لقد طرح هذا الموضوع بالتفصيل هنا لما له من أهمية كاداة لتكامل تربية الأحياء المائية مع مبادرات أكثر شمولية للإدارة الساحلية.
والقدرة البيئية (ويشار إليها أحيانا بالقدرة الاستيعابية او القدرة التمثيلية) هي: "خاصية البيئة وقدرتها على استيعاب نشاط بعينه أو مستوى من نشاط دون وقوع تأثير غير مقبود,(GESAMP 1986).
و في التطبيق العملي، وفيما يخص تربية الأحياء المائية، يمكن تفسير القدرة البيئية (GESAMP, 1996a) كالتالي:
وقد يمتد هذا المفهوم أيضا إلى أمور مثل التأثيرات المتعلقة بتقلص البيئات الطبيعية وكذلك التأثيرات على منظر البيئة بما يعنيه ذلك من قيم جمالية.
وقد نوقش استخدام القدرة البيئية ووسائل تطبيقها على تربية الأحياء المائية والقضايا البيئية بواسطة (GESAMP (1991a و (Barg (1992.
و يسمح تقدير القدرة البيئية بتقييم التأثيرات المتراكمة أو المتجمعة، وكذلك تقييم المستويات للمقبولة من التغيرات البيئية المتوافقة مع مقاصد الإدارة الساحلية. ويمكن تخصيص تقدير القدرة الكلية بين الاستخدامات المختلفة للبيئية (تربية الأحياء المائية، الاستخدامات البشرية الأخرى وكذلك مكونات النظام البيئي الطبيعي) وكذلك بين المستخدمين داخل كل فئة من فئات الاستخدام (GESAMP, 1996a) . ويقدم هذا التوجه حلا ممكنا "لاستبداد القرارات الصغيرة" (1982, Odum)، وكذلك لمشاكل التأثيرات المتراكمة والتي تمت مناقشتها في مواقع أخرى من هذا التقرير. وهناك بعض الأمثلة لاستخدام تقدير القدرة البيئية في تربية الأحياء المائية فيما يتعلق بتقدير كمية الإنتاج التي يمكن لمساحة ما أن تستوعبها، ثم توزيع هذه القدرة بين كافة المستخدمين. إلا أنه، وبوجه عام، لم يتم تنفيذ هذا التوجه على نطاق واسع حتى الان بالنسبة لتربية الأحياء المائية، ويرجع ذلك، بدون شك، إلى الافتقار إلى المعلومات الكمية حول العلاقة السببية بين مخلفات تربية الأحياء المائية وتأثيراتها البيئية وكذلك بسبب التكلفة العالية للحصول على هذه المعلومات وتطبيقها.
و يجب تناول القدرة البيئية للنظام الكلي للموارد الساحلية، بما في ذلك تأثيرات كافة الأنشطة التنموية الاقتصادية، من خلال إطار التفييم التكاملي للأثر البيئي" (1996 ,Chua, 1997; GEF/UNDP/IMO).
و غالبا ما يكون التقدير الكمي للقدرة البيئية وعلاقتها بجمال وجودة البيئة غير موضوعي، ولذلك يجب أن يتم التعامل معه كجزء من منظومة التوجهات البيئية (أنظر القسم 2-6-1) . ويعالج القسم التالي إمكانية القدرة البيئية على تمثيل العناصر المغذية التي يمكن حسابها بموضوعية أكثر.
حتى يكون تقدير القدرة البيئية مجديا من الناحية الاقتصادية، فإنه يجب تطبيقه فقط على التأثيرات البيئية التي من المرجح وقوعها في حالات معينة. ومن حيث المبدأ، يجب تطبيقه أولا على صور وأشكال التأثيرات البيئية ذات التأثير الحاد. ولكن تحديد ذلك يبدو صعبا في الواقع العملي. ويمكن لاستطلاع الرأي أن يحدد صور التأثير ذات العلاقة بالبيئة والتقنيات المعنية. وعلى سبيل المثا ل ، في حالة التربية المكثفة للأسماك الزعنفية والقشريات، سوف تتضمن التأئيرات عادة تأثيرات النيتروجين، الفسفور، المادة العضوية وبعض أنواع الكيماويات. وفي حالة الرخويات، فإن التأثيرات سوف تشمل خفض المصدر الغذائي القائم على الطحالب وحيدة الخلية (الفيتوبلانكتون).
وبمجرد الانتهاء من ذلك، فإن التنبؤ بالقدرة البيئية يأتي على ثلاث مراحل:
ويجب أن يعتمد تحديد الحدود الدنيا أو القصوى لمتغيرات القياس (مثل تركيز النيتروجين)، على تنبؤات كمية للتتابعات البيئية الحادثة في هذه المتغيرات، مثل تدمير الكائنات أو مواطنها، مدى زيادة خصوبة المياه أو استنزاف الموارد إلى المستوى الذي تصبح عنده خارج متناول المستخدمين الآخرين. ويجب أن يتم الاتفاق على المعايير البيئية المتعلقة بهذه الخصائص البيئية الشاملة، كجزء من آلية التوجهات التخطيطية والتوجهات الأخرى المرتبطة بها. ويمكن حينئذ إجراء حسابات ارتجاعية لإعطاء مستويات مسموح بها لمتغيرات القياس والتي تعرف باسم "المقاييس المبنية على التأثيرات ".
