Tác động môi trường của nuôi cá biển

Tác động môi trường của nuôi cá biển và các biện pháp giảm thiểu
những tác động đó
Người dịch: Phan Minh Q

Tóm tắt
Tác động mơi trường của ni cá biển phụ thuộc vào lồi ni, phương pháp ni, mật độ ni, loại
thức ăn, chế độ thủy văn của điểm nuôi và tập quán nuôi. Tuy nhiên, trong tất cả các hệ thống nuôi,
một tỷ lệ rất lớn carbon hữu cơ và dinh dưỡng đưa vào hệ thống nuôi cá biển làm thức ăn có thể bị
thất thốt vào mơi trường do lãng phí thức ăn, bài tiết của cá, phân cá và hô hấp. Tải lượng ô nhiễm
cao là mối quan tâm đáng kể về môi trường ở nhiều quốc gia, đặc biệt đối với vùng nước có sức tải
hạn chế. Hơn nữa, việc sử dụng các hóa chất (chất trị bệnh, vitamin, sắc tố và chất chống bám bẩn),
sự du nhập của các mầm bệnh và các chủng di truyền mới cũng gây ra những lo ngại về môi trường.
Mặc dù tải lượng ô nhiễm cao, kết quả từ các nghiên cứu khác nhau cho thấy khoảng 23% C, 21%
N và 53% P của thức ăn đưa vào hệ thống ni đang tích tụ trong các lớp trầm tích dưới đáy và tác
động đáng kể thường chỉ giới hạn trong khoảng 1 đến 1,5 km tính từ trại ni. Tác động chính là ở
đáy biển, nơi có thể dẫn đến nhu cầu oxy trầm tích cao, trầm tích thiếu oxy, sản sinh khí độc và
giảm đa dạng sinh vật đáy. Sự giảm oxy hòa tan và tăng mức độ dinh dưỡng trong nước thường chỉ
giới hạn trong các khu vực cục bộ và không chắc rằng các hoạt động nuôi cá sẽ gây ra hiện tượng
phú dưỡng trên diện tích lớn. Cũng khơng có bằng chứng xác đáng nào chứng minh rằng nuôi cá sẽ
làm tăng tỷ lệ tảo nở hoa gây hại, cũng như việc sử dụng các thuốc trị bệnh, vitamin, kháng sinh, và
sự du nhập các mầm bệnh, các chủng di truyền mới sẽ gây ra mối đe dọa đáng kể đối với môi
trường.
Những biện pháp thực tế để giảm thiểu tác động môi trường do nuôi cá bao gồm giữ mật độ ni
(theo đó là tải lượng ô nhiễm) thấp hơn sức tải của thủy vực. Các mơ hình mơ phỏng trên máy tính
và mơ hình thủy lực đã được áp dụng để ước tính mật độ nuôi tối đa mà chất lượng nước vẫn được
duy trì một cách bền vững. Tải lượng ơ nhiễm và các tác động đến mơi trường cũng có thể được
giảm thiểu đáng kể bằng cách cải tiến công thức thức ăn và nuôi kết hợp (với thực vật, sinh vật ăn
lọc và sinh vật ăn đáy).

Mở đầu
Trên tồn cầu, ni cá biển đã phát triển mạnh mẽ trong những năm gần đây và dự kiến sẽ tăng

trưởng hơn nữa trong thập kỷ tới (New và Csavas, 1995). Sự phát triển nhanh chóng của ngành đã
dẫn đến những lo ngại ngày càng tăng về những tác động môi trường và xung đột với những hoạt
động khác ven biển ở Châu Âu, Bắc Mỹ, Úc và Châu Á (Hammond, 1987; Waldichuk, 1987a, b;
Morton, 1989; Miki et al., 1992). Thật vậy, những lo ngại về môi trường đã khiến nhiều quốc gia
đưa ra các biện pháp kiểm soát chặt chẽ hơn. Như các lệnh tạm ngừng đối với những cơng trình mới
và kiểm soát chặt chẽ hơn nữa đã được đưa ra ở New Zealand, Đan Mạch, Na Uy, Canada và Hồng
Kông (Duff, 1987; Wu, 1988, Morton, 1989; BC Ministry of Environment, 1990). Ở Scotland và
Hồng Kông, xu hướng chung là buộc phải ni cá biển ở ngồi khơi (Aldridge, 1988; Wu et al.,
1994). Bài báo này tổng quan những hiểu biết hiện có của chúng ta về tác động mơi trường của
nghề nuôi cá biển và thảo luận những biện pháp thực tế để giảm thiểu tác động đó.

Tải lượng ơ nhiễm từ các hoạt động nuôi biển
Nuôi cá biển phát sinh tải lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng cao, chủ yếu từ sự lãng phí thức ăn, sự
bài tiết của cá và phân cá (Hình 1). Thức ăn lãng phí (Ackefors và Enell, 1990; Seymour và
Bergheim, 1991) dao động từ 1 đến 38%, tùy thuộc vào loại thức ăn, cách cho ăn, phương pháp
ni và lồi ni (Hình 2), là một trong những nguồn ô nhiễm quan trọng nhất. Đáng chú ý là lãng
phí thức ăn cao hơn nhiều trong các hệ thống ni lồng bè ngồi biển, nơi cá tạp được sử dụng làm
thức ăn. Lượng chất thải hữu cơ lắng đọng ước tính khoảng 3 kg/m2/năm ở khu vực lân cận trại
1


nuôi và 10 kg/m2/năm hoặc 1,8-31,3 kg C/m2/năm ở bên dưới trại (Gowen và Bradbury, 1987).
Lượng thải ra và cân bằng khối lượng của C, N, P được xác định cho một trại nuôi cá hồi (cá hồi
vân nuôi bằng thức ăn công nghiệp) chỉ ra rằng 80% C, 76% N và 82% P của thức ăn đưa vào hệ
thống đã bị thất thốt vào mơi trường (Hall et al., 1990; Holby và Hall, 1991; Hall et al., 1992).

