cascais world forum 2012

Transcrição

CASCAIS WORLD FORUM 2012
SOIL BIOENGINEERING AND LAND MANAGEMENT – NEW CHALLENGES
Sustaining Our Land, Water and Life in Changing Climate
II Congress APENA - VII Congress AEIP – VII Congress EFIB
Cascais, 19-22 Setembro 2012
PROCEEDINGS
E-BOOK / ISBN: 978-989-20-4788-1
Lisboa, Maio de 2014
TITLE: SOIL BIOENGINEERING AND LAND MANAGEMENT – NEW CHALLENGES
TÍTULO: ENGENHARIA NATURAL E GESTÃO DO TERRITÓRIO – NOVOS DESAFIOS
TÍTULO: BIOINGENIERÍA DEL PAISAJE Y GESTIÓN DEL TERRITORIO - NUEVOS RETOS
EDITORS/EDITORES:
José Matos Silva
Carla Rolo Antunes
Carlo Bifulco
PATRONAGE/PATROCÍNIO
PRESIDENT OF THE PORTUGUESE REPUBLIC / PRESIDENTE DA REPÚBLICA
PORTUGUESA
HONOR COMMITTEE / COMISSÃO DE HONRA / COMISIÓN DE HONOR
Aníbal Cavaco Silva (President of the Portuguese Republic)
Paulo Vasconcelos Dias Correia (General Director of DGOTDU)
Paula Sarmento (President of the Institute for Nature Conservation and Forestry)
Manuel Braga da Cruz (Rector of the Portuguese Catholic University)
Carlos Manuel de Jesus Carreiras (Mayor of Cascais Municipality)
SCIENTIFIC COMMITTEE / COMISSÃO CIENTÍFICA / COMITÉ CIENTÍFICO
Eva Hacker (Chair) (President of EFIB, Professor at Hannover University, Germany)
Jose Matos Silva (Vice-Chair) (President of APENA, Professor at Lisbon Catholic University, Portugal)
Paola Sangalli (President of AEIP, Spain)
Giuliano Sauli (President of AIPIN, Italy)
Rui Cortes (Professor at UTAD, Vice-President of CIREF, Portugal)
Florin Florineth (Professor at BOKU, Vienna, EFIB, Austria)
Paolo Cornelini (Professor at Università degli Studi della Tuscia, Vice-President of AIPIN, Italy)
Fabrício Sutili (Professor at UFSM, Santa Maria, Brazil)
Freddy Rey (Research Fellow, Cemagref de Grenoble, France)
ORGANIZING COMMITTEE /COMISSÃO ORGANIZADORA / COMITÉ ORGANIZADOR
Jose Matos Silva (Chair)* (APENA, UCP); Portugal
Paola Sangalli (Vice-Chair)* (AEIP), Spain
Joao Melo (CMC), Portugal
Francisco Castro Rego (APCV, CEABN-ISA), Portugal
Rui Cortes (CIREF, UTAD), Portugal
Pedro Martinho (APENA), Portugal
Vasco Silva* (CMC), Portugal
Eike Flebbe (APENA), Portugal
Eva Hacker (EFIB), Germany
Pilar Barraqueta (AEIP), Spain
Albert Sorolla* (AEIP), Spain
Carlo Bifulco* (APENA, AIPIN, ISA), Portugal
Florin Florineth (EFIB, BOKU), Austria
Joao Azevedo (APEP, IPB), Portugal
Joao F. Pereira (UNO-PIES, USA)
Artur Ribeiro* (APENA), Portugal
Pedro Tomás* (APENA), Portugal
Carla Rolo Antunes* (Univ. Algarve; APENA), Portugal
(*): Executive Committee / Comissão Executiva / Comité Ejecutivo
ORGANIZED BY: APENA - Associação Portuguesa de Engenharia Natural
PARTNERS/PARCEIROS/ASOCIADOS
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Câmara Municipal de Cascais, Portugal (www.cm-cascais.pt)
Associação Portuguesa de Corredores Verdes (APCV), Portugal (www.apcverdes.org)
Associação Portuguesa de Ecologia da Paisagem (APEP), Portugal (www.apep.pt)
Centro Ibérico de Restauração Fluvial (CIREF), Portugal and Spain (www.cirefluvial.com)
Associação Ibérica de Limnologia (AIL), Portugal and Spain (www.uv.es/ael)
Associazione Italiana per la Ingegneria Naturalistica (AIPIN), Italy (www.aipin.it)
Verein für Ingenieurbiolgie, Switzerland (www.ingenieurbiologie.ch)
Gesellschaft für Ingenieurbiologie e.V., Germany (www.ingenieurbiologie.com)
Association Française de Génie Biologique pour le Contrôle de l’Érosion des Sols (AGEBIO), France (www.agebio.org)
Fachvereinigung Betriebs- und Regenwassernutzung (FBR), Germany (www.fbr.de)
Universidade Católica Portuguesa – Faculdade de Engenharia, Lisbon, Portugal (www.fe.lisboa.ucp.pt)
Universidade Técnica de Lisboa – Instituto Superior de Agronomia, Lisbon, Portugal (www.isa.utl.pt)
Universidade de Trás-os-Montes e Alto Douro (UTAD) (www.utad.pt)
Universidade de Lisboa – Centro de Estudos Geográficos (UL-CEG), Portugal (www.ceg.ul.pt)
Universität für Bodenkultur Wien (BOKU), Austria (www.boku.ac.at)
Technische Universität Berlin, Berlin, Germany (www.tu-berlin.de)
University of California – Berkeley, USA (http://berkeley.edu)
Universidade Federal do Paraná, Curitiba, Brasil (www.ufpr.br)
University of Florida, USA (www.ufl.edu)
Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, Brasil (www.ufsm.br)
University of New Orleans - Pontchartrain Institute for Environmental Sciences (UNO-PIES), USA (www.pies.uno.edu)
E-BOOK / ISBN:
978-989-20-4788-1
FOREWORD
In September 2012, at Cascais, Portugal, EFIB (European Federation for Soil Bioingenieering), APENA
(Associação Portuguesa de Engenharia Natural) and AEIP (Asociación Española de Ingeniería del Paisaje),
together with Cascais Municipality, carried out an International Congress under the title “Cascais World
Forum - Bioengineering and Land Management - New Challenges”.
The theory of the four basic elements - water, soil, air, and fire, proposed by Empedocles (ca. 490–430 BC),
remained commonly accepted for more than 2000 years. While science has improved drastically, upon
Empedocles’ notions, researchers today are often so specialized that they lose sight of their synergies. This
Forum addressed these challenges and trends, in Water- and Soil-Bioengineering, Ecology and Sustainability
Solutions, having as main objectives:
 Provide a global space, with scientific sessions and well-known guest speakers.
 Discuss new developments in science and effective solutions, in Natural Engineering.
 Promote tools for land management, especially in urban and peri-urban areas.
 Provide practical solutions for imbalances between Nature and Humanity.
The Forum had three official languages, English, Spanish and Portuguese, and ten Scientific Areas:
1. Landscape and Land Management
2. Slope Stabilization and Restoration
3. Fluvial and Coastal Stabilization and Restoration
4. Ecological Quality and Biodiversity
5. Combating Desertification
6. Rainwater Harvesting
7. Recuperation and Renaturalization of Degraded Areas
8. Requalification and Rehabilitation in Urban and Peri-Urban Areas
9. Greenways
10. Policy Implementation for Land Restoration and Conservation
There were significant demands to publish selected texts of this Forum, which involved the good will from
generous and interested people, several associations, universities and Institutes, coming from several nations
- an invaluable debt of gratitude. This publication represents the culmination of this ambitious project.
The protagonist of this book is Natural Engineering, a discipline based on engineering tools and biological
and ecological criteria, which uses vegetative material, along with in situ existing natural materials.
This intends to be a clear, concise and accurate account of the advances observed in various parts of the
globe, providing a reference for professionals, students or simply interested in this field of Engineering.
On behalf of APENA and those to whom this book is addressed, I thank our host, Municipality of Cascais,
and all those who, directly or indirectly, have contributed to this project, making possible this Forum and this
book.
Jose Matos Silva
Chair, Organizing Committee
PREFÁCIO
Em Setembro de 2012, realizou-se em Cascais, Portugal, o II Congresso de APENA (Associação Portuguesa
de Engenharia Natural), VII Congresso de AEIP (Asociación Española de Ingeniería del Paisaje) e VII
Congresso de EFIB (Federação Europeia de Engenharia Natural), sob o título "Fórum Mundial de Cascais:
Engenharia Natural e Gestão do Território - Novos Desafios".
Os quatro princípios - água, solo, ar e fogo, propostos por Empédocles (ca. 490-430 aC), mantiveram-se
comumente aceites por mais de 2000 anos. Enquanto a ciência muito se desenvolveu, desde então, as áreas de
investigação vêm-se tornando mais estreitas, correndo-se o risco de perder a visão de conjunto e suas
sinergias. Este Fórum procurou responder a estes desafios e tendências actuais, em Engenharia Natural,
Ecologia e Soluções Sustentáveis, tendo como principais objetivos:
 Proporcionar um espaço global, com sessões científicas e conferencistas convidados conhecidos.
 Discutir novos desenvolvimentos na ciência e soluções eficazes, em Engenharia Natural.
 Promover ferramentas para uma gestão adequada do território, especialmente em áreas urbanas e
peri-urbanas.
 Fornecer soluções práticas para eventuais desequilíbrios entre Natureza e Humanidade.
 Ampliar a experiência da Directiva-Quadro da Água da União Europeia (DQA) e outras políticas
envolvidas na gestão do solo e da paisagem.
O Fórum decorreu com três línguas oficiais, Inglês, Espanhol e Português, e teve dez Áreas Científicas:
1. Paisagem e Gestão Territorial
2. Estabilização e Restauração de Encostas
3. Estabilização e Restauração Fluvial e Costeira
4. Qualidade Ecológica e Biodiversidade
5. Combate à Desertificação
6. Aproveitamento de Água Pluvial
7. Recuperação e Renaturalização de Áreas Degradadas
8. Requalificação e Reabilitação de Áreas Urbanas e Peri-urbanas
9. Corredores Verdes
10. Implementação de Políticas para a Restauração e Conservação da Terra
De variados quadrantes chegaram-nos incentivos no sentido de proceder à publicação de textos selecionados
neste Fórum, dar a conhecer os frutos de um trabalho colectivo que envolveu gente generosa e interessada,
várias associações, universidades e institutos, de várias nações – uma dívida inestimável de gratidão. Esta
publicação representa o culminar deste projecto ambicioso.
O protagonista deste livro é a Engenharia Natural, uma disciplina que, através de metodologias próprias da
engenharia e com base em critérios biológicos e ecológicos, utiliza material vegetativo, juntamente com
materiais naturais existentes in loco.
Procurou-se assim um relato claro, sintético e rigoroso de avanços verificados em várias partes do globo, que
possa constituir uma referência útil para profissionais, estudantes ou simples interessados neste ramo da
Engenharia.
Em nome de APENA e de todos a quem este livro é dirigido, agradeço à nossa anfitriã, Câmara Municipal de
Cascais, e a todos quantos, de forma directa ou indirecta, deram o seu contributo para este projecto, tornando
possível este Fórum e este livro.
José Matos Silva
Presidente da Comissão Organizadora
PRÓLOGO
En septiembre de 2012, se celebró en Cascais, Portugal, el II Congreso de APENA (Asociación Portuguesa
de Ingeniería Natural), el VII Congreso de AEIP (Asociación Española de Ingeniería del Paisaje) y VII
Congreso de EFIB (Federación Europea de Bioingeniería del Paisaje), bajo el título "Foro Mundial de
Cascais: Ingeniería Natural y Ordenación del Territorio - Nuevos Desafíos".
La teoría de los cuatro principios - agua, suelo, aire y fuego, propuestos por Empédocles (490-430 aC), se
mantuvo comúnmente aceptado durante más de 2000 años. Mientras que la ciencia se ha desarrollado mucho,
desde entonces, las áreas de investigación son cada vez más específicas, con el riesgo que conlleva de perder
la visión de conjunto y sus sinergias. El Foro quiso abordar estos retos y tendencias actuales de la
Bioingeniería del Paisaje, Ecología y Soluciones Sostenibles, con los objetivos siguientes:
 Proporcionar un espacio global, con sesiones científicas y oradores invitados reconocidos.
 Discutir nuevos avances en la ciencia y soluciones eficaces, en la disciplina de Bioingeniería del
Paisaje.
 Promover herramientas para una gestión adecuada del territorio, en especial, en zonas urbanas y
periurbanas.
 Proporcionar soluciones prácticas para los desequilibrios entre la Naturaleza y la Humanidad.
El Foro se realizó con tres lenguas oficiales - inglés, español y portugués - y diez Áreas Científicas:
1. Paisaje y Ordenación del Territorio
2. Estabilización y restauración y de taludes
3. Estabilización y restauración de ríos y zonas costeras
4. La biodiversidad y la calidad ecológica
5. Lucha contra la Desertificación
6. Aprovechamiento del agua de lluvia
7. Recuperación y Renaturalización de Áreas Degradadas
8. Rehabilitación y Reconstrucción de zonas urbanas y periurbanas
9. Corredores Verdes
10. Implementación de políticas para la Restauración y Conservación de la Tierra
Desde sectores variados, nos han llegado estímulos para proceder a la publicación de textos seleccionados de
este foro, dar a conocer los mejores frutos de esta obra colectiva, que implicó gente generosa e interesada,
varias asociaciones, universidades e institutos, de varias naciones – a todos ellos debemos nuestra inestimable
gratitud. Esta publicación representa la culminación de este ambicioso proyecto.
El protagonista de este libro es la Bioingeniería del Paisaje, una disciplina que, a través de metodologías
propias basadas en la ingeniería y criterios biológicos y ecológicos, utiliza material vegetativo y materiales
naturales, in situ, como elemento de construcción y regeneración ambiental.
Se trata, pues, de un relato claro, conciso y preciso de los avances observados en varias partes del mundo,
que puede proporcionar una referencia para profesionales, estudiantes o simplemente interesados en esta
rama de la Ingeniería.
En nombre de APENA y de aquellos a quienes este libro se dirige, agradezco al Municipio de Cascais,
nuestro anfitrión, a quienes nos apoyaron con patrocinio, a los participantes de las conferencias y a todos los
que nos acompañaron, porque sin su apoyo no hubiera sido posible la realización de este Foro y de este libro.
José Matos Silva
Presidente del Comité Organizador
CONTENTS/ÍNDICE
WATER RESOURCES PLANNING WITH THE AID OF NUMERICAL
MODELS
1
MCCORQUODALE, J.A.; PEREIRA, J.F.; MESELHE, E.A.
ONE-DIMENSIONAL HYDRODYNAMIC AND SEDIMENT TRANSPORT
MODELING OF THE LOWER MISSISSIPPI RIVER BELOW BELLE CHASSE
19
PEREIRA, J.F.; MCCORQUODALE, J.A.; GEORGIOU I.Y.; MESELHE, E.A.; ALLISON, M.A.;
HOLLY, F.M.
ONE-DIMENSIONAL HYDRODYNAMIC MODELING OF STORM SURGES
IN THE LOWER MISSISSIPPI RIVER
TERAN, G.A.; PEREIRA, J.F.; MCCORQUODALE, J.A.; GURUNG, T.T; MESELHE, E. A.
39
PESQUISA E APLICAÇÃO DA ENGENHARIA NATURAL NO BRASIL
RESEARCH AND APPLICATION OF SOIL BIOENGINEERING IN BRAZIL
48
SUTILI, F.J.; GAVASSONI, E.
RESTAURACIÓN DE CAUCES EN LOS RÍOS AÑARBE Y ARAXES EN
GIPUZKOA MEDIANTE INTRODUCCIÓN DE MADERA
CHANNEL RESTORATION IN AÑARBE AND ARAXES RIVERS IN
GIPUZKOA THROUGH INTRODUCTION OF WOOD
53
SARRIEGI, M.; AGIRRE, K.; BAÑARES I.; DÍEZ J.; ELOSEGI, A.; KAIL J.
TECHNIQUES AND EXPERIENCES OF SOIL BIO-ENGINEERING USING
STEEL WIRE PRODUCTS
66
VICARI, M.; PORTELA, J.C.
HYDRAULIC AND FOREST WORKS WITH SOIL BIOENGINEERING
TECHNIQUES FOR HYDROGEOLOGICAL RISK MITIGATION AND
ENVIRONMENTAL RESTORATION IN CAMPANIA (ITALY)
76
COSTAGLIOLA, C.; DORONZO, G.
NEW APPROACHES ON WATER MANAGEMENT INFRASTRUCTURE.
MATOS SILVA, M.
88
CONTROL DE EROSIÓN DE TORRENTES DE MONTAÑA MEDIANTE
TÉCNICAS DE BIOINGENIERÍA EN EL NORTE DE ITALIA
EROSION CONTROL OF MOUNTAIN ROCKY STREAMS BY MEANS OF
SOIL BIOENGINEERING TECHNIQUES IN NORD–EAST ITALY
98
SAULI, G.
105
A REVIEW OF THE EFFECT OF TERRACING ON EROSION
DORREN, L.; REY, F.
IN
116
INVESTIGACIONES EN LA PARTE VIVA Y ESTRUCTURAL DE LAS
INTERVENCIONES DE BIOINGENIERÍA
127
AN OVERVIEW OF THE
NORTHEASTERN BRAZIL
USE
OF
SOIL
BIOENGINEERING
HOLANDA, F.; SUTILI, F.J.; ROCHA, I.P.; FILHO, R.N.; BELARMINO, A.H.; CRUZ, J.F.
CORNELINI, P.
RAÍZES ADVENTÍCIAS AO LONGO DO CAULE DAS PLANTAS PARA A
CONSOLIDAÇÃO DOS TALUDES
CONSOLIDATING SLOPES WITH PLANT’S STEM ADVENTITIOUS ROOTS
142
BIFULCO, C.; REGO, F.
CONTROLO DE EROSÃO E INTEGRAÇÃO AMBIENTAL DA SCUT
AÇORES
153
FONSECA, G.; NAVARRO TENA, P.
DE
166
THE
173
ESTRATÉGIAS DE GESTÃO E DE CONSERVAÇÃO PARA A PAISAGEM
CULTURAL DE SINTRA, PATRIMÓNIO MUNDIAL
STRATEGIES FOR THE MANAGEMENT AND CONSERVATION FOR THE
CULTURAL LANDSCAPE OF SINTRA, WORLD HERITAGE
183
ESTABILIZACIÓN
BIOINGENIERÍA
DE
LADERAS
MEDIANTE
LAS
TÉCNICAS
SANGALLI, P.; CORNELINI, P.; VALENZUELA, M.; IBARBIA, I.; NAVARRO, J.A.
BIOTECHNICAL SLOPE STABILIZATION
PHLEGRAEAN DISTRICT (ITALY)
MEASURES
IN
DORONZO, G.
LEITE A.F.; AZAMBUJA, S.T.
GRAZED LANDSCAPES: THE IMPORTANCE OF LAND MANAGEMENT
195
VALADA, T.; TEIXEIRA, R.; MARTINS, H.; RIBEIRO, M.; DOMINGOS, T.
SUSTAINABILITY AND RESILIENCE IN WATERSHED MANAGEMENT.
THE CASE STUDY OF ALENQUER REGION, PORTUGAL
200
CAMPO, S.; MATOS SILVA, J.
RESURRECTING RIVERS IN CITIES
208
KONDOLF, G.M.
DEVOLVIENDO LAS AVENIDAS A LAS LLANURAS DE INUNDACIÓN.
ESPACIO PARA EL RÍO Y LAS IMPLICACIONES DE LAS POLÍTICAS
EUROPEAS
BRINGING FLOODS BACK TO THE FLOODPLAIN: ROOM FOR THE
RIVER AND POLICY IMPLICATIONS
214
SERRA-LLOBET, S.; KONDOLF, G.M.
EL HUMEDAL DE SALDROPO: 22 AÑOS DE RENATURALIZACION TRAS
LA EXPLOTACION DE UNA ANTIGUA TURBERA
THE SALDROPO WETLAND: 22 YEARS OF RENATURALIZATION AFTER
A FORMER PEATLAND EXPLOITATION
219
BARRAQUETA, P.; HERAS, P.; INFANTE, M.; MIEMBROS DE SALDROPO
WASTEWATER REUSE IN THE IRRIGATION OF KENAF (HIBISCUS
CANNABINUS L) AS A STRATEGY FOR COMBATING DESERTIFICATION
231
BARBOSA, B., MENDES, B.; FERNANDO, A L..
TÉCNICAS DE BIOENGENHARIA NA REQUALIFICAÇÃO DE SISTEMAS
FLUVIAIS NO VALE DO SORRAIA
BIOENGINEERING TECHNOLOGY FOR THE RESTORATION OF RIVER
SYSTEMS IN THE SORRAIA’S VALLEY
239
ANTUNES, C. R.; COUTINHO, M.J.A.; COUTINHO, M.A.; SOUSA, G.
ENSAIO DE ESPÉCIES DA FLORA CONTINENTAL PORTUGUESA PARA
INTERVENÇÕES DE ENGENHARIA NATURAL
TESTING SPECIES OF THE PORTUGUESE MAINLAND FLORA FOR SOIL
BIOENGINEERING TECHNIQUES
CORREIA, F. C.; BIFULCO, C.
248
REGENERAÇÃO NATURAL DE ESPÉCIES EM UMA ÁREA DEGRADADA
SOB PROCESSO DE RECUPERAÇÃO
NATURAL REGENERATION OF SPECIES IN AN AREA DEGRADED
UNDER RECOVERY PROCESS
264
COSTA, C. D.O.; ALVES, M.C.
ILHAS
DE
CALOR
EM
CLIMAS
QUENTES:
AMENIZANDO
CONSEQUÊNCIAS DE GRANDES ÁREAS IMPERMEABILIZADAS POR
ESTACIONAMENTOS NOS CENTROS URBANOS
URBAN HEAT ISLAND EFFECT IN HOT CLIMATES: REDUCING THE
CONSEQUENCIES OF WIDE SEALED PARKING AREAS IN THE CITIES
271
POLBORN CEPPAS, K.; SCHMIDT, M.
ECOLOGICAL RESTORATION OF GUINCHO–CRISMINA COASTAL SAND
DUNE
CORREIA, I.; NETO, A.; SILVA, V.; SARAIVA, S.; ROMANA, J.; MELO, J.C.; LEY, C.; CRUZ, C.S.
281
WATER RESOURCES PLANNING WITH THE AID OF
NUMERICAL MODELS
MCCORQUODALE, J.A.
University of New Orleans, Department of Civil and Environmental Engineering
([email protected]); 2000 Lakeshore Drive, New Orleans, LA 70148, U.S.A.
PEREIRA, J.F.
The Water Institute of the Gulf ([email protected]); One American Place 301 N. Main
St., Suite 2000, Baton Rouge, LA 70825, U.S.A.
MESELHE, E.A.
ABSTRACT
Many global changes are occurring which put greater numbers of people at risk of flood
related loss of life and property damage. The combined effects of climate change and the trend for
development in flood prone areas makes it imperative to plan for these changes. Predictive tools are
essential in the best allocation of the massive funds that will be required to address these changes.
Water management is a key component of the planning that is needed. In this paper, the nature
of the water and sediment processes that will be affected by global changes in climate and
development will be discussed in terms of riverine and estuarine morphology. The range of predictive
tools that can be applied to help quantify the impacts of climate changes and possible interventions to
combat these changes will be outlined. These tools include one dimensional models that can simulate
decadal changes and two and three dimensional models that give information on spatial impacts. The
ongoing application of numerical models in the coastal planning in south Louisiana will be used to
illustrate the paper.
Keywords: Water Resources, Rivers, Estuaries, Deltas, Planning, Climate Change, Numerical Models
INTRODUCTION
The empirical evidence for global climate change is over-whelming (IPCC); however, the
magnitude of the rate of change is still highly uncertain. The question for water resources planners and
engineers is: how do we account for these climate changes and their uncertainty? The problem is that
the old assumptions of a stationary climate and a constant sea level are no longer valid. For example,
the use of historically based flood frequency curves could lead to under-estimation errors in the
capacities of structures that have a life of more than 50 years.
The purpose of this paper is to review some of the immediate issues facing water resource
engineers and planners. The range of projects that will be impacted by climate change include: flood
plain mapping, flood control structures, levees, coastal protections, diversion structures, navigational
dredging, ports and harbors. These problems are compounded by human activities such as
encroachment into flood prone areas and conversion of vegetated areas to impervious surfaces. The
complexity of the problems makes a multi-disciplinary approach essential. Typically planning teams
will need to have: climate specialists, geologists, GIS specialists, hydraulic engineers, geotechnical
engineers, soil scientists, biologists, landscape planners, economists and social scientists.
