展者也可因此规划。

它的短处在于它的刚性或刻板性。没有一个地区是完美的，例如其评估的结果可能是有不充分的地方、分界线的制订可能时常是武断的、而巨条件可能会被改变。还可能已有一些小形的区域是具有高潜能可被用于发展水产养殖而在评估过程中是被忽略了、或不是被划分了的水产养殖区的一部分因此被制止使用或需面对严厉的管制。此外，在一个特定的地区里鼓励集中发展水产养殖，不管这地区是如何地合适，是不明智的因为这可能会增加传播疾病的风险。

要实行任何类型的战略性计划是需要某些形式的干预措施。因此，必须要发展一套奖励和约束的工具（规划工具）以鼓励进行最符合战略的和特有的目标（不管他们是否与特定的地区有关）的活动项目和劝阻那一些不符合者。这些工具可被分类成为如经济性的、行政性的（Whitmars et al，1993）和制度性的丁具（OECD，1989）。

经济性的工具是承认那些来自由于无限制地动用没被定价的资源而造成的“市场失灵”（marketfailure）是在海岸地区之内问题的一个主要的原因。密集地使用海岸带的资源的结果是可导致产生一些外在性的效果（例如：污染）。经济性的工具是企图“内在化”这些外在性的效果，其最终的目标是要以最具有社会效益的方式分配资源。

行政性的工具，相反地，是不明确地承认市场失灵的问题，在海岸带管理上它们宁可采用“命令和控制”的机制。典型地，一个被受权的管制组织通常是会对有那些活动项目（包括参与机构的性质和操作的程度与性质）是可以在海岸地区进行做决定。在做如此的决定之前可能是有必要与有利害关系的群体公开地讨论，和陪同以进行能支持政策目标的教育方案。

在多数的国家里，传统上都是实行具有重大的官僚主义的过程和抗拒使用经济性工具（经常是被认为是给予太多的回旋余地）之命令和控制的机制。在另一方面，行政性的工具是可以变成为低效率和难于负担的。一个普遍的想法是：跟随着海岸地区的使用者的数目和其使用程度在增长，在将来，经济性的工具是可提供在管理方面的一个有效和有力的选择。

这二种工具是不完全地可互换的，因为某些问题只有通过使用一些特定的技巧才能被解决，例如贩卖或分配上地或水的使用权。假如这些权利是不可被交易的话，那么它们主要地是一种行政上或管制上的方法；如果它们是可被交易的话，那么它们就成为一种经济性的方法了。有关这方面的资料在本报告的第一部分有综述，以及与环保有关的在OECD（1989）里也有所描述。

对管理计划和特别的管理规则的说明和辩护是发展任何综合性管理计划的关键因素。在厄瓜多尔的一个ICM项目里曾经重大地强调传达任何管制措施的基本原因甚至到发展手册解释和辩护某些特定措施的程度（Robadue，1995）。很清楚地，利益相关者的参与草拟规则是可以重大地促进这过程的实行。信息的有效地传达和交换也是解决冲突的主要工具。

基础设施的质量是可能，尤其是在发展中国家里，成为水产养殖的成功或失败的一个主要因素，并且在进行渔场的选择时一般上都是给于不够的强调。基础设施是可能被用作为可以直接地改善生产率、产品质量和渔场门面价值的一种工具，以及它也可帮助减少对环境的影响。

在发展中国家里，许多与发展水产养殖相关的问题是与低质量的水供设备和废水的处理办法有关的。虽然大规模的操作者可能可以直接地投资于设立适当的基础设施，但是一些小规模和贫穷的操作者通常是依赖于现行的水道和水供系统而运作。结果是在许多渔场之间清洁的进水和肮脏的废水被混合在一起，连同废水、化学药品和疾病也一起交换。虽然这些小规模渔农的协会可能可以开发他们自己的基础设施和／或实行水管理方案，但是这些措施的进行是极其困难的，政府的干预因此是经常地需要了。一旦这些设施已建立了，就有很强的理由可向使用者实行缴纳使用费和税务等以弥补建立如此的基础设施的成本。以在养殖虾类的情况来讲，那由于有比较好的水质和比较少的疾病而带来收入的增加是很有可能轻易地弥补那基础设施的成本。其他也有可能被实行的措施可包括：发展与一个特定的方案和它的组成渔衣有直接相关的推动产品质量或”绿色”证明和标志的方案。泰国目前正在积极地发展如此的一种方案。