% thức ăn lãng phí
Hình 1. Thức ăn lãng phí phát sinh từ các phương pháp nuôi khác nhau (Warren-Smith, 1982 và
Leung et al., 1999)

Hình 2. Sự phân bố của C, N, P trong trại nuôi cá trên đất liền (Gowen & Bradbury, 1987)
Leung et al., (1999) đã xây dựng sự phân bố N của cá mú ni lồng ngồi biển, ước tính 87,7%
tổng lượng N đưa vào trại ni cá mú ni lồng ngồi biển đã bị thất thốt vào mơi trường (tương
2


đương 321 kg N/tấn cá nuôi). Sự bài tiết ammonia là q trình làm thất thốt N nhiều nhất (46%),
tiếp theo là lãng phí thức ăn (37,7%) và sau nữa là phân cá (4%). Trong một trại nuôi cá hồi ở châu
Âu sử dụng thức ăn chế biến tại chổ, người ta ước tính khoảng 80-84% C, 52-95% N và 82% P
trong thức ăn có thể bị thất thốt vào mơi trường (Hình 2). Tổng lượng N thất thốt vào mơi trường
đối với ni cá hồi ở biển ước tính khoảng 95-102 kg N/tấn cá nuôi (Hall et al., 1992), và các chất
lắng đọng từ trại nuôi cá bao phủ một diện tích rộng hơn khoảng 3,8 lần diện tích của chính trại
ni đó (Hall et al., 1990).
Người ta ước tính rằng chỉ có 10% chất hữu cơ lắng xuống lớp trầm tích bên dưới các trại ni cá
hồi bị phân hủy hàng năm (Aure và Stigebrandt, 1990). Các dòng phát thải trầm tích C, N, P rất
thấp, có đến 79% C, 88% N và 95% P trong các chất lắng đọng của trại nuôi (tương đương 23% C,
21% N và 53% P của thức ăn đầu vào) sẽ tích tụ vào trầm tích và trở nên bất hoạt. Handy và Poxton
(1993) ước tính 59-66% P trong thức ăn được tích lũy vào trầm tích. Phốt pho có thể được phóng
thích vào nước thơng qua các q trình giải hấp và sinh học, tuy nhiên việc giải phóng trở nên
khơng đáng kể khi lớp cặn dày > 7 cm (Hansen et al., 1990). Vì q trình khống hóa N chủ yếu
xảy ra trong các lớp trầm tích bề mặt có oxy, nên tốc độ khống hóa sẽ rất chậm trong các lớp trầm
tích bên dưới các trại ni, nơi trầm tích thường kỵ khí và khơng có xáo trộn sinh học cũng khơng
có hệ động vật đáy tái hoạt động (Rublee, 1982; Huettel, 1990). Thật vậy, Kaspar et al., (1988) đã
khơng phát hiện được q trình nitrat hóa (nitrification) tại chỗ trong trầm tích trực tiếp dưới một
trại ni cá hồi.
Các vitamin (như B12 và biotin), các kháng sinh (như aureomycin, oxytetracycline, terramycin,
furazolidone và nitrofurazone) và các sắc tố thường được bổ sung vào thức ăn chế biến tại chổ trong
nuôi cá ở vùng ôn đới. Tuy nhiên, việc bổ sung các hóa chất này lại khơng phổ biến ở các vùng
nhiệt đới và cận nhiệt đới, nơi chủ yếu sử dụng cá tạp làm thức ăn. Các chất trị liệu (như xanh
malachit, formalin, đồng sunphat và dipterex) thường được sử dụng để trị bệnh cho cá. Các hóa chất

độc hại (kim loại và đôi khi là tributyltin, TBT) thường được dùng để xử lý lưới lồng nhằm kiểm
soát tắc nghẽn (Davies và McKie, 1987; Thrower và Short, 1991), mặc dù việc sử dụng chúng đã bị
cấm ở nhiều nước từ năm 1990. Alabaster (1982) đã ước tính việc sử dụng thuốc điều trị
(aureomycins, oxytetracycline, terramycin, ivermectin, furazolidone và nitrofurazone) là từ 70 đến
2.000 mg/kg thức ăn. Ở Na Uy, việc sử dụng các chất trị bệnh trong nuôi cá (nitrofurazolidone,
oxytetracycline, oxolinic acid, sulphamerazine và trimethoprim-sulphadiazine) đã tăng từ 3,7 tấn
năm 1980 lên 32,6 tấn năm 1988 (Grave et al., 1990); người ta ước tính khoảng 430 g kháng sinh đã
được sử dụng để sản xuất 1 tấn cá hồi (Rosenthal et al., 1988).
Số liệu thống kê về việc sử dụng hóa chất trị liệu ở các nước khác khơng có sẵn, nhưng dự đốn số
lượng sử dụng sẽ lớn (Chua, 1993). Tuy nhiên, số lượng hóa chất trị bệnh thải vào môi trường hầu
như vẫn chưa được biết.
Tải lượng P và N phát sinh từ nuôi cá tương ứng với một phần không đáng kể (0,6% và 0,2%) trong
tổng tải lượng ở các vùng ven biển của Thụy Điển, mặc dù các tác động cục bộ có thể là đáng kể
(Ackefors và Enell, 1990). Tương tự, tác động của nuôi cá biển được coi là thấp so với các hoạt
động tạo ra chất thải khác dọc theo bờ biển phía tây Canada (BC Ministry of Environment, 1990). Ở
Hồng Kơng, nơi nuôi cá lồng hở và sử dụng cá tạp, BOD và N phát sinh từ nuôi hải sản chiếm
khoảng 3% tổng tải lượng thải vào vùng biển Hồng Kông (Ove Arup et al., 1989). Tổng lượng P
thải ra từ một trại nuôi với sản lượng 50 tấn/năm sẽ tương ứng với lượng thải đã qua xử lý từ 7.000
người với giả thiết 90% P được loại bỏ khỏi lượng thải ra (Holby và Hall, 1991). Tuy nhiên, cần lưu
ý rằng không thể so sánh trực tiếp chất thải của trại nuôi cá với nước thải sinh hoạt, chủ yếu là do tỷ
lệ C: N: P khác nhau và sự khác biệt đáng kể về chất thải lắng đọng và chất thải hòa tan (Rosenthal
et al., 1988).
Bám bẩn trên lồng lưới thường rất đáng kể, việc thải sinh khối bám bẩn vào nước sau khi làm sạch
lồng đơi khi có thể gây ơ nhiễm cao cho mơi trường. Ví dụ, sinh khối bám bẩn trên lồng cá ở Hồng
Kông được ước tính là 1,78 tấn (sinh khối ướt) trên mỗi tấn cá nuôi mỗi năm (tương đương với 31
kg BOD, 5 kg N và 70 g P) (Mak, 1982; Ove Arup et al., 1989). Tải lượng ơ nhiễm có thể nghiêm
3


trọng nếu những sinh khối bẩn này được thải vào nước nuôi.