A methodology is proposed to provide quantitative information on future water resources
projects under non-stationary climate scenarios. One methodology has been introduced in Louisiana to
develop a Coastal Master Plan to deal with the extraordinary rates of coastal land loss (75 km2/y) in
the Mississippi River Delta. The scheme involves a holistic approach that uses multiple submodels to
1
represent the various coastal processes that affect land loss rates (LA CPRA 2012). These submodels
exchange outputs to produce a coupled response model for the entire 400 km coast. Figure 1 shows
that coastal zone covered by this model. The hydrodynamic submodels consisted of a suite of models
that covered long and short term behavior with spatial resolutions from the watershed scale to the
detail needed for structural design. Consequently, one, two and three dimensional models are used.
This paper will provide examples of typical models that are available, the kinds of questions that can
be addressed and the nature of the answers.
The following is a partial list of water resources related problems that may be caused by global
climate changes:
Increased relative sea level rise (RSLR)
Loss of wetlands and associated habitat
Increase in the frequency of extreme events (floods, droughts, hurricanes, winds, storm surge,
blizzards and heat waves).
Increased salinity in estuaries and wetlands.
Reduced ice cover.
Acidification.
Desertification.
Possible increase in harmful algal blooms.
Increased navigation costs.
Water supply problems.
Changes in traditional fisheries.
DOMINANT PROCESSES FOR THE HYDRODYNAMIC MODELS
There are two major considerations for the hydraulic engineer: 1) the fluvial geomorphology
of the system and 2) hydrodynamics and sediment dynamics associated with the channel morphology.
Fluvial Morphology
The morphology of riverine and estuarine systems can be considered on geological and
engineering time scales respectively measured in millions and hundreds of years. This discussion is
limited to engineering times scales which can be reduced to long term (recorded history), intermediate
term (project life) and short term (event).
Long term here is considered to be of the order of several centuries. This morphological
change would include the delta cycle, which can be summarized as follows (Twilley, 2010):
 Land building
• Period 0-600 years
 Switching & Abandonment
• Period 600-1000 years
 Regression and formation of barrier islands with progressive land loss
 Re-occupation
•
4000-5000 years.
The time periods shown here are for the Mississippi River as illustrated in Figure 1. For very
high sediment bearing rivers like the Yellow River, these periods could be an order of magnitude
shorter.
2
Figure 1 - Delta Lobe Switching in the Mississippi River Delta. Legend: 1) 4600 years BP, 2) 4600-3500
BP, 3)3500-2800 BP, 4)2800-1000 BP, 5)1000-300 BP, 6)750-550 BP, 7) 550-BP. Reference: Dr. Robert
Twilley, 2010.
Intermediate term is considered to be of the order of the life of a project (1-200 years). Often
engineers have considered that the climate is stationary during this period; thus, historical precipitation
and stream flow records are used to develop flood frequency curves and project design flows. The
concept of Probably Maximum Flood (PMF) has also been used in which the various inputs to the
estimation of the maximum flow are maximized; these inputs include: climate, topography and soil
conditions. These methods assume that the present climate is stationary, i.e. the norms are not
changing with time; however, with global climate change, this assumption can no longer be made.
These methods will have to be adjusted for the projected climate during the life of the project.
The intermediate term morphology refers to the channel geometry (depth, width and slope) as
well as the plan form of the river. The statistically based regime approach is convenient for assessing
this geometry. The regime methods assume that there is a dynamic equilibrium of the geometry for a
given discharge and sediment load. One of the simplest of these methods is the qualitative model
proposed by Lane (1955) as,
[1]
Qs D50  S Q
in which Qs = sediment load; D50= median diameter; S=channel slope; Q=discharge.
Another popular regime method follows the approach of Lacey (1946) who presented the
flowing equation set (expressed in here in Imperial and SI units):
[2]
P  K 1 Q 1/2
R  K 2 Q 1/3 / f s
S  K3 fs
fs  K
fs
5/3
1/3
/Q 1/6
D 50
3
where P = wetted perimeter; Q = dominant discharge; R=hydraulic Radius; S= channel slope;
D50= median grain size in the bed; fs=silt factor and K values are define in Table 1.
Table 1 - Coefficients in Lacey Equations
US (cfs)
SI (m3/s)
K1
2.67
4.84
K2
0.468
0.468
K3
0.000572
0.000316
Kfs
8 for D50 inches
1.587 for D50 mm
Schumm (1967) introduced the concept of the silt-clay percentage in the channel (as well as
the ratio of bed material load to total as means of determining the plan form of a stream. His
classification is illustrated in Figure 2 and Table 2.
Table 2 - Schumm’s Channel Classification
Classification
Braided
Straight
Meandering
Percent Silt-Clay in
Channel
<5
5-20
>20
Percent Bed Material
Load to Total Load
>11
3-11
<3
Load
Type
Bed Load
Mixed Load
Suspended Load
Figure 2 - Schumm’s Plan Form Channel Classification.
Short term is considered to be the event scale (a flood of a few hours, days or months). At this
time scale the channel experiences an erosion-deposition cycle that mostly remains within the short
term plan form of the channel. In a fluvial bed, the changing bed shear stress results in the appearance
of bed forms which in turn change the resistance of the channel to flow. In a non-cohesive mobile bed
these bed forms are ripples, dunes, transition, antidunes, chutes and pools.
Figure 3 shows the progression of bed forms with increasing shear stress and Froude Number.
Ripples and dunes typically occur at subcritical flows while anti-dunes occur at critical and
supercritical flows. The effect of these bed forms on resistance (represented by Manning’s n) is
illustrated in Figure 4.
4
Friction Factor 
Bed Shear 
Froude Number 
Figure 3 - Response of Mobile Bed to Shear (Bed Forms, Sand Concentration and Friction.)
Figure 4 (U.S. Army Corps of Engineers, 2003) is a multibeam image of a dune field in the
Lower Mississippi River near Baton Rouge. This image illustrates the variability of bed forms along
the river, e.g. the bed forms almost disappear in both deep and very shallow portions of the channel. El
Kheiashy (2007) analyzed approximately 300 km of imagery at mean flows in the Lower Mississippi
River and found the dune heights varied 1.5 m to 3 m with increasing bed shear. Figure 5 derived from
Shen (1971) shows the effect of bed forms on the Manning’s roughness coefficient
Figure 4 - Multi-beam Dataset at RM 223 along the Lower Mississippi River near Baton Rouge, LA [U.S.
Army Corps of Engineers, 2003 Survey] Note: Flow is left to right.
5
0.035
Manning's n
0.03
0.025
0.02
0.015
0.01
0.005
0
a
Fl
t
l
pp
Ri
es
l
s
na
ne
o
i
u
t
D
si
an
r
T
a
Fl
t
An
s
ne
u
tid
Figure 5 - Typical Effect of Bed Forms of Friction in a Sand Bed River (Shen, 1971)
Riverine/Estuarine Dynamics
Modellers treat a water body as a volume (domain) enclosed by a surface (boundary) as
illustrated in Figure 6. Within the domain, the movement of water, sediment and other transportable
quantities in rivers and estuaries is controlled by the following laws of conservation (HydroQual Inc.
2002):
 Continuity
 Momentum or Newton’s Second Law (1D, 2D and 3D)
 Thermal Energy
 Mass Transport
• Solids
• Salinity
• Chemicals, e.g. Nutrients.
The fate of nutrients requires a sediment/temperature/chemical/biological model that includes
primary production (e.g. carbon, nitrogen and phosphorous cycles).
The time dependent conditions on the surface of the domain are referred to as boundary
conditions. Typical boundary conditions for an estuary are shown in Figure 6 and consist of:
 Upstream
o Discharge versus time (flow hydrograph)
o Sediment load versus time for each class of sediment
o Salinity versus time
o Chemical mass versus time for each chemical constituent
o Temperature versus time.
 Downstream
o Stage versus time (including tides and storm surges)
o Salinity versus time
o Sediment load versus time for each class of sediment
o Chemical mass versus time for each chemical constituent
o Temperature versus time.
 Water Surface
o Evaporation
o Precipitation
o Chemical loading
o Wind shear
o Wave field
 Channel Bed
6

o Erosion and deposition
o Bed Continuity (Exner Equation)
o Bed friction coefficient (Bed forms function).
Banks and Flood Plain
o Vegetation induced roughness as a function time.
Figure 6 - Computational Domain and Typical Boundary Conditions for a river. An estuary
requires a salinity boundary condition at the outlet.
In Figure 6, the mobile bed boundary condition is computed using the Exner Equation:
[3]

1
 q BM
 
t
s (1  m) x
  bed elevation
m  porosity
s  grain density
q BM  bed material transport rate per unit width
[4]
qBM = QBM/B
where
B = effective bottom width of the channel
The bed material load in Equation 3 can be obtained from many bed load methods; The one
used in ECOMSED is from Van Rijn (1984) who proposed a bed material transport procedure that has
the following equations:
[5]
Van Rijn T 
o
Bed shear
- 1=
-1
c
Critical shear
where
 bed shear stress; c critical shear stress to move the bed material.
Then van Rijn (1984) introduced an equation for the bed material load in the form:
7
Bed Material Load Q BM  FQCa
[6]
[7]
Near Bed Concentration C a  T N
and
F = Vertical distribution function
N  1.5
Typical Modeling Questions
Models are usually selected based on their ability to answer certain questions about the project
or plan that is being developed. Examples of questions that relate to coastal restoration in the
Mississippi Delta are:
What are the short term and long term hydraulic and morphological responses of the River to
large diversions?
What are the sediment delivery efficiencies of various diversions?
What is the rate of land building due to diversions?
What is the effect of diversions on saltwater intrusion?
What is the effect of a diversion on navigation?
What are the environmental impacts of diversions?
With the present computation capabilities, an efficient approach to treating a large spatial
domain and a long temporal scale is to use a suite of models that individually address the critical
scales of the problems. The long term models generally restricted to lumped 1-D or 2-D formulations
which run very quickly and can provide the necessary boundary conditions for high spatially resolved
3-D models. The long term models also have the capability of completing the sensitivity runs that are
need for Monte Carlo and other uncertainty analyses. Table 3 shows a suite of river and estuary
models that is being used to address the long term and spatial questions for water resource planning in
the Mississippi Delta.
Table 3 - Suite of River/Estuary Models
Type
Timeframe
Domain
Link-Cell Models --- Water,
Salinity, Sediment , Water
Quality, Temperature.
e.g. Link-Cell, SWMM-5
1-100 years
Coast wide, Delta
1-D MODELS --- Dynamic:
Water and Sediment
e.g. HECRAS, CHARIMA
1-100 years
River, Estuary (Delta)
3-D MODELS --- Water,
Sediment, temperature and
Salinity.
e.g. Delft3D, ECOMSED,
FVCOM, Flow3D, MIKE3
Event
Up to 1 year
Selected Reaches
8
Examples of Planning Models
The Holist Models
There is an increasing need to adopt a holistic approach to water resources planning. This
requires an inter-disciplinary team to properly address the physical, biological and socio-economic
issues. This is the concept that was used in developing the 50 year Coastal Master Plan for coastal
Louisiana. This zone encompasses the historic lobes for the Mississippi River as shown in Figure 1.
The State of Louisiana is experiencing extremely high rates of land loss (approximately
75 km2/year) due to a combination of factors that include (Reed et al 2012):
 Sea level rise,
 High subsidence rates,
 Alteration of the natural connection of the Mississippi River to the coastal wetlands,
 Oil and gas canals,
 Tectonic activity (Faulting and ice-age bulge attenuation),
 Salt water intrusion,
 High nutrient concentrations in the Mississippi River,
 Reduced sediment loads in the Mississippi River.
A coastal master plan has been developed that provides the scientific basis for a 50 year
restoration plan. The approach illustrated in Figure 7includes a comprehensive modeling system that
couples land restoration to fluvial hydrodynamics, wetland processes, barrier island dynamics, storm
surge propagation and risk. The modeling framework was applied to the coastal system assuming no
action and assuming various levels of restoration. The future climate impacts were considered in
scenarios representing: optimistic, moderate and less optimistic outcomes. The model coverage is
illustrated in Figure 8.
Figure 7 - Coupled System Model for Coastal Zone (Louisiana State Coastal Master Plan 2012)
Each of the modules 1-7 shown in Figure 7 has its own submodel or suite of submodels.
Module 1 (Eco-hydrology) is considered here as an example of the level of the simulations that were
made. The Link-Cell concept used in this study is similar to that used in the US EPA SWMM 5 and
WASP (Reference: U.S. EPA 2006 and 2010). The Cells were defined based on hydrologic units (or
sub-units) to obtain a complete coverage of coastal Louisiana as shown in Figure 8.
9
Figure 8 – Lousiana Coastal Master Plan2012Link-Cell Model based on hydrologic units (LA CPRA,
2012)
The transfer of water and other material between within the sub-compartments of a cell and
between cells occurs through hydraulic links as illustrated in Figures 9, 10 and 11.
Figure 9 - Schematic of Ecohydro Model(In: LA CPRA (2012)
.http://www.coastalmasterplan.louisiana.gov/2012-master-plan/final-master-plan/)
10
Figure 10 - Exchanges for an Open Water Cell
Figure 11 - Hydraulic Link between Open Water Cells
Equation 8 describes the change in depth for the cell in Figure 10 while Equation 9 gives the
flow in link i between two cells (j and j+1).
∑
[8]
[9]
Qi 
∑
∑
Ai Ri2 / 3
n
So 
∑
y
1  u2
1 u


 x 2g  x
g t
All components of this holist model required calibration/validation for each of the major state
variables. Figures 12 to 15 illustrate the model performance compared to measured data for stage,
salinity, suspended sediment and DIN. The model calibration/validation considered 20 years of data
from 1990-2009 using actual measured hydrologic and meteorological inputs. A 50-year synthetic
record was generated based on three climate scenarios. The results of the Ecohydro model were used
to update the delta morphology as a DEM with revised marsh and vegetation types. The new DEM is
then used by the storm surge model to predict changes in storm damages. The objective is to build
land or reduce land loss. Figure 16 from the State Coastal Master Plan illustrates the final outcome of
the modeling exercise. If no intervention is implemented the models suggests that the present coastal
wetland area will decrease by about 15 % over the next 50 years; with the maximum intervention this
decrease could be limited to about 2%. In the most probably restoration scenario the decrease in
coastal land area would be of the order of 6% or 900 km2 over the next 50 years.
11
Figure 12 - Stage Validation. Note: Red line is USGS data and Blue line is model result for Barataria Bay.
Figure 13 - Validation of Model for Salinity (Lake Pontchartrain) Note: Brown line is Western Lake
Pontchartrain and orange is Eastern Lake Pontchartrain. Points are observed data from LA DEQ and
USGS.LP denotes Model for Lake Pontchartrain; LM is Lake Maurepas
12
Figure 14 - Validation of Dissolved Inorganic Nitrogen in Lake Pontchartrain
Figure 15 - Validation of Suspended Solids in Eastern Lake Pontchartrain (data from Haralampides 2000)
13
Figure 16 - Coastal Land with and without Interventions. (Reference: Louisiana State Coastal Master
Plan 2012)
EXAMPLE OF A HIGH RESOLUTION MODEL
As indicated in Table 3, there are several options for high resolution 3-D modeling of rivers
and estuaries. The following example is from Pereira (2011). He investigated the response of the
Mississippi River to large water and sediment diversions. In particular, the purpose of the model was
to estimate the sand captured by various diversion locations. In this example only two large diversions
(diverted peak flows larger than 2800 m3/s) are considered: a) Belair RM 64 and b) West Point a la
Hache RM 56.
The domain of his model which is shown in Figure 17 extended from RM 6 to RM 76
(approximately 70 miles = 110 km). He applied the ECOMSED model (HydroQual 2002) with the van
Rijn 1984 suspended load formulation. The hydrodynamics were calibrated with U.S. Army Corps of
Engineers stage and discharge data and the sand transport was calibrated using field sediment from
Allison (2010). The model consisted of 90,000 orthogonal quadrilateral horizontal cells with 10 sigma
layers (vertical). In this example only the peak river flow results are presented for various diversion
capacities.
14
Modeling Domain
Bonnet Carré (RM 128)
Belair (RM 64)
West Pointe-A-La
Hache (RM 56)
Source: MODIS – Visible Earth 2010
Figure 17 - Model Domain (NASA MODIS 2010)
Figure 18 shows the modelled hydraulic grade lines (HGL) for the existing River and the
River with each of the diversions. In general, the diversions lower the HGL relative to the existing
case. Of more significance is the reduction in the slope of the HGL downstream of the diversion since
this will reduce the bed shear stress and the sediment capacity of the channel. This could result in
shoaling if the sediment extraction at the diversion is too low. Figure 18 shows the sediment load
extracted that the model indicated for various diversion sizes. These preliminary results show that
downstream location in this case extracted less sediment than the upstream diversion. More detailed
modeling is needed to determine the reasons for this result; however, the model showed that there was
a downward trend in the sand concentration between RM 76 and RM 6 which may have limited the
suspended sand available for extraction.
Figure 18 - Hydraulic Grade Lines from ECOMSED MODEL
15
68
3-D ECOMSED Modeling
Figure 19 - Sample Sand Diversion Rating Curves from ECOMSED Model
BED CHANGE AT BELAIR
BELAIR TEST
73
Figure 20 - Erosion-Deposition Patterns without and with a Large Diversion.
CONCLUDING REMARKS
Our approach to water resource planning with climate change is to develop river response
models with forcing based on climate scenarios that reflect the uncertainties of climate change. The
modelling approach is summarized as follows:
a) Whenever possible we use public domain models that simulate river and estuary responses
at the decadal scale but with limited spatial resolution. For example, 1-D and Link-Cell models;
b) We use models that can simulate river responses at a high spatial resolution but these have
limited simulation durations, e.g. a flood event of days or weeks for a 3-D model;
c) The results of the decadal scale models are used to obtain initial and boundary conditions
for the highly resolved 3-D models;
d) Detail local responses to specific structures are modelled using high resolution 3-D models
such as FLOW3-D or Delft3d.
16
The present computational power is adequate for this modeling strategy. In the future, 2-D and
3-D resolutions will be possible for the decadal simulations.
The Model Results support the concept that there are several inter-related resources that must be
considered in optimizing the beneficial use of the Mississippi River:
 Discharge
 Energy
 Sediment
 Nutrients
REFERENCES
ALLISON, M.A.; (2010), “Water and Sediment Surveys of the Mississippi River Channel Conducted
at Myrtle Grove and Magnolia in support of Numerical Modeling (October 2008-May 2010)”, Report
to the State of Louisiana of Coastal Protection and Restoration as subcontracted to C.H. Fenstermaker
and Associates.
IPCC AR4 WG1 (2007), Solomon, S.; Qin, D.; Manning, M.; Chen, Z.; Marquis, M.; Averyt, K.B.;
Tignor, M.; and Miller, H.L., ed., Climate Change 2007: The Physical Science Basis, Contribution of
Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change,
Cambridge
University
Press,
ISBN 978-0-521-88009-1,
http://www.ipcc.ch/publications_and_data/ar4/wg1/en/contents.html (pb: 978-0-521-70596-7).
IPCC AR4 SYR (2007), Core Writing Team; Pachauri, R.K; and Reisinger, A., ed., Climate Change
2007: Synthesis Report, Contribution of Working Groups I, II and III to the Fourth Assessment Report
of the Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC, ISBN 92-9169-122-4,
http://www.ipcc.ch/publications_and_data/ar4/syr/en/contents.html .
IPCC TAR WG1 (2001), Houghton, J.T.; Ding, Y.; Griggs, D.J.; Noguer, M.; van der Linden, P.J.;
Dai, X.; Maskell, K.; and Johnson, C.A., ed., Climate Change 2001: The Scientific Basis, Contribution
of Working Group I to the Third Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate
Change,
Cambridge
University
Press,
ISBN 0-521-80767-0,
http://www.grida.no/publications/other/ipcc%5Ftar/?src=/climate/ipcc_tar/wg1/index.htm (pb: 0-521-01495-6).
EL KHEIASHY, K., (2007), “Flow-Transport Modeling and Quantification of the Periodic Nature of
Bed Forms in the Lower Mississippi River”, Ph.D. Dissertation, The University of New Orleans,
Louisiana, May.
HARALAMPIDES, K., (2000), “A study of the hydrodynamics and salinity regimes of the Lake
Pontchartrain system”, Ph.D. Dissertation, Dept. of Civil and Environmental Engineering, University
of New Orleans, New Orleans, LA
HydroQual, Inc.; (2002), “A primer for ECOMSED. Users’ Manual, Ver. 1.3”, HydroQual, Inc.,
Mahwah, New Jersey, pp. 188.
LANE, E.W., (1955), “Design of Stable Channels”, Transactions of the American Society of Civil
Engineers, Vol. 120, No. 1, January 1955, pp. 1234-1260
LACEY, G., (1946), "A general theory of flow in alluvium”,J. Inst. Civ. Engrs., London, England,
Nov. Louisiana State Coastal Master Plan 2012. http://www.coastalmasterplan.louisiana.gov/2012master-plan/final-master-plan/)
PEREIRA, J.F., (2011), “Numerical Modeling of River Diversions in the Lower Mississippi River”.
PhD. Dissertation, The University of New Orleans, New Orleans, May (377 pages).
ROSSMAN, L.A., (2005), “Stormwater Management Model User’s Manual, Version 5”, U.S. EPA,
Cincinnati, OH.
LA
CPRA
(2012),
Louisiana’s
Comprehensive
17
Master
Plan
for
a
Sustainable
Coast:
http://www.coastalmasterplan.louisiana.gov/2012-master-plan/final-master-plan/
SCHUMM, S. A., (1967), “Meander wavelengths of alluvial rivers”. Science 157(3796):1549 -1550.
SHEN, H.W., (1971”, “River Mechanics”, published by H.W.Shen, Fort Collins, CO, 80521
SIMONS, D. and SENTURK F., (1992),
ResourcePublications,
U.S.
Environmental
“Sediment Transport Technology”,
Protection
Agency,
(2006)
Water
URL:
http://www.epa.gov/nrmrl/wswrd/wq/models/swmm/
U.S. Environmental Protection Agency, (2010). URL: http://www.epa.gov/athens/wwqtsc/html/wasp.html
VAN RIJN, L.C., (1984), “Sediment Transport, Part II: Suspended Load Transport”, J. of Hydraulic
Engineering, 110(11), 1613-1638.
18
ONE-DIMENSIONAL
HYDRODYNAMIC
AND
SEDIMENT TRANSPORT MODELING OF THE
LOWER MISSISSIPPI RIVER BELOW BELLE
CHASSE
PEREIRA, J.F.
MCCORQUODALE, J.A.
University of New Orleans, Department of Civil and Environmental Engineering
([email protected]); 2000 Lakeshore Drive, New Orleans, LA 70148, U.S.A.
GEORGIOU, I.Y.
University of New Orleans, Department of Earth and Environmental Sciences ([email protected]);
2000 Lakeshore Drive, New Orleans, LA 70148, U.S.A.
MESELHE, E.A.
ALLISON, M.A.
HOLLY, F.M.
Forrest Holly & Associates ([email protected]); PO Box 2724, Tucson, AZ 85702, U.S.A.
ABSTRACT
The focus of this paper is the 1-D unsteady flow simulation of sand transport in the Lower
Mississippi River (MR) from Belle Chasse (RK 121, RM 76) to Main Pass (RK 6, RM 4). The period
of interest is the 2008 Spring Flood. The model is designed to assess and evaluate coastal restoration
strategies. The existing conditions and one proposed diversions scenario (LPBF, 2008) are simulated.
Pereira et al. (2009) developed a 1-D HEC-RAS quasi-steady flow mobile-bed model for the main
stem of the studied reach. Davis (2010) extended the model domain to include outflows and the delta
with major distributaries, and applied for unsteady hydrodynamic simulations. CHARIMA, a 1-D
unsteady flow hydrodynamic/sediment transport model is used to obtain information on the sand loads
in the River and diversions.
For the existing conditions, a total outflow extraction of 53% of the Belle Chasse flow was
obtained. The total sand load diverted amounted 30% of the peak suspended sand load at Belle Chasse.
The proposed suite of diversions and channel modifications involves a total peak flow extraction in the
reach of 80% of the upstream discharge. With this scenario, the model gave a sand load extraction for
the whole reach of about 50% of the Belle Chasse input. These results suggest that it is possible to
divert a significant portion of the River sand load during spring floods in reaches with relatively low
energy; however, the implementation of additional diversions will likely result in increased shoaling
and reduction of sand load input to the wetlands.
Keywords: 1-D Numerical Modeling, Mobile-Bed, CHARIMA, Lower Mississippi River, River
Diversions
19
INTRODUCTION
Pereira (2011) calibrated a CHARIMA model for the reach between Belle Chasse (RK 121,
RM 76) and Main Pass (RK 6, RM 4) using available River stage, flow and sediment data as well as
the best available bathymetry data. Since the completion of that work, the Lake Pontchartrain Basin
Foundation (LPBF) has completed a survey along the Bohemia Spillway (Lopez et al. 2012) and has
provided us with detailed elevations. In addition, during the 2011 high River stage period,
Nittrouer et al. (2011) and Georgiou and Trosclair (2011) conducted Acoustic Doppler Current
Profiler (ADCP) studies in the reaches from Bohemia to downstream of Fort St. Philip. LPBF also
monitored the flow and the development of cuts in the Bohemia reach during the 2011 flood. The
revised modeling includes these new measurements. Figure 1 shows a MODIS image of the Lower
Mississippi River that was obtained during the 2011 Flood.