任何水产养殖产品的渔场门面价值（farm gate value）将会是和容易进场的、有利可图的市场相连接的。任何干预措施可达到能改良信息的传达、更能接近市场和加工设施将会对水产养殖的发展起刺激性的作用。这些措施是可被政府战略性地使用以便吸引操作者远离那些不适合于发展水产养殖的地区或区域而到那些发展水产养殖是一个特定的目标的地区。

管制的规则曾经被普遍地使用以管理水产养殖的发展和它的影响。这些措施在发达国家中是特别地成功，但是在发展中国家贫穷的里由于规则的实施是特别地困难其成功的记录就没那么好了。

管制对承受水域的环境质量标准的遵守。这些规则可能是可被单独地实行或可能直接地与注册、执照或许可证的发出是相连接的。

在泰国，养虾场的注册有是成功的，多数的养虾场都已注册了。这是由于政府部门有提供免费的技术服务和为虾农的方便其区域渔业部的办公室（授权的办公室）通常是设置在养殖地区里。

对于大量的小规模操作者实施例行的排放废水质量的管制是很困难的。在实践上，例行排放的废水质量是相当地高的，通常是不必要管制的。

政府要管制淤泥的处理也是几乎不可能的。然而，在泰国的一些地区中，数群虾农有在这点上自我监督因为他们需要避免为彼此造成严重的水质问题。

要应用设立极限的方法以管制虾场的大小是棘手的。例如在泰国，巨大多数虾场的面积是每个少于8公顷，如此有一些重要的规则不适用于多数的虾场了。另一方面，对很多小虾场执行这些规则也是不可行的。很清楚地，一个能影响小虾农行为的可取方法是有需要的。

在泰国，养殖海虾的规则是由农业和合作社部（Ministry of Agriculture and Cooperatives）在1991年在1947渔业法令之下宣布的。其规则包括了下列所述的：

虾农一定要向区域渔业办公室注册；如此的注册一定要每年被更新。

如在上面所讨论的，许多管制规则在实践上是很难被实行的，而且有可能会导致造成一种有限负责任的态度。当其实施的基本原因是很清楚和特别地是与渔农的利益有关的时候，是应该个努力地通过业务法规提升渔农他们之间做自我管制。要实行这些法规可能是要施加一些压力，可是在某些情况下实际上是由渔农他们本身的协会执行。

业务法规，包括最好的管理方法可能可用作为对渔场质量的证明和标志的根据（见第2．12．3节）。

在特定的地点和不同的情况下，这些管理方法是有必要被详细地发展的。

业务法规和管理指导方针已在有些水产养殖行业中很好地建立了并且正在吸引着遍及全球的兴趣（例如：FAO Fisheries Department，1997；Huntington and Dixon, 1997；GAA，1998；FAO，1998，1999）。规则的实施和遵守对于那些有大规模操作的渔场是容易的，那是因为它们有技能和资源履行,而且也因为它们是受到比较严格的审查和管制的关系。小的与中等规模的渔农可能缺乏有关的知识、技能、资源和奖励以遵从如此的法规。

有些法规是在高层次里（例如：全国性的）发展可能是很难在地方上实行，尤其是在小规模的渔农之间。例如，一个有10公顷渔场的渔农可能认为损失其中二个公顷（10公顷之20％）作为废水处理地是可接受，但是对于只有一公顷渔场的一个小渔农要损失20％他的渔场面积可能就不能接受了。此外，仰赖于工艺、管理和局部的环境条件，要符合环境的目标，如此的一种措施可能是不必要的。

在国际、国家或地区性的层次里设定任何事是很困难的除非是一般性的业务法规。只有管理的原则应该在这些高层次里被建立的确是具有可争辩性的。工艺、企业的规模和局部的社会和环境的条件是非常地不同。更具地方性的业务法规是有需要被发展的。在理想上，这些是要与有在规划过程中阐释了的特定地区之特有的环境目标和标准有关。

渔农协会和／或在一个指派地区内的操作项目可能可提供一个可传播和交换有关好实践方法的信息之框架，以及它们也可以形成发展链环市场销售的基础。后者可能是可提供给于规则遵守者的一种财务奖励（第2．12．3节）。