Tác động môi trường
Tác động môi trường của việc ni cá phụ thuộc phần lớn vào lồi ni, phương pháp nuôi, chế độ
thủy văn của điểm nuôi, loại thức ăn và tập qn ni. Nói chung, tác động của ni cá biển chủ
yếu là đến trầm tích đáy và ở mức độ thấp hơn nhiều là đến chất lượng nước.
Tác động đến trầm tích đáy
Các chất hữu cơ và dinh dưỡng có nguồn gốc từ chất thải của trại ni cá lắng đọng dưới đáy biển
có thể làm tăng nhu cầu oxy trong trầm tích, dẫn đến tình trạng thiếu oxy và sản sinh ra các khí độc
(như methane và H2S) trong trầm tích đáy, do đó ảnh hưởng bất lợi đến sinh vật đáy (Tucholski et
al., 1980; Enell, 1982; Hall và Holby, 1986).
Những thay đổi về đa dạng sinh vật đáy gần các trại nuôi cá là hậu quả của việc làm giàu chất hữu
cơ trong trầm tích đáy và điều kiện đáy thiếu oxy đã được chứng minh rõ ràng ở Na Uy, Scotland,
Nhật Bản và Hồng Kông (Olsgard, 1984; Skogheim và Bremnes, 1984; Brown et al., 1987;
Tsutsumi et al., 1991; Wu et al., 1994). Một vùng vơ sinh thường được tìm thấy bên dưới các lồng
ni và sự suy giảm đa dạng sinh vật đáy xảy ra ở vùng lân cận của trại nuôi (Ritz et al., 1989;
Tsutsumi et al., 1991; Wu et al., 1994). Các tập hợp sinh vật đáy cách lồng từ 25 đến 150 m là bình
thường, trong lồng là cá hồi được cho ăn thức ăn nhân tạo (Brown et al., 1987; Weston, 1990),
trong khi khu vực bị ảnh hưởng có thể kéo dài đến 1 km, nơi cho ăn cá tạp và lưu thông nước kém
(Wu et al., 1994). Một nghiên cứu gần đây của Lu và Wu (1998) cho thấy sự phục hồi của sinh vật
đáy trên các lớp trầm tích được làm giàu bởi chất lắng đọng từ trại ni cá xảy ra trong vịng vài
tháng, điều này nói lên rằng việc nuôi cá không ảnh hưởng lâu dài đến các cộng đồng sinh vật đáy
một khi giảm hoặc ngừng các hoạt động nuôi.
Chất hữu cơ lắng đọng dưới đáy biển có thể dẫn đến sự phát triển của các điều kiện thiếu oxy và
khử trong trầm tích và sản sinh ra các khí độc (như ammonia, methane và hydrogen sulphide). Nhu
cầu oxy trầm tích (SOD = sediment oxygen demand) của trầm tích đáy được làm giàu bởi các hoạt
động ni cá có thể tăng từ hai đến năm lần (Wu, 1990a; Wu et al., 1994), trong khi tổng chuyển
hóa trầm tích có thể cao hơn mười lần (Holmer và Kristensen, 1992). Sự gia tăng SOD nhanh chóng
có thể gây ra tình trạng thiếu oxy ở vùng nước đáy.
Nói chung, lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng sinh ra nhiều từ các hoạt động nuôi, song nuôi cá biển
chỉ ảnh hưởng cục bộ đến trầm tích đáy và dường như khơng mở rộng ra ngồi khoảng 1-1,5 km

tính từ bè cá (Gowen và Bradbury, 1987; Wu et al., 1994). Tác động cục bộ một phần có thể là do
sự phân tán hẹp của thức ăn thừa và phân cá (Frid và Mercer, 1989; Lumb et al., 1989) và sự giam
hãm các chất hữu cơ và dinh dưỡng trong trầm tích.
Tác động đến nước
Sự gia tăng hàm lượng chất rắn lơ lửng, BOD và dinh dưỡng (P, N hữu cơ và N vô cơ, tổng C) và
sự giảm oxy trong cột nước thường xảy ra xung quanh các trại nuôi cá (Muller và Varadi, 1980;
Bergheim et al., 1982; Beveridge và Muir, 1982: Enell, 1982: Penczak et al., 1982; Enell và Lof,
1983; Wienbeck, 1983; Beveridge, 1985; Bohl, 1985; Phillips và Beveridge, 1986; Molver et al.,
1988). Eloranta và Palomaeki (1986) đã chứng minh rằng sinh khối thực vật phù du, diệp lục a và
năng suất sơ cấp tăng lên tương ứng với tải lượng dinh dưỡng từ các trại nuôi cá. Những thay đổi về
chất rắn lơ lửng, hệ số tắt ánh sáng, diệp lục a và sắc tố không quang hợp (phaeopigment) là không
đáng kể hoặc cục bộ (Beveridge et al., 1994; Wu et al., 1994).
Ở Hồng Kông, tại nhiều vùng nuôi cá, nồng độ ammonia, photphat vô cơ, nitrite và nitrate cũng như
số lượng thực vật phù du trong cột nước thường cao hơn, còn oxy hòa tan thấp hơn (Wu, 1988).
Nghiên cứu của Wu et al., (1994) tại bốn vùng nuôi cá đã chứng minh sự biến đổi rõ ràng của DO,
BOD và các dinh dưỡng khi di chuyển ra khỏi trại nuôi cá, các thông số chất lượng nước lúc này
giống với các giá trị nền cách các trại nuôi 1 km.
4


Nitơ được coi là giới hạn dinh dưỡng đối với năng suất sơ cấp ở các vùng ven biển (Gundersen,
1981). Ammonia và urê do cá bài tiết dễ dàng được thực vật phù du hấp thụ và do đó kích thích sự
phát triển của chúng. Đáng chú ý là phân cá và thức ăn thừa có tỷ lệ N:P gần 7:1 w/w (tỷ lệ
Redfield) (Aure và Stigebrandt, 1990), do đó cung cấp các dinh dưỡng cân bằng cho nhu cầu của
thực vật phù du. Leung et al., (1999) đã ước tính khoảng 53% nitơ đưa vào hệ thống ni cá mú
(trong lồng ni ngồi biển) bị thất thốt vào mơi trường dưới dạng ammonia với tải lượng ước tính
là 169,8 g ammonia-N (NH3-N) trên kg cá nuôi. NH3 rất độc đối với sinh vật biển và độc tính của
nó phụ thuộc vào độ mặn, nhiệt độ và pH; NH3 cũng có thể thúc đẩy tảo nở hoa. Trái lại, phốt pho
không quan trọng trong việc thúc đẩy tảo phát triển trong mơi trường biển, do đó khơng có tác dụng
đáng kể (xem Handy và Poxton, 1993).