Figure 1- Modeling Domain (Source: MODIS – Visible Earth 2010
Table 1 – Preliminary Estimates of Peak Flows at High River Stage (2011)
Reach
Bohemia Spillway
Bohemia Spillway
Bayou Lamoque to Fort St
Philip
Fort St Philip
Estimated Peak Flow
cfs
10,000 to 40,000
<20,000
~70,000
70,000 to 90,000
Source
Lopez et al. (2012)
Georgiou and Trosclair (2011)
Georgiou and Trosclair (2011)/
Nittrouer et al. (2011)
Georgiou and Trosclair (2011)/
Nittrouer et al. (2011)
The 1-D CHARIMA sediment model covers the reach between Belle Chasse (RK 121, RM
76) and downstream Main Pass (RK 5, RM 3) and includes eleven existing outflows. The most
20
significant outflows (peak flow higher than 2,000 m3/s) are Fort St. Philip, Baptiste Collette and Main
Pass.
The simulated diversions varied from 28 m3/s (1,000 cfs) to 5,700 m3/s (200,000 cfs) for main
channel flows up to 35,000 m3/s (1.2x106 cfs) at Belle Chasse. The model showed that the smaller
diversions had little impact on the downstream sand transport. However, the larger diversions had the
following effects: 1) reduction in the slope of the hydraulic grade line downstream of the diversion; 2)
reduction in the available energy for transport of sand along distributary channels; 3) reduced sand
transport capacity in the main channel downstream of the diversion; 4) increased shoaling downstream
of the diversion; and 5) a tendency for erosion and possible head-cutting upstream of the diversion.
THE 1-D MODEL CHARIMA
CHARIMA (Holly et al. 1990, Holly 2009) is a one-dimensional unsteady state computational
model prepared for the simulation of steady or unsteady water, sediment, and contaminant movement
in simple or complex systems of channels.
The model is prepared to simulate bedload and/or suspended-load transport of mixtures of
non-cohesive or cohesive sediment, along with the associated short- or long-term bed-level changes
(aggradation and degradation), bed-sediment sorting, and armoring. Subsurface layering is also
included (from www.iihr.uiowa.edu/projects/charima/index.html).
The four total-load predictors adopted for use in CHARIMA are: (i) Modified TLTM method
(Karim 1985); (ii) Modified Ackers-White Method (Proffitt and Sutherland 1983); (iii) EngelundHansen Method (1967); (iv) Power-law Method. In CHARIMA, Karim and Kennedy (1982) formula
is used for the friction-factor predictor. In alternative, the Strickler coefficient (Ks) or the friction
factor (f) can also be given as inputs (Holly et al. 1990).
CHARIMA is written in FORTRAN 77. The model can run in both Windows and
LINUX/UNIX environments. A user-friendly interface, developed in Visual Basic has recently been
released. This interface does not yet allow the creation of new input files but it allows the user to
update the input files and check their formatting as well as running the application, making the model
more user-friendly (Pereira 2011).
DATA AND METHODS
The 1-D CHARIMA model of the Lower Mississippi River between Belle Chasse (RK 121,
RM 76) and downstream of the Main Pass (RK 5, RM 3) initially developed by Pereira (2011) was recalibrated using the 2011 maximum River stage and flow data. Both hydrodynamics and mobile-bed
simulations were performed. The period of 01/01/2008 to 06/05/2008 was used for calibration of
hydrodynamics and suspended sand transport. Sediment data was obtained from Nittrouer et al. (2008)
and Allison (2010). Hydrodynamics data was obtained with a HEC-RAS model applied to model the
Lower Mississippi River from Tarbert Landing (RM 306, RK 492) to the Gulf of Mexico.
The existing case includes 13 outflows divided into 5 distributaries and 8 man-made
diversions. White Ditch and Naomi (RK 105, RM 65) and West-Pointe-Á-La-Hache (RK 79, RM 49)
are treated as simple flow extractions meaning that the amount of flow to be extracted is prescribed
directly to the model as a boundary condition. The rest of the outflows are modeled as distributaries
and the stage at the Gulf of Mexico is given as the downstream boundary condition for these reaches.
The main channel bathymetric data used herein has been used in previous studies
(Pereira et al. 2009; Meselhe et al. 2010; Davis 2010; Pereira 2011). The main channel bathymetry
from Belle Chasse (RM 76, RK 121) to Venice (RM 11, RK 18) was obtained from Pereira et al.
(2009) and is derived from 2003 data. The main channel bathymetry downstream of Venice (RM 11,
RK 18) through downstream of Main Pass (RM 3, RK 5) was obtained from Davis (2010). The
geometry for the outflows and diversions was also obtained from Davis (2010).
21
Several hydraulic structures were included in the model. The geometries of these structures
were used by Pereira (2011). The Bohemia Spillway is represented by three weirs, all of them lateral
to the main channel and located approximately at RK 50, RM 31 (Bohemia Spillway Downstream
(D/S)), RK 52, RM 32.5 (Bohemia Spillway Intermediate) and RK 55, RM 34 (Bohemia Spillway
Upstream (U/S)). Bayou Lamoque North (RK 53, RM 33) and Bayou Lamoque South (RK 51, RM
32) channels include each one a gated structure.
The Jesuit Bend (RK 109, RM 68), Myrtle Grove (RK 95, RM 59) and Deer Range (RK 87,
RM 54) Multiple Lines of Defense (MLODS) proposed diversions by LPBF (2008) consist on the
application of gated structures to a canal reach. The Belair (RK 105, RM 65) and Buras (RK 40, RM
25) diversions are simulated through the use of weir structures lateral to the main channel. Both weirs
and gates are simulated with the use of special types of links in which the de St.Venant equations are
replaced by particular equations for treatment of weirs or gates. In these links, boundary conditions,
e.g. the weir-crest elevation or the gate width, must be prescribed.
RESULTS
Existing Outflows
The first step of the 1-D modeling was the calibration of a model that included only the
existing diversions and distributaries within the domain. The Existing Outflows case includes 13
outflows: White Ditch & Naomi, West-Pointe-Á-La-Hache, Bohemia Spillway U/S, Bohemia
Spillway Intermediate, Bohemia Spillway D/S, Bayou Lamoque N, Bayou Lamoque S, Fort St. Philip,
Baptiste Collette, Tiger Pass, Grand Pass, Main Pass and West Bay. Figure 2 shows the topology of
the fluvial network for this case.
Figure 2 – Schematic diagram of the Existing Outflows Topology
22
Daily hydrographs were used for both upstream (flow), and downstream and tributaries (water
level) hydrodynamic boundary conditions. The 01/01/2008 to 06/05/2008 period was simulated for
both hydrodynamics and sediment transport calibration. The Belle Chasse inflow, the outflow water
discharges and the downstream stage boundary conditions were obtained from a 1-D HEC-RAS model
that extends from Tarbert Landing (RK 492, RM 306) to the Gulf of Mexico by McCorquodale et al.
(2011). Table 2 and
Table 3 show the hydrodynamics boundary conditions maximum, minimum and average
values used for the calibration period.
Table 2 – Flow Boundary Conditions - Existing Outflows Case – 1-D Calibration - 2008
Q maximum
(m3/s, cfs)
33,761
1.19x106
-42
-1500
-14
-500
Site
Belle Chasse* (RM 76)
White Ditch and Naomi (RM 65)
West-Pointe-A-La-Hache (RM 49)
Q minimum
(m3/s, cfs)
10,333 364,919
-42
-1500
-14
-500
Q average
(m3/s, cfs)
23,221 820,048
-42
-1500
-14
-500
*Upstream Boundary
Table 3 – Stage Boundary Conditions - Existing Outflows Case – 1-D Calibration - 2008
Site
Downstream of Main Pass* (RM
3)
Bohemia Spillway U/S (RM 34)
Bohemia Spillway Int. (RM 32.5)
Bohemia Spillway D/S (RM 31)
Bayou Lamoque N & S (RM 33)
Fort St. Philip** (RM 20)
Baptiste Collette** (RM 12)
Grand Pass** (RM 10)
Tiger Pass** (RM 10)
West Bay (RM 4)
Main Pass** (RM 4)
Stage maximum
(m, ft)
Stage minimum
(m, ft)
Stage average
(m, ft)
0.80
2.61
0.11
0.35
0.49
1.61
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.03
0.03
0.03
0.03
0.03
0.03
0.03
0.03
0.03
0.03
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.04
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.12
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.01
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
-0.03
*Downstream Boundary **Natural Outflows (Distributaries)
The Belle Chasse inflow suspended sand loads were based on the field data obtained by
Nittrouer et al. (2008) and the Belle Chasse water discharge given by HEC-RAS, similarly to what
was done by Pereira et al. (2009) and Pereira (2011). There was no need to give sand concentrations or
loads as boundary conditions for the outflows. The formulation in CHARIMA allows the calculation
of the balance of not only the water but also the sediment that is diverted at each outlet. Table 4 shows
the maximum, minimum and average values of the sand load series given as upstream boundary
condition for the 2008 simulations.
Table 4– Sand Load Boundary Condition - Existing Outflows Case – 1-D Calibration - 2008
Site
Belle Chasse (RK 121, RM
76)
Qs maximum
(metric tons/day, cfs)
282,211
43.63
23
Qs minimum
810
0
Qs average
140,943
21.75
The initial hydrodynamic calibration was performed in fixed-bed mode by matching the
results obtained in CHARIMA with the results obtained with the HEC-RAS McCorquodale et al.
(2011) results, namely the outflow hydrographs for the distributaries and the stage hydrographs at
Belle Chasse (RK 121, RM 76), West-Pointe-A-La-Hache (RK 79, RM 49), Scofield North (RK 39,
RM 24) and Scofield South (RM 26, RM 16). The inconsistency of the available stage data for the
modeled reach was the main reason to rely on the HEC-RAS results as the reference for calibration
instead of using available data directly. The HEC-RAS was calibrated for the New Orleans –
Carrollton station (RK RM 103) which has reliable data, and used as boundary conditions the flows at
Tarbert Landing (RK 492, RM 306) and the stage at the Gulf of Mexico, both also considered to be
reliable.
The main parameter used for the hydrodynamics calibration was the inverse of Manning’s n,
the Manning-Strickler coefficient (Ks = 1/n), which in CHARIMA can be given for each different
cross-section. The other parameters used for calibration were the width and crest of the modeled weirs
and the width and sill elevation of the simulated gates.
In the Existing Outflows scenario five hydraulic structures are included in the model: three
weirs, that simulate the Bohemia Spillway and two gates, which represent Bayou Lamoque. The
parameters used in the hydrodynamics simulations for the weirs are presented in
Table 5 and the gates parameters used in the same simulations are presented in Table 6.
Although CHARIMA allows the use of time-variable weir-crest elevations, constant values were used
for all three weirs.
Table 5 – Weirs Parameters - Existing Outflows Case – 1-D Hydrodynamics Calibration - 2008
Weir Crest Width
(m, ft)
Site
Bohemia D/S (Link 14)
Bohemia Intermediate (Link 24)
Bohemia U/S (Link 32)
1,036
98
396
3,400
320
1,300
Average
Weir Crest Elevation
(m, ft)
1.2
4.0
0.3
1.0
1.5
5.0
Discharge Coefficients
(submerged, free-flow)
1.0
1.0
1.0
1.0
1.0
1.0
Table 6 – Gates Parameters - Existing Outflows Case – 1-D Hydrodynamics Calibration - 2008
Site
Bayou Lamoque
South (Link 19)
Bayou Lamoque
North (Link 28)
Gate Sill Width
(m, ft)
Gate Sill Elevation
(m, ft)
Discharge Coefficients
(submerged, free-flow)
1.6
5.3
-3.7
-12.0
1.0
1.0
3.0
10.0
-2.9
-9.5
1.0
1.0
For all mobile-bed simulations, a sediment control volume depth of 30 m (maximum scour
depth), and a uniform Dm = 0.100 mm for the suspended sand inflow were used. Initially, bed
materials with a uniform Dm = 0.200 mm were defined for the whole domain, which is reasonable for
the Lower MR, according to Nittrouer et al. (2008). However, in order to accurately calibrate the
model, these needed some adjustments. Thus, in areas where the model gave unrealistic computational
erosion, specifically in the vicinity of West Pointe-Á-La-Hache and Myrtle Grove (RK 95, RM 59), a
bed material with Dm = 0.600 mm was used to account for the local unrealistically high shear stress
which was originated from the low Ks values.
24
Table 7– Bed load diameters used in the 1-D CHARIMA Model
Channel
76.2-75.5
Mississippi River* (RM 76 to RM 3)
Bohemia Spillway U/S (RM 34)
Bohemia Spillway Int. (RM 32.5)
Bayou Lamoque N & S (RM 33)
West Bay (RM 4)
Main Pass** (RM 4)
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
River Mile
75.5-52.2 52.2-45.9
D50 (mm)
0.200
0.600
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
45.9-3.0
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
0.200
*Main Channel **Natural Outflows (Distributaries)
The model was calibrated for stage at four locations in the main channel and for the ten
existing distributaries and diversions. The hydrodynamics stage calibration results at two different
locations are shown in Figure 3 and Figure 4. A visual inspection of the results shows that the model
appears to be well calibrated.
West Pointe-A-La-Hache (RM 48.7)
3.00
2.50
Stage (m)
2.00
1.50
1.00
0.50
0.00
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Simulated
Davis (2010) HEC-RAS
Figure 3 – Stage at West Pointe-Á-La-Hache for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
25
Scofield South (RM 16)
2.00
Stage (m)
1.50
1.00
0.50
0.00
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Simulated
Figure 4 – Stage at Scofield South for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
The root mean square error (RMSE), the coefficient of efficiency and the bias of the results
obtained during the hydrodynamics stage calibration were determined using the following equations:
N
 (O
Root Mean Square Error (RMSE) =
i 1
Coefficient of Efficiency = 1.0 
i 1
N
N
1.0 
Bias Error =
 (O
i 1
i
i
 (O
i 1
 Pi ) 2
(1)
N
N
 (O
i
 Pi ) 2
(2)
i
 O)
2
 Pi )
N
(3)
where Oi is the observed value, in this case taken as the result obtained with the HEC-RAS modeling
by McCorquodale et al. (2011); Pi is the model predicted value; O is the average of the observed
value, in this case taken as the result obtained with the HEC-RAS modeling by McCorquodale et al.
(2011); N is the number of observations. A positive bias error indicates that CHARIMA is underpredicting the HECRAS result.
Table 8 shows the coefficient of efficiency and the RMSE obtained for the hydrodynamics
stage calibration. These results confirm a good agreement between the simulations and the HECRAS
modeling.
26
Table 8 – RMSE and Coefficient of Efficiency for the Stage – 2008 Calibration
Mississippi River Location
Belle Chasse (RM 76)
West Pointe-Á-La-Hache (RM 49)
Scofield North (RM 24)
RMSE
(m)
0.16
0.05
0.04
0.03
RMSE
(ft)
0.54
0.17
0.12
0.11
Efficiency
0.980
0.996
0.995
0.993
Bias Error
(m)
0.111
0.021
-0.005
-0.013
Bias Error
(ft)
0.363
0.070
-0.018
-0.044
The outflows calibration results for Fort St. Philip and Baptiste Collette are presented in
Figure 5 and Figure 6. The RMSE and coefficient of efficiency were also calculated for the outflow
calibration and the results obtained can be seen in Table 9. The results show the model is well
calibrated for flow.
Fort St Philip
3000.00
2500.00
Q (m3/s)
2000.00
1500.00
1000.00
500.00
0.00
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Simulated
Figure 5 – Outflow at Fort St. Philip for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
Baptiste Collette
6000.00
5000.00
Q (m3/s)
4000.00
3000.00
2000.00
1000.00
0.00
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Simulated
Figure 6 – Outflow at Baptiste Collette for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
27
Table 9 – RMSE and Coefficient of Efficiency for the Outflows – 2008 Calibration
Site
RMSE
(m3/s)
RMSE
(cfs)
Efficiency
Bias
(m3/s)
Bias
(cfs)
Bohemia U/S (RM 34)
Bayou Lamoque North (RM 33)
Bohemia Spillway Intermediate (RM 32.5)
Bayou Lamoque South (RM 32)
Fort St. Philip (RM 20)
Baptiste Collette (RM 12)
Tiger Pass (RM 10)
Grand Pass (RM 10)
West Bay (RM 4)
Main Pass (RM 4)
151
5
11
3
25
29
118
76
75
93
75
5,326
167
400
115
875
1,042
4,175
2,701
2,661
3,277
2,649
0.992
0.849
0.996
0.855
0.995
0.969
0.985
0.947
0.957
0.916
0.990
-107
0
1
0
-12
-26
-43
20
-59
75
-32
-3,775
-5
31
-16
-407
-911
-1,521
722
-2,083
2,662
-1,144
The magnitude of the flows being extracted at each outflow can now be compared with the
calibrated model. The maximum, minimum and average water inflows and outflows (values with a
negative sign) for the 2008 period are shown in
Table 10.
It can be seen that at peak flows, more than 60% of the main channel flow is diverted; at
average flow about 50% is diverted while at low flow only around 40% is extracted in the reach from
Belle Chasse to downstream of Main Pass. These results match what would be expected based on the
West Bay Review Studies (Pratt 2009) and the 2011 Mississippi River Flood Surveys (Lopez et al.,
2012; Georgiou and Trosclair, 2011; Nittrouer et al., 2011). According to existing data (Pratt 2009)
approximately 45% of the main channel flow can be extracted for the reach between Belle Chasse and
Venice.
Table 10 – Inflows and Outflows for the Existing Outflows Case – 1-D Calibration – 2008
Site
Q maximum
(m3/s, cfs)
33,761
1.19x106
Belle Chasse* (RM 76)
White Ditch & Naomi (RM 65)
-42
-1500
West-Pointe-Á-La-Hache (RM49)
-14
-500
Bohemia U/S (RM 34)
-637
-22,494
Bohemia Int. (RM 32.5)
-511
-18,055
Bohemia D/S (RM 31)
-1,426
-50,356
Bayou Lamoque N (RM 33)
-60
-2,111
Bayou Lamoque S (RM 32)
-39
-1,367
-2,551
-90,089
-4,563
-161,127
-1,701
-60,058
-1,610
-56,850
West Bay (RM 4)
-1,324
-46,765
Main Pass** (RM 4)
-3,312
-116,974
D/S of Main Pass*** (RM 3)
-15,971
-561,754
*Upstream Boundary
**Natural Outflows (Distributaries)
Q minimum
(m3/s, cfs)
10,333
-42
-14
0
-13
0
-17
-13
-570
-1,441
-526
-487
-482
-1,075
-5,653
Q average
(m3/s, cfs)
364,919
23,221
820,048
-1500
-42
-1500
-500
-14
-500
-7
-171
-6,047
-470
-257
-9,065
0
-457
-16,144
-609
-42
-1,469
-445
-28
-984
-20,113
-1,598
-56,420
-50,889
-3,255
-114,960
-18,561
-1,207
-42,638
-17,215
-1,115
-39,386
-17,024
-986
-34,827
-37,957
-2,383
-84,151
-199,629
-11,666
-411,957
***Downstream Boundary
The model’s predictions of sand load at Scofield and at Myrtle Grove were calibrated against
2008 and 2009 data by Nittrouer et al. (2008) and Allison (2010). Three days of measurements were
used: one obtained during low flow conditions (January 2008), one obtained during high flow
28
conditions (April 2008) and one obtained during intermediate flow conditions (March 2009). The
TLTM (Karim 1985), Engelund-Hansen, and Ackers-White entrainment formulas were tested. The
suspended sand concentration results are presented in Table 11. The Ackers-White formula produced
the results in best agreement with the observations. It is noted that the predictions are in better relative
agreement with observations during high flow conditions when compared with those obtained during
low flow. Since most of the sand mass is transported at high flows, the results can be considered
encouraging for modeling the sand transport in future diversion alternatives.
Table 11 – Observed versus Modeled – 1-D Mobile-bed Simulations
Suspended Sand Concentration (mg/L)
Myrtle Grove (RM 59)
Scofield (RM 16-24)
Date/Station
1/10/08
3/10/08
Observed+*
57.0*
Simulated
53.1
Observed+
4.1
-
Simulated
1.0**
-
4/15/08
-
-
71.0
77.4**
+Data Collected by Allison (2010) *Value measured in April 2009 for a similar water discharge
** Arithmetic average of RM 24, RM 20 and RM 16 results
Table 11 results are presented in graphical form in Figure 7, Figure 8 and Figure 9 for better
visualization.
Low Flows (Q ~ 350,000 cfs) - January 2008
5
Cs Sand (mg/L)
4
3
2
1
0
20
River Mile
Observed
Simulated
Figure 7 – 1-D Existing Outflows – Suspended Sand Concentration at Low Flows – Calibration
29
Intermediate Flows (Q ~ 750,000 cfs) - March 2008
Cs Sand (mg/L)
80
60
40
20
0
59
River Mile
Observed
Simulated
Figure 8 – 1-D Existing Outflows – Suspended Sand Concentration at Intermediate Flows – Calibration
Peak Flows (Q ~1.2x106 cfs) - April 2008
100
Cs Sand (mg/L)
80
60
40
20
0
20
River Mile
Observed
Simulated
Figure 9 – 1-D Existing Outflows – Suspended Sand Concentration at Peak Flows – Calibration
The sand concentration results obtained during the mobile-bed calibration at selected stations
in the main channel are shown from Figure 10 to Figure 11. These plots show a general reduction in
sand concentration while traveling downstream. Once again it can be seen that at low flows there is
almost no coarse sediment transport. A possible reason for the lower sand concentrations closer to the
downstream end of the domain is the reduction in the bed shear stress due to the reduced flow in the
main channel, which is also more pronounced at peak flows. The flow reduction leads to: a) a
reduction in the flow energy, b) a reduction of the velocity and, consequently, of the kinetic energy, c)
the water stage is reduced due to the reduction of flow and so the potential term is reduced, d) a
reduction in the energy gradient (Se) and e) a reduction in the bed shear stress.
30
120.00
Cs (mg/L)
80.00
40.00
0.00
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Figure 10 – Suspended Sand Concentration at Myrtle Grove for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
120.00
Cs (mg/L)
80.00
40.00
0.00
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Figure 11 – Suspended Sand Concentration at Scofield South for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
The sand load results obtained during the mobile-bed calibration at some stations in the main
channel are shown in Figure 12 and Figure 13. The pattern is similar to the one seen for the sand
concentration. It is visible a pronounced reduction in sand load while traveling downstream. At low
flows there is almost no coarse sediment transport and the peak sand load at Belle Chasse is about the
double of that at Scofield South.
400,000
Qs (tons/day)
300,000
200,000
100,000
0
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Figure 12 – Suspended Sand Load at Myrtle Grove for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
31
400,000
Qs (tons/day)
300,000
200,000
100,000
0
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Figure 13 – Suspended Sand Load at Scofield South for the 1-D Mobile-Bed Calibration – 2008
Since the focus of this study is to determine the effect of river diversions, it is important to
determine not only how much sand is transported in the main channel but also how much sand is
diverted into the outflow channels. Almost no coarse sediment is transported at low flow conditions so
we will concentrate on peak flow results (Q~35,000 m3/s or 1.2x106 cfs) and intermediate flow results
(Q~22,000 m3/s or 750,000 cfs), and show, respectively, the sand concentration results obtained at
peak flow and at intermediate flow conditions. These results show that the concentrations at peak flow
are more than double those at intermediate flows. It is important to state that the sand load is not
directly proportional to the water discharge, e.g. in this case, an increase of less than 40% in the water
discharge leads to an increase of more than 50% in the sand concentration. Increasing the water
discharge increases the sand concentration and, thus the sediment load, which is a product of the
concentration by the water discharge, will be approximately three times higher for peak flows than for
intermediate flows.
It is evident from Figure 14 and Figure 15 that most of values are in the range between 20 and
80 mg/L at peak flows. The exception is Tiger Pass, which shows a concentration that is higher than
the one obtained at Grand Pass. At intermediate flows the concentrations are about half of the ones
obtained with peak flows. Tiger Pass remains as the diversion with the highest sand concentration
value. The concentrations obtained are of the same order of magnitude of the ones in the main channel
but slightly lower.
Cs Sand (mg/L)
Existing Outflows Test Sand Concentration
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
Outflow (River Mile)
Figure 14 – 1-D Simulations - Existing Outflows – Outflows Suspended Sand Concentration at Peak Flows
32
Existing Outflows Test Sand Concentration
Intermediate Flows (Q ~750,000 cfs) - March 2008
Cs Sand (mg/L)
100
80
60
40
20
0
Figure 15 – 1-D Simulations - Existing Outflows – Outflows Suspended Sand Concentration at
Intermediate Flows
Multiple Lines of Defense (MLODS) Proposed Diversions
The LPBF Multiple Lines of Defense Proposed Diversions case set up consisted of the
introduction of 5 proposed diversions, namely Jesuit Bend (RM 68), Belair (RM 65), Myrtle Grove
(RM 59), Deer Range (RM 54) and Buras (RM 25), in addition to the existing outflows. Figure 16
shows the topology of the fluvial network for this case.