在最近的几年中，日益不满用行政的方法执行在海岸区域的环境管理却导致对经济的方法产生广泛的兴趣（Garrod and Whitmarsh，1994）。行政的方法现在是时常被认为只是提供一个可用于控制的立法框架框，而且其管制的工具也经常被认为是无效的。在许多发展中国家里，企图通过使用行政的方法管制水产养殖都是以失败告终，在发达国家里也被遭受强烈地抗拒。

经济性的工具（以市场为基础的）是典型地“…可影响可取行动项目的成本与利益的估计、其决策和行为和可导致形成一个比没有类似的工具时更具合意的经济环境。经济性的工具，与直接管制的方法对比，可让使用者自由地对某些刺激因素采取他们自己认为有利益的反应措施”OECD，1989）。与海岸区域的污染控制有关的经济性工具有被广泛地侦讨,因而获得了有关管制某些活动项目如水产养殖的重要经验（例如：用以影响生产水平、行业的结构等）

对于污染的控制，OECD（1989）把有关的经济性工具分为下列的五类型：

收费可被认为是污染的“价格”有着奖励和重新分配的影响。对废水的收费可包括例如对每公斤排放到环境里的氮或每单位容量的废水所收的费用。产品的收费包括征收例如污染（例如：在饲料里磷的浓度）税。在挪威和瑞典，肥料和杀虫剂也如此地被征税。行政上的收费包括有关设计或操作参数的执照费-较多的废水需要付较高的费用或为了控制环境而征收较高的执照费。在挪威，所收到的执照费是被用于资助行业进行环境的评估。使用费包括对使用海水灌溉系统或废污处理设备所征收的费用。对使用特定的渔场或某种科技也可征收特许税。

总的影响是把污染的成本纳入分析成本与利益的计算之内。区别性的收费可被用于影响对渔场的选择。所征收的费用或税捐也可被用于改善环境-例如：供水或废水的处理。

征收产品费的有效性依靠产品的相对成本作为总的营业费用的一部分和其代用品的价格和其可得性。例如，饲料时常是水产养殖的一项很高的费用，因此是有必要生产低污染的饲料。因此对有污染性质的饲料征收一种税捐或费用是有可能会产生重大的效应。

为这些收费设定水准可以是很困难的。若收费是太低廉将不会有重大的效应；太高的话可能损伤行业的发展。在要进行调节收费以达成所需目标之前，必须对要收的费用进行粗略的估计和监测。

津贴是一种财务上的援助（例如：补助金、软贷款、税务津贴）可用作为一种奖励污染者改变他们的行为或给于某些公司帮助解决为了遵守强加的标准而面对的问题。津贴可能给予特定的、对环境友好的工艺或实践措施或给予在优先地区里进行渔场的选择。提供基础设施是一个津贴的例子和它可用于减少对环境的影响。一个例子是提供政府或援助金所资助的海水灌溉系统。

虽然津贴有在世界的许多地区为水产养殖提供资助，但是它们是很少与现有环境管理项目有联系的。

津贴的主要短处是它会增加政府的管理成本。因此任何的津贴应该要与一种税捐相称（例如：对一种污染的产品征收税捐〕。第二个短处是它对技术的创新不会提供奖励，或减少了进量。

在这情况下，一个附加的收费可加在有可能污染的产品或活动的价格之上。当通过归还（再循环）这此产品或它们的残余品到一个收集系统而污染可被避免的时候，这些附加收费就会被偿还。在另一方面，在发展一个场地之前，特别是环境的敏感地区，可征收一种押金或债券。假如和当其操作关闭的时候，这场地必须完全地被恢复到先前的用途或价值假如那债券是要被归还的话（例如：通过去掉或打破池塘堤防和重植红树林而加以恢复）。这种押金或债券的收费法也可应用到渔场操作上。在这情况下，一旦一个水处理系统是能操作或一种低污染的饲料被证明可使用或被证明污染负荷数量是低的，那么押金或债券就可被归还。债券提供一种奖励可减低环保的成本因也可以刺激技术的创新。