Hiện tượng phú dưỡng do nuôi cá lồng đã được ghi nhận ở một số nghiên cứu (ví dụ Enell và Lof,
1983). Khơng thể loại trừ việc ni cá biển có thể gây ra hiện tượng phú dưỡng trên quy mô lớn,
mặc dù không thể loại trừ khả năng phú dưỡng cục bộ xảy ra ở những khu vực lưu thông nước kém
(Gowen và Bradbury, 1987; Aure và Stigebrandt, 1990; Wu et al., 1994). Mặc dù có bằng chứng
trong phịng thí nghiệm cho thấy có mối quan hệ giữa việc xả thải của trại nuôi cá với thủy triều đỏ
và tảo nở hoa (Nishimura, 1982; Takahashi và Fukazawa, 1982; Molver et al., 1988), tuy nhiên
không có bằng chứng thuyết phục nào chứng minh rằng ni cá sẽ thúc đẩy sự xuất hiện của thủy
triều đỏ.
Các tác động môi trường của sắc tố và vitamin chưa được biết đến nhiều. Biotin được chứng minh
là có tác dụng kích thích sự phát triển của một số lồi thực vật phù du và có liên quan đến độc tính
của tảo roi Gymnodinium aureoles (Gowen và Bradbury, 1987). Vitamin B12 được chứng minh là
một trong những yếu tố thúc đẩy tăng trưởng của tảo Chrysochromulina polylepis (tảo này gây ra sự
giết hại hàng loạt cá hồi nuôi trong lồng ở vùng biển Scandinavia) và tảo roi Heterosigma akashiwo
(Graneli et al., 1993; Honjo, 1993). Thịt và phân cá được chứng minh là có khả năng kích thích sự
phát triển của các loài thủy triều đỏ Gymnodinium loại 65 và Chatonella antigua ni trong phịng
thí nghiệm (Nishimura, 1982). Bất chấp những kết quả trong phịng thí nghiệm này, khơng có bằng
chứng khoa học xác đáng để liên kết sự xuất hiện của thủy triều đỏ trên thực địa với chất thải của
trại nuôi cá.
Việc sử dụng kháng sinh trong các trại ni cá có thể dẫn đến sự phát triển tính kháng thuốc của các
vi khuẩn gây bệnh cho cá, gây lo ngại khả năng lây truyền tính kháng thuốc đến các mầm bệnh ở
người (Aoki, 1989; Dixon, 1991). Sự phát triển của quần thể vi khuẩn kháng thuốc trong trầm tích
đã được ghi nhận (Austin, 1985; Homer, 1992). Ví dụ, có tới 100% vi khuẩn kháng oxytetracycline
đã được ghi nhận từ trầm tích biển gần các trại ni cá sau khi dùng thuốc; và sự kháng thuốc vẫn
tồn tại trong hơn 13 tháng sau đó (Torsvik et al., 1988; Samuelsen et al., 1992). Tuy nhiên, khu vực
trầm tích chứa dư lượng oxytetracycline được tìm thấy rất cục bộ (cách trại ni < 100 m). Chỉ có
dư lượng dạng vết trong những con hàu thu thập gần các trại nuôi, trong khi mức dư lượng ở trong
cua đã vượt quá giới hạn cho phép của Cục Quản lý Thực phẩm và Dược phẩm Hoa Kỳ (the US
Food and Drug Administration) đối với thủy sản thương mại là 0,1 µg/g (Capone et al., 1996). Một
chất khác, furazolidone có thể bị vi khuẩn phân hủy nhanh chóng và do đó khơng thể phát hiện hoạt
tính kháng khuẩn trong trầm tích (Torsvik et al., 1988; Samuelsen et al., 1991). Việc ức chế quá

trình khử sunphat trong trầm tích dưới đáy lồng ni sau khi điều trị bằng kháng sinh đã được báo
cáo (IOE, 1992). Ảnh hưởng của các vitamin đối với môi trường biển vẫn chưa được biết đến nhiều.
Trong những mơi trường có oxy, thời gian bán phân hủy của các kháng sinh và vitamin là ngắn (< 7
ngày trong nước biển và 32-64 ngày trong trầm tích trại ni cá đối với oxytetracycline và biotin)
(Samuelsen, 1989; Capone et al., 1996), sự tích tụ của các vitamin và kháng sinh trong môi trường
là chắc chắn xảy ra. Mặc dù oxytetracycline có thể tồn tại rất lâu trong trầm tích của trại ni cá
thiếu oxy (lên đến 419 ngày), nhưng về mặt sinh học nó khơng có sẵn trong những trường hợp như
vậy (Bjoerklund et al., 1990). Ivermectin (là loại thuốc có hiệu quả chống lại nhiều loại ký sinh
trùng) được sử dụng rộng rãi để điều trị nhiễm rận biển ở cá hồi ni, độc tính cao của Ivermectin
đã được chứng minh trên một số động vật không xương sống ở biển, làm dấy lên lo ngại về tác
5


động có thể có hại của nó đến hệ sinh vật biển (Grant và Bigg, 1998). Thời gian bán hủy dài (> 100
ngày) của ivermectin và độc tính cao của nó đối với giun nhiều tơ gây nguy cơ đáng kể đối với sinh
vật đáy biển sống xung quanh lồng cá (Davis et al., 1998).
Ô nhiễm TBT đã được phát hiện từ các mô của cá nuôi (Davies và McKie, 1987; Waldichuck,
1987b) và nước (Balls, 1987; Thrower và Short, 1991) nơi đã sử dụng TBT để xử lý lồng lưới. Tuy
nhiên, khơng có thay đổi đáng kể nào về tỷ lệ chết và tốc độ tăng trưởng ở cá bị nhiễm TBT
(Thrower và Short, 1991). Tình trạng phát triển cơ quan sinh dục đực trên con cái (imposex) cũng
đã được báo cáo trên ốc vặn săn mồi (dogwhelk Nucella lapillus) sống ở các vịnh hẹp của Scotland,
nơi TBT được sử dụng để xử lý lồng cá (Davies et al., 1987).
Mặc dù ngày càng có nhiều lo ngại về sự lây lan của dịch bệnh từ cá nuôi sang cá tự nhiên (Hill,
1991), song có rất ít ví dụ được ghi nhận. Trong hầu hết các trường hợp, bệnh được xác định trong
một quần thể không thể được cho là đã lây lan từ một quần thể khác (Brackett, 1991).
Các loài ni có thể kém thích nghi với mơi trường tự nhiên, cá ni thốt ra ngồi có thể lai tạp
với cá tự nhiên, do đó làm thay đổi nguồn gen của cá tự nhiên sau này. Tuy nhiên, khơng có đủ
bằng chứng để xác định tác động sinh thái của đàn cá ni thốt ra ngồi. Chắc chắn rằng gene mới
du nhập vào quần thể tự nhiên sẽ bị loại bỏ rất nhanh chóng bởi chọn lọc tự nhiên.