The sand load results obtained during the mobile-bed simulations for the two simulated
scenarios at some stations in the main channel are shown in Figure 17. These plots show a reduction in
sand transport in the downstream direction and a reduction of the sand load in the main channel with
the introduction of the proposed diversions. At low flows there is almost no coarse sediment transport.
Figure 16 – Schematic diagram of the MLODS Proposed Diversions Topology
33
Suspended Sand Load at Different Locations
400,000
Belle Chasse (RM 76)
Scofield South (RM 16) - Existing
Scofield South (RM 16) - Proposed
Qs (tons/day)
300,000
200,000
100,000
0
1/1/2008
1/26/2008
2/20/2008
3/16/2008
4/10/2008
5/5/2008
5/30/2008
Date
Figure 17 – Suspended Sand Load at Belle Chasse (RK 121, RM 76) and Scofield South (RK 26, RM 16)
for the 1-D Mobile-Bed Scenarios at Peak Flows – 2008
Figure 18 shows the suspended sand load at peak flows with the two different scenarios
simulated while Figure 19 shows the comparison of the results with intermediate flows. It is visible the
reduction in the amount of sand being transported downstream of the larger proposed diversions of
Belair (5700 m3/s or 200,000 cfs) and Buras (4,250 m3/s or 150,000 cfs), which extract most of the
suspended sand diverted in this scenario.
Existing Outflows vs Proposed Diversions - Suspended Sand Load
Qs (tons/day)
80000
60000
40000
20000
0
Figure 18 – 1-D Simulations - Outflows Suspended Sand Load at Peak Flows (Brown = MLODS; Green =
Existing)
34
Existing Outflows vs Proposed Diversions - Suspended Sand Load
Intermediate Flows (Q ~750,000 cfs) - March 2008
Qs (tons/day)
20000
15000
10000
5000
0
Figure 19 – 1-D Simulations - Outflows Suspended Sand Load at Intermediate Flows (Brown = MLODS;
Green = Existing)
DISCUSSION AND CONCLUSIONS
A 1-D model, CHARIMA, was used to study the hydrodynamic and sediment transport
responses of the Lower Mississippi River to the introduction of new diversions and modifications to
the distributaries at the Head of Passes (HOP). CHARIMA utilizes results obtained with a 1-D
HECRAS model (Davis, 2010; McCorquodale et al., 2011), as hydrodynamic boundary conditions to
investigate the present and future sand transport in the Lower River between Belle Chasse and the
HOP. The following simulations were carried out: 1) Existing Conditions 2) all of the Multiple Lines
of Defense (MLODS) diversions proposed by LPBF (2008) were modeled with Southwest and South
Passes closed and Pass a Loutré dredged for navigation.
The simulated diversions varied from 28 m3/s to 5700 m3/s for river flows up to 35000 m3/s
at the upstream boundary of Belle Chasse (RK 121, RM 76). The model showed that the smaller
diversions had little impact on the downstream sand transport. However, the larger diversions had the
following effects: 1) reduction in the slope of the hydraulic grade line downstream of the diversion and
associated bed shear stress; 2) reduction in the available energy for the transport of sand along
distributary channels; 3) reduced sand transport capacity in the main channel downstream of the
diversion; 4) increased shoaling downstream of the diversion; and 5) a tendency for erosion and
possible head-cutting upstream of the diversion which may result in a short term increase in the sand
load that is diverted.
The other sediment model used in the past to study the same domain by Pereira (2011) and
McCorquodale et al. (2011), the 3-D model ECOMSED (HydroQual 2002) gives very similar water
levels and flows for intermediate and high River stages for existing and future diversion scenarios. The
CHARIMA model tends to predict higher sand concentrations for future diversion scenarios in the
lower reaches of the River than those predicted with ECOMSED. Sensitivity runs with CHARIMA
suggest that there may be a code limitation involving the computation of the suspended sand
concentration based on the computed bed layer concentration. The loads predicted by CHARIMA
should be regarded as the upper limit of sand loads in the diversions.
Figure 20 and Figure 21 present a comparison between the sand loads with the 3-D
ECOMSED results and with the 1-D CHARIMA. It is visible that the biggest difference is registered
at Baptiste Collette and that globally the models are in good agreement.
35
ECOMSED vs CHARIMA - Existing Conditions - Suspended Sand Load
Peak Flows (Q ~ 1.2x106 cfs)
Qs Sand (tons/day)
80000
60000
40000
20000
0
ECOMSED
CHARIMA
Figure 20 – ECOMSED vs. CHARIMA - Existing Outflows – Outflows Suspended Sand Load at Peak
Flows
ECOMSED vs CHARIMA - Proposed Diversions - Suspended Sand Load
Peak Flows (Q ~ 1.2x106 cfs)
Qs Sand (tons/day)
80000
60000
40000
20000
0
ECOMSED
CHARIMA
Figure 21 – ECOMSED vs. CHARIMA – MLODS Proposed Diversions – Outflows Suspended Sand Load
at Peak Flows
The combination of closing Southwest and South Passes and dredging Pass a Loutré with all
of the MLODS diversions in place was simulated as an example of a fully developed River diversion
plan. This simulation indicated that the large Belair diversion (5700 m3/s or 17% of the upstream main
channel flow) dominates the River response. The Head-of-Passes (HOP) modifications raised the stage
in the lower reaches which resulted in partially restoring the existing flows in the existing
36
distributaries; however, due to the reduced sand transport capacities downstream of Belair, sand
captured by diversions downstream of Belair was greatly reduced. The Buras diversion (3500 m3/s or
10% of the upstream main channel peak flow), which is also large, did not have as much effect on the
hydraulic grade line as the Belair diversion; this is because it is near the downstream end of the
domain. The implementation of the MLODS scheme reduces significantly the sediment transport,
particularly in the Lower 25 miles of the Mississippi River, where basically there is no suspended sand
transport.
The model simulations support the concept that there are three inter-related resources that
must be considered in optimizing the beneficial use of the Mississippi River; these are discharge,
energy, and sediment transport. The multiple use of the Lower River for coastal restoration and
navigation requires a plan that optimizes the benefits from these resources. The results of this study
show the nature of the trade-offs as a function of the magnitude and location of the diversions.
A systematic analysis of river diversions in the Lower Mississippi River should be conducted
to quantify the effects of diversion size and location on the river resources. This study should lead to a
methodology for optimum allocation of the River resources (flow, sediment and energy) for multiple
uses. The modeling results show that the introduction of a large diversion (15 to 20% of the main stem
flow at that location) can lead to a very strong downstream reduction of the three main resources
available in the system: flow, energy and sediment. The introduction of a medium size diversion (2.5
% of the main flow at that location) has a mild impact in the resources available in the system. The
introduction of several medium-size diversions should be favored over the selection of a sole large
diversion.
ACKNOWLEDGMENTS
The research presented was funded by the Lake Pontchartrain Basin Foundation (LPBF) and
the National Science Foundation (NSF) as part of the Northern Gulf Coastal Hazards Collaboratory
(NG-CHC; http:\\ngchc.org). The authors wish to thank Dr. John Lopez and Dr. Ezra Boyd from The
Lake Pontchartrain Basin Foundation (LPBF), for providing field data used to set the geometry of
some of the channels in the model.
REFERENCES
ACKERS, P. and WHITE, W.R.; (1973), “Sediment Transport: New Approach and Analysis”, J. of
Hydraulics Division, 99, No. HY11, 2041-2060, American Society of Civil Engineers (ASCE).
ALLISON, M.A.; (2010), “Water and Sediment Surveys of the Mississippi River Channel Conducted
at Myrtle Grove and Magnolia in support of Numerical Modeling (October 2008-May 2010)”. Report
to the State of Louisiana of Coastal Protection and Restoration as subcontracted to C.H. Fenstermaker
and Associates. October.
DAVIS, M.A., (2010), “Numerical Simulation of Unsteady Hydrodynamics in the Lower Mississippi
River”. M.Sc. Thesis, The University of New Orleans, Louisiana, May.
ENGELUND, F. and HANSEN, E.; (1967), “A Monograph on Sediment Transport in Alluvial
Streams”, Teknisk Vorlag, Copenhagen, Denmark.
HOLLY, F. M. Jr. (2009), “CHARIMA: Unsteady Hydrodynamics, Contaminant Transport and
Mobile-Bed in One-Dimensional Channel Networks – Abbreviated User’s Guide”. January.
HOLLY, F. M. Jr.; YANG, J. C.; SCHWARZ, P.; SCHAEFER, J.; HSU, S. H.; EINHELLIG, R.,
(1990), “CHARIMA: Numerical Simulation of Unsteady Water and Sediment Movement in Multiply
Connected Networks of Mobile-bed Channels”. IHHR Report No. 343, Iowa Institute of Hydraulic
Research, Iowa, July.
HYDROQUAL, Inc.; (2002), “A primer for ECOMSED. Users’ Manual, Ver. 1.3”, HydroQual, Inc.,
37
Mahwah, New Jersey, pp. 188.
LPBF (Lake Pontchartrain Basin Foundation), (2008), “Comprehensive Recommendations Supporting
the Use of the Multiple Lines of Defense Strategy to Sustain Coastal Louisiana 2008 Report (Version
1)”, Lake Pontchartrain Basin Foundation. Metairie, LA.
MESELHE, E.A.; PEREIRA, J.F; GEORGIOU, I.Y.; ALLISON, M.A.; MCCORQUODALE, J.A.
and, DAVIS, M.A., (2010), “Numerical Modeling of Mobile-Bed Hydrodynamics in the Lower
Mississippi River”, Proc. of World Environmental & Water Resources Congress (EWRI) 2010, A. S.
C. E., Providence, RI.
NITTROUER, J.A.; ALLISON, M.A. and CAMPANELLA, R., (2008), “Bedform transport rates for
the lowermost Mississippi River”, Journal of Geophysical Research Earth Surface, 113 (F03004).
PEREIRA, J.F; MCCORQUODALE, J.A.; MESELHE, E.A.; GEORGIOU, I.Y. and ALLISON,
M.A., (2009), “Numerical Simulation of Bed Material Transport in the Lower Mississippi River”, J. of
Coastal Research, SI 56, 1449-1453. Lisbon, Portugal.
PEREIRA, J.F., (2011), “Numerical Modeling of River Diversions in the Lower Mississippi River”.
PhD. Dissertation, The University of New Orleans, New Orleans, May (377 pages).
PRATT, T. (2009), “West Bay Sediment Diversion Work Plan, Task 1: Data Collection and
Analysis”. U.S. Army Corps of Engineers (USACE), Engineer Research and Development Center,
Vicksburg, MS.
MCCORQUODALE, J.A.; GEORGIOU, I.Y.; PEREIRA, J.F.; DAVIS, M.A; JEROLLEMAN, D.,
(2011), "Lower Mississippi River Response to Diversions-Part III", Report submitted to the Lake
Pontchartrain Basin Foundation (LPBF).
LOPEZ, J.; BAKER, A.; BOYD, E.; CONNER, P.; GUSTAVSON, K.; MARTINEZ, L.; HENKEL,
T., (2012). "Bohemia Spillway in Southeastern Louisiana: History, General Description, and 2011
Hydrologic Surveys." (Under Preparation), Lake Pontchartrain Basin Foundation, at saveourlake.org
GEORGIOU, I. Y.; TROSCLAIR, K., (2011), “Water Discharge into a Deltaic Estuary in Southeast
Louisiana during the historic flood of 2011: Overbank flow from the Lower Mississippi River Along
the Bohemia Spillway”, Technical Report, submitted to the Lake Pontchartrain Basin foundation,
November 14, New Orleans, LA, 26 pp.
NITTROUER, J.A.; MOHRIG, D.; ALLISON, M.A.; PEYRET, A.B., (2011), “The Lowermost
Mississippi River: A mixed bedrock-alluvial channel”. Sedimentology, Vol. 58, Issue 7, page 19141934, December.
GEORGIOU, I.Y.; MCCORQUODALE, J.A.; NEUPANE, J.; HOWEE, N.; HUGHES, Z.;
FITZGERALD, D.; and SCHINDLER, J. K., (2010), “Modeling the Hydrodynamics of Diversions
into Barataria Basin”. Final Report submitted to the Lake Pontchartrain Basin Foundation (LPBF).
KARIM, M. F.; and KENNEDY, J. F., (1982), “Computer-Based Predictors for Sediment Discharge
and Friction Factor of Alluvial Streams”, IIHR Report No. 242, The University of Iowa, Iowa City.
KARIM, M.F., (1985), “IALLUVIAL: Analysis of Sediment Continuity and Application to the
Missouri River”, Iowa Institute of Hydraulic Research, Report No. 292, The University of Iowa, Iowa
City, Iowa, December.
PROFFITT, G. T.; SUTHERLAND, A. J., (1983), “Transport of Nonuniform Sediments”, Journal of
Hydraulic Research", Vol. 21, No.1, pp. 33-43.
U.S. ARMY CORPS OF ENGINEERS, New Orleans District (USACE NOD), (2007). “Mississippi
River Hydrographic Survey: 2003 – 2004; Black Hawk, LA to Gulf of Mexico.” Mississippi River
Commission, Vicksburg, MS.
Visible Earth: Mississippi River Sediment Plume, (2010, March 15), Visible Earth: Home. Retrieved
April 6, 2011, from http://visibleearth.nasa.gov/view_rec.php?id=1650.
38
ONE-DIMENSIONAL HYDRODYNAMIC MODELING
OF STORM SURGES IN THE LOWER MISSISSIPPI
RIVER
TERAN, G.A.
Department of Civil and Environmental Engineering, University of New Orleans ([email protected])
New Orleans, LA 70148, USA
PEREIRA, J.F.
The Water Institute of the Gulf ([email protected]) Baton Rouge, LA 70825, USA
MCCORQUODALE, J.A.
Department of Civil and Environmental Engineering, University of New Orleans
([email protected]); New Orleans, LA 70148, USA
GURUNG, T.T.
Department of Civil and Environmental Engineering, University of New Orleans ([email protected]);
New Orleans, LA 70148, USA
MESELHE, E.A.
The Water Institute of the Gulf ([email protected]) Baton Rouge, LA 70825, USA
ABSTRACT
To assess the impact of the storm surge during hurricanes Katrina and Gustav on the Lower
Mississippi River (MR), two scenarios were simulated using the 1-D model HEC-RAS 4.1 in the
Unsteady Flow Mode. The hydrodynamic simulations were performed from Tarbert Landing (RK 492,
RM 306) to the Gulf of Mexico. The periods evaluated were from 08/27/2005 to 08/30/2005 for
Katrina and from 08/30/2008 to 09/02/2008 for Gustav. For the base case, stage values were set to
typical tidal conditions. The impact case consisted on setting the downstream boundary conditions
with stage values obtained from an ADCIRC storm surge model. For the hurricane Katrina impact
case, results obtained with a Delft3D model were also used as boundary conditions. In all cases, flows
at Tarbert Landing corresponding to the simulated periods were used as the upstream boundary
conditions for the model. It was observed for both hurricane tests that many of the distributaries
experienced reversed flow with the hurricane scenario. Flows were more impacted during Katrina than
during Gustav. However, there were strong surges and large transient reductions in the River flow for
both hurricanes. The storm surge extended up to the upstream boundary of the model, Tarbert Landing
(RK 492, RM 306). The surge height at Donaldsonville (RK 280, RM 174) was over 4m and 2m, for
Katrina and Gustav, respectively. Due to gauge failures few records are available for Katrina;
however, the model is consistent with the available data, for both hurricanes.
Keywords: 1-D Numerical Modeling, Storm Surge, Lower Mississippi River, HEC-RAS, Gulf of
Mexico Hurricanes
INTRODUCTION
During hurricanes, typically some of the gauges along the Lower Mississippi River are
damaged. Since storm surge waves move rapidly upstream, it is necessary to collect data at least
hourly in the different river stations. The development of a model for hurricane storm surge would be
useful to complement the data for the main channel of the Mississippi River. Storm surges can travel
hundreds of miles upstream the river and it is important to assess the impact they have on the river
system and its basin.
39
Hurricane Katrina, which struck in August 2005, was one of the most destructive hurricanes
that ever struck Louisiana. It caused a lot of damage from levee breaches to flooding, which resulted
in human and economic loss for the region. Figure 1a shows levee breaching during Katrina.
Hurricane Gustav struck Louisiana in early September 2008, and fortunately it did not cause as much
damage as Katrina but still had some impact over the area. Figure 1b shows an example of flooding
caused by Gustav.
a)
b)
Figure 1 – a) Flooding and Levee Breach during Hurricane Katrina (Seed et al., 2005) and b) Flooding
during Hurricane Gustav (ENS, 2008)
A one-dimensional hydrodynamic model was developed in order to assess the impact of storm
surge during the occurrence of hurricanes Katrina and Gustav. The 1-D model HEC-RAS 4.1
(USACE, 2010) in the Unsteady Flow Mode was used to perform hydrodynamic simulations. The
simulated periods were from 08/27/2005 to 08/30/2005 for Katrina and from 08/30/2008 to
09/02/2008 for Gustav. This model was implemented based on a 1-D Hydrodynamic Unsteady Flow
model from Tarbert Landing to the Gulf of Mexico used to simulate the flood periods of 2008 and
2011 (Davis, 2010; McCorquodale et al, 2011a and 2011b).
The purpose of the work presented in this paper is to calibrate the models for the hurricane
periods corresponding to Katrina and Gustav in order to assess the impact of the storm surge on the
Lower Mississippi River at different locations. The observed data obtained from the measurements of
the U.S. Army Corps of Engineers (USACE) was used to calibrate the model for both hurricanes.
DATA AND METHODS
Model General Description
HEC-RAS 4.1, a 1-D numerical model developed by the Hydrologic Engineering Center
(HEC) of the U.S. Army Corps of Engineers (USACE, 2010), was used in this study to simulate the
hydrodynamics of the Lower Mississippi River during hurricane periods. HEC-RAS is a public
domain model that allows the performance of steady and unsteady flow river hydraulics calculations,
and includes a user interface and graphical outputs such as tables or graphics showing stage,
discharge, velocity, water surface elevation, among other hydrodynamic features. HEC-RAS can make
long term predictions and can handle large scale project areas. Also, tributary and distributary systems
can be modeled as a network (Davis, 2010).
General Considerations
The study area is from Tarbert Landing (RK 492, RM 306) to the Gulf of Mexico. The model
was applied to simulate the hydrodynamics of hurricane Katrina during the corresponding period from
08/27/2005 to 08/30/2005 and hurricane Gustav during the corresponding period from 08/30/2008 to
40
09/02/2008. The hydrodynamic simulations were performed in the unsteady flow mode, using a time
step of 10 minutes for all models.
Modeling Domain
The modeled reach in this study extends from the Gulf of Mexico to Tarbert Landing (RK
492, RM 306). The modeled reach is shown in Figure 2. Along the reach there are some continuous
outflows as Davis Pond and Caernarvon diversions, and some periodical outflows as the Bonnet Carré
Spillway. Also, the east bank of the River downstream of Bohemia (RK 75, RM 47) has a natural
levee that overtops in periods of high flow. The river is divided into three passes, downstream of the
Head of Passes (RK 0, RM 0): Pass-a-Loutre, Southwest Pass and South Pass.
Figure 2 – Modeling Domain: Tarbert Landing (RK 492) (Visible Earth, 2001) – Gulf of Mexico
Channel Geometry
The geometry of the channel for the entire domain from Tarbert Landing (RK 492, RM 306)
to the Gulf of Mexico was taken from the unsteady hydrodynamic model for the Lower Mississippi
River presented in McCorquodale et al. (2011a and 2011b). It was necessary to modify the lateral
structures defined for the Bohemia Spillway in the previous model. In this case, the lateral structures
were converted into inline structures, which were defined this way in order to allow water flow in both
directions at Bohemia (RK 72, RM 45). Data to set the structures was obtained from the Lake
Pontchartrain Basin Foundation (Lopez et al., 2012). Changing the structures from lateral to inline led
to some other changes in roughness and weir coefficients, which were calibrated to bring in or take out
the necessary amount of water flow into the channel to obtain the right stage.
41
a)
b)
Figure 3 – Bohemia Structures: a) Lateral Structure (Davis, 2010) and b) Inline Structures
Boundary Conditions
The upstream boundary conditions for the model simulations consist of daily water flows at
Tarbert Landing for the corresponding period (Figure 4). Hourly stages are given as downstream
boundary conditions for the base case (no hurricane or storm in the system). The downstream
boundary conditions for the impact case for both Hurricane Katrina and Hurricane Gustav were set
with hourly stage values obtained from an ADCIRC hurricane model for different locations along the
domain (Hu et al., 2012). Another set of downstream boundary conditions obtained from a 2-D model
performed for Hurricane Katrina with Delft3D (Rego et al., 2012) was used for the impact case in
order to compare all cases for this hurricane. The Delft3D model is a coarse, fast model with a 10 Km
of horizontal resolution developed to focus on the Texas shelf; however, it was useful data for the
purpose of this work. The figures 5 and 6 show the base case vs. the impact cases for two different
locations.
a)
b)
Figure 4 – Upstream Boundary Condition - Flow Hydrograph at Tarbert Landing: a) Hurricane Katrina
and b) Hurricane Gustav
a)
b)
Figure 5 – Downstream Boundary Condition - Stage at Southwest Pass – Base and Impact case:
a) Hurricane Katrina and b) Hurricane Gustav
42
a)
b)
Figure 6 – Downstream Boundary Condition - Stage at Fort St. Philip – Base and Impact Case:
a) Hurricane Katrina and b) Hurricane Gustav
Manning’s n Coefficient and Flow Roughness Factors
The Manning’s n values and Flow Roughness Factors (values by which n is multiplied and are
a function of the flow) are the main parameters used to calibrate the model. Manning’s n for the Main
Channel ranged from 0.019 to 0.026, and for the outlets varied from 0.014 to 0.2. Some of the outlets
Manning’s n values had to be exaggerated in order to obtain the correct amount of flow. For instance,
a Manning’s n value of 0.7 was used for the ICCW Harvey and the ICCW Chalmette, where the flows
extracted using reasonable values for the Manning’s n is much higher than expected. The Flow
Roughness Factor for Gustav varied from 0.7 to 1.5. The highest roughness factors values correspond
to lower flows and the lowest roughness factors correspond to higher flows. However, for Katrina a
value of 1 for the Flow Roughness Factor provided a good calibration of the model.
RESULTS
The model was calibrated for the Gustav and Katrina hurricane periods. The weir coefficients
for the Bohemia inline structures and the flow roughness factors were calibrated for the evaluated
periods in order to push in or extract the flow necessary to obtain the right stages at different locations
along the model domain. The results were compared to data available for different locations along the
Mississippi River obtained from the U.S. Army Corps of Engineers. The statistical analysis performed
for the observations by the USACE and the simulated results obtained with the 1-D model for Katrina
are presented in Table 1, which includes the results for the simulations using the ADCIRC boundary
conditions and the results for the simulations set using the Delft3D boundary conditions. The results
for the statistical analysis for Gustav are presented in Table 2. It must be pointed that for Katrina there
is less field data available than for Gustav.
Table 1 – Statistical Analysis of the differences between Measured and Simulated Stage for Hurricane
Katrina (2005)
River Stations
New Orleans (RK 165, RM 103)
Bonnet Carré (RK 204, RK 127)
Reserve (RK 223, RM 139)
Baton Rouge (RK 367, RM 228)
ADCIRC Boundary
RMSE (m) Efficiency
0.207
0.960
0.213
0.950
0.201
0.950
0.140
0.920
43
Delft3D Boundary
RMSE (m)
Efficiency
0.479
0.809
0.453
0.792
0.427
0.795
0.246
0.738
Table 2 – Statistical Analysis of the differences between Measured and Simulated Stage for Hurricane
Gustav (2008)
River Stations
West Point a la Hache (RK 78, RM 49)
Algiers Lock (RK 142, RM 88)
Harvey Lock (RK 158, RM 98)
New Orleans (RK 165, RM 103)
Bonnet Carré (RK 207, RM 128)
Donaldsonville (RK 279, RM 174)
RMSE (m)
0.194
0.241
0.244
0.236
0.290
0.297
Efficiency
0.864
0.844
0.845
0.822
0.772
0.794
Storm surges are influenced by many factors affecting the system during the occurrence of
hurricanes. Some of the effects that are not taken into account on the model while using hydrostatic
assumption are the wind stress and pressure forces. However, the results obtained from the
hydrodynamic simulations for both Hurricane Katrina and Gustav are in good agreement with the
observed data. Figure 7 shows the stage hydrographs for the observed values and the simulated values
for the period evaluated at two different locations for Katrina with the different boundary conditions.