ويصعب عمليا فى الغالب تحديد العلاقة بين متغيرات القياس والجودة البيئية ذات الأهمية للمستفيدين، ولذلك تستخدم متغيرات القياس نفسها عادة وبشكل مباشر كأساس للمقاييس البيئية. ومعايير الجودة البيئية (والتى هي في الحقيقة مؤشرات) التي قد تكون موجودة بالفعل، ومستخدمة لمقاصد أخرى للحماية البيئية، غير أنه من الواجب الالتزام بها لأسباب قانونية.
وإذا لم يكن ممكنا وضع "المقاييس المبنية على التأثيرات "، أو إذا كانت المقاييس الحالية غير متاحة أو غير مناسبة، فقد يكون من الضروري البدء بقيم متحفظة، يمكنها أن تقدم مستوى مناسبا من الحماية. ويمكن تنقيح هذه القيم باستمرار بمجرد تطبيق الإجراءات ورصد نجاحها، كما سيتم مناقشته لاحقا. ويجب مناقشة هذه المقاييس على نطاق واسع والاتفاق عليها مع المستفيدين.
وسوف يعتمد توضيح العلاقات بين أنشطة تربية الأحياء المائية (مثل التغذية)، متغيرات القياس والعواقب البيئية، على نقهم العمليات الطبيعية، الكيميائية، والبيئية والتي تشمل:
وفي الواقع تتسم العمليات الأربعة الأخيرة (والتى ستناقش بتفصيل أكثر فيما بعد) بالصعوبة، وغالبا ما يتم تجاهلها أو حسابها بصورة تقديرية، في حين يتم التعامل مع العمليتين الأوليين باستخدام الاتزان الكمي ونماذج الانتشار. وقد تكون هذه العمليات بسيطة نسبيا أو معقدة طبقا للظروف المائية (الهيدرولوجية) المحلية. وقد عرضت بعض النماذج العملية البسيطة منها (وخاصة نماذج التخفيف) فى (GESAMP ، 1996a) . كما تم تطوير نماذج بسيطة للحاسوب تختص بالانتشار والترسيب في تربية الأحياء المائية في الأقفاص، (1994, Gowen et al.)، وستتم أيضا مناقشتها لاحقا. وهناك أيضا نماذج حاسوب أكثر تطورا متاحة للتعامل مع الأنماط الأكثر تعقيدا من الترسيب والانتشار (مثل هذه التي أنتجها المعهد الدانمركي للعلوم الهيدروليكية).
وتمثل القدرة البيئية الفرق بين الحدود القصوى أو الدنيا لمتغيرات القياس (سواء كانت محسوبة أو متفقا عليها) وبين القيم الحالية- القدرة "الاحتياطية". ويمكن تحويل القدرة البيئية إلى وحدات الصرف المخلفات (مثل النيتروجين) باستخدام نماذج التخفيف أو الانتشار.
ويمكن توزيع القدرة البيئية من حيث تصريف المخلفات بين الاستخدامات المختلفة. كما يمكن أن تكون الاستخدامات الحالية قد تم تضمينها في القيم الحالية لمتغيرات القياس، أو قد يتم فصلها للسماح بإعادة توزيع القدرة. وداخل كل نوع من الاستخدام (كالمزارع مثلا)، يتم توزيع إجمالي النصيب من القدرة لهذا الاستخدام بين المستخدمين. ويمكن تحويل التخصيص (مثل الحمل الغذائي) ببساطة إلى وحدات إنتاجية، كما يمكن استبدال المدخلات (مثال الغذاء) باستخدام عناصر إنتاجية. وإذا تغيرت عناصر الإنتاج (كما هو الحال من خلال تطوير غذاء أعلى جودة تقنيات أو من خلال ممارسات تكنولوجية أو إدارية) فيمكن زيادة الإنتاج المسموح به. وهذا الأمر يحفز تطوير وتطبيق التقنيات الإدارية صديقة البيئة.
وأخيرا، وبالنظر إلى عدم الضمان أو عدم اليقين الذي يرتبط عموما بتقديرات حدود التغير المسموح به، فإن المرحلة الحاسمة هي مراقبة نشاط تربية الأحياء المائية ومراقبة متغيرات القياس وكذلك التغيرات البيئية المصاحبة. ويؤدى ذلك إلى تقييم مدى ملائمة معايير الجودة البيئية (مثل: ما إذا كانت المعايير التي تعتمد على متغيرات القياس هي مؤشرات مناسبة لمستويات أعلى من الجودة البيئية)، وتؤدى كذلك إلى نجاح تقلدير القدرة، وعما إذا كان قد تم تخطيها أو أنها دون حد الاستخدام. ويتم إيجاز دور المراقبة في القسم 2-13 (أنظر أيضا، GESAMP 1996a) .