Giảm thiểu tác động môi trường
Giữ lượng ô nhiễm dưới sức tải
Tác động môi trường của nuôi cá biển phụ thuộc nhiều vào lưu thông nước, mật độ nuôi, tập quán
nuôi và loại thức ăn (Wu et al., 1994). Tác động ô nhiễm ít đáng kể hơn ở những nơi có lưu thông
nước tốt và lượng nuôi thấp, điều này cho thấy có thể giảm thiểu đáng kể tác động mơi trường của
việc ni cá bằng cách chọn những điểm ni có lưu thông nước tốt và thông lượng thủy triều tốt,
giữ mật độ nuôi thấp hơn sức tải của nước nuôi (Wu et al., 1994).
Sức tải của nước phụ thuộc vào thơng lượng thủy triều, dịng chảy và khả năng đồng hóa của thủy
vực đối với các chất ơ nhiễm. Mức tiêu thụ oxy của các lồi ni dao động từ 83 đến > 400 g O2/tấn
lồi ni/h (Wu, 1990b; McLean et al., 1993). Giả sử lượng oxy hòa tan trong nước biển là 7 mg/l,
thì cần ít nhất 17-57 m3 nước biển sạch để bù cho lượng oxy tiêu thụ của 1 tấn cá nuôi, chưa kể đến
nhu cầu oxy cho các chất thải từ q trình ni. Trong các hệ thống nuôi lồng ở vùng nước mở,
người ta cho rằng với sản lượng 200 tấn cá mỗi năm sẽ cần dòng chảy 1 m3/giây (Tervet, 1981).
Khi đã xác định được các giới hạn chấp nhận đối với các thông số chất lượng nước và trầm tích để
hỗ trợ sự phát triển của cá ni và an tồn cho đời sống các sinh vật biển, thì có thể ước tính lượng
cá nuôi cho phép tối đa, mà vẫn đảm bảo khơng vượt q chất lượng nước / trầm tích đã xác định,
bằng các kỹ thuật mơ hình hóa chất lượng nước (Hình 4). Các mơ hình chất lượng nước đã được
phát triển để xác định sức tải của nước liên quan đến quần đàn cá nuôi và vùng nuôi cá (Wu et al.,
1999). Trong nghiên cứu này, hai mơ hình xác định (đó là mơ hình thủy động lực và mơ hình chất
lượng nước) đã được sử dụng. Mơ hình thứ nhất là mơ hình thủy động lực 2 D, 2 lớp của dòng chảy
thủy triều và vận chuyển muối, mơ hình này tính tốn mực nước, vận tốc và độ mặn trong mỗi ô
lưới 50 m2 trong mỗi lớp trong vùng nuôi khoảng 30 giây trong một chu kỳ thủy triều. Kết quả từ
mơ hình dịng chảy này cung cấp số liệu thủy động lực để đưa vào mô hình chất lượng nước thủy
triều 3 D, được chạy để mô phỏng chất lượng nước do tải lượng ô nhiễm cụ thể từ hoạt động ni
cá biển (Hình 5). Mơ hình chất lượng nước định lượng mối quan hệ giữa các thành phần sinh vật
chính (đó là: vi khuẩn, thực vật phù du, động vật phù du, thực vật lớn, sinh vật đáy và cá) và các
thành phần phi sinh vật (đó là: độ mặn, carbon hữu cơ, oxy hịa tan, nitơ, phốt pho và oxy) tại điểm
nuôi cá, đồng thời mơ tả các q trình sinh học và hóa học chính đang thịnh hành (bao gồm: q
trình oxy hóa carbon hữu cơ, động lực dinh dưỡng và thực vật phù du, thủy phân và oxy hóa N hữu
cơ và vô cơ, tăng trưởng, quang tổng hợp, hô hấp, phân hủy carbon thực vật, SOD, hô hấp của cá và

BOD). Sinh khối cá và các chất ô nhiễm kéo theo (chất thải hữu cơ và dinh dưỡng) được tạo ra từ
các hoạt động khác nhau (như lãng phí thức ăn, phân cá và chất bài tiết của cá, v.v.) được định
6


lượng và đưa vào mơ hình. Dựa trên tải lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng đầu vào từ một mật độ
ni cho trước, mơ hình sẽ tính tốn hàm lượng của NH3, NO2, NO3, tổng N hữu cơ, oxy hịa tan và
BOD trong nước tiếp nhận.

Hình 3. Tải lượng ô nhiễm từ các loại hình nuôi cá biển khác nhau

Hình 4. Những thay đổi về tiềm năng oxy hóa khử trong trầm tích dọc theo đường cắt ngang vùng
ni cá ở Hồng Kông (Wu et al., 1994)

7


Hình 5. Sự thay đổi của hydro sunfua (hydrogen sulphide = H2S) trong trầm tích dọc theo đường cắt
ngang vùng ni cá ở Hồng Kơng (Wu et al., 1994)

Hình 6. Những thay đổi về chỉ số đa dạng (H') dọc theo đường cắt ngang vùng nuôi cá ở Hồng
Kông (Số liệu từ Wu et al., 1994).
Các kết quả của mô phỏng này gần giống với các kết quả từ một nghiên cứu thực địa ở cùng địa
điểm đã được báo cáo trước đó (Wu et al., 1994). Bằng cách so sánh kết quả chất lượng nước đầu ra
của các kịch bản khác nhau về mật độ ni, mơ hình này đóng vai trị như một cơng cụ hữu ích giúp
đưa ra các quyết định quản lý về lượng cá tối đa cho phép tại một điểm nuôi cụ thể mà có thể đáp
ứng các mục tiêu chất lượng nước được chấp nhận cho sự phát triển bền vững của ngành.
Ở Scotland, một bộ mơ hình hộp đơn giản cũng đã được phát triển để làm cơ sở đánh giá tác động
của nuôi cá biển và điều chỉnh các hoạt động nuôi ở các vịnh hẹp (Gillibrand và Turrell, 1995).
Giảm tải lượng ô nhiễm bằng công nghệ chế biến thức ăn

Khoảng 80-84% C, 52-95% N và 82% P trong thức ăn đưa vào hệ thống ni có thể bị thất thốt
thơng qua thức ăn thừa, bài tiết và phân cá (Hình 3), có thể giảm thiểu những tổn thất như vậy bằng
cơng nghệ sản xuất thức ăn tiên tiến.
Có thể giảm lãng phí thức ăn bằng cách tăng tính ổn định và giảm tốc độ chìm của thức ăn, đồng
thời cung cấp cho cá thức ăn có kích thước phù hợp với các giai đoạn phát triển khác nhau. Lượng
ammonia do cá bài tiết là hàm số của lượng protein cá ăn vào và có thể giữ được ở mức tối thiểu;
8


với thức ăn dễ tiêu hóa thì có thể cung cấp tỷ lệ protein/năng lượng tối ưu cho từng loài và từng giai
đoạn phát triển của chúng. Nhu cầu năng lượng của cá có thể được đáp ứng bởi carbohydrate
và chất béo, nhờ đó, protein được dành cho xây dựng mô cơ thể. Đã chứng minh được rằng khả
năng giữ lại protein trong Sparus aurata (cá tráp đầu vàng) có thể tăng từ 24,3 lên 31,3% bằng cách
tăng lượng lipid trong khẩu phần ăn lên 37% (Kissil và Lupatsch, 1992). Rõ ràng, chỉ có thể giảm
được N trong khẩu phần ăn bằng cách sử dụng thức ăn nhân tạo.
Có một chút nghi ngờ rằng thức ăn nhân tạo được chế biến theo công thức là tốt hơn cá tạp về giá
trị dinh dưỡng, khả năng bảo quản, khả năng cung ứng và tải lượng ô nhiễm. Lý do mà cá tạp vẫn
được sử dụng rộng rãi ở Châu Á (như Nhật Bản, Hồng Kông, Singapore và Thái Lan) là do chúng
ta chưa hiểu rõ nhu cầu dinh dưỡng của những lồi ni khơng phải là cá hồi. Điều này cho thấy
cần phải cấp thiết nghiên cứu nhu cầu dinh dưỡng của những lồi cá ni khơng phải là cá hồi.
Ni kết hợp
Các lồi tảo biển có thể hấp thụ N, cịn các lồi ăn lọc (như hai mảnh vỏ) có thể loại bỏ các hạt và
thực vật phù du khỏi nước với tốc độ đáng kể (Inui et al., 1991; Prins et al., 1994). Thu hoạch dinh
dưỡng phát sinh từ ni cá biển bằng các lồi tảo biển và sinh vật ăn lọc sẽ là một lựa chọn hấp dẫn
vì điều này một mặt sẽ làm giảm ô nhiễm dinh dưỡng, mặt khác làm tăng năng suất nuôi.
Việc sử dụng các luống vẹm/hàu để kiểm soát sự phát triển của thực vật phù du và sự phú dưỡng đã
được đề xuất bởi Cloern (1982) và Loo và Rosenberg (1989). Gần đây, ni tổng hợp trong hệ
thống ni khép kín hoặc bán khép kín với thực vật (Ulva sp. và Gracilaria sp.), hải sản có vỏ và cá
đã được thử nghiệm thành công ở Israel, Chile, Canada, Pháp và Na Uy (Kaas, 1998). Người ta đã
cho thấy 1 kg Ulva lactuca có thể loại bỏ 90% NH3-N trong nước thải do 75 kg cá tạo ra và cho