当从业者收买实际的或有潜能的污染权利或他们销售他们的“污染权利”的时候，一种市场就被创造了。这个方法可被应用于环境的容量上。例如在一个特定的河口湾、泻湖或湾里的容量的一部分时以被售卖或分配给于水产养殖和最后可在市场上自由地交易。在理论上，操作者将会买许可证直至它的价格上升与同样数量的污染处理费相等的时为止。这方法提供一个强劲的强壮的奖鼓励以改进操作／工艺：那些没有好的工艺／管理将会是无能力负担那所需的比较高价的允许证。这方法有许多长处包括它是划算的（其与污染和它的处理有关的成本是由市场所决定）、它可产生收入容许经济继续的成长而且不增加对环境的污染。在美国，重工业发射废物的交易节约了巨大的成本。

然而，这方法与水产养殖，尤其是小规模的操作者，有关的问题还是有。与其他的管制方法一样，它是需要被监督以确保操作者是正在他们的允许证／分配里面经营。一个可能的办法是使用饲料的记录（在操作者和供应商之间交叉检查）。另外一个是限制只能操作一个允许证内的一个部分。例如，在池塘养殖的情况下，检查可能是被限制在当任何的污染是有可能发生的收获的时候。追踪拥有权的改变也是有必要的，而且这是需要重大的行政上的工作，尤其是有关小规模的操作者。

允许证的交易也是有一般性的问题包括其交易可能会被强大的操作者所操纵。例如，当价格是低廉的时候，他们可能买很多的允许证（超过他们的需要），因此可以很少需要改进他们所用的工艺和进行的措施。如果允许证本来是被免费地分配，他们可能有广大的利润可获取。换句话说，这些方法是会被一些典型的自由市场不足的毛病所影响，因此一些控制措施是有必要的。

这种方法也可能被认为是一种法律的工具：非遵守就是被“处罚”不是事前的（需要付一笔当有遵守时才可退还的款项）就是事后的（当非遵守发生的时候需要缴纳一笔罚金）。另一个与这方法有一点差异的奖励办法是责任保险，这办法是促使污染者对污染负有法律上的责任（例如：对鱼类育苗场所应负的责任）。这办法将会鼓励保险方案的设立，保险费将会与操作者引起对环境所做的损坏的风险有关，也可为改良渔场的设计、工艺和管理等提供一个奖励。

在实践上，这方法是很可能在有极度的环境影响的情况才可生效，而且是较不适用于多数那具有更微妙的和扩散性影响的农业和水产养殖业项目上。要证明环境的影响情况是的困难的。例如，要证明稳定的低污染或化学药品的偶然剂量可以导致渔业补充率的失败是的不容易的。要证明是没有影响的也是困难。假如渔农是要负担证明的话（与预防措施的原则和污染者赔偿的原则一致），这很可能致使多数的水产养殖项目停止操作。假如是投诉者要负担证明的话，那将有很少数的定罪案件状况，尽管其数目是可能会增加假如对如此的要求有给于援助（如澳洲的一些省所实行的）。

当风险是高的但是信息是贫乏的时候，责任保险才是很可能最好地运行。它可能可履约债券相联系（那就是假如这债券是兑取损害赔偿的话）。

与水产养殖有关的经济方法的主要例子都是正面的奖励-补助金和津贴以奖励，尤其是在偏僻的或比较不发展的地区，的水产养殖发展。补助金、津贴和低利放款在80年代内在苏格兰和挪威的鲑鱼养殖的迅速发展中以及在地中海1990年代有鳍鱼类养殖发展扮演着重要的角色。

使用如此的工具以调节水产养殖对环境或其他的资源使用者的影响之例子是相当地少。使用存款偿还系统或与许可证的发出或土地的出租有关的归还债券（例如在印度）曾被提议作为担保虾类的养殖不会导致持久的环境损害的手段，但是要评估这些现行的方案是否成功末免是太早。

污染收费的方法有在美国和欧洲里被广泛地应用，结合以一些特有的管制规则几乎消除了在丹麦来自淡水水产养殖的污染。然而，在这情况下，他们也重大的约束了这行业的发展。

就渔农为环境的损坏所必须应负法律上的责任而言，已在数个的国家里实行，包括韩国和澳洲。

经济的方法是有许多有吸引力的特色，包括可支付监测和遵守的费用和在许多的情况下可提供创新较少损坏环境的工艺的强劲奖励。然而，尤其在小规模操作的情况下，它们大部分都不能克服遵守的问题，因此其实施可能至少是如管制措施同样地复杂。