لقد تم تحديد مستويات الإنتاج القصوى المقترحة للأسماك في أجزاء من خليج بوجيت Puget ، وذلك طبقا لخصائص هذا الجزء من ناحية الخصائص البحرية والجيومورفولوجية (مصلحة الإيكولوجيا بولاية واشنطن، 1986). وتعتمد هذه المستويات على ما يسمح به من زيادة في تدفق النيتروجين في المنطقة. وقد قدر التدفق الحالي بناء على معدل التدفق المائي للمنطقة باستخدام المعلومات الهيدروغرافية وتركيز النيتروجين في المياه السطحية. كما تم تحديد زيادة مقدارها ا% من تدفق النيتروجين في مجموع المنطقة المذكورة كأقصى تأثير مسموح به من نشاط الاستزراع. وفى غياب المعلومات الخاصة بقدرة مياه المنطقة على استيعاب النيتروجين الإضافي أو غياب القدرة للتنبؤ بها، فقد تم اعتبار ما سمح به من حد أقصى قليلا للدرجة الذي تضمن الحماية من التأثيرات البيئية السلبية. وباستخدام البيانات المنشورة حول النيتروجين الصادر من أقفاص السالمون، تم التعبير عن كمية النيتروجين منسوبة للإنتاج السمكي. وبذلك تم حساب معدل التدفق الحالي، الزيادة المسموح بها وأقصى معدل مسموح به من إنتاج السالمون لكل منطقة من مناطق الخليج.
لقد تناول الكثير من النماذج الخاصة بقدرة المناطق الساحلية على دعم القواقع ذوات المصراعين الأمر من منظور تربية الأحياء المائية. ولقد استهدفت هذه النماذج تقدير عدد الحيوانات التي يمكن تربيتها في وحدة المساحة دون خفض النمو الفردي أو خفض صافي إنتاجية المخزون. وتشمل النماذج الأكثر تطورا مكونات بيئية متنوعة (مادية كيميائية وبيولوجية) وكذلك التفاعلات بينها، بما يسمح بالتنبؤ بتأثير المحزونات المستزرعة على المكونات الأخرى من النظام، مثل التجمعات الطبيعية من الكائنات التي تتغذى بالترشيح. وتعنى معظم الدراسات المنشورة بشكل أكثر بتأئير المكونات الطبيعية على المحزونات المستزرعة.
وتتضمن أبسط النماذج العلاقة بين معدلات نمو المحزونات المسجلة وبين المتغيرات البيئية سواء كانت منفردة او متعددة (1993 ,Grant et al.) . ويمكن استخدام مجموعات البيانات طويلة المدى لأجزاء محددة من الساحل في تحديد العلاقة بين الإجمالي الكمي للمخزونات المستزرعة ومعدل نموها (مثال 1993 ,Heral). وتصف هذه العلاقة عموما منحنى متناقصا لمعدل النمو مع تزايد أعداد الحيوانات. ويمكن التعبير عن الموازنة بين المحصول وعدد الحيوانات أيضا كتغير في معدل إعاشة الحيوانات، أو يعبر عنه كذلك بالمدة الزمنية التي تحتاجها أفراد هذه الحيوانات للوصول إلى الحجم التسويقي. وقد ناقش هذه النماذج (1993) Heral . ويمكن استخدام معطيات هذا المنحنى في تقدير القدرة البيئية لتربية الأحياء المائية، ولكن، نظرا لأنها لا تتضمن تقديرا كميا للعوامل المسؤولة، فإنها لا تسمح تلقائيا بدمج الاستخدامات الأخرى.
وتقدم الموازنات الجزئية للنظام البيئى توجها بديلا لتقييم مدى ملاءمة مساحة ما على تربية الأحياء المائية، والأهم من ذلك أنها تسمح، في السياق الحالي بالتنبؤ بالقدرة البيئية لمساحة ما على تربية الأحياء المائية. ويمكن أن تعتمد هذه الموازنات على وفرة أو إنتاجية الفيتوبلانكتون، أو على متغيرات ملاءمة أخرى مثل الكربون، النيتروجين أو الطاقة. ويتم موازنة المدخلات من المتغيرات المحددة للنظام مقابل. الاستهلاك بواسطة المحزونات المستزرعة، التجمعات الطبيعية للكائنات، ما دفن منها مع الرواسب، وما فقد إلى المياه المتاخمة أو الجو أو أي بيئات مجاورة. وفي حالة العناصر المغذية والفيتوبلانكتون، فإن المدخلات قد تشمل التجدد والتجديد داخل النظام (من تحلل المادة العضوية وتدوير العناصر المغذية، تكاثر الفيتوبلانكتون، الخ)، بالإضافة إلى إثرائها بفعل حركة الماء. والمساهمات النسبية لهذه الموارد والخزانات مرتبطة بالموقع، وإن كانت درجة خصوصيتها تعتمد على درجة تعقيد النموذج، هدفه (مدى عمومية النموذج المقصودة) وكمية المعلومات المتاحة أو الممكن الحصول عليها لتحديد عناصر هذا النموذج. والناتج من هذا النموذج هو التنبؤ بتركيز المتغيرات ذات الأهمية (نيتروجين، كربون، فيتوبلانكتون، الخ) تبعا لظروف المدخلات والمخرجات التي يتضمنها النموذج. ويقدم النموذج مؤشرا للأهمية النسبية للمصادر المختلفة، بما فى ذلك المزارع. ومع تغيير حجم هذه المعطيات في النموذج، فإنه يمكن التنبؤ بمدى قدرة النظام على دعم أعداد أكبر من المزارع.