Figures 8 shows the stage hydrographs for the observed values and the simulated values for the period
evaluated at two different locations for Gustav.
a)
b)
Figure 7 - Simulated and Measured Stage Hydrographs during Katrina: a) New Orleans, RK 165 and
b) Baton Rouge, RK 367
Hurricane Katrina results for the storm surge model with the ADCIRC boundary conditions
seems to be overpredicting the stage in comparison to the observed values. The model with Delft3D
boundaries seems to be underpredicting the stage compared to the observed data. In any case, both
boundary conditions are in good agreement with the available observed data.
a)
b)
Figure 8 - Simulated and Measured Stage Hydrographs during Gustav: a) Harvey Lock, RK 158 and
b) Donalsonville, RK 279
44
During both hurricanes there was reverse flow for the outlets. The outlet with highest reverse
flow was the Bohemia Spillway with more than 30,000m3/s for Gustav (Figure 9), which is the value
obtained for flooding periods, and more than 80,000m3/s for Katrina. Moreover, the impact of the
storm surge propagates upstream for both hurricanes. The flow hydrograph at Donaldsonville (RK
279, RM 173) for both hurricanes can be observed in Figure 10, showing reverse flow in the channel
upstream.
a)
b)
Figure 9 – Flow Hydrograph at Bohemia Spillway, RK 72: a) Hurricane Katrina and b) Hurricane Gustav
a)
b)
Figure 10 –Flow Hydrograph at Donaldsonville, RK 279: a) Hurricane Katrina and b) Hurricane Gustav
The model set using the tidal stage values as boundary conditions was useful to obtain the
surge height at the different locations for the model domain for both hurricane Katrina and Gustav
(Figure 11 and 12). The results show that the stage was impacted even at Tarbert Landing (RK 492,
RM 306), the upstream end of the model domain.
Figure 11 – Surge Height at Different Stations of the Model Domain for Hurricane Katrina
45
Figure 12 – Surge Height at Different Stations of the Model Domain for Hurricane Gustav
CONCLUSIONS
For both hurricanes Katrina and Gustav it was observed that the storm surge propagates as far
as the upstream boundary, Tarbert Landing (RK 492, RM 306). The model for both hurricanes is able
to capture the height of the storm surge peaks along the river. The surge height for Katrina at
Donaldsonville (RK 279, RM 174) was over 4m, and for Gustav at the same location it was over 2m
for the model set with the boundary conditions obtained with the ADCIRC boundary storm surge
model. The surge height for the Katrina model set with the Delft3D boundary conditions was over 3m.
For the Gustav model, the observed surge speed is greater than the modeled speed. It is not
possible to know if the same behavior happens for the Katrina model because there is no observed data
available after the peak.
The Bohemia Spillway (RK 53 – RK 72, RM 33 – RM 45) is the outlet with the highest
reverse flow value with a peak inflow of more than 80,000m3/s for Katrina, and 30,000m3/s for Gustav
(value close to the main channel peak for flooding). There is reverse flow in the main channel due to
the surge and it extends for approximately 250km (160miles) upstream of the Head of Passes.
ACKNOWLEDGMENTS
The authors wish to thank the financial support of the National Science Foundation (NSF).
They also wish to thank Dr. John Lopez and Dr. Ezra Boyd from the Lake Pontchartrain Basin
Foundation (LPBF), for sharing field data used to set the model geometry; Mr. George Brown, from
the U.S. Army Corps of Engineers (USACE), for providing hourly stage data for the hurricane
periods; Dr. Jim Chen and Dr. Kelin Hu, from the Louisiana State University (LSU), for sharing
ADCIRC modeling results that were used as boundary conditions; and Dr. Joao Rego, from Deltares,
for providing Delft3D modeling results that were used as boundary conditions. Finally, the authors
wish to thank Mr. Ahmed Gaweesh and Mr. Kazi Sadid from the University of Louisiana at Lafayette
(ULL) for their feedback on this research work
REFERENCES
DAVIS, M.A., (2010), "Numerical Simulation of Unsteady Hydrodynamics in the Lower Mississippi
River", Theses and Dissertations, University of New Orleans, New Orleans, LA.
Environmental News Service (ENS), (2008), "Hurricane Gustav Spares New Orleans", Available at
www.ens-newswire.com/ens/sep2008/2008-09-01-01.asp
HU, K.; CHEN, Q.; KIMBALL, K.S., (2012), "Consistency in hurricane surface wind forecasting: An
improved parametric model", Natural Hazards, 61:1029–1050.
46
LOPEZ, J.; BAKER, A.; BOYD, E.; CONNER, P.; GUSTAVSON, K.; MARTINEZ, L.; HENKEL,
T., (2012), "Bohemia Spillway in Southeastern Louisiana: History, General Description, and 2011
Hydrologic Surveys." (Under Preparation), Lake Pontchartrain Basin Foundation, at saveourlake.org
MCCORQUODALE, J.A.; GEORGIOU, I.Y.; PEREIRA, J.F.; DAVIS, M.A, (2011a), "3-D
Hydrodynamics and Sediment Transport Modeling of the Lower Mississippi River-Part II", Report
submitted to the Lake Pontchartrain Basin Foundation (LPBF).
MCCORQUODALE, J.A.; GEORGIOU, I.Y.; PEREIRA, J.F.; DAVIS, M.A; JEROLLEMAN, D.,
(2011b), "Lower Mississippi River Response to Diversions-Part III", Report submitted to the Lake
Pontchartrain Basin Foundation (LPBF).
PEREIRA, J.F., (2011), "Numerical Modeling of River Diversions in the Lower Mississippi River",
Ph.D. Dissertation, University of New Orleans, New Orleans, LA. USA
REGO, J.L.; CRONIN, K.; HESP, P.; VATVANI, D; EVANS, A.M.; KEITH, M.E. (2012),
"Hurricane-Induced Bottom Stirring on the Louisiana-Texas Continental Shelf", Submitted to Ocean
Dynamics.
SEED, R.B.; NICHOLSON, P.G.; DALRYMPLE, R.A.; BATTJES, J.; BEA, R.G.; BOUTWELL, G.;
BRAY, J.D.; COLLINS, B. D.; HARDER, L.F.; HEADLAND, J.R.; INAMINE, M.; KAYEN, R.E.;
KUHR, RJ.; PESTANA, M.; SANDERS, R.; SILVA-TULLA, F.; STORESUND, R.; TANAKA, S.;
WARTMAN, J.; WOLFF, T. F.; WOOTEN, L. AND ZIMMIE, T., (2005), " Preliminary Report on
the Performance of the New Orleans Levee Systems in Hurricane Katrina on August 29, 2005", Report
No. UCB/CITRIS – 05/01.
USACE Staff, (2010), "HEC-RAS River Analysis System, User’s Manual Version 4.1", U.S. Army
Corps of Engineers, Hydrologic Engineering Center (HEC) Publication, 790p, at
www.hec.usace.army.mil/software/hec-ras/hecras-download.html.
VISIBLE EARTH: Mississippi River Sediment Plume. (2010). Visible Earth: Home. Retrieved March
17, 2010, Available at http://visibleearth.nasa.gov/view_rec.php?id=1650
47
PESQUISA E APLICAÇÃO
NATURAL NO BRASIL
DA
RESEARCH
AND
APPLICATION
BIOENGINEERING IN BRAZIL
ENGENHARIA
OF
SOIL
SUTILI, F.J.
UFSM – Universidade Federal de Santa Maria ([email protected]); Av. Roraima, Bairro Camobi,
CEP 97105-900, Santa Maria, Rio Grande do Sul, Brasil.
GAVASSONI, E.
PETROBRAS Transporte ([email protected]); Av. Nossa Senhora da Penha 688, 29057550, Vitória, Espírito Santo, Brasil.
RESUMO
As técnicas de engenharia natural apresentam-se como alternativa e complemento à
abordagem tradicional da engenharia civil nas soluções e tratativas ligadas às obras de terra. Seus
modelos de intervenção são em algumas regiões ainda pouco conhecidos, bem como, se carece de
informações sobre as características biotécnicas da vegetação. Com intento de suprir parte dessa
carência no Brasil a Universidade Federal de Santa Maria vem desenvolvendo pesquisas que
investigam as propriedades morfofisiológicas e biotécnicas da vegetação ribeirinha e de encosta. Hoje,
os conhecimentos reunidos garantem que a engenharia natural venha sendo aplicada com segurança
em algumas regiões do país. Todavia, a lacuna de conhecimento quanto às características biotécnicas
da vegetação ainda é grande e exige que as técnicas sejam utilizadas, em muitos lugares e situações,
sob uma abordagem conservadora, relegando à vegetação uma contribuição estrutural secundária.
Mesmo que com o desenvolver da pesquisa os projetos possam, cada vez mais, contar com a
vegetação como componente estrutural, uma aplicação eficiente e difundida dessas técnicas esbarra no
atual estado da arte desse ramo da engenharia. A engenharia natural encontra-se ainda em uma fase
artesanal/descritiva e para que suas técnicas possam ser repassadas e aplicadas de maneira universal e
segura deve, assim com os demais ramos da engenharia, alcançar um caráter analítico. De forma
similar outros ramos da engenharia passaram por essas fases até seu desenvolvimento analítico.
Acredita-se, que igualmente aos demais ramos, a engenharia natural pode ser estruturada de modo a
atingir uma fase de quantificação científica de seus processos e métodos. Apresenta-se de forma geral
e sucinta uma metodologia de desenvolvimento para se atingir esse objetivo. Apontam-se também os
ganhos gerais provenientes desse desenvolvimento.
Palavras-chave: bioengenharia de solos, biotécnicas, engenharia natural.
ABSTRACT
The soil bioengineering techniques can be used as an alternative or even a complementary
action to the traditional approach given by the civil engineering in the earth works projects. Its tools
are, in some regions, unknown. Besides that, there is a remarkable lack of understanding about the
main biotechnical characteristics of the vegetation. With the objective to supply information on this
matter the Federal University of Santa Maria has been developing researches about biotechnical and
morpho-physiological properties of riverbank and slope protection vegetation. Nowadays, the gathered
information is sufficient, in a sense that the bioengineering approach can be applied with safe criteria
in some regions of Brazil. However, in the absence of understanding on the biotechnical behavior
about the vegetation requires that in many places and in many circumstances the so used approaching
of soil bioengineering should be conservator. This occurs mainly due the second plane taken by the
48
vegetation in the project structural functionality. Even though the development of the research in this
field can lead to a gradual increasing in the structural relevance of vegetation, an efficient and
widespread use of the bioengineering methodologies faces down some difficulties due to the present
state of art of this branch. It can be said, in many ways, that the soil bioengineering is currently in a
craft/descriptive phase. It is necessary that, in a similar way to other engineering branches, the soil
bioengineering achieves an analytical character. It is also believed that the soil bioengineering can be
structured in this manner to reach a scientific quantification of its processes and methods. A
developmental methodology with this objective is, in a general way, presented. The overall benefits
arisen from this development are also pointed out.
Keywords: soil bioengineering, biotechnical properties, earth works.
ESTADO DA ARTE
A engenharia natural tem por principal intervenção em engenharia civil as obras de terra,
especificamente a estabilização de taludes (naturais e de corte, de encostas e fluviais), o controle de
processos erosivos superficiais e subsuperficiais, a recuperação de áreas degradadas e a estabilização
da condição hidráulica de canais abertos (naturais ou artificiais, de escoamento fluvial ou pluvial).
As técnicas de engenharia natural apresentam-se como alternativa e complemento à
abordagem tradicional da engenharia civil nas soluções e tratativas ligadas às obras de terra. Seus
modelos de intervenção são, no Brasil, ainda pouco conhecidos, bem como, se carece de informações
sobre as características biotécnicas da vegetação.
Com intento de suprir parte dessa carência a Universidade Federal de Santa Maria vem ao
longo dos anos desenvolvendo pesquisas que investigam as propriedades morfofisiológicas e
biotécnicas da vegetação ribeirinha e de encosta. Atualmente os esforços, nesse sentindo, estendem-se
a outras regiões do país, porém ainda não de modo difundido, concentrando-se em certas iniciativas
pontuais.
Porém, recentemente, o público externo à universidade: empresas privadas e setor público
(prefeituras, órgãos fiscalizatórios, defesa civil e outros órgãos ambientais e técnicos) vêm se
interessando, recomendando e mesmo aplicando soluções de engenharia natural no país. Esse interesse
externo pelo tema não surge com atraso em relação ao desenvolvimento acadêmico, sendo que em
alguns casos há sim, uma necessidade de ganho de experiência e a coleta de informações básicas pelo
meio acadêmico para que as intervenções possam ser feitas em certas regiões do país. Hoje, porém, os
conhecimentos reunidos são suficientes para garantir que a engenharia natural tenha aplicação efetiva
e segura em alguns locais do país.
No domínio técnico da engenharia natural já existem empresas que atuam no mercado
brasileiro, algumas já com reconhecida experiência, prestando serviços, que em diferentes graus de
aplicação e abordagem, valem-se das técnicas de engenharia natural. No entanto, para a maioria das
regiões brasileiras, a lacuna de conhecimento quanto às características biotécnicas da vegetação, faz
com que as empresas valorizem essencialmente intervenções apoiadas no uso de geotêxteis, biomantas
ou mesmo geossintéticos, concreto e gabiões, entre outras estruturas pré-fabricadas, onde a vegetação
por vezes torna-se complemento sem que lhe seja confiada maior responsabilidade funcional na
estabilização do solo. Aqui se entende por estabilização o seu conceito mais geral que de acordo com
Sowers (1976) é o processo de melhorar o solo para que suas características de engenharia sejam
atendidas para uma determinada obra ou intervenção. Outra característica das aplicações comerciais
no Brasil é o uso de vegetação não autóctone.
Para que sejam atendidas as premissas da definição dada por Schiechtl (1958), a vegetação
deve ser preferencialmente autóctone e entendida como componente estrutural ativo. Essa visão é
claramente cada vez mais valorizada, tanto na pesquisa acadêmica como na aplicação prática, à
medida que as intervenções baseadas na engenharia natural passam a ser consideradas como
alternativas viáveis aos projetos nas aplicações de obra de terra.
49
Além da reconhecida lacuna referente ao conhecimento das caracteristicas biotécnicas da
vegetação a aplicação da engenharia natural no Brasil esbarra também no seu atual estado da arte,
característica essa que não é exclusiva ao cenário brasileiro.
A inserção do modo abstrato de pensar do saber científico no campo prático das obras de
engenharia se deu de forma gradual ao longo de séculos, à medida que a engenharia e seus diversos
ramos ganhavam sua atual forma moderna (Straud,1960). Esse desenvolvimento gradual de conceitos,
métodos e aplicações pode, em geral, ser dividido em três fases: artesanal, descritiva e analítica. De
modo semelhante aos seus outros pares dentre os vários ramos da engenharia pode-se aplicar essa
divisão geral de desenvolvimento à engenharia natural.
O atual estágio que a engenharia natural se encontra é de certo modo, fortemente marcado por
uma transição entre a fase artesanal e a fase descritiva. Esse estágio, porém se dá de forma não
uniforme nos vários sub-ramos da própria engenharia natural, uma vez que esses não estão igualmente
desenvolvidos (Morgan e Rickson, 1995; Gray e Sotir, 1996). Pode-se traçar um paralelo desse
desenvolvimento da engenharia natural com a engenharia estrutural que superou a fase descritiva no
final da idade média. Em geral, o que se deu também no caso da engenharia estrutural, a transição
entre essas fases é natural e ocorre de forma gradual à medida que experiências e informações são
acumuladas. De todo modo, Galileu Galilei em 1638, ao formular de modo original e correto o
problema de resistência à flexão de uma viga retangular em balanço por meios abstratos e utilizandose dos conceitos da estática, marca, assim, o início da fase analítica da engenharia estrutural que hoje
caracteriza a forma de atuação da engenharia moderna em vários de seus muitos campos.
Sendo a engenharia natural um ramo da engenharia tradicional, acredita-se também em um
caminho semelhante para o seu desenvolvimento. Um paralelo em relação aos ramos correlatos da
engenharia tradicional, não é útil somente no entendimento e caracterização dessas fases de
desenvolvimento, como também pode ser utilizado para encurtar o tempo necessário para que a
engenharia natural chegue à sua fase analítica. Essa aceleração do desenvolvimento da engenharia
natural pode-se dar por meio da apropriação, fundamentação, adaptação ou ainda inspiração das
metodologias, práticas, testes, ensaios, abordagens e procedimentos desenvolvidos ao longo dos
estágios já percorridos pelas disciplinas correlatas da engenharia tradicional, atentando-se sempre às
suas peculiaridades, que nesse caso estão muito concentradas no uso de material vivo e de
funcionalidades adicionais como: estética e ambiental.
Conforme menciona Straud (1960) o que distingue a engenharia moderna das obras de
engenharia similares de tempos antigos é o fato de que as dimensões e configuração das obras de
engenharia moderna são determinadas por reflexões teóricas e científicas, ou colocado de outro modo,
por meio de mecanismos abstratos que não são diretamente discerníveis. A engenharia natural ainda
não conta com esse ferramental abstrato e vale-se ainda em grande medida das qualidades de artesão
do mentor (semelhante ao mestre construtor da idade antiga e medieval). Como artesão entende-se
aqui o profissional que é guiado essencialmente pela intuição. É, portanto, a intuição a marca essencial
de distinção entre o engenheiro e o artesão, os dois a possuem, mas só o segundo é guiado unicamente
e essencialmente por ela.
De acordo com Morgan e Rickson (1995) quando se projeta uma intervenção utilizando-se da
abordagem da engenharia natural, projeta-se, além de uma obra tradicional, um ecossistema. Por outro
lado, de acordo com Gray e Sotir (1996) os materiais vegetais não se diferem de outros materiais de
engenharia, uma vez que eles devem ser selecionados de acordo com o propósito intencionado da
obra. Desse modo o reconhecimento na vegetação autóctone das propriedades biotécnicas e
morfofisiológicas úteis à engenharia natural é tarefa essencial ao desenvolvimento da engenharia
natural em direção a uma fase analítica.
As propriedades biotécnicas (Durlo e Sutili, 2005) correspondem às características desejadas
em uma espécie, ou grupo dessas, para que possam influenciar os requisitos de engenharia dos solos –
agrupados de forma ampla em: resistência, rigidez e permeabilidade. Já as propriedades
morfofisiológicas dizem respeito às propriedades inerentes ao material vegetal no que diz respeito a
seu comportamento ecológico, fisiológico e morfológico, que combinados resultam nas propriedades
biotécnicas. Continuando o paralelo com outros ramos da engenharia, as propriedades
morfofisiológicas das plantas estão para as biotécnicas, assim como as de um material construtivo
50
tradicional (peso específico, modulo de elasticidade..., por exemplo) estão para as propriedades de
engenharia desse (resistência e rigidez, por exemplo).
As características biotécnicas da vegetação devem ser buscadas para a engenharia natural com
um propósito principal, o de que essas, por meio de suas propriedades morfofisiológicas possam
fornecer um aumento dos níveis dos critérios de engenharia do solo (resistência, rigidez e
permeabilidade), esses os responsáveis em atender os objetivos de estabilização do solo bem como os
requisitos funcionais de uma obra.
Ressalta-se que a compreensão dessas propriedades e suas inter-relações pode ser o primeiro
passo no caminho para evolução do estado da arte em que a engenharia natural se encontra do estágio
atual para uma fase analítica. Esse objetivo de desenvolvimento contribui para o atendimento aos
principais requisitos de aplicabilidade da engenharia natural, que de acordo com Gray e Sotir (1996)
são: disponibilidade, facilidade de instalação, familiaridade, promoção e propagação das técnicas,
existência de normas, e aceitação por especificadores.
Quanto à disponibilidade e facilidade de instalação acredita-se que essa questão esteja em
grande parte relacionada à lacuna de conhecimento quanto às características biotécnicas da vegetação.
Esse fato exige que as técnicas sejam utilizadas, em muitos lugares e situações, sob uma ótica
conservadora, relegando à vegetação uma contribuição estrutural secundária. Com o desenvolvimento
da pesquisa torna-se possível que os projetos possam se apoiar mais na vegetação como componente
estrutural, no entanto, mesmo a básica busca pelas propriedades morfofisiológicas e biotécnicas da
vegetação ainda não está estabelecida de forma analítica. De modo que um programa de
desenvolvimento da engenharia natural teria também de propor padrões analíticos quanto a essa busca.
No caso do requisito de familiaridade, a própria estruturação e construção do desenvolvimento
da engenharia natural de modo paralelo, baseado e mesmo inspirado nos processos e práticas
correlatos de outros ramos da engenharia civil se vale de uma familiaridade já existente nos
engenheiros.
Já para a promoção e a propagação de técnicas a principal dificuldade encontrada, de acordo
com Schiechtl e Stern (1992), é a existência de uma relutância marcante no uso de métodos de
engenharia tradicional em preferência dessas aos métodos convencionais da engenharia civil. Ainda de
acordo com esses autores, a resistência se dá em grande parte à falta de treinamento ou à falta de
experiência num campo relativamente novo. O desenvolvimento analítico da engenharia tradicional
pode contribuir ao avanço sobre essas dificuldades, uma vez que é possível ensinar de modo efetivo ao
engenheiro uma ciência analítica, o que não é necessariamente verdade no caso de artesanato.
Quanto à existência de normas, as obras possuem um caráter artesanal, não no sentido comum
da palavra, mas no sentido de que carecem de um enfoque analítico e baseiam-se puramente em
conceitos empíricos profissionalmente adquiridos durante o acúmulo de experiência prática. A própria
seleção das técnicas é frequentemente feita de modo subjetivo, ou mesmo orientada em questões de
custo (em oposição à questões de desempenho). Essas características são altamente impeditivas ao
desenvolvimento de especificações técnicas, normas de projeto, procedimentos de monitoramento e
padrões de manutenção das obras de engenharia natural.
Por fim a aceitação por parte de especificadores esbarra não somente na falta de normas, como
também na própria dificuldade de admissão provocada diretamente pela falta de critérios quantitativos
de análises nas soluções que poderiam ser prescritas. Nesse contexto a marca artesanal ou mesmo
descritiva dos estudos da engenharia natural, não é suficiente para conseguir explicar os mecanismos
pelos quais os requisitos de engenharia do solo são atingidos por essas abordagens. A consequência
direta disso é a limitação da prescrição dessas técnicas nos procedimentos de projeto. Outro resultado
consequente é a falta de confiança de engenheiros na habilidade das técnicas de engenharia natural na
melhoria dos requisitos de engenharia do solo.
É importante ressaltar que uma intervenção que se baseie em critérios puramente artesanais e
descritivos pode não perder em termos de qualidade. Na fase descritiva da engenharia civil existem
estruturas, como as catedrais góticas da idade média, de uma perfeição tal que dificilmente o
engenheiro moderno poderia-lhe agregar algo (Straud, 1960). No entanto, por sua característica
artesanal ou mesmo descritiva, as suas técnicas construtivas eram dominadas e variavam de mestre
para mestre, resultando em uma apropriação de conhecimento onerosa e de transmissão insegura, além
51
de exigir a repetição de esforços e em muitos casos retrabalhos, quando do insucesso de algumas
intervenções.
Diante disso, do mesmo modo como ocorreu para os diferentes ramos da engenharia a marca
quantitativa e abstrata da fase analítica abre possibilidades que previamente são inimagináveis para a
engenharia natural.
Em um momento que as demais áreas da engenharia tem o “por que?” como preocupação a
engenharia natural não pode se contentar de a cada novo desafio ter de pensar o “como?” e conforme
Morgan e Rickson (1995) esperar décadas para que as novas técnicas em respostas a essas situações
possam ser plenamente estabelecidas e aceitas.
Essa última pergunta deve ter sua resposta guardada em um enfoque analítico de validade
universal, ou seja, na engenharia, e não estar presa a mente do artesão.
CONCLUSÃO
Para que uma estabilização físico-química dos solos, por um agente biológico proveniente da
aplicação da engenharia natural possa ser completamente entendida faz se necessário que
primeiramente sejam identificadas, em cada obra, que propriedades de engenharia dos solos são
necessárias em uma intervenção para que essa cumpra os propósitos de sua instalação. Além disso, é
preciso entendimento dos processos e fenômenos ligados a essas propriedades para que se possa
identificar na vegetação quais as características morfofisiológicas que produzem os efeitos biotécnicos
para a estabilização dos solos, mais que isso, esse conhecimento precisa ser apresentado como
ferramenta analítica, reproduzível e aplicável de modo seguro e universal, rendendo assim maior
eficiência dos seus métodos e aceitação como ferramenta válida.
REFERÊNCIAS
DURLO, M.A.; SUTILI, F.J., (2005), “Bioengenharia: manejo biotécnico de cursos de água”, Porto
Alegre: EST Edições.
GRAY, D.H.; SOTIR, R.B., (1996), “Biotechnical and Soil Bioengineering Slope Stabilization: A
Practical Guide for Erosion Control”, Wiley, New York.
MORGAN, R.P.C.; RICKSON, R.J., (19955), “Slope Stabilization and Erosion Control - a
bioengineering approach”, London: E & FN Spon.
SCHIECHTL, H.M., (1958), “Grundlagen der Grünverbauung“, Innsbruck.
SCHIECHTL, H.M.; STERN, R., (1992), “Handbuch für naturnahen Erdbau: Eine Einleitung für
ingenieurbiologische Bauweisen“,Wien.