năng suất tối đa 55 g khối lượng khô/m2/ngày trong một trại nuôi cá trên đất liền (Cohen và Neori,
1991; Neori et al., 1991). Jimenez et al., (1996) cũng cho thấy cần 153 m2 bề mặt bể cho rong Ulva
rigida (với mật độ 2,5 g khối lượng tươi/lít) để thu hồi 100% DIN (dissolved inorganic nitrogen =
Nitơ vơ cơ hịa tan) do 1 tấn cá tráp Sparus aurata tạo ra. Tương tự như vậy, nuôi tảo nâu
(Laminaria và Macrocystis) gần các trại nuôi cá để loại bỏ dinh dưỡng được Petrell et al., (1993)
coi là khả thi cả về kinh tế và kỹ thuật. Sản lượng cá tăng (khoảng 1,5%) và oxy hòa tan tăng
(khoảng 9%) đã được báo cáo từ hệ thống nuôi lồng hở cá tráp đỏ với rau diếp biển (Ulva) ở Nhật
Bản (Anonymous, 1994).
Trong hệ thống nuôi trên đất liền, Shpigel et al., (1993) đã chứng minh rằng có thể thu hồi khoảng
63% N trong thức ăn bằng cách nuôi hai mảnh vỏ (Crassostrea gigas và Tapes semidecussatus) và
rong biển (Ulva lactuca) trong cùng một hệ thống. Nuôi thủy sản có vỏ để loại bỏ các dinh dưỡng
thải ra từ các hoạt động nuôi là một lựa chọn khả thi và thực tế, nên áp dụng cho các hệ thống ni
lồng hở. Hơn nữa, rong biển và thủy sản có vỏ có giá trị kinh tế nên được sử dụng để nâng cao lợi
nhuận nuôi.

Tài liệu tham khảo
1.
2.
3.
4.
5.

6.
7.
8.

Ackefors H and Enell M. 1990. Discharge of nutrients from Swedish fish farming to adjacent sea areas. Ambio.
19: 28-35.
Alabaster JS. 1982. Report of the EIFAC workshop on fish-farm effluents. EIFAC Technical Paper 41, 166 pp.
Aldridge CH. 1988. Atlantic salmon pen strategies in Scotland. Proceedings of Aquaculture International

Congress. Aquaculture International Congress, Vancouver, BC, 1988, 28 pp.
Anonymous. 1994. Japanese project grows fish with seaweeds. Fish Farming International August.
Aoki T. 1989. Ecology of antibiotic-resistant determinants of R plasmids from fish pathogenic bacteria. In: T
Hattori, Y Ishida, Y Maruyana, RY Mortia and A Uchida (editors), Recent Advances in Microbial Ecology, pp.
571-576. Japan Societies Press, Tokyo.
Aure J and Stigebrandt A. 1990. Quantitative estimates of the eutrophication effects of fish farming on fjords.
Aquaculture 90: 135-156.
Austin B. 1985. Antibiotic pollution from fish farms: effects on aquatic microflora. Microbiology Science 2: 113117.
Balls PW. 1987. Tributyltin (TBT) in the waters of a Scottish sea loch arising from the use of anti-foulant treated
netting by salmon farms. Aquaculture 65: 227-237.

9


9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.

20.
21.
22.
23.

24.
25.

26.
27.
28.
29.
30.
31.

32.
33.
34.
35.
36.
37.
38.
39.

BC Ministry of Environment. 1990. Environmental Management of Marine Fish Farms. British Columbia Ministry
of Environment, Victoria (Canada), 28 pp.
Bergheim A, Hustveit H, Kittelsen A and Selmer-Olsen A. 1982. Estimated pollution loadings from Norweign fish
farms. I. Investigation 1978-79. Aquaculture. 28: 347-361.
Beveridge MCM. 1985. Cage and pen fish farming. Carrying capacity models and environmental impact. FAO
Fishery Technical Paper 255, 131 pp.
Beveridge M and Muir JM. 1982. An evaluation on proposed cage fish culture on Loch Lomond, an important
reservoir in central Scotland. Canadian Water Resources Journal. 7: 181-96.
Beveridge MCM, Ross LG and Kelly LA. 1994. Aquaculture and biodiversity. Ambio. 23: 497-502.
Bjoerklund H, Bondestam J and Bylund G. 1990. Residues of oxytetracycline in wild fish and sediments from fish
farms. Aquaculture. 86: 359-367.

Bohl M. 1985. Impact of fish production on the receiving water. Muench. Beitr. Abwasser-fish. Flussbiology. 39:
297-323.
Brackett J. 1991. Potential disease interactions of wild and farmed fish. Annual meeting Aquaculture Association
Canada. 91: 79-80.
Brown JR, Gowen RJ and McLusky DJ. 1987. The effect of salmon farming on the benthos of a Scottish sea loch.
Journal of Experimental Marine Biology and Ecology. 109: 39-51.
Capone, D.G., Weston, D.P., Miller, V., Shoemaker, C., 1996. Antibacterial residues in marine sediments and
invertebrates following chemotherapy in aquaculture. Aquaculture 145: 55-75.
Chua TE. 1993. Environmental management of coastal aquaculture development. In: RSV Pullin, H Rosenthal and
JL Maclean (editors), Environment and Aquaculture in Developing Countries, pp. 199-212, ICLARM Conference
Proceedings, Manila.
Cloern JE. 1982. Does benthos control phytoplankton biomass in south San Francisco Bay? Marine Biology. 9:
191-202.
Cohen I and Neori A. 1991. Ulva lactuca biofilter for marine fishpond effluents. I. Ammonia uptake kinetics and
nitrogen content. Botanica Marina. 34: 475-482.
Davies IM and McKie JC. 1987. Accumulation of total tin and tributyltin in muscle tissue of farmed Atlantic
salmon. Marine Pollution Bulletin. 18: 405-407.
Davies IM, Bailey SK and Moore DC. 1987. Tributyltin in Scottish sea lochs, as indicated by degree of imposex in
the dogwhelk K. Nucella lapillus L. Marine Pollution Bulletin 18: 400-404.
Davis, IM, Grilibrand PA. McHenery JG, Rae GH. 1998. Environmental risk of ivermectin to sediment dwelling
organisms. Aquaculture 163: 29-46.
Dixon BA. 1991. Antibiotic resistance of bacterial fish pathogens. In: P Lavens, P Sorgeloos, E Jaspers and F
Ollevier (editors), Fish and Crustacean Larviculture Symposium, Gent (Belgium). Special Publication European
Aquaculture Society 15, 419 p.
Duff A. 1987. Scottish fish farm pollution. Marine Pollution Bulletin. 18: 261.
Enell M. 1982. Changes in sediment dynamics caused by cage culture activities. Proceedings of 10th Nordic
Symposium Sediments, 72-8 pp.
Enell M and Lof J. 1983. Miljoeffekter av vattenbruk- sedimentation och narsaltbelastning from fishkasseodingar.
Vatten. 39: 364-375.
Frid CLJ and Mercer TS. 1989. Environmental monitoring of caged fish farming in macrotidal environments.