ولقد قدر (1990) Carver and Mallet القدرة الإنتاجية من بلح البحر الأزرق لمدخل ساحلي في نوفا سكوتشيا Nova Scotia` اعتمادا على الإمداد الغذائي. وفي عام 1983، قام Rosenberg و Loo بإجراء حسابات مماثلة لمزرعة لبلح البحر في السويد اعتمادا على تدفق الطاقة. أما (1991) Fréchette et al فقد قاموا بحساب تدفق المادة العضوية العالقة في موقع زراعة كائنات مائية في فرنسا وعلاقة استهلاك المخزون لهذه المادة وقد استخلصوا من ذلك إمكانية زيادة الكثافة التخزينية من الكائنات المستزرعة وإمكانية تقليص المسافة بين المزارع دون وقوع تأثير سلبي على معدلات النمو. ومن خلال منظور مشابه لتعظيم الإنتاج من المحزونات المستزرعة، قدر (1987) Rodhouse and Roden أقصى إنتاج ممكن من ميناء في ايرلندا بناء على افتراض قدرة المخزون على استخدام كل الكربون الذي يتم استهلاكه بواسطة العوالق الحيوانية. وفي مثل هذه الحالة فإنه يجب افتراض حدوث بعض العواقب البيئية، وأن مثل هذا الإنتاج قد لا يكون مستداما.
ويمكن تعميم توجه الموازنة للتنبؤ بالقدرة البيئية ليشمل دائرة من المعلومات الارتجاعية. فعلى سبيل المثال، تعتمد وفرة الفيتوبلانكتون على توفر النيتروجين، وتؤثر هذه الوفرة فى معدل نمو بلح البحر. ويؤثر بلح البحر بدوره على وفرة الفيتوبلانكتون إما مباشرة من خلال التغذية، أو بصورة غير مباشرة، من خلال الإفرازات النيتروجينية. وحتى يمكن تضمين هذا النوع من المعلومات الإرتجاعية، فإن الأمر يتطلب نماذج أكئر تعقيدا. وكما هو الحال مع نماذج الموازنات، فإن النظام البيئي يقسم إلى "صناديق" لا تمثل مكونات النظام الوثيقة الصلة بالمتغيرات المعنية (يشار إليها "بالمتغيرات العامة"). وفي حالة نموذج إمداد الغذاء لنمو بلح البحر، توجد "صناديق " تمثل بلح البحر المستزرع، وأخرى للتجمعات الطبيعية من مرشحات الغذاء، وكذلك الرواسب، وعمود الماء، الخ. وبناء على المستوى أو القرار المطلوب، فإن كل صندوق من هذه "الصناديق " يمكن أن ينقسم إلى وحدات أصغر، مثل المحاريات مرشحة الغذاء وكذلك الديدان القاعية مرشحة الغذاء، ثم مرشحات الغذاء الأخرى بالمستزرعة، وأخيرا الحيوانات الدقيقة مرشحة الغذاء. ويمكن كذلك أن تتحلل المكونات إلى وحدات مكانية أصغر، كأن يقسم المسطح المائي إلى مناطق مختلفة على أساس توقيتات للتدفقات المائية به. كما يمكن كذلك ربط المتغيرات المختلفة من خلال نماذج تحتية حتى يمكن، على سبيل المثال، ربط حركة النيتروجين داخل النظام بوفرة الفيتوبلانكتون بواسطة نموذج تحتي يقدر إنتاج الحيوانات الدقيقة وعلاقتها بتوفر النيتروجين، كما تم وصف ذلك في مثال خليج Big Glory في نيوزيلندا (إطار 2-3) .
وفي نماذج "المحاكاة" هذه يتم تقدير انسياب الطافة أو المواد بين الأقسام من "التدفقات البيولوجية الداخلية"، مثل التغذية أو الرواسب، والتي تغيرها "العوامل القسرية" الخارجية مثل درجة الحرارة الضوء أو الملوحة (وهي عوامل تعتبر كثوابت وليست عرضة للارتجاع). وحينئذ يتم حساب التغيرات التي تحدث في المتغيرات باستخدام مجموعات من المعادلات التفاضلية. وتعتمد المدخلات التي تتضمنها المعادلات بالنسبة لمتغيرات محددة على أهميتها المفترضة. وتمكن الاختبارات اللاحقة لتنبؤات النماذج مقلبل البيانات التجريبية من تنقيح هذه المعادلات (من خلال إزالة أو إضافة مدخلات) وضبط معامل الارتباط الذي يحدد التدفقات فى النموذج.