SOWERS, G.F., (1976), “Introductory Soil Mechanics and Foundations: Geotechnical Engineering”,
New York.
STRAUD, H.A., (1960), “History of Civil Engineering - an outline from ancient to modern times”,
London, Leonard Hill Limited.
52
Restauración de cauces en los ríos Añarbe y Araxes en
Gipuzkoa mediante introducción de madera
Channel restoration in Añarbe and Araxes rivers in
Gipuzkoa through introduction of wood
SARRIEGI, M.
Basoinsa S.L. Ingeniería Medioambiental ([email protected]); Dr. Luis Bilbao Líbano 11,
48940 Leioa, Spain; AEIP (Asociación Española de Ingeniería del Paisaje), Spain
AGIRRE, K.
Ekolur S.L.Guipúzcoa, Spain ([email protected])
BAÑARES, I.
Servicio de Fauna y Flora Silvestre, Diputación Foral de Gipuzkoa ([email protected])
DÍEZ, J.
Departamento de Didáctica de las Matemáticas y de las Ciencias Experimentales, Universidad del País
Vasco ([email protected])
ELOSEGI, A.
Departamento de Biología Vegetal y Ecología, Universidad del País Vasco ([email protected])
KAIL, J.
Departamento de Zoología Aplicada e Hidrobiología de la Universidad de Duisburg-Essen, Alemania
([email protected])Amalia SOLOAGA1
RESUMEN
Los tramos guipuzcoanos de los ríos Añarbe y Araxes (País Vasco), forman parte de la red
Natura 2000. Poseen aguas de buena calidad, y una aceptable vegetación de ribera y comunidad
piscícola. Sin embargo, la historia de usos, la existencia de infraestructuras paralelas y centrales
hidroeléctricas, se traduce en una complejidad estructural deficiente para su cauce. Los estudios
previos del hábitat fluvial muestran que apenas hay acumulaciones de grava que sirvan de frezaderos,
y una escasez generalizada de pozas profundas que sirvan de refugio. La presencia de madera en el
cauce está muy por debajo de las tasas deseables para este tipo de ríos.
Por otra parte, al igual que en otros ríos del entorno, desde finales de los 90 se constata un
alarmante descenso en el reclutamiento de alevines de trucha común.
Con el objetivo de crear hábitat apropiados para la freza y para el desarrollo de los alevines, se
han ejecutado durante 2008-2011 dos proyectos que han consistido en la introducción dentro del
cauce de elementos de madera de diversa tipología (deflectores, árboles enteros y presas
transversales), consiguiendo acumulaciones de gravas, aumentar rangos de velocidades y nuevas
pozas-remansos.
Carácter experimental: se está realizando un riguroso programa de seguimiento con
monitorización de parámetros abióticos (topografía, velocidad agua, composiciones granulométricas
…) y estabilidad de estructuras; y parámetros bióticos (frezaderos, densidad y biomasa de
macroinvertebrados, cambios poblacionales piscícolas...). Los datos y conclusiones de este
seguimiento se completarán este año 2012.
Palabras Clave: restauración, río, madera, ictiofauna.
53
INTRODUCCIÓN
Se exponen a continuación los proyectos de restauración o mejora de cauces mediante la
introducción de madera que se han desarrollado desde el año 2008 en dos ríos de la zona oriental del
territorio de Gipuzkoa (País Vasco).
Para esta finalidad, la Diputación Foral de Gipuzkoa está aplicando de manera pionera en el
sur de Europa los métodos basados en la introducción de madera muerta Large Woody Debris (LWD),
trasladando a nuestro territorio la experiencia y conocimiento existentes a nivel europeo y mundial.
PROYECTO Y EJECUCIÓN DE LAS OBRAS PARA EL AUMENTO DE
RETENTIVIDAD Y COMPLEJIDAD ESTRUCTURAL DE LOS
CAUCES VERTIENTES AL EMBALSE DE AÑARBE (2006-2010)
Planteamiento
Las acciones correspondientes al proyecto LIFE – Naturaleza “Conservación y Restauración
del LIC Aiako Harria” puestos en marcha desde el año 2006, comprendieron el diseño, la redacción
de proyecto y la posterior ejecución de las obras con las que se pretendía un doble objetivo: favorecer
la riqueza de hábitat en los cursos fluviales a la vez que se facilitaban los procesos sedimentarios en el
propio cauce, incrementando las tasas de descomposición de materia orgánica, en un enclave de alto
valor natural como la cuenca hidrológica del embalse de Añarbe, situado en el Parque Natural de
Aiako Harria.
Ambos constituyen dos aspectos importantes dado que, por un lado, el embalse de Añarbe
(que suministra agua potable a toda la conurbación de Donostia – San Sebastián) tiene riesgo de
anoxia en sus aguas y tasas ligeramente altas de colmatación. Y por otro, resulta necesario proteger y
potenciar la presencia de determinadas especies (Galemys pyrenaicus, Lutra lutra, coleópteros,...).
Todos ellos se beneficiarían de las mejoras derivadas de actuaciones de naturalización de los cauces.
Diagnóstico
Toda una serie de indicios apuntaba a que, pese a la excelente calidad del agua, el estado del
hábitat fluvial no es tan bueno como sería de desear. Por un lado, en muchos tramos de los ríos
estudiados, la complejidad estructural del cauce es aparentemente baja: faltan, por ejemplo, pozas
profundas, refugios para los peces, o presas de madera.
Por otra parte, el estado de las especies de interés es preocupante: la población del desmán del
Pirineo (Galemys pyrenaicus) está en declive, habiendo desaparecido del entorno, pese a contar con
una buena población aguas arriba.
Y finalmente, los arroyos acarrean gran cantidad de sedimentos y hojarasca al embalse, lo que
a largo plazo podría comprometer la cantidad y calidad del agua en el mismo.
Propuesta
Los problemas descritos (escasa complejidad estructural, poblaciones en declive, y fuerte
arrastre de sólidos) parecen estar ligados a la simplificación de los cauces, y originados al menos en
parte por la escasez de restos de madera en los cauces fluviales.
De acuerdo a las experiencias conocidas a nivel mundial sobre el uso de la LDW (Large
Woody Debris), se realizó la hipótesis de que la introducción de madera de forma activa puede
desencadenar una cascada de cambios físicos que afectan a la estructura y funcionamiento del
ecosistema fluvial:
 aumento de la acumulación de sedimentos y materia orgánica.
 mayor retención de nutrientes disueltos.
 aumento en la cantidad de invertebrados, especialmente fragmentadores.
 descomposición más activa de hojarasca.
 aumento en la eficiencia del ecosistema en utilizar los aportes orgánicos.
 aumento en la complejidad del cauce.
54

aumento en la diversidad de especies.
Ejecución
La realización de la obra en un entorno geográficamente apartado y de alto valor natural
exigió la consideración de una serie de condicionantes importantes a tener en cuenta tanto en la fase de
redacción del proyecto como durante su ejecución: inexistencia de accesos adecuados, fragilidad
ambiental del entorno, dificultad en los aspectos de seguridad y prevención del trabajo, condiciones
hidrológico-climatológicas...
Los trabajos se ejecutaron durante el mes de enero de 2008, actuando sobre 4 tramos piloto en
otros tantos arroyos de diversas características: Añarbe, Latxe, Atseginsoro y Malbazar. En estos
tramos se procedió a la introducción de trozas y apeas de madera con diversidad de características,
simulando la presencia de madera muerta natural, con disposiciones más o menos complejas, tipo
presas (transversales, diagonales y en V), tipo traviesas, y tipo deflectores en diferente ángulo,
tratando de provocar variaciones tanto en la distribución de la sedimentación, como en la retentividad
y el aumento de la diversidad del cauce.
Para la construcción de las estructuras se empleó madera existente en las riberas más
inmediatas, proveniente de pies ya caídos o de árboles en pie. Dado que la naturalidad en la ejecución
de las obras era un aspecto a tener en cuenta, se buscó simular la caída natural de los árboles,
primando el derribo de los árboles frente a la tala siempre que las dificultades técnicas no lo hicieran
inviable.
Figura 1 - Árbol derribado de raíz e introducido en el cauce directamente
55
Figura 2 - Estructura de troncos para función de presa.
Figura 3 - Presa de troncos en arroyo
Seguimiento y control
Durante los años 2008-2010 se realizó un seguimiento según esquema BACI, estableciendo
cuatro tramos de control aguas arriba de los tramos a restaurar, y estudiando los ocho tramos (4
controles y 4 experimentales) durante un año antes de introducir la madera, y durante otro dos tras
introducirla.
El comportamiento de las estructuras de troncos creadas ha sido como era predecible: en los
arroyos pequeños apenas se han movido, mientras que en el mayor (Añarbe) se han dado grandes
desplazamientos, agrupándose los troncos en estructuras mayores. El 2008 fue un año
56
excepcionalmente lluvioso mientras que el 2009 registró durante el invierno un evento de lluvias
persistentes que incluso provocaron inundaciones en la cuenca del Urumea, lo que supuso una dura
prueba para la estabilidad de las estructuras de madera introducidas. La adición de la madera provocó
grandes cambios en la hidráulica, disminuyendo la velocidad del agua, y especialmente, el efecto de
las crecidas en la misma.
Esta menor velocidad del agua favoreció la acumulación de grava, arena y sedimentos finos,
provocando que aumentara la cantidad de hojarasca. También se constató una retención más eficaz de
nutrientes disueltos.
Las comunidades de macroinvertebrados en los arroyos estudiados son muy diversas, y la
introducción de troncos ha favorecido la aparición de familias de aguas lentas como los psicómidos.
Finalmente, la cantidad de peces aumentó de forma muy notable. En los arroyos estudiados
sólo hay dos especies de peces: trucha común (Salmo trutta fario) y piscardo (Phoxinus phoxinus).
Tras introducir la madera, se constató un aumento espectacular en la biomasa de peces en todos los
arroyos salvo Añarbe, y una fuerte preferencia de los individuos mayores por los troncos, en especial
durante las semanas anteriores a la freza. Los hábitat creados por las presas de madera parecen un
refugio esencial para las truchas.
No se ha detectado el desmán del Pirineo en las estaciones de estudio. Estaba ausente antes de
la obra, y sigue ausente. Los canales hidroeléctricos atraen a los individuos que bajan de la cabecera
de cuenca, con resultados seguramente fatales.
Desde el punto de vista de la problemática asociada al embalse, resulta difícil cuantificar el
efecto sobre los sedimentos y hojarasca totales, pero se estima que podría retenerse más del doble de
las entradas de materia orgánica anuales, redundando en mejoras en la calidad del agua y en una
mayor vida útil del embalse.
Por tanto, el seguimiento realizado confirmó las hipótesis de partida, y demuestra el
importante papel que juega la madera muerta en los cauces fluviales, resultando positiva tanto desde el
punto de vista de la conservación de hábitat y de especies, como desde un punto de vista funcional.
A la vista de los buenos resultados obtenidos en el proyecto piloto de introducción de madera
muerta (Large Woody Debris) como método de mejora y restauración de cauces naturales aplicado a
los arroyos y ríos de la cuenca del Añarbe (LIFE – Naturaleza “Conservación y Restauración del LIC
Aiako Harria”), y comprobada su validez como método para la mejora de las condiciones ecológicas
de los ríos, se planteó la posibilidad de su exportación a otras situaciones con problemática semejante.
PROYECTO DE MEJORA DEL CAUCE MEDIANTE LA
INTRODUCCIÓN DE MADERA EN EL LIC DEL RÍO ARAXES (20102012)
Planteamiento
Aunque el objetivo general del proyecto es semejante al anterior, en este caso, de manera más
específica se pretende provocar en el medio fluvial las condiciones necesarias para que la población de
la trucha común (Salmo trutta fario) sea capaz de detener e invertir la evolución negativa que viene
sufriendo los últimos años.
En este caso, además, el factor de riesgo existente aguas debajo de la intervención, obliga a
adoptar las medidas necesarias, con el fin de evitar posibles consecuencias de colapso por inundación
en las zonas inferiores, debido a lo cual se tuvo que proceder mediante el fijado de la madera.
Situación actual
El río Araxes tiene un área total de cuenca de 110,95 km2 y se encuentra dentro del espacio
natural “Araxes Ibaia/Río Araxes”, seleccionado como un lugar Natura 2000 debido a sus valores
ecológicos. Actualmente se encuentra en fase de declaración como Zona Especial de Conservación
(ZEC).
Climatológicamente, se sitúa en el ámbito oceánico-templado, con un intervalo aproximado de
1.200- 1.500 mm/año de precipitación. Desde el punto de vista geológico, el tramo del río en estudio
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se encuentra encajonado y con orillas escarpadas, transcurre por rocas carbonatadas (calizas, dolomías
y margas) del Jurásico y cuenta con una cuenca asociada muy abrupta, con pendientes superiores al
30% en la mayor parte de su superficie.
En cuanto a la calidad biológica del agua, los resultados de los índices bióticos se mantienen
dentro de un rango de buena calidad, aunque las puntuaciones del índice biótico IBMWP obtenidas
son algo bajas para lo que cabría esperar en un río de estas características.
Los bosques riparios están constituidos por las “Alisedas y fresnedas (91E0*)”, más o menos
dominados por el aliso (Alnus glutinosa), acompañado por Acer campestre, Fraxinus excelsior y
Quercus robur. En el ámbito de proyecto la vegetación de ribera presenta un buen estado de
conservación y una continuidad bastante elevada. Las principales discontinuidades longitudinales se
deben a la existencia de algunas manchas de plátanos (Platanus hispanica), principalmente, además de
la carretera GI-2135 en el caso de la margen derecha, que en algunas ocasiones invade totalmente la
ribera e impide la conectividad con los bosques adyacentes.
En la fauna asociada al hábitat de la aliseda destacan las especies de interés comunitario y
regional: Mustela lutreola (visón europeo) y Galemys pyrenaicus (desmán del Pirineo). De la misma
manera, se considera como zona de interés para la nutria (Lutra lutra). En el ámbito de estudio se
encuentran 5 especies piscícolas: trucha (Salmo trutta fario), piscardo (Phoxinus phoxinus), locha
(Barbatula quignardi), anguila (Anguila anguila) y el barbo de Graells (Barbas graellsii). La trucha es
la que peor situación presenta, a pesar de que el río Araxes resulta ser un hábitat apropiado para esta
especie.
La longitud del tramo de río estudiado ha sido de 3.570 m, con una pendiente media de 0,007
m/m y una superficie de cuenca asociada de 75,56 Km2. Los caudales anuales son Qm= 2,62 m3/s y
Qmax= 35,9 m3/s y la potencia hidráulica calculada para el tramo de estudio es de 251,3 W/m2.
Se utilizó el programa Hec-Ras para la simulación de las avenidas de agua de los distintos períodos de
retorno, tanto en el estado actual como en el estado proyectado. La afección sobre el régimen
hidráulico provocada por la introducción de la madera permitió concluir que las variaciones sobre la
cota de la lámina de agua son imperceptibles en términos generales.
Diagnóstico
Complejidad estructural
El río mantiene una buena calidad del agua y sus márgenes presentan un alto grado de
naturalidad al alternar bosques naturales y cultivos forestales, con predominio de los primeros. Hay
poca presencia de elementos antrópicos, a excepción de la propia infraestructura de la carretera y la
central hidroeléctrica.
Sin embargo, la complejidad estructural es deficiente respecto a la presencia de elementos
leñosos en el cauce, con una carga de madera muy por debajo de las tasas deseables para este tipo de
río. La estimación realizada en el ámbito del proyecto ha dado un resultado de 2 m3/ha.
Así, y por comparación con otros ríos de similares características y en mejor estado natural, se
llega a la conclusión de que deberían existir entre 50 y 100 m3 de madera por ha de cauce. De este
déficit puede deducirse la necesidad de aportar este material de forma controlada en distintos puntos
de los tramos en estudio.
Población de trucha común
En el río Araxes la trucha se encontraba en muy buena situación en la década de los 90, con
poblaciones muy abundantes y ejemplares de todas las tallas. A finales de los 90 comienza a
observarse un descenso de la densidad de las poblaciones, que ha sido progresivo y muy acusado sobre
todo en los últimos años. En estos momentos la situación de la trucha es crítica en el Río Araxes, y
aunque se han realizado diversos estudios para poder determinar la causa del declive, los resultados no
han sido concluyentes.
La baja presencia de madera muerta en el río Araxes es un factor que permanece constante
desde antes de que se constatara el inicio del descenso de las poblaciones. Por otra parte, dicha
situación referida a la trucha es similar y generalizada en todos los ríos de nuestro entorno. Por tanto,
la baja cantidad de madera de grandes dimensiones en el cauce, no parecía ser la razón del
decaimiento de las poblaciones de trucha. Sin embargo, se considera que la introducción de madera
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para potenciar la creación de hábitat apropiados para la freza y alevinaje sí que podría mitigar el efecto
adverso de los factores que están causando los bajos niveles de reproducción.
Figura 4 – Evolución de la densidad de trucha en Arr. Lizartza (rio Araxez)
Hábitat
El estudio de la geomorfología y de los hábitat del tramo de actuación elegido (530 m de
longitud) nos indicó que había escasos depósitos de gravas, con secciones de cauce muy uniformes y
presencia de pozas escasa. Las zonas válidas como frezaderos eran igualmente pobres.
Propuesta
Criterios de actuación
De acuerdo a los objetivos y condicionantes anteriormente indicados, se establecieron los
siguientes criterios de actuación básicos:
 Dirigir la tipología de las actuaciones a la mejora de los hábitat identificados como
deficitarios para la población de la trucha, fundamentalmente.
 Necesidad de dotar de la seguridad requerida para que no se produzca una
inestabilidad masiva de los elementos introducidos, minimizando el riesgo de
afecciones aguas abajo del tramo de intervención.
 Aprovechar en la medida de lo posible los materiales existentes in situ, básicamente
referido a la madera.
 Definir un programa de seguimiento ajustado a los resultados esperados de las
actuaciones a realizar.
Tipología de la madera introducida
La tipología de las estructuras de madera a introducir vino definida pues por el objetivo de
creación de hábitats específicos. Si la madera se dispusiese de forma más o menos aleatoria, o incluso
si estos elementos se movieran o cambiaran de disposición, siempre aportarían un aumento de
diversidad de hábitat, y en cierto grado, también incrementarían el tipo de hábitat específico
caracterizado como limitante en este caso. Sin embargo, las experiencias consultadas en otros trabajos
de estas características, nos permiten definir los tipos de estructuras más aconsejables de cara a la
consecución de los objetivos marcados. Estas estructuras a base de madera de grandes dimensiones,
permiten potenciar la creación de los hábitat de freza y alevinaje deseados, mediante acumulaciones de
grava, desviación del flujo y aumento de velocidades para lavado de los sedimentos finos y creación
de grava limpia, creación de pozas para adultos y zonas de poca profundidad y baja velocidad de
corriente para el alevinaje.
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Ejecución
En consecuencia, se optó por la utilización de los siguientes tipos de estructuras de madera:
 Deflectores en V, dirección aguas arriba: estructura que concentra la corriente hacia
el centro del cauce, provocando la creación de una poza profunda aguas abajo. A su
vez, el sedimento de grava se deposita aguas arriba.
 Deflectores en V, dirección aguas abajo: estructura que desvía la corriente hacia los
márgenes, provocando la erosión de las riberas y la entrada de gravas. Disminuye la
velocidad en el centro del cauce y provoca la deposición de gravas aguas abajo del
tronco deflector, creando una barra de grava central.
 Árbol paralelo al cauce: crea áreas de ralentización del agua entre el árbol y la ribera,
y sedimentación de grava pequeña y finos, dando lugar a áreas poco profundas y de
baja velocidad.
 Traviesa tipo Presa: genera una presa perpendicular a la corriente embalsando o
reteniendo agua durante los flujos intermedios a altos, creando pozas profundas para
adultos.
La obra se ejecutó en septiembre de 2011, en la época de estiaje. Para la colocación de las
estructuras se empleó madera que se encontraba en el ámbito del proyecto, todas ellas de especies
alóctonas cuya eliminación es deseable en el LIC. Se utilizaron trozas de 35-50 cm de diámetro y de 614 m de longitud. Para la introducción de árboles enteros, se utilizaron árboles de porte completo,
desramados y sin desramar, y con el mayor volumen posible de tocón. Las dimensiones han sido de
40-80 cm de diámetro basal y 11-22 m de longitud total de fuste.
La proximidad de la carretera al cauce permitió utilizar esta última para el transporte e
introducción de las piezas.
Todos los elementos utilizados en las estructuras se fijaron al cauce mediante cableados de
tronco a roca o muro de mampostería en algún caso, y a puntos de anclaje externo al cauce (árboles,
rocas, ...); o mediante uniones de troncos entre sí, con tornillos pasantes.
Además, en los casos en que resultó factible por las características de los márgenes, se realizaron
empotramientos de las trozas en el terreno mediante cajeo.
En total, se introdujeron 40,3 m3 de madera, lo que supone aproximadamente 55 m3/ha de cauce,
distribuidos en 14 estructuras.
Figura 5 - Deflector en V
60
Figura 6 - Presa transversal
Figura 7 - Árbol entero longitudinal
Programa de seguimiento
Con el fin de poder cumplir con el objetivo experimental del proyecto, se definió un Programa
de Seguimiento del mismo, que se inició junto con la ejecución de las obras continuará durante el
período estimado más conveniente, en función de los resultados y conclusiones obtenidos.
El programa de seguimiento de la obra establecido consiste en el control de los siguientes
parámetros:
Estabilidad de las estructuras
Al mes de finalizar la ejecución, importantes precipitaciones (290 mm en 24 h) provocaron
avenidas excepcionales a las que se ha estimado un período de retorno T=50 años. El caudal en
nuestro tramo se aproximó probablemente a los 150 m3/s. Los cálculos efectuados sobre la estabilidad
de las estructuras nos proporcionaban factores de seguridad teóricos entre 1,19 y 6,27 para T=100
años. Únicamente dos de los árboles enteros anclados en el lecho sufrieron desplazamientos de corta
longitud, y quedaron capturados por las estructuras inferiores.
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Caracterización morfológica
Tras esta dura prueba de estabilidad, y mediante instalación de estaciones de control topográfico,
aguas arriba y aguas abajo de cada estructura, se han podido constatar el trabajo efectivo que han
realizado. Se han producido importantes cambios en las secciones transversales del lecho, aumentando
ostensiblemente la heterogeneidad de velocidades de corriente y profundidades, en forma de pozas y
rápidos. Un análisis de la distribución de estos parámetros en cada una de las secciones de control nos
indica que como media, existe actualmente un 50% más de variación entre profundidades de nivel de
agua dentro de cada transecto. La diferencia media entre velocidades de la corriente dentro de cada
transecto ha aumentado también en aproximadamente un 20%.
Figura 8 - Sección aguas debajo de la estructura en V E07 que ha provocado excavaciones laterales y la
formación de un banco central de sedimentos.
Figura 9 - Estructura E07 inmediatamente posterior a su ejecución (14.10.2011).
62
Figura 10 - Estructura E07 tras la avenida excepcional de noviembre (15.11.2011).
Figura 11 - Estructura E07 tras un año de funcionamiento (28.08.2012). Se pueden apreciar el banco
central de gravas (B), la erosión de la margen izquierda y la poza lateral generada(P) y el flujo de
corriente con mayor velocidad en la margen derecha (V).
Granulométricamente, y en cómputo global, ha aumentado la presencia del grupo de gravas y
guijarros pequeños (granulometría entre 0.2-10 cm) del 19,9% al 29,1%. La presencia de las gravas
(0.2-2 cm) ha pasado de ser el 1,3% al 5.5%.
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Composición granulométrica Araxes
25,0
2011
2012
20,0
%
15,0
10,0
5,0
0,0
Arena
Grava Guijarro Guijarro Bloque Bloque
0.02-0.2 0.2-2 cm pequeño grande pequeño grande
cm
2-10 cm 10-20 cm 20-50 cm >50 cm
Tierra
Roca
Madre
Figura 12 – Composición granulométrica Araxes
Identificación de frezaderos Salmo trutta
Como consecuencia del aumento de las gravas, se ha dado un crecimiento importante de zonas
de freza, que está pendiente de cuantificación definitiva a lo largo de las siguientes fechas a la
redacción del presente artículo.
Población piscícola
Mediante pesca eléctrica, tanto en el tramo control como el experimental, se están
registrando:
Densidad y composición de la población
Estructura
Con una frecuencia de dos veces al año, en primavera y otoño, se cuenta con un
registro inicial previo a la ejecución de las actuaciones, y los datos del 2012 ya están
señalando algunos aumentos en los índices, aunque todavía es pronto para obtener
conclusiones más clarificadoras.
Lo que sí se ha manifestado de manera muy patente es el efecto refugio que la madera
ofrece a la población adulta de trucha.
Muestreo de invertebrados
El muestreo de invertebrados realizado requiere un procesamiento más largo, por lo
que a fecha de hoy no se dispone de resultados todavía.