Marine Pollution Bulletin. 20: 379-383.
Gowen RJ and Bradbury NB. 1987. The ecological impact of salmonid farming in coastal waters: a review.
Oceanography Marine Biology Annual Review. 25: 563-575.
Graneli E, Paasche E and Maestrini SY. 1993. Three years after the Chrysochromulina polylepis bloom in
Scandinavian waters in 1988: some conclusions of recent research and monitoring. In: TJ Smayda and Y Shimizu
(editors), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea, Volume 3, pp. 23-32, Elsevier, The Netherlands.
Grant, A and Briggs AD. 1998. Toxicity of ivermectin to estuarine and marine invertebrates. Marine Pollution
Bulletin. 36:540-541.
Gundersen K. 1981. The distribution and biological transformation of nitrogen in the Baltic Sea. Marine Pollution
Bulletin. 12: 199-205.
Hall P and Holby O. 1986. Environmental impact of marine fish cage culture. Report C.M. 1986/F:46. Mariculture
Committee, Sweden. 20 pp.
Hall POJ, Anderson LG, Holby O, Kollberg S and Samuelson MO. 1990. Chemical flux and mass balances in a
marine fish cage farm. I. Carbon. Marine Ecological Progress Series. 61: 61-73.
Hammond LS. 1987. Mariculture pollution. Marine Pollution Bulletin. 18: 148.
Handy RD and Poxton MG. 1993. Nitrogen pollution in mariculture: toxicity and excretion of nitrogenous
compounds by marine fish. Reviews in Fish Biology and Fisheries. 3: 205-241.
Hansen PK, Pitman K and Ervik A. 1990. Effects of Organic Waste from Marine Fish Farms on the Sea Bottom
Beneath the Cages. Copenhagen-Denmark ICES, 14 pp.
Hill BJ. 1991. The fish health situation in Europe and the prospectives for the community after 1992. Bulletin
Society Ital. Patol. Ittica. 5: 22-30.

10


40. Holby O and Hall POJ. 1991. Chemical flux and mass balances in a marine fish cage farm. II. Phosphorus. Marine
Ecological Progress Series. 70:263-272.
41. Holmer M and Kristensen E. 1992. Impact of marine fish cage farming on metabolism and sulfate reduction of
underlying sediments. Marine Ecology Progress Series. 80: 191-201.
42. Homer M. 1992. Impact of aquaculture on surrounding sediments: generations of organic-rich sediments. In:

Aquaculture and the Environment. Special Publication Europe Aquaculture Society 16, 155-175 pp.
43. Honjo T. 1993. Overview on bloom dynamics and physiological ecology of Heterosigma akashiwo. In: TJ Smayda
and Y Shimizu (editors), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea, Volume 3, pp. 33-42, Elsevier, The
Netherlands.
44. Huettel M. 1990. Influence of the lungworm Arenicola marina on pore water nutrient profiles of sand flat
sediments. Marine Ecology Progress Series. 62: 241-248.
45. Inui M, Itsubo M and Iso S. 1991. Creation of a new non-feeding aquaculture system in enclosed coastal seas.
Marine Pollution Bulletin. 23: 321-325.
46. IOE. 1992. Chemotherapy in aquaculture: from theory to reality. Internacional des Epizooties, Paris.
47. Jimenez DRM, Ramazanov Z and Garcia-Reina G. 1996. Ulva rigida (Ulvales, Chlorophyta) tank culture as
biofilters for dissolved inorganic nitrogen from fish pond effluents. Hydrobiologia. 326: 61-66.
48. Kaas R. 1998. Use of macroalgae for treatment of fish farm effluents. Salt marsh and aquaculture: sustainable
activity for conservation and exploitation of coastal wetland. (Ed. Hussenot) Plouzane-France, IFREMER 19:234242.
49. Kaspar HF, Hall GH and Holland AJ. 1988. Effects of cage salmon fanning on sediment nitrification and
dissimilatory nitrate reduction. Aquaculture. 70: 333-344.
50. Kissil GW and Lupatschi I. 1992. New approaches to fish feed in Israeli mariculture as a result of environmental
constraint. Israel Journal Aquaculture Bamidgeh. 44: 125.
51. Leung KMY, Chu JCW and Wu RSS. 1999. Nitrogen budgets for the areolated grouper Epinephelus areolatus
(Forskal) cultured under laboratory conditions and in open-sea cages. Marine Ecology Progress Series. 186: 271281.
52. Loo LO and Rosenberg R. 1989. Bivalve suspension-feeding dynamics and benthic-pelagic coupling in an
eutrophicated marine Bay. Journal of Experimental Marine Biology Ecology. 130: 253-276.
53. Lu L. and Wu, RSS. 1998. Recolonization and succession of marine macrobenthos in organic enriched sediment
deposited from fish farms. Environmental Pollution. 107: 241-251.
54. Lumb CM, Fowler SL, McManus J and Elliott M. 1989. Assessing the benthic impact of fish farming. In
Developments in Estuarine and Coastal Study Techniques. National Conservation Council. Olsen & Olsen,
Fredensborg, Denmark, 75-8 pp.
55. McLean WE, Jensen JOT and Alderice DF. 1993. Oxygen consumption rates and water flow requirements of
Pacific salmon (Oncorhynchus spp.) in the fish culture environment. Aquaculture. 109: 281-313.
56. Mak PMS. 1982. Biofouling of mariculture cages in Hong Kong. PhD Thesis, University of Hong Kong, pp. 542.
57. Miki K, Sano M and Bailly D. 1992. The role and problems of coastal fish culture in Japan. Oceanis-Doc.