经济的方法所瞄准的柔性和直接管制的方法所寻求的有效性确定这两者都可由采用一种虚心的办法以有创造性的搜寻新的环境政策工具或现有工具的新联合而加以实现的（Soleyet al，1992；OECD，1989）。

将最好的实践方法或业务法规（渔场的选位、设计、工艺、实施／管理）与产品的标志结合应用（根据假定消费者将乐意对环境友好的产品缴纳一项额外费用）是当前的一个可重视的兴趣。这样的办法可提供作为拥护业务法规的一个主要的奖励。产品的质量做公正的证明（那就是由对后果没有财政上的兴趣之组织证明）是有需要，而且这是或多或少有困难的和昂贵的依赖于所用的技术的差异程度和市场销售与分配网络的复杂性而定。一个关键的需要是要懂得生产在市场上的定位。此外，假如产品要博得重大的额外好处的话，消费者对这销售的过程一定要有坚固的信任。关于产品的标志在提升虾类养殖的可持续性发展上所扮演的角色，Clay（1996，1997）有做详细地讨论。

产品如虾、其他的甲壳动物和高质量的有鳍鱼类是特别地适合这样地一种销售方案，那是因为它们已经在市场上被销售为有质量的产品和其销售是受到现有的质量等级分类与有辨别力的消费者所支配的。

许多如此的销售方案已以“可持续性的林业产品”方式推出，而且有些应用它们到渔业上的创始项目也是进行中。目前在泰国是正在进行着将水产养殖的海水灌溉方案的操作和品质与ISO 14000证明书相联系的数个创始项目。其政府希望来自被证明地产品的较高价值可能（部分地）可提供所需的资金以投资在建设为改进水产养殖的可持续性发展而进一步设计的基础设施。

一个和这些创始项目有关的问题是大量地利益可能会积累到批发商或零售商并非生产者，而且直接地把渔场门面价格与环境的管理联系将不会是容易的。

质量的标志和环境的标准，在一些情况下，可能会对小规模的生产者不利。当垂直综合的水产养殖公司在几乎所有的生产和市场销售阶段中能够控制并且保证其管理方法和质量的时候，小规模的生产者要遵守这些质量的标志和环境的标准将成为更加地困难和昂贵的。此外，要符合所需的环境标准可能也是困难。例如，假如西方的进口商需要一个担保虾不是在红树林中生产的证书以容许为他们的产品申请一个的对环境友好的标签的话，这样做就自动地排除了在亚洲最贫穷的生产者。许多贫穷的、家庭式的养虾场都是在红树林地区操作因为在别处没有可用的土地或是因为在潮差上面的地区抽泵水的费用非常地高。

一个对这问题的可能解决办法是使用一种累进式的标志方案，却生产者可能被授予“星形”奖章作为取得不同类型的质量或环境利益的标志（例如：低数量或零进食量；低数量或零鱼粉进量；对在某些距离之内的主要红树林进行零破坏等等）。消费者他们自己可视他们个人对社会和环境的优先考虑而平衡他们的选择。

小规模渔农的协会是有可能比个体渔农本人能更有效地开拓那标志方案的潜能。

如在本报告的上面几节里所讨论的，水产养殖的发展是应该在能最少地对环境（自然的和人类的）产生影响的管理框架内进行。如此的一个结构的发展是仰赖于对适合于所提议中的不同规模的水产养殖活动项目的不同规模的效果潜能所做的预测而定。这些预测不可避免地是要面对一些不确定的事情的。监测因此是整个管制过程中所必要的一部分，而且它的主要目标是要确认与水产养殖的发展有相关的改变是在先确定的、可接受的限度内进行。

监测的用途将是有限的，假如它是与先确定的管理回应没有联系和如果所要监测的变数被发现是在可接受的限度之外的话。此外，假如所要监测的影响是超过所预测的水平的话，那么对所要采取的行动就必须要有一些预先的默契。例如Cairns andDickson（1995）曾经指出的，任何对这个术语“监测”之有用的定义一定要包括一个明确地陈述了的管理行动，假如数据是超过先前建立的限度之外的话。这个管理行动可能是可以一种减少（当监测的指出环境的容量是已超过了）或增加（环境的容量没有被充分利用）渔场的放养密度或其数目的方式进行（GESAMP，1996a）。减少方式的进行是临时性的或持久性的是要根据被受影响的渔场的情况而定。