Vegetación de ribera
Se han instalado parcelas de control en las ubicaciones donde se extrajo madera, en las
cuales se registrarán la composición florística, cobertura por pisos, altura de árboles
dominantes y abundancia de plántulas cada dos años.
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Figura 13 – Estrutctura de las poblaciones de trucha en el rio Araxes: años 2011-2012
REFERENCIAS
BASOINSA, S.L., (1994), “Estudio de propuesta de usos de la cuenca del embalse del Añarbe
parasalvaguardar las características de calidad del agua y vida útil del embalse”, Informetécnico.
DÍEZ JR, ARISTEGI L & ELOSEGI A., (2006), “Estudio preliminar para la restauración de los
arroyosvertientes al embalse del Añarbe”.
DÍEZ JR & ELOSEGI A., (2009), “Informe final del seguimiento del proyecto destinado a aumentar la
complejidad de los cauces vertientes al embalse de Añarbe”, Informe Proyecto LIFE: “Conservation
and restoration of Aiako Harria LIC (ES120016)”, Acción D2.
ELOSEGI A, ANTÓN A, ARISTEGI L, DÍEZ JR, GARCÍA-ARBERAS ML, RUIZ L & RALLO A.,
(2008), “Restoringstream channel complexity with large wood. Effects on ecosystem structure and
functioning”, 4th ECRR International Conference on River Restoration, Venecia.
GERHARD, M. & REICH, TOTHOLZ, M., (2001), in Fliessgewässern, Empfehlungen zur
Gewässerentwicklung. WBW.
KAIL, J., (2008), “The use of large wood in restauration project: a Central European perspective”, 4th
ECRR International Conference on River Restoration, Venice.
65
TECHNIQUES AND EXPERIENCES OF SOIL BIOENGINEERING USING STEEL WIRE PRODUCTS
VICARI, M.
OFFICINE MACCAFERRI ([email protected]); Via Kennedy 10, 40069 Zola Predosa,
Italy
PORTELA, J. C.
BIANCHINI INGENIERO ([email protected]) Diputació 279, 08007 Barcelona, Spain
ABSTRACT
The development of sound engineering practices combined with aesthetically pleasing and
environmentally enhancing solutions requires the designers to understand how to design using “living”
and “inert” materials together by best combining both types of materials. The incorporation of
vegetation through the use of soil bioengineering techniques improves the surface stability through the
vegetative rooting system, however it is essential that the materials provide adequate strength and
resistance during the initial stage of recovery of the project, as the vegetation will grow stronger over
time. The challenge for the most appropriate choice is to identify a system capable of providing the
required shear resistance and to be able to incorporate the most appropriate soil bioengineering
treatment.
Double twist steel wire products have shown an extraordinary capability for regeneration of
the natural environment, since gabions and mattresses are filled with stones, soil and roots which
eventually provide favourable developmental conditions. At the same time vegetation uses these
structures as shelter during the initial growth phase, thus allowing these solutions to provide adequate
structural and hydraulic performances even when plants are not fully developed yet.
Apart from the integration aspects, a recent study has demonstrated how the use of gabions and Reno
mattresses is a solution which reduces the impact on climate change, having a lower carbon footprint
than the one of the equivalent traditional engineering solutions in terms of CO2 emissions.
The paper presents a series of technical solutions realised in different environmental conditions to
highlight the new design approach entailing river protection works and soil stabilisation.
Keywords: double twist steel wire, bank protection, vegetated gabions, carbon footprint
INTRODUCTION
The issue of protecting river banks in natural and altered streams has always been historically
a “domain” of the engineering profession (hydrologic, hydraulic and geotechnical), the purpose of
which is to interpret the statistical data and provide safe and reliable designed solutions at given peak
flood occurrences. In more recent times, the approach to the design of bank stabilization from the
engineering perspective has profoundly changed. Today the environmental sensitivity has become a
major part of the decision making process.
The techniques used to protect stream banks from erosion range from simple re-vegetation, to
massive retaining structures such as concrete, gabion, or mechanically stabilized wall systems.
However, there are several factors contributing to the choice, many of which are directly dependent
upon geotechnical, hydraulic, or environmental aspects, in relationship with the value of the land and
the water. In a more modern and natural approach, in fact, the development of sound engineering
practices combined with aesthetically pleasing and environmentally enhancing solutions requires the
community to understand and learn how to design using both “living” and “inert” materials together.
The true challenge is to combine the best of both types of materials, to be able to predict how the
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newly restored environment will evolve and how this will eventually improve the stability of the bank
as well.
The most appropriate solution will be that defined by the Minimum Energy Level: this is
commonly defined as the minimum amount of intervention on the environment, which is required to
solve the problem (AIPIN 1997). It is illustrated in Figure 1 and ranges from the lowest level of no
intervention through to the highest energy level, which may necessitate the construction of a massive
retaining structure, or a similar type of intervention.
Figure 1 - The minimum energy level concept
CARBON FOOTPRINT OF GABION PRODUCTS VS. TRADITIONAL
SOLUTIONS
Reno mattresses and gabions are environmentally friendly products: their blending into the
environment is rapid and pleasing; the voids in the rockfill become progressively filled with silt,
promoting vegetation growth which is essential to the preservation and maintenance of the ecological
balance of the surrounding environment. Apart from the integration aspects, a recent study (APMC
2012) demonstrates how the use of gabions and mattresses is a valid solution to reduce the impact on
climate change, having a lower carbon footprint than the one of the equivalent traditional engineering
solutions such as concrete walls or riprap revetments. A comparison has been made between two
different solutions for real executed works:
- Bank protection. The equivalent solutions (Figure 2) are a Reno mattress 30 cm thick filled
in with local river stones (d=70-100 mm) and a rip-rap protection 1 m thick (d=500-700 mm).
- Retaining structures. The equivalent solutions (Figure 3) for an 8 m high retaining structure
are a gabion and a traditional cast-in-place concrete (Rck 45) wall.
Greenhouse gas removals have not been considered for the moment, even if gabions and mattresses
allow a fast regeneration of vegetation in the areas interested by the consolidation works, which would
not happen with other construction techniques. The analysis considered the entire cycle of the final
structure:
• Production of the base materials
• Transport to the job site
• Installation procedures and equipment
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Resulting emission factors are calculated in tons of CO2 per square meter surface of the solution
(revetment or wall): those made with double twist wire mesh products are sensitively better in terms of
emissions and carbon footprint with respect to the traditional ones (Figure 4).
For revetments, Reno mattresses are characterized by an emission of 15 tCO2/m2, approximately
half the quantity of the 29 tCO2/m2 released with the traditional solution (riprap). When using locally
available stones (i.e. within 100 km from the jobsite, which is commonly the case due to the small D 50
required for the filling) the carbon footprint for mattresses drops to 5.4 tCO 2/m2 only. For walls, the
gabion solution is characterized by an emission of 95 tCO2/m2 instead of the 665 tCO2/m2 released
with the concrete wall solution. When using locally available stones the carbon footprint for gabion
walls drops to 58 tCO2/m2 only.
Figure 2 - The bank protections analysed for the carbon footprint comparison
Figure 3 - The retaining structures analysed for the carbon footprint comparison
Figure 4 - CO2 emissions for gabions vs. traditional solutions
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CASE STUDY: VEGETATED GABION WEIRS (USA)
With the proposed enlargement of an existing commercial site to accommodate a new
supermarket in Exeter, New Hampshire, the drainage system needed to be redesigned (Brunet &
Shuey, 2006). Past attempts at stabilizing this stream have been done using riprap in steeper sections:
during the initial design stages of the project it was noted that the riprap placed approximately eight
years prior, was in failure and the stream was headcutting up through the riprap. The improvements
are intended to help stabilize this portion of the existing stream channel and will also help to provide
some flood storage and re-establish a more naturalized area through the site.
The solution selected to mitigate the erosion problem in the stream consists of the following
improvements:
• Realigning the existing stream to help reduce the bank erosion by eliminating abrupt changes
of direction.
• Flattening out the slope of the stream channel to reduce the tractive forces of the channel.
• Providing gabion / riprap energy dissipation structures that will provide controlled areas to
change the channel elevation of the stream.
• Providing a low flow channel for small event < 1 yr storm. The channel will range from 1.5 to
3 m wide depending on the section of the stream and the coir logs will be installed along the
channel to help create a natural stream bank over time.
During construction of the weir, the woody shrubs were inserted between the layers of
trapezoidal gabion units.
Material Selection
The material selected for the gabion facing was the Terramesh System, a facing with
integrated PVC coated steel mesh as reinforcing panel. The Terramesh was selected because of the
connection by friction with the geogrid which is done by overlapping 3 m of mesh with the geogrid.
The gabion facing of the unit could also be connected like standard gabions with all the adjacent units
to form a monolithic structure. The gabion facing of the reinforcing units were modified to form a
trapezoidal shape to allow vegetation to grow. Coconut fiber was placed on the facing of the
trapezoidal shape units to keep top soil in place and enhance the vegetation to grow (Figure 5).
Figure 5 - Cross-section of the vegetated weir
Design Stability Analysis
The analysis was performed using a MACRA 2 program for the hydraulic calculation and
MACSTARS for static stability. The hydraulic calculation provides information regarding the
minimum length of the basin necessary to dissipate the energy from the drop structure and also the
water level at different locations. The water levels information is used for erosion control protection
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design upstream and downstream of the weirs. For this project, the length of the dissipation basin
calculated was 3 m minimum with a low flow section inserted in the weir and the counter weir. A
thickness of 0.75 m of rock at the bottom of the stilling basin was necessary to dissipate the energy
from the weir and to prevent scour. Both sides of the basin were protected for erosion using standard
PVC gabions. The global, internal and sliding stability analysis of the weir were done considering a
saturated soil and surcharge loads from the water above the weir.
Assembly and Installation
Construction on the site began in late fall 2004 during the dormant season for the vegetation
and was completed in early spring 2005.
First step, the site was excavated at the required level and length; any large debris that could
damage the geogrid or the steel mesh during the compaction process was removed. The geogrid was
cut at the required length and placed under the Terramesh units up to the facing.
Second step, the structural backfill was placed on the geogrid and the mesh and compacted
with light compacter. The connection between the Terramesh and the geogrid was made by friction. A
geotextile was placed on the back of the facing units for separation to prevent the fine particles from
migrating through the rocks.
Third step, installation of the next row; the two first Terramesh rows were standard units
without vegetation because they were installed below the low water level. The units were connected
together with stainless steel fasteners to the lower and adjacent units to form a monolithic structure.
Fourth step, installation of the vegetation; the selection of vegetation was done considering
their tolerance to submerge for a long period of the year. The species must be a shrub type to allow
growth within the gabion type structure. In the contract the contractor had to select a mixture of
species from the list with no more than 40% of the same species. 120 shrubs have been planted in the
wetland area only. The upper units were modified to have a trapezoidal shape with an erosion control
blanket secured inside the facing mesh to retain the top soil. Live stakes were placed between each
row at 15 cm apart (Figure 6). The units were filled with rock first and top soil after to fill up the voids
between the rocks. The quantity of topsoil required represents 30 to 35% of the volume of the
trapezoidal gabion unit. Top soil has two functions: one to provide a good medium for the roots
enhancement, and second to keep a higher moisture level in the gabion facing. The live stakes were at
least 1.2 m long to exceed the width of the gabion facing that were 1 m. Irrigation of the vegetation
was provided for the first year after the construction to provide a better success rate of survival. Next,
the dissipation basin was constructed with all the gabions interconnected together at their edges and to
the weir.
Figure 6 - Shrubs inserted between the gabion layers
70
Final Remarks
The weirs are presently working very well (Figure 7); the installation took longer than
scheduled mainly because of the weather. After only one growing season, the vegetation was
well established. The stability of the weir will increase as the root system is developing within
the reinforced area. The structures have been subjected to numerous storms since installation,
including a 100-year plus event. During that event, the upper two structures were totally
submerged. After the storm had receded, an inspection of the structures and vegetation
showed that the entire system functioned as designed.
Figure 7 - The weir after construction and after one growing season
CASE STUDY: BANK PROTECTION WITH GREEN GABIONS (USA)
The Intervale Country Club and its golf course were constructed by the U.S. Army Corps of
Engineers in 1903 along the Merrimack river in New Hampshire. Two of its fairways abut the river
and it is estimated that 4-6 m of shoreline has been lost to erosion over the past 20 years. The soils
here are predominantly medium to fine sands with very little cohesive strength. Erosion has been
caused by flood, ice scour, and mass wasting of large trees, as well as those caused by man; where the
river widens, the Merrimack has become a popular destination for homes and recreation. Here, waves
created by water craft are the main cause for bank destabilization.
Material selection
With all the environmental aspects of this project, the selection of material was very important
(Brunet & Shuey, 2005). Two new types of products were selected that can offer strength, resistance,
71
and natural integration. Green Gabion™, a trapezoidal type of gabion, and Envirolog™, a cylindrical
type of gabion, are made of PVC coated woven wire mesh. The advantages of these products are their
woven mesh that offers the flexibility and the natural porosity of a gabion with 30–40% voids that can
be filled with topsoil. The topsoil has two functions: first, it helps to retain the moisture in the structure
for the vegetation; the other function is the capacity to act as a substrate for the propagation of the root
system between the stone. To keep the topsoil in the units, a thick layer of coconut mat (900 g/m²
minimum) was lined inside the wire mesh basket (see Figure 8). The coconut mat, with a durability of
3–5 years before its biodegradation, helps to maintain the topsoil’s moisture for the vegetation.
Design stability analysis
The slope stability analysis run with MACSTARS, done immediately after installation, gave a
safety factor of 1.55 for global stability and 4.02 for internal stability. The contribution of the
vegetation for the slope stability was made considering the shear resistance of willows after 3 years. A
reduction factor of 3 was applied to the 9.1 kN/m ultimate strength to represent the uncertainties of the
growing vegetation (Goldsmith, 1996). The length of the root system in the soil as reinforcement has
been considered at 2 m deep. To represent the root reinforcement in the structure, the density of the
vegetation was considered at 30 cm spacing between each plant for each row of units. With the
contribution of the vegetation, the internal stability of the structure gave a safety factor of 4.55 and a
global safety factor of 1.55. The internal stability of the slope may increase 10% after the
establishment of the vegetation. This last analysis was considered as information only and not for the
design stability analysis. The global stability was not affected because the potential slip plan did not
pass through the vegetation.
The verification erosion resistance of the material was made using MACRA 1 software. The
analysis was performed to verify the resistance of erosion immediately after installation of the
structure and after establishment of the vegetation estimated at 3 years. The vegetated gabion
revetment without vegetation has a shear resistance of 336 N/m² and 450 N/m² with vegetated and the
relevant FoS for erosion was 9.9. To prevent any potential scour under the structure, a revet mattress
of 30 cm by 2 m was put under the units with an extension of 1 m in the front to stop any erosion (see
Figure 9).
Figure 8 - Filling of the cylindrical gabions
72
Figure 9 - Cross-section of the designed bank protection
Assembly and installation
Construction on the site began in June of 2002 and was completed in September of 2002.
Because of the timing of the project, the original concept of dormant cutting was abandoned in favour
of potted willow and dogwood shrubs. The revised specification called for approximately 4,000
willow and dogwood shrubs (9/m2). The units were preassembled as a box and lined with the coconut
mat before being placed on the site. The units were placed side by side and connected together with
the adjacent units and with the upper and lower baskets. After being placed and secured together, the
units were filled with stone and topsoil. The lower sections, which are more exposed to the wave
action, first were filled with stone followed by topsoil to fill the voids. Filled in this way, the bottom
units were getting a higher percentage of stone to prevent loss of topsoil with time. The upper section
was filled with stone and topsoil already mixed together before being placed in the units, to increase
the production rate.
Final remarks
After only one growing season, the vegetation is generally well established where it was
planted (Figure 10). The project is a success considering that few repairs or follow up have been
necessary.
Figure 10 - The bank after one growing season
73
CASE STUDY: BANK PROTECTION WITH REINFORCED GEOMAT
AGAINST RED CRAYFISH (SPAIN)
The American red crayfish (Procambarus clarkii), capable of reaching weights in excess of 50
g and sizes of 6–12 cm long, is the main exotic invasive species in Spanish rivers and inland water
bodies. Currently it is present in very sensitive areas of high biological wealth such as Delta del Ebro,
Albufera de Valencia, Guadalquivir Marshes. The burrowing activities of P. clarkii can lead to
damage to water courses and to crops, particularly rice, its feeding can disrupt native ecosystems and it
may out-compete the native crayfish species. Burrowing activity eventually creates open galleries in
the bank slopes (Figure 11), causing serious stability problems in canals, roads and embankments. To
keep out crabs from the banks a solution which has to be environmental friendly and, if possible, to
increase the slope stability is needed.
Figure 11- Galleries and cavities due to P. clarkii burrowing activity
Traditional bank protection systems cannot be used for this purpose:
- Concrete lining: environmentally unacceptable as it is creates an artificial section and it does not
allow neither the water infiltration to recharge the water table, nor the vegetation growth.
- Riprap: ineffective, as crabs will continue using the voids in between the stones, eventually digging
in to the banks soil;
- Geocells: ineffective as crabs would continue to install themselves in the soil-filled cells;
furthermore, the geocells cannot withstand high hydraulic loads (shear stress or water velocity)
- Geotextiles: unacceptable as they do not allow the growth of vegetation and are affected by
durability problems.
Due to the above problems, the adopted solution was a reinforced polymeric geomat formed
by a three-dimensional mesh extruded onto a double twisted wire mesh to provide an adequate tensile
strength (Macmat-R). The double twisted wire mesh surface allow stabilization of the slopes and due
to small mesh sixe (6x8 cm) crabs cannot go through it, while the 3-D polypropylene geomat allows to
protect slopes against erosion, to catch sediments carried by the channel creating an algae population
natural substrate and to catch seeds and soil particles that would favor the natural growth of native
species in the area
The application in Girona
The Vinyals irrigation channel in Girona was built in 1748 and passes through the
municipalities of Celrà, Bordils, Sant Joan de Mollet, Flaça and Juià. The territory is very well known
for the diversity of the flora that exists: Orchard, cereals, poplars, gardening and ornamental plants.
The silty slopes of the channel were seriously damaged by the crayfish burrowing, eventually affecting
the slopes stability. The Comunidad de Regantes under the supervision of INCASOL, ACA and the
Departamento de Regadios de la Generalitat de Cataluña decided to intervene by proposing a solution
able to solve erosion problems; to create en environment unsuitable to crabs to avoid their incursions
into cultivated lands, to fully integrate into the high valued landscape; to allow the growth of native
74
vegetation and to prevent the growth of a highly invasive plant species such as the Giant Cane
(Arundo donax).
The chosen solution was a combination of two control elements: Reno Mattresses 23 cm thick
(5,200 m2) at the bottom of the ditch to allow recharging the water table and to prevent any erosion
problem (before the mattress installation the soil was densely compacted to prevent entry of crabs) and
a reinforced geomat on the banks of the canal (Macmat RB, 10,800 m2) brown colored for its better
integration into the landscape. The integration of the solution was very fast (Figure 12) and was
achieved a few months after completing the work without the help of hydro seeding, thanks to the
contributions of channel sediments and natural algal growth with colonization of plant species in the
area.
Figure 12 - The bank protection after construction and after 3 months
CONCLUSIONS
Any kind of soil bio-engineering solution must be used only in relationship with its function,
without introducing simplifications. Vegetation can ameliorate many of the factors and conditions
causing earth slope and riverbank instability, but we cannot ask the plant, or better their roots, to
provide us something they will never be able to give us in the causes – effects – solution chronological
scale. The successful applications of wire mesh products as inert material combined with plants to
ultimately create a complex living block, have shown their suitability to restore natural ecosystems by
providing, at the same time, the engineering functions required to guarantee that designed structures
perform under safe and reliable conditions. Furthermore, these solutions minimise the impacts on
climate change, having a sensitively lower carbon footprint than the one of the equivalent traditional
engineering solutions in terms of CO2 emissions.
REFERENCES
AIPIN, (1997), “Codice deontologico”, Associazione Italiana per l’Ingegneria Naturalistica
APMC, (2012), “Carbon Footprint dei Gabbioni e Materassi Maccaferri e confronto con soluzioni
tradizionali” (Unpublished).
BRUNET G., SHUEY R., (2005), “Stream bank stabilization with vegetated gabions”, Land and
Water Volume 49, Number 1.
BRUNET G., SHUEY R., (2006), “Stream stabilization with vegetated gabion weirs”, Land and Water
Volume 50, Number 5.
GOLDSMITH W., (1976), “Soil Reinforcement by River Plants: Progress Results”.
GREENWOOD J., (2001), “Rooting for Research. In: Soil Bioengineering: Integrating Ecology with
Engineering Practice”, Ground Engineering.
75
HYDRAULIC AND FOREST WORKS WITH SOIL
BIOENGINEERING
TECHNIQUES
FOR
HYDROGEOLOGICAL RISK MITIGATION AND
ENVIRONMENTAL RESTORATION IN CAMPANIA
(ITALY).
COSTAGLIOLA, C.
([email protected]) Provincia di Caserta
DORONZO, G.
([email protected]) A.I.P.I.N. Associazione Italiana Per l’Ingegneria Naturalistica) Sez. Campania
ABSTRACT
The hydrogeological instability issue in Campania is really widespread because this territory
has 504 municipalities out of 551 with a high hydrogeological instability (that is 91%), equal to
approximately 19% of the entire region. For a correct management of the territory, it is fundamental a
detailed maintenance that involves risk prevention but also a redevelopment of the landscape; the use
of soil bioengineering techniques for hydraulic and forest works is increasing more and more because
they are suitable to a positive and sustainable approach, and this is true both for hydrogeological risk
mitigation and environmental redevelopment.
The A.I.P.I.N. division in Campania and the Provincia di Caserta are concerned with activities
related to "Hydraulic and Forest settlings with soil bioengineering techniques” with the assistance of
forest workers. In accordance to this aim, a training course (whose technical-scientific direction was
managed by the geologist G. Doronzo, and under the direction of the division manager, agronomist
Ciro Costagliola) for 40 workers in the soil bioengineering field, has been made. Successively, the
workers have carried out practical work which had already been studied during the course.
These works, produced in areas with a high propensity to hydrogeological instability, have
been used to test the applications as well as the advantages of using some of the techniques reported in
the D.P.G.R. n° 574/2002 of the Regione Campania, on the carrying out of soil bioengineering works
in the territory of the Campania region. This is a consequence of projecting soil protection or
environmental protection and reclamation works which implies the recourse to bioengineering
methods, in keeping with regulations. The report will be followed by a short description of the works
concluded between 1998 and 2011 in Campania, relating in particular to those ones of hydraulic and
forest engineering.
DATA AND METHODS
The territory of the Campania region is characterized by a pronounced geological and
geomorphological lack of homogeneity, a result of a complex geodynamic and morpho-evolutionary
background. However, according to Guida (2001) and Cinque & Romano (2001), the several
morphotypes and landscapes of the Campania region can be ascribed to a circumscribed number of
large geomorphological units (LGU)* characterized by homogeneous morphological featuers. With
relation to the tendency or susceptibility to slides, in Campania it is possible to locate three main LGU:
carbonate relief, hill-subappennine relief, volcanic zones. In practise, almost the whole territory of the
Campania region has this “criticality”. By way of an example, suffice it to remember the damage
caused by debris flows caused by the Vesuvius eruption on April 4th, 1906 that, as it will be explained
later, were lessened through such techniques that, nowadays, can be defined as of soil bioengineering.
76
In practise, as it has always been done in the Campania Felix area, even more it existed, there
has been a massive use of timber, rock and living and/or dead vegetable material.
A first example comes from the built-up area of Poggiomarino (NA), also known as the
Venice of 3000 years ago, where the pre-existent dwellings were log cribwalls built on islets obtained
from artificial canals, small islets marked by the canals, whose edges have been strengthened by tree's
trunks driven into the ground vertically, then replaced by squared beams. It could be defined as a
protohistoric engineering masterpiece. The massive use of wood as raw material and of a sort of wattle
fence used as bank protection works is, therefore, evidenced for the first time in Southern Italy.
Figure 1 and Figure 2 – Archaeological Site in Longola, Poggiomarino (NA) – (source
http://www.studistoricicosenza.it). Excavation in the inhabitated protohistoric area of Poggiomarino (NA)
– (source http://www.antika.it)
Since then, with the passing of the centuries, in the whole area of the Somma - Vesuvius
complex, different work to mitigate hydrogeological risks have been carried out. The following
technical drawings taken from the Giornale del Genio Civile, May 1912, show multiple bank weirs,
overfalls and detention basins.
Figure 3 - Technical drawings and sections - Giornale del Genio Civile (1912).
77
Figure 4 - Work on the Somma – vesuvius complex – Giornale del Genio Civile (1912)
In the same geolitological and geomorphological extent, since the end of 1990's, old footpaths
have been redisegned as well as new ones have been opened and/or a series of works of soil
bioengineering have been undertaken to mitigate hydrogeological risk. All this bringing about new
types of work carried out to supply the technical-operational standards, considering the geolitological
and geomorphological characteristics of the sites, too.