Oceanography. 18: 385-395.
58. Molver J, Stigebrandt A and Bjerkenes V. 1988. On the excretion of nitrogen and phosphorous from salmon.
Proceedings of Aquaculture International Congress. Aquaculture International Congress, Vancouver, BC, 80 p.
59. Morton B. 1989. Hong Kong’s pig in the sea. Marine Pollution Bulletin. 20: 199-200.
60. Muller F and Varadi L. 1980. The results of cage fish culture in Hungary. Aquaculture Hungary. 2: 154-167.
61. Neori A, Cohen I and Gordin H. 1991. Ulva lactuca biofilter for marine fishpond effluents. II. Growth rate, yield
and C:N ratio. Botanica Marina. 34: 483-489.
62. New MB and Casvas I. 1995. Aquafeed in Asia - a regional review. Farm made aquafeed, FAO Fisheries
Technical Paper 343, 1-24 pp.
63. Nishimura A. 1982. Effects of organic matters produced in fish farms on the growth of red tide algae
Gymnodinium type 65 and Chattonella antiqua. Bulletin Plankton Society Japan. 29: 1-7.
64. Olsgard F. 1984. Pollution effects on soft bottom fauna from a nearby marine fish culture site. Norsk
Fiskeoppdrett. 9: 32-38.
65. Ove Arup, Furano, Hydraulic Research (Asia) and WRc (Asia). 1989. Assessment of the Environmental Impact of
Marine Fish Culture in Hong Kong. Final Report submitted to the Environmental Protection Department, Hong
Kong Government.
66. Pencazk T, Galicka W, Molinski M, Kusto E and Zalewski M. 1982. The enrichment of a mesotrophic lake by
carbon, phosphorous and nitrogen from the cage aquaculture of rainbow trout Salmo gairdneri. Journal of Applied
Ecology. 19: 371-393.
67. Petrell RJ, Mazhari TK, Harrison PJ and Druehl LD. 1993. Mathematical model of Laminaria production near a
British Columbia salmon sea cage farm. Journal of Applied Phycology, 5: 1-14.
68. Phillips M and Beveridge M. 1986. Cage and the effect on water condition. Fish Farmer. 9: 17-19.
69. Prins TC, Dankers N and Small AC. 1994. Seasonal variation in the filtration rates of a semi-natural mussel bed in
relation to seston composition. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology. 176: 69-86.
70. Ritz DA, Lewis ME and Shen M. 1989. Response to organic enrichment of infaunal macrobenthic communities

11


under salmonid seacages. Marine Biology. 103: 211-214.

71. Rosenthal H, Weston D, Gowen R and Black E. 1988. Report of the ad hoc Study Group on Environmental Impact
of Mariculture’. Cooperative Research Report 154, 83 pp.
72. Rublee PA. 1982. Bacteria and microbial distribution in estuarine sediments. In: VS Kennedy (editor), Estuarine
Comparison, Academic Press, New York, 159-82 pp.
73. Samuelsen OB. 1989. Degradation of oxytetracyline in seawater at two different temperatures and light intensities
and the persistence of oxytetracycline in the sediment from a fish farm. Aquaculture. 83: 7-16.
74. Samuelsen OB, Solheim E and Lunestad BT. 1991. Fate and microbiological effects of furazolidone in a marine
aquaculture sediment. Science of the Total Environment. 108: 275-283.
75. Samuelsen OB, Torsvik V and Ervik A. 1992. Long range changes in oxytetracycline concentration in bacterial
resistance towards oxytetracycline in a fish farm sediment after medication. Science of the Total Environment.
114: 25-36.
76. Seymour EA and Bergheim A. 1991. Towards a reduction of pollution from intensive aquaculture with reference
to the farming of salmonids in Norway. Aquaculture Engineering. 10: 73-88.
77. Skogheim O and Bremnes K. 1984. Effect on the environment from fish farms in lakes. Norsk Fisheoppdrett. 9:
37-8.
78. Takahashi M and Fukazawa N. 1982. Effects of selective nutrient simulation on the growth of different
phytoplankton species in natural waters. Marine Biology. 70: 267-73.
79. Tervet DJ. 1981. The impact of fish farming on water quality. Journal of Water Pollution Control. 80: 571-581.
80. Thrower FP and Short JW. 1991. Accumulation and persistence of tri-n-butyltin in pink and chum salmon fry
cultured in marine net-pens. Aquaculture. 96: 233-239.
81. Torsvik VL, Soerheim R and Goksoeyr J. 1988. Antibiotic Resistance of Bacteria from Fish Farm Sediments.
Copenhagen-Denmark-IVES, 9 pp.
82. Tsutsumi H, Kikichi T, Tanaka M, Higashi T, Imasaka K and Miyazaki M. 1991. Benthic faunal succession in a
cove organically polluted by fish farming. Marine Pollution Bulletin. 23: 233-8.
83. Tucholski F, Eclawski I and Wojno T. 1980. Studies on removal of wastes produced during cage rearing of
rainbow trout (Salmo gairdneri) in lakes. 1. Chemical composition of waste. Rocz. Nauk. Roln. 82: 17-30.
84. Waldichuk M. 1987a. Fish farming problems. Marine Pollution Bulletin. 18: 2-3.
85. Waldichuk M. 1987b. TBT in aquaculture salmon a concern. Marine Pollution Bulletin. 18: 265-266.
86. Weston D. 1990. Quantitative examination of macrobenthic community changes along an organic enrichment
gradient. Marine Ecological Progress Series. 61: 233-244.

87. Wienbeck H. 1983. Reflections on ammonia content in fish culture. Arb. Dtsch. Fisch-Verb. 39: 21-33.
88. Wu RSS. 1988. Marine pollution in Hong Kong: a review. Asian Marine Biology. 5: 1-23.
89. Wu RSS. 1990a. A respirometer for continuous in situ measurement of sediment oxygen demand. Water Research.
24: 391-4.
90. Wu RSS. 1990b. Environmental tolerance of some marine fish: applications in mariculture management. In: RC
Ryans (editor), Proceeding of International Symposium Fishery Physiological Fish Toxicology Fishery
Management, pp. 197-207. USEPA, Athens.
91. Wu RSS, Lam KS, MacKay DW, Lau TC and Yam V. 1994. Impact of marine fish fanning on water quality and
bottom sediment: a case study of the sub-tropical environment. Marine Environmental Research. 38: 115-145.
92. Wu, R.S.S., Shin, P.K.S. Mackay, D.W., Mollowney, M., Johnson, D., 1999. Management of marine fish farming
in the sub-tropical environment: a modeling approach. Aquaculture 174: 279-298.

Dịch từ tài liệu:
Environmental Impacts of Marine Fish Farming and their Mitigation
Author: R. S. S. Wu
Centre for Coastal Pollution and Conservation City University of Hong Kong, Department of Biology and Chemistry
Tat Chee Avenue, Kowloon, Hong Kong, SAR China
Citation: Wu, R. S. S. (2001). Environmental impacts of marine fish farming and their mitigation. In L. M. B. Garcia
(Ed.), Responsible Aquaculture Development in Southeast Asia. Proceedings of the Seminar-Workshop on Aquaculture
Development in Southeast Asia organized by the Aquaculture Department, Southeast Asian Fisheries Development
Center, 12-14 October 1999, Iloilo City, Philippines (pp. 157–172).

12