这种反馈圈（从预测到监测到管理）能提供一种可最佳地使用资源的机制。来自监测的数据也可用来预测那些需要改进、可为将来所用的影响。GESAMP（1996a）有详细地讨论了关于海岸带水产养殖废物对生态的影响而schmitt andOsenberg（1996）却讨论了监测的指导原则。

生态监测的一般原则和目标以及其影响评估已由数个综述文献所呈显，例如Green（1979）和Schmitt＆Osenberg（1996）等。Barg（1992）和GESAMP（1996a and b）也有讨论了关于监测水产养殖对生态环境的影响方面的问题，包括数个有关监测水产养殖的影响时所用的变数、以及它们的用途和评价它们可被用于解释改变的方法等方面的例子。

关于生态监测的在一个管理计划中所扮演的角色以及其价值在第一部里有被描述。生态监测也能指出环境质量的发展趋势而且也可决定个别的渔场是否符合需要（Barg，1992）。

因为程序是应该瞄准在测试来自对潜在影响的评估所得的特有预测，所以它们是必须被改变以适合那要被监测的水产养殖操作项目的大小和地点以及那承受水域对环境的灵敏度。因此，在这里是不合适于推荐标准的监测程序，若要设计监测的方案的话，可参考上述的文献。

在设计监测的项目时应该要小心地考虑挑选适当的参考地点（见GESAMP，1996a）、标准化取样和分析的程序以及数据的分析和解释、和挑选适当和划算的监测变数。

鉴于自然生态系统有巨大的可变性，要设计一个划算的监测方案是需要确保它有足够的统计能力可探测重要的差额或改变（例如：Peterman，1990；Fairweather，1991；GESAMP，1996a）。而且在任何时候要用多于一个的参考地点。这个重要点是根据事实所显示的任何的二个地点是可能有广范围的差异，许多这些差异可能与一个养殖渔场的有存在或不存在无关的。因此，渔场的影响可能为渔场与参考地点之间的其他的差异所混合或模糊(Underwood，1992，1993）。

虽然，在理论上，不同的影响是可以从对受影响的地点和足够的参考地点进行监测和比较而获得，但是水产养殖活动和环境的改变之间的因果联系还是可通过，当水产养殖操作后时，包括一个基线调查而被大大地加强（Glasby，1997）。由提供在水产养殖活动开始之前的状况资料，一个基线调查是可容许确立水产养殖的巧合事件和环境改变的出现以及减少参考地点和渔场之间的模糊效果（Glasby，1997）。基线数据也可提供信息作为设计监测的项目之用。

Keough and Quinn（1991）提供了一个选择监测变数的一般讨论。Barg（1992）和 GESAMP 1996a（表III）也提供了数个一般用于监测水产养殖影响上的变数的例子，包括它们的使用和他们的解释改变方面的价值的评估。这些变数可能包括污染物的浓度和出量、环境的实际变更的程度和速度、以及面对这些改变时目标的改变，例如：自然的植物或动物群体的改变。Barg（1992）指出区分有关水产养殖的出量和其消费和与它们有关的生态效果是很重要的。前者是具有潜能的，但是它不一定是生态影响的真实机制；这真实机制应该才是实际关心的范围。

许多经济、社会和福利的指标通常是被政府部门和地方政府所收集以作为进行例行的政策决定之用。这些指标可能包括例如职业、国内生产总值（GDP）、个人平均生产品、教育、健康、健康和教育的安排、平均工资等等。如果与其他特定的企业或资源使用者群的财政和经济上的剖面里的特有数据结合的话，那么监测和评估的进行应该是相当地直接的。不过，要监测某些影响的问题例如冲突还是相当更困难的，只能根据长期的与公众磋商和参与才可以被估定的。

地方的和省政府一般上的是会有监测社会和经济方面的专门知识。因此，在任何的创始项目之下，现有监测能力是应该被加强而非被代替。

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[1]工作资金是指实际的现金费用可支付一个生产周期,那就是:在作物可出售之前,可支付饲料或肥料,雇用的劳动力等费用所需的现金。