عقب النمو المفرط للطحالب العالقة، والتي أدت إلى موت أسماك السالمون في الأقفاص، تم إعداد نموذج موازنة كلية للنيتروجين، الفسفور والكلوروفيل لخليج Big Glory ، بجزيرة ستيوارت (1992 ,Pridmore and Rutherford). وقد افترض النموذج حالات ثبات لتبادل العناصر المغذية مع ممر باترسون Paterson المجاور والبحار المفتوحة، تحت ظروف تباين المد والتدفق بفعل الرياح. وكان الهدف في هذه الحالة هو التنبؤ بالتأثيرات الممكنة لزراعة السالمون على وفرة الفيتوبلانكتون نتيجة لتدفق النيتروجين والفسفور من المزارع.
وقد تم بنجاح معقول اختبار تنبؤات هذه النماذج مقارنة مع متوسط تركيزات مكانية تمت ملاحظتها من النيتروجين والفسفور. ثم عمم هذا التوجه حينئذ للتنبؤ باستجابة الفيتوبلانكتون للعناصر المغذية الناتجة عن تربية الأحياء المائية. كما تم أيضا تكامل هذا النموذج لموازنة النيتروجين لخليج Big Glory مع نموذج بسيط لنمو الطحالب الدقيقة وذلك لفحص تاثيرات وفرة النيتروجين وتدفقات مياه خليج باترسون على ازدهار هذه الطحالب الدقيقة. وقد اعتمد هذا الربط المتتابع للنماذج على افتراض أن أقصى وفرة من الفيتوبلانكتون يحددها التوازن بين معدلات نموها ومعدل التدفق المائي في الخليج. وبالتالي فان وفرة العناصر المغذية هي التي تتحكم في معدل نمو هذه الطحالب. إلا أن وفرة الطحالب الدقيقة فى معظم الحالات سوف تظل تؤثر فيها بشكل أكبر عوامل أخرى منها استهلاكها بواسطة الحيوانات الدقيقة (الزوبلانكتون) والكائنات المرشحة الأخرى، وكذلك بسبب انخفاض إنتاجية الطحالب ذاتها نتيجة رداءة جودة المياه
وقد استخدمت كمية الزيادة في تركيز النيتروجين التي تتلاءم مع منع وصول نمو الفيتوبلانكتون لمستويات غير مقبولة لتحديد أقصى كمية من أسماك السالمون يمكن استزراعها في الخليج. ويسمح هذا التوجه بتخصيص الكمية بين المزارع وكذلك بين الاستخدامات الأخرى. وفي حالة خليج Big GIory ، كانت زراعة السالمون هي النشاط البشرى الوحيد الذى ترجح مساهمته بالنيتروجين في النظام فى ذلك الوقت. ولذلك انخفضت فيما بعد كميات السالمون المستزرعة (لأسباب اقتصادية) في حين نشطت زراعة بلح البحر بإتباع تقنية "الحبل الطويل " مما استوجب تعديل نموذج موازنة النيتروجين حتى يمكنه ملاعمة ذلك التغيير.
و تقدم (GESAMP (1996a نموذجا افتراضيا مشابها لتقدير التغير المرجح في وفرة الفيتوبلانكتون استجابة لانسياب النيتروجين من مزرعة سمكية.
وقد تم تطوير نماذج المحاكاة لتجمعات بلح البحر (Mytilus edulis) من قبل Brylinsky and Sephion ، (1991) Grant et al. (1993), (1991), Smaal. كما تم استحداث نماذج محاكاة لمجتمعات المحار الباسيفيكى (Crassostrea gigas) من طرف ,(1991) Raillard and `Bacher et aL (1991) `Bacher (1994) Ménesguen ولمجتمعات المحار الأمريكي Crassostrea virginica من طرف .(Hofmann et al (1994 . وقد صف (1990) Herman and Scholten نموذج محاكاة لتدفق الكربون في مصب نهر Oosterschelde بهولندا حيث لعب فيه بلح البحردورا هاما.
ويمكن تقدير تأثيرات زيادة حجم المخزونان المستزرعة على المكونات البيولوجية الأخرى للنظام، مثل احتمال ازدهار الفيتوبلانكتون، عن طريق تغيير إما مدخلات للمواد المغذية من خلال الطعام (مثال تربية الأسماك الزعنفية) أو الكتلة الحية من ثنائية المصراع (كما هو الحال بالنسبة لزراعة بلح البحر). ويتسم التنبؤ القائم على النماذج بالحساسية "للحالات الحدودية"، وكذلك لقيم المتغيرات العامة على حواف النظام و/ أو التدفق عبر هذه الحواف (مثل حركة المياه والمواد المغذية المرتبطة بها داخل النظام من الساحل المفتوح المتاخم).
وقد تشمل نماذج التخصيص أو لا تشمل مساهمات المصادر الطبيعية. وبوجه عام، وعلى الرغم من أن دمج هذه المصادر داخل النماذج هو أمر منطقي، إلا أنها تضيف قدرا إضافيا من التعقيد، في حين يكون دورها غير ذي جدوى فى عملية إدارة الموارد. ولهذا فإن التوجهات الهامشية ربما تكون أكثر ملاءمة في معظم الحالات.
على الرغم من وجود أعداد كبيرة من النماذج التجريبية والآلية للتنبؤ بمدخلات المادة العضوية الناتجة عن المزارع البحرية إلى قاع البحر، فإنه لم يتم حتى الآن بنجاز الارتباط الكمي بين هذه المدخلات والتغيرات البيئية '(GESAMP 1996a) . والتغيرات التى تحدث للمجتمعات الحيوانية القاعية بسبب تراكم نفايات تربية الأحياء المائية غهلبا ما تتوافق مع الاستجابة العامة لتدرج التلوث العضوى كما وصفها (Pearson and Rosenberg (1978 . والوصف الذي ساقه (1995) .Findlay et al للتغيريت في التجمعات الحيوانية القاعية أسفل أقفاص السالمون في ولاية Maine بالولايات المتحدة الأمريكية، والذي لم يتفق مع الأنماط التي وصفها نموذج Pearson Rosenberg &، يوضح كيف أن الاختلافات الزمنية والمكانية يمكن أن تحجب التنبؤ بالنماذج. ونتيجة لذلك، وعلى الرغم من أنه يمكن التنبؤ بكل من مستوى مدخلات النفايات (ومحتواها من المواد المغذية)، معدلات تراكم النفايات (المدخلات مطروحا منها تحلل المادة العضوية وإعادة تعلق الجزيئات بعمود الماء)، وكنلك معدلات إطلاق الكبريتيد والمواد المغذية، وحتى معدلات النشاط الميكروبيولوجى، فإن التنبؤ بالتغيرات اللاحقة التي تطرأ على الكائنات الحيوانية القاعية يظل ضعيفا.
وتشكل البيانات الخاصة بالتأثيرات السمية الناتجة عن انخفاض تركيز الأكسيجين أو تزايد تركيز الأيض الميكروبي (مثل الكبريتيد، الأمونيوم) على الكائنات القاعية مؤشرا يدل على المستويات القصوى من المدخلات العضوية التي تتلاءم مع حماية الكائنات القاعية. وتصبح مصداقية مثل هذه المعلومات والتي عادة ما يتم الحصول عليها من الدراسات المعملية، محل تساؤل في البيئة الطبيعية. وقد أظهرت الدراسات التي تمت في كولومبيا البريطانية وجود سمية متزايدة لكنها متباينة فى الرواسب الموجودة أسفل الأقفاص مما أثر على عدد من أنواع اللافقاريات، (EAO (1997b.
وقد تم وضع إرشادات متنوعة على أسس نظرية، حول أقصى معدلات من مدخلات المادة العضوية مع الأخذ في الاعتبار عوامل مثل معدلات الانتشار، إعادة تعليق الجزيئات في الماء والتحلل الميكروبي (1994 ,Hargrave) . وقد قدر (1997 ,1994) Findlay and Watling أقصى معدلات نظرية لتمثيل الكربون العضوي بواسطة الرواسب اعتمادا على قدرة تيارات المياه المحلية على تزويد الأوكسجين الكافي لمنع نفاذه من طبقات المياه السفلي. ولقد استخدما هذا النموذج للتنبؤ بالحالات التى تصبح فيها الرواسب عديمة الأوكسجين وتزدهر البكتيريا اللاهوائية. وقد استخدمت البيانات التجريبية أيضا في تطوير الإرشادات، مثل الارتباط بين معدلات المدخلات وفقدان التنوع للمجتمعات الحيوانية القاعية (EAO, 1997b) . وتجدر الإشارة إلى أن معظم هذه التقديرات قد تم إعدادها بالنسبة للمناطق الباردة- المعتدلة من العالم، ولا يرجح إمكانية نقلها وتطبيقها مباشرة في المناطق الدافئة Angel et al. (1995).
وقد اتخدم (1990) Aure and Stigebrandt توجها مشابها لنمذجة القدرة من حيث مستوى مدخلات النفايات العضوية التى تتلاءم مع الحفاظ على مستويات الأكسيجين الذائب، كإضافة لنظام لنكا LENKA فى النرويج (سبق إيجازه في الإطار 1-2 من الجزء 1). وتم تقدير المدخلاث من المواد المغذية والنفايات العضوية للزقاق (الفيورد) البحرى الناتجة عن مخلفات المخزون ونفايات الغذاء، ثم استخدمت هذه التقديرات للتنبؤ بتركيز المواد المغذية والأوكسجين الذائب في عمود الماء. كما تم تقدير الحمل البيئي من المادة العضوية والعناصر المغذية من تربية الأحياء المائية اعتمادا على بيانات منشورة حول معدلات إفراز المخزون للمواد المغذية ومعدلات الترسيب والتحلل الميكروبط (حوالي 10% في السنة). وقد استخلصت من هذه الأرقام أيضا تقديرات معدلات استهلاك الأكسيجين بواسطة الرواسب، بما فيها كمية الأوكسجين التي تستهلك في عمود الماء بواسطة أكسدة الامونيوم المستخلص من الرواسب. وتختلف استجابة النظم البيئية المختلفة لحمولة ما من المواد المغذية أو النفايات العضوية، تبعا للعوامل المحلية مثل المساحة السطحية، حجم العمود المائي ومعدل التدفق ثم طبيعة طبقات عمود الماء. ويعود الإمداد بالاكسيجين لحوض النتوء في الفيورد البحري بالقدر الأكبر إلى دخول مياه جديدة من الخارج، وليس نتيجة الخلط العمودي داخل الزقاق البحري، إذ أن المدة الزمنية اللازمة لتجديد الأوكسجين هي نفسها اللازمة لتجديد الماء. ويعتمد معدل إدخال الماء الجديد بدوره على معدل التغير فى كثافة الماء في حوض النتوء. فإذا ما أصبح هذا الماء أقل كثافة، فإنه يرتفع إلى أعلى ويستبدل بمياه غنية بالأكسيجين تدخل حوض النتوء من خارج الزقاق البحري. ويحدد معدل انخفاض الكثافة والذي يرمز بليه بالرمز "R " (ومن ثم يسمى النموذج "بنموذج R")، بالنسبة لمعدل استهلاك الأكسيجين التركيز الأدنى من الأوكسجين الذائب المرجح حدوثه في حوض النتوء.
وقد اعتمدت تنبؤات Aure و Stigebrandt على افتراض أن المزرعة قد أنشئت فوق منطقة بحرية رسوبية من قاع البحر (وليست فوق منطقة نحرية). ففي المناطق النحرية، يرجح انتشار المخلفات لمسافة أبعد، وبالتالي تصبح أقل سمكا. وبما أن معدلات استهلاك الأكسيجين بواسطة النفايات يتناسب مع سمك هذه النفايات، فسوف يتم استهلاك الأكسيجين بمعدلات أعلى. وعلى عكس هذا الافتراض، ففي المناطق التي تزداد فيها سرعة معدلات تدفق الماء، يزداد تشتت النفايات مما يقلل من معدلات تراكمها وبالتالي يقل تأثيرها البيئى.
وقد قا م Aure و Stigebrandt بتطوير نموذج خاص بتبادل الماء بين الزقاق البحري (الفيورد) والساحل المتاخم، والتاثيرات البيئية في الطبقات المائية السطحية والوسطى في الزقاق التي تسببها تربية الأحياء المائية، وقد جرى ذلك باستخدام نموذج رقمي للزقاق يعتمد على الزمن. وقد كان النموذج متكاملا أفقيا ولكن كان شديد البساطة والوضوح رأسيا. أما المتغيرات العامة التي تضمنها النموذج فقد شملت الملوحة، الحرارة تركيز الأكسيجين، المواد المغذية الجزيئات العضوية العالقة والمادة العضوية الميتة على قاع البحر. ويتطلب تطبيق النموذج بيانات متسلسلة زمنيا خارج الزقاق البحري خاصة بالملوحة، درجة الحرارة المواد المغذية والمادة العضوية العالقة وذلك على أعماق مختلفة ئسفل مستوى النتوء البحري. ويحتاج الأمر كذلك إلى التسلسل الزمني لبيانات الأرصاد الجوية والمائية اليومية. ويتنبا النموذج بالتوزيع العمودي للمادة العضوية في عمود الماء وكذلك بالمدخلات من المادة العضوية لحوض النتوء. ولقد اقترح النموذج تحرر العناصر المغذية في صورتها الحيوية المتاحة من أقفاص الأسماك إلى المياه السطحية سوف يزيد من إنتاج العوالق النباتية داخل الزقاق البحري. إلا أن هذه العناصر لن تترسب فى حوض النتوء نتيجة سرعة تبادل الماء بين الزقاق والساحل المتاخم بدرجة كافية لدفع هذه المادة خارج الزقاق. كما أن عدم كفاية الضوء سوف تمنع إضافة المزيد من الإنتاج بواسطة الفيتوبلانكتون في حوض النتوء، على الرغم من توافر العناصر المغذية المنطلقة من الرواسب. وكان معظم تدفق العناصر المغذية فى عمود الماء أعلى حوض النتوء يحدث بفعل التبادل بين الفيورد البحرى والساحل المجاور. ولهذا، فإن تركيز المواد المغذية كان متشابها بين كل من حوض النتوء والفيورد البحري، رغم المدخلات الواردة للفيورد البحري من صرف الأراضي، مزارع الأسماك ومن الخلط العمودي للمياه المحملة بالعناصر المغذية من حوض النتوء نفسه.
وكوسيلة للتنبؤ بتاثيرات الإثراء بالمواد المغذية من مدخلات للمادة العضوية فإن نموذج Aure و Stigebrandt يمكن تعميمه على نظم أخرى غير الأزقة (الفيوردات) البحرية وكذلك على مصادر مدخلات غير مزارع الأسماك الزعنفية. ولكن يتطلب تطبيق ذلك على للنظم الأخرى تقديرا لعناصر النموذج ذات العلاقة بالخلط العمودي والتبادل الأفقي للمياه بما يتنلسب مع النظام المقصود.
لقد ارتبطت معظم أبحاث القدرة البيئية بالزراعة البحرية فى الأقفاص وزراعة الرخويات الصدفية (المحاريات) في المناطق المعتدلة. وعلى الرغم من أنه يمكن عموما سلوك نفس التوجه في دراسة النظم المدارية، فمن المرجح وجود فوارق ملموسة فى ديناميكية هذه النظم. فعلى سبيل المثال، أشارت قياسات تحلل المادة العضوية فى الرواسب أسفل أقفاص الأسماك في خليج العقبة، إلى قدرة الرواسب على ادمصاص المادة العضوية بمعدل يزيد بحوالي ثلاث إلى أربع مرات في المياه الدافئة عنها في المياه المعتدلة (Angel et al., 1995). كما كانت هناك أيضا بعض الأعمال المتعلقة بمزارع الجمبري (الروبيان) في أمريكا اللاتينية (Chamberlain, 1997) .
وكلما كانت النماذج والإرشادات متطورة وقادرة على إجراء تقييم واسع النطاق لقدرات البيئة الساحلية وعلاقتها بالنظم المختلفة لتربية الأحياء المائية في المناطق الساحلية وقدرتها كذلك على تمثيل الغذاء/ الكيماويات بوجه عام، كلما كان ذلك مهما للمخططين الحكوميين وللمستثمرين ومسئولي التأمين، الذين يمكنم حينئذ تقييم المخاطر للاستدامة البيئية ومن ثم يخططون تبعا لذلك.
إن تقديرات القدرة البيئية لها علاقتها الوثيقة بتقييم التقنيات، والتي يمكن أن تقيم، بالإضافة إلى أشياء أخرى، انبعاث المخلفات لكل وحدة إنتاج (القسم 2-5). ولأن القدرة البيئية يجب تحديدها اعتمادا على بعض المؤشرات أو التغيرات البيئية، والتي قد تكون غير موضوعية لحد ما، تجب موافقة معظم المستفيدين على طبيعة التغيير الذي يمكن السماح به أو قبوله (قسم 2-6-1). وكما ذكر سابقا، ربما ترتبط تقديرات القدرة البيئية بشكل مباشر مع الأنشطة الجارية داخل منطقة محددة (قسم 2-11).
1- يمكن أن يكون لتقييم القدرة البيئية أهميته في توضيح وتحقيق الأهداف البيئية، كما يمكن أن يستخدم هذا التقييم كأساس لمجموعة من الأدوات والتدخلات التخطيطية والإدارية ؛
2- ترتبط تقديرات القدرة البيئية بدرجة عالية من عدم التأكد، يمكن أن تتسبب فى المبالغة أو التهوين في حماية البيئية. ويمكن استخدام تحليل المخاطر لمعالجة هذه الأمور؛
3- وفى ظل عدم التأكد، يجب أن تكون عملية تقدير القدرة البيئية عامة وشفافة؛
4- يجب استخدام تقديرات القدرة البيئية جنبا إلى جنب مع تقنيات أخرى لإثراء عملية وضع الأهداف، واستحداث الحوافز والضوابط، بدلا من تحديدها؛
5- يجب أن تكون العملية متكررة وتبدأ بطرق بسيطة متحفظة وتقديرات تقريبية يتم تنقيحها تدريجيا (تقدير، رصد، تنقيح)، وشاملة لمصادر المعلومات الأخرى. ولهذا الأمر أهميته الخاصة في الدول النامية، حيث قد لا يتاح التمويل والامكانية اللازمة لتنفيذ تقييم اكثر تطورا؛
6- سوف تختلف الجدوى والتنفيذ تبعا لكمية المعلومات المتاحة وجودتها، وكذلك حجم ومدى وفرة الموارد؛
7- سوف تعتمد قيمة التقييم الدقيق للقدرة البيئية على احتمالات الإخلال بالمعايير البيئية. وفي حالة عدم احتمال الاخلال بالمعايير البيئية نتيجة لقيود اجتماعية واقتصادية تجاه التنمية، فإن التقييم الدقيق للقدرة البيئية في هذه للحالة قد لا يكون مجديا اقتصاديا.