In the territory of the Vesuvius National Park, a series of projects have been undertaken to
upgrade the naturalistic heritage, carrying out measures to reduce its degradation and neglect as well
as to improve its integration with the local municipalities. In the beginning, “small” landslides, linear
erosion and uncontrolled scouring spread all along the aforesaid footpaths so to make them impassable
even to pedestrian. All this considering previous experiences, in particular exalting and evolving the
admirable works carried out at the beginning of XX century in those territories.
Figure 5 - double walled log cribwall structure and vegetated wooden grating: Vesuvio - G. Doronzo Interventi di Ingegneria Naturalistica nel Parco nazionale del Vesuvio (p. 153 – 2001)
78
Figure 6 - Double walled log cribwall structure and Vesuvius vegetated wooden grating: weir and
timbered-wooden channel - G. Doronzo - Interventi di Ingegneria Naturalistica nel Parco nazionale del
Vesuvio (p. 153 – 2001)
This path, started at the end of 1990's, has been continued until today also thanks to the
European financial aids and the will of the Regione Campania that considers its National Parks
important resources to invest on.
Leaving away the Vesuvius area, we found subappennine hills eastward the Matese –
Taburno – Picentini chain. These hills dominate the outer borders of the Campania Appennine, in
particular Irpinia and Sannio, and they are also found in the southern area of Campania, in the Cilento
area precisely. The main characteristic of the geological structure of this area is the presence of
complex structured Mesozoic-Tertiary formations (flysch), often of argillaceous matrix, covered by
clastic miopliocene sequences in patches. This soil is highly erodible, a feature that gives particular
characteristics to the hilly landscape: low relief energies (an altitude of few hundreds metres and
medium-low acclivity), highly developed hydrographic reticulum (often with a dendritic
development), low angle peak surfaces.
Techniques of soil bioengineering for hydraulic and forest consolidation can be used in this
case, too (figure 7, figure 8).
Figure 7 and Figure 8 – Pile wall and palisade construction with a connection between the pile heads,
Senerchia (AV) - G.Doronzo (March 2009)
79
Figure 9 – Landslips consolidation with double log cribwall, vegetated wooden grating and vegetated
gabion – A.I.P.I.N. Campania division, Workshop at Faicchio (BN) - G. Doronzo (July 2003).
Figure 10 – Hydraulic engineering, a close-up of a vegetated gabion, Faicchio (BN) – (July 2003)
These techniques have been used also in areas where both geomorphological and
geolitological complicated conditions exist. It is the case of Fosso di Anzani in Ariano Irpino (AV)
where the most frequent landslides along the ditch were falls type (Figure 11-a) or slides continuing as
debris slides (Figure 11-b). Hereinafter are shown a series of pictures taken during the execution of
this combined work: cement works and soil bioengineering works. This is a confirmation of the fact
that the planning approach should be not only multidisciplinary but also to foster security,
inexpensiveness and full durability, with the least maintenance as possible.
b
a
a
a
Figure 11 - Fosso di Anzani, Ariano Irpino (AV), work area before the construction work (a: rock fall; b
slides continuing as debris slides).
80
1
3
4
2
Figure 12 and Figure 13 – Work carried out at the ditch of Anzani (Ariano Irpino-AV). 1. vegetated
reinforced earth 2. Combined work: reinforced earth and hydro sowing covering 3. concrete rostrum
linked to a micropiles system 4. Straw and coconut fibre mat.
Figure 14 - Fosso di Anzani, Ariano Irpino (AV), work area after the construction work.
It should also be observed that certain basins of rivers, streams and waterways in general are
concerned, in recent times, with several significant alluvial events which have highlighted the need to
ensure the most optimal flow conditions and / or restore the stability of slopes / cliffs overlooking the
rods . It is noticeable that, in certain cases, there is also the need to upgrade, from a natural and
environmental point of view, different stretches of the watercourses abovementioned; this is possible
thanks to the use of bioengineering techniques, an instrument which, at a first analysis, is proving to be
effective for the intended purposes.
The application of these techniques, within a well defined maintenance program, whose
success is linked to the practical test of the concrete installation of the most suitable work for the
site’s environment, can limit the hydraulic risks just along the stretches where the work was primarily
done: an example is the construction or restoration of ropes to limit the riverbed erosion and the
consequent undermining downstream of the dam: this work can be efficiently carried out using soil
bioengineering techniques.
81
Figure 15 and Figure 16 - Bank log cribwall structure during the construction - A.I.P.I.N. Campania
division, Workshop at Montella (AV) – Doronzo (April 2005)
On this basis, whenever executing and designing opertions, it has been taken into account the
natural features of the riverbed respecting the river natural expansion areas; moreover, its main
purpose has always been the maintenance of the functionality of water sections, environmental
protection, mitigation of flood risks, especially in the most critical points where the above mentioned
streams run through residential areas and areas of public infrastructure.
The hydrogeological stabilization techniques of soil bioengineering, in some cases, may also
have the function of agricultural reclamation.
The figure 17 below is an example carried with the use of a series of vegetated reinforced
earth carried out in Tufo (AV) with which it is determined the abatement of erosive energy of a stream
through the realization of a waterfall and a detention basin. Besides preserving an area, with a strong
potential for wine growing and producing, by the loss of soil through erosion, the detention basin is,
today, an important water reserve in case of water supply in times of drought or in case of fires.
Figure 17 - Abatement of erosive energy of a stream through the realization of a waterfall and a detention
basin with vegetated reinforced earth. Besides preserving an area, with a strong potential for wine
growing and producing, by the loss of soil through erosion, the detention basin is, today, an important
water reserve in case of water supply in times of drought or in case of fires. Tufo (AV) – G. Doronzo (2006)
The techniques are also used for lessening the effects of lake banks erosion and reconstruction
of habitat, as, for example, is being done at the Oasis of Conza della Campania (AV). Some works,
carried out at the Oasis of Conza della Campania from June 2008 to September 2011, were based on
the construction of artificial ponds with banks log cribwall with front vertical pole and grate
strengthening the slope behind. During the next work, carried out in June 2010, further artificial ponds
82
have been built, with a palisade construction strengthened by rocks of different size, a grate to
consolidate the slope to the ground and a brush layer at the back side. They were also tested layering
and anti-erosive measures consisting of systems for the mechanical protection of slopes; particularly, it
has been used a mat in straw used for embankments in native soil without vegetable cover and most
exposed to surface erosion harmful to the functionality of the work as a whole.
Finally, all the works were vegetated through the planting of cuttings and rooted plants
(cuttings of Salix alba, Rosa canina L. Typha latifolia L, rooted seedlings of Ostrya carpinifolia,
Ulmus campestris), with dry sowing of a mixture of seeds of autochthonous herbaceous species and
transplanted tufts (Agrostis stolonifera, Arundo donax L., Trifolium repens L., Phragmites australis,
Schoenoplectus lacustris, Phragmites australis, Lollum perenne).
Figure 18 and Figure 19 – Works to mitigate lake shore erosion and habitat reconstruction - A.I.P.I.N.
Campania division, Workshop at Oasis of Conza della Campania (AV)- at the end of the operations (June
2008) and after three years (June 2011) – G. Doronzo
In the mountain area under the administrative jurisdiction of Provincia di Caserta Board, are
ongoing activities related to "Hydraulic and Forest settlings with soil bioengineering techniques for
hydraulic-forestry workers” under the direction of Agricolture division and AIPIN Campania.
The training focused on n. 40 forestry workers for 80 hours of work (30 of theory and 50 of
practice) divided into two groups that have carried out the following actions: vegetated gabions,
vegetated palisade construction, vegetated grating, double and simple vegetated log cribwall,
vegetated pile wall, vegetated brush layer, vegetated rock, weirs in timber and rock.
The participants of the theoretical and practical course of soil bioengineering at the workshops
in Caserta Vecchia and Castel Morrone have been engaged, during the entire period of the work, in the
realization of various N.E measures as well as in functional and vegetative restoration of pre-existing
work and places of interest.
The measures enacted during the workshops were used as a demonstration and had a primarily
educational purpose; however, it should not be underestimated their technical-functional aspect, in
such areas, as the selected ones, with a high susceptibility and propensity for hydrogeological
instability.
The works carried out during the course can be defined as “combined” as, at the same time,
they realized both strengthening measures in rock, timber and living material, suitable for slope
stabilization (Caserta Vecchia), protection of the riverbed and mitigation of erosion risk (Castel
Morrone) and complementary measures through specific mixtures of sowing and planting of
autochthonous species in order to allow a properly renaturation of the sites and to ensure the validity
and duration of the work itself.
The area is located along the northern slope of Monte Pesaturo in the sheet 172, topographic
map at 25000 II N (Castel Morrone). The main geomorphological elements that characterize the area
are mostly represented by carbonate reliefs that surround the area and that place them along the
83
northern slope of Monte Pesaturo (in the Sheet 172, topographic map at 25,000) with its own ridges
mark the Mount's Southern boundary (Montagne Baccalà and Monte Virgo), north-eastern and
western (Monte San Leucio and Monte Gagliola), from a short stretch of the valley of the middle
course of the river Volturno, which marks the north-western border, by a central tectonic-karstic
valley, which is plain and filled with alluvial sediments and volcanic products, by a pyroclastic
piedmont band which borders the whole calcareous ridge and that represents the transition element
between the mountainous area and the plain area.
From a purely geological point of view the emerging lithotypes in these morphological groups
were due to the following formations:
Microcrystalline limestones, dolomitic limestones belonging to the white Campano-Lucano
platform (Early- middle Cretaceous), emerging at the steeper areas;
- washed away pyroclastics (colluvium) and detritus deposits (breccias with sharp edges)
stabilized, scarcely and / or non-cemented, characterizing the piedmont area;
- Flooding of the river Volturno consisting of sand, silt and sandy clay with layers of pumice
stones and lapillus washed away alluvial plain area.
Figure 20 – Geolitological map of the area of Castel Morrone - Caserta Vecchia
Hydrogeologically, the calcareous formation has an extensive billing, which is why the area is
not affected by any form of perennial hydrographic network. The ancient river valleys are no longer
fed by springs and recollects no more than the water washed out from the slopes, the flow of water
collection is so modest that nowadays the valleys are occluded and filled with washed material (debris
alluvial fans stabilized).
Figure 21 – Geological-structural scheme of the lithotypes emerging in the Castel Morrone area - Caserta
Vecchia
84
As for the workshop located in Caserta Vecchia, it has been carried out a double vegetated log
cribwall to stabilize a little slope close to a foothpath.
The structure placed at the foot of the slope in fractured rock and soil application, with a
height of about 4 mt and sub vertical tilt, was, at the end of construction, suitably filled with inert
material and covered with cuttings and rooted plants of autochthonous species (specifically: Arbutus Arbutus unedo, Myrtle - Myrtus communis, Laurel - Laurus nobilis).
Figure 22 and Figure 23 – Caserta Vecchia (CE), double vegetated log cribwall in course of realization
and at the end of the workshop activities (December 2011)
Unlike the workshop in Caserta Vecchia, located on a rock slope near the town, the Castel
Morrone one was held at the foot of a mountainous deep valley near the Strada Statale 87 Sannitica.
In this context, actions aimed at the riverbed protection and erosion risk mitigation have been
carried out through a preliminary cleaning, implementation of site safety measures through the cutting
and removal of dead trees, visibly injured or fallen in the river bed, redesigning of slopes in stream,
and its cleaning from the materials that could obstruct the proper drain of runoff waters.
Afterwards, in order to avoid localized instability and linear erosion phenomena, it has been
carried out, throughout the workshop: vegetated gabions, vegetated wooden grating, a series of double
vegetated log cribwall, single vegetated log cribwall, vegetated palisade construction, brush layer and
pile wall.
Together with the construction of the different works, a series of weirs and waterfalls in timber
and rock have been carried out, suited to disperse the erosive energy of runoff water as well as other
antierosive works previous to these ones.
Figure 24 and Figure 25 – Workshop in Castel Morrone. Synthesis plan of the bioengineering work
location and earlier stage of the places - (December 2011)
85
All the works were vegetated through the planting of cuttings and rooted plants (specifically:
Plants in fitocella's arbutus - arbutus unedo, Myrtle - myrtus communis, Laurel-laurel nobilis,
butcher's broom - ruscus aculeatos. Cuttings: wild fig - ficus capri ficus, Holm - Quercus ilex, Wild
rose - rosa canina L. and Judas tree - cercis siliquastrum) as well as a scattered seed of a specific
consolidating mixture of seeds of autochthonous species.
This research operation and implanting of different vegetable species has carried out to take
advantage of the high biotechnical attitudes of the species found on the site as well as to facilitate a
greater specific variability of the work.
Figure 26 and Figure 27 – Workshop in Castel Morrone. Manual arrangement of rock and cuttings
insertion in a vegetated gabion. A vegetated gabion three months after its construction - (March 2012)
Figure 28 and Figure 29 – Workshop in Castel Morrone. Double vegetated log cribwall structure and
vegetated palisade construction three months after their construction - (March 2012)
Figure 30 and Figure 31 – Castelmorrone (CE) Operation area, respectively, 3 months (March 2012) and
6 months after (June 2012) the completion of risk mitigation works
86
REFERENCES
CALCATERRA D.; PALMA B.; DORONZO G.; DE LUCA T. S.F.; DI MARTIRE D.; DIMA C.,
(2005), “Possibilità di utilizzo delle tecniche di Ingegneria Naturalistica su versanti”, Quaderni di
Geologia Applicata, Bologna.
CORNELINI P, FEDERICO C., PIRRERA G.. (2008), “Arbusti Autoctoni Mediterranei per
l’Ingegneria Naturalistica - Primo contributo alla morfometria degli apparati radicali”. Azienda
Regionale Foreste Demaniali, Collana Sicilia Foreste, n. 40.
DORONZO G., (2003), “Manutenzione programmata: monitoraggio delle tecniche di ingegneria
naturalistica nel Parco Nazionale del Vesuvio”, In Rosso R. (ed.), “Ingegneria naturalistica : dal
progetto ai risultati”,CUSL editore, Milano.
FLORINETH F., (2007),“Piante al posto del cemento. Manuale di Ingegneria Naturalistica e Verde
tecnico”, Il Verde Editoriale.
REGIONE CAMPANIA, (2002), “Regolamento per l'attuazione degli interventi di ingegneria
naturalistica nel territorio della Regione Campania”. BURC.
REGIONE LAZIO, (2002),“ Manuale di Ingegneria Naturalistica Applicabile al settore idraulico”.
Volume 1.
REGIONE LAZIO (2004) – “Manuale di Ingegneria Naturalistica Applicabile ai settori delle strade,
cave , discariche e coste sabbiose”. Volume 2.
REGIONE LAZIO, (2006), “Manuale di Ingegneria Naturalistica, Sistemazione dei versanti”.
Volume 3.
Regione Lombardia (2000) - Approvazione della Direttiva “Quaderno delle opere tipo di Ingegneria
Naturalistica” BURL 1° S.S. al n. 19 del 19 maggio 2000, Milano.
REGIONE PIEMONTE, (1997), “Elenco prezzi dei materiali e opere per il recupero ambientale e
l’Ingegneria Naturalistica”, Torino.
SCHIECHTL, H.M., (1991), “Bioingegneria Forestale, Biotecnica Naturalistica”. Ed. Castaldi, Feltre.
(BL).
SCHIECHTL, H.M., (1996) - “I salici nell’uso pratico”. Ed. Arca, Gardolo (TN.)
ZEH H., (1996),“Tecniche di Ingegneria Naturalistica”. Ed. Il Verde Editoriale, Milano.
87
NEW APPROACHES ON WATER MANAGEMENT
INFRASTRUCTURE
MATOS SILVA, M.
PhD Student - Universitat de Barcelona ([email protected]); Travessa Estêvão Pinto, nº6, 3º Esq.
Lisbon, Portugal
ABSTRACT
Urban climatic hazards, namely the ones associated with extreme weather events exacerbated
by climate change, are reassessing the basic foundation that infrastructures depend on. Considering
urban water management in particular, it is clear today that centralized and highly controlled
infrastructure is not a precondition for human survival. Nevertheless, specialized engineering that
address problems related with water in a technical and mono-functional way is still the most
frequently chosen approach. This paper argues that there is a much wider range of options that can
provide flexible and resilient alternatives to solve the same problems associated with flood risk
management.
The main hypothesis of the broader and on-going Ph.D. investigation considers that one way
to tackle urban floods is through public spaces, integrating the designs of ‘infrastructure’, ‘urbanism’
and ‘public space’ itself. Within this initial premise, a conceptual framework that organizes and relates
different available adaptation measures is being created. This paper exposes the framework’s current
development and critically discusses its initial outputs.
Through the observation that a significant amount of measures include ecology as a tool to
reduce flood hazards, it will be argued that urban design disciplines, associated with water
management infrastructure, are shifting their focus from an unidirectional approach that mainly
included ‘hard-engineering’ to a multidirectional attitude that re-introduces ‘soft engineering’ as an
equally valid tool.
INTRODUCTION
Water management infrastructure and urbanism
In most contemporary cities water management infrastructure is completely dissociated from
land-use. Vast, centralized, and invisible water management systems dissociated any human
perception and experience of the water-related ecological processes of landscape. But it was not
always like this.
What we now call “flood risk management” infrastructure, wasn’t always the generally
accepted approach. From the 1950s to the 1970s there was “flood defence, followed by “flood
control” and in the 1980s and 1990s, “flood management” was the new recognized approach (Bruij,
Klijn et al. 2009). This does not mean that other measures were not considered. What it does mean is
that prior to the 1990s the focus was on reducing the probability of communities to experience floods.
Nowadays, with “flood risk management” (Marchand 2010), risks to people and property are the
central emphasis. This way, not only water management measures are considered, but also measures to
reduce the society’s vulnerability (EU 2007).
Furthermore, the first Intergovernmental Panel on Climate Change Assessment Report (IPCC
AR1) published in 1990, determined an important milestone in this change of paradigm as it started to
reflect on “adaptation measures”, differentiating these from the former, and most common, “structural
measures”.
88
Figure 1 – Flood management infrastructure evolution. Source: author, 2012.
These approaches towards water management in the city are naturally associated with the
evolution of land-planning paradigms. Pre-industrial cities and its increasing concentration of human
settlements and activities forced water systems to perform even more functions. Flood management
infrastructure started to create synergies with other fundamental urban functions such as transport,
public space connectivity, water supply for domestic and industrial uses, serving a system for storm
water retention, irrigation and waste water disposal. By this time, hydraulic engineering was very
important for urban planning and water infrastructures were very prominent. According to Stokman
“most urban agglomerations were located on the banks of natural rivers – at the same time the urban
tissue was criss-crossed by a dense system of man-made open canals and ditches” (Stokman 2008 pp.
52, 53), she also quotes Picon stating that “most European cities resembled Venice or Amsterdam
before the canals were filled in during the 19th and 20th century for space, traffic and sanitary
purposes” (Picon 2003 in Stokman 2008).
Through the course of time, visible forms of water infrastructure became rare. A vast network
of underground pipes replaced unhealthy and dangerous water courses, and this act was considered as
a great progress in the fields of engineering and urban planning.
In the late 19th century, there was an attempt to bring ecological processes into the city in order to
improve the quality of life of urban dwellers, namely through several pioneering ideas and projects,
such as ‘garden cities’, ‘green belts’ and park systems developed by Ebenezer Howard, Patrick Geddes
and Frederick Olmsted, amongst others (Magalhães 2001). However, a different paradigm emerged in
the 20th century that disregarded the integrative approach introduced by the earlier visionaries.
After the Second World War, infrastructure had to be built in order to support rapidly growing
cities. The main goal was to provide a healthy environment for city dwellers, an objective achieved by
functional separation through the allocation of different activities regardless of any ecological
principle (Ferreira and Leitão 2006, p.151). Likewise, generalist and integrative (including ecological)
thinking lost all influence to specialization and analytical thinking (Magalhães 2001).
Only in the 1960s ecological principles began to be woven back into planning as a result of an
increased environmental awareness motivated by general environmental degradation and increasing
urban sprawl into the countryside (Roberts and Roberts 1984 in Ferreira and Leitão 2006).
Despite the time frame described above, the most common approach these days continues to
include the centralization of water infrastructure in a closed underground system; one that strengthens
the separation from the natural hydraulic system, consequently eliminating all special logics (balance,
continuity, beauty) of the urban watershed. On the other hand, the construction and maintenance of
these systems, especially in the case of consolidated urban fabrics, are known to be extremely
89
expensive. That is one of the reasons why this infrastructure is planned for long periods of time (up to
100 years), adding ‘urban growth/decline’ and ‘development predictions’ to the necessary estimations.
Nowadays, the importance of tackling climate change is already recognized in most political
agendas (Swart, Biesbroek et al. 2009), namely when considering the predicted changes associated
with rainfall and water resources. According to Pardeep Pall et al, the frequency and intensity of
extreme precipitation events will increase due to anthropogenic greenhouse gas emissions (Kharin,
Zwiers et al. 2007; Pall, Aina et al. 2011). This means that countries must be prepared for more
extreme events in the future, “what has been considered a 1-in-100-years event in a stationary climate
may actually occur twice as often in the future" (Myles Allen in Schiermeier 2011). At the same time,
projections on sea level rise indicate severe damages on urban waterfronts, particularly in their
drainage infrastructure (Costa, Sousa et al.).
On the other hand, as the development of the agenda for climate change adaptation enhances
the importance of ‘action’, ecosystem-based approaches are reborn, as can be noted in the national
policy guidance of The Netherlands that took over the new paradigm to “work with nature” instead to
work against nature (Deltacommissie 2008).
Flood risk management and public space design
Although floods are intrinsically dependent on local factors, they are directly associated with
stronger rainfall punctuated by drier spells. Bering in mind climate change research, if we continue
‘business as usual’ regarding flood management, there is a greater possibility for flood hazards to
become more severe.
Reinforcing Marshall’s statement that “our cities have changed faster than we have been able
to adjust our thinking…” (Marshall 2001, p.3), we must comprehend the present and future dynamics
of the risk factors impending upon contemporary cities. In other words, we must interiorize the
unpredictability of extreme weather situations and harmonize safety and urban quality. But while
adaptation to climate change already entered the agenda of contemporary Urbanism (Costa 2011), the
question remains on ‘how’ to expand this matter into practice - “our problem is not one of memory; it
is one of adjusting our ideas of what is an appropriate urban form to be in line with the current reality
of our culture and society” (Marshall 2001, p.3).
This paper argues that contemporary urban design must re-assess adaptation concepts and
technical ideas to the currency of our time, and that public space design provides the opportunity to
integrate and reveal the complex intermingling connections between natural, social and technical
processes. The idea is not that infrastructure should be integrated in urban planning as this basic and
fundamental approach is already incorporated in today’s knowhow (Costa, 2007; Meyer, 1999), but to
establish that by also integrating public space design, a significant upgrade can occur in the quality of
life of city dwellers.
It is therefore considered that that public space plays an important role in the reduction of
people’s vulnerabilities regarding flood scenarios namely by incorporating both man-made
infrastructure and ecological systems in a global urban coherence.
According to CABE Space, cities’ adaptation to climate driven threats is strongly dependent
on “well-designed, flexible public spaces” (CABE 2008, p.2). Other authors believe that “the best way
to predict the future is to design it” (Buckminster Fuller in Brinke, Karstens et al. 2010, p.2).
Following this reasoning, public space design alternatives can strongly contribute to inform future
decisions and to reduce general uncertainties. On the other hand, in these multifunctional spaces,
creative and innovative solutions can be explored.
Exemplifying, some cities have already experienced the integration of public space with water
management systems, through the implementation of particular measures, namely sustainable urban
drainage systems (SUDs) in New York City (Alamarie, Cohn et al. 2010), underground and superficial
retention areas in Barcelona (Matos Silva 2011), or the ‘water square’ in Rotterdam (Boer,
Jorritsma et al. 2010).
90
Figure 2 – Sustainable Urban Drainage (SUD), New York City; Retention deposit bellow a public plaza,
Doctors Dolsa plaza, Barcelona; ‘water square’ concept, Rotterdam.
Source: (Alamarie, Cohn et al. 2010); author’s archive, 2011; http://www.urbanisten.nl.
However, every solution has its complexities which are relevant to the improvement of any
upcoming design. This has invigorated the currently developing investigation that aims to deconstruct
and analyse adaptation measures that integrate the hypothesis previously described.
METHODOLOGY
There is an infinite range of adaptation actions that consider flood risk management, urbanism
and public space design; still, these measures haven’t been organized in a single framework. The
investigation in progress is trying to fill this gap with the creation of a conceptual index, specifically
built for the work of designers involved in the implementation of such measures.
This framework will be constructed by a comparative analysis of recent, up-to-date,
investigations as well as empirical observations, always bearing in mind the attempt to unveil
intellectual treasures from existing designs and deconstructing them into comprehensible pieces.
Given the complexity of urban territories, the specificity of the subject under study and the
acknowledgement of the fact that future is uncertain, the outputs of this research cannot be focused
solely on the direct identification of ‘types’ of design solutions.
According to Amos Rapoport, “A model predicts. A theory explains. A framework organizes”
(DeLue and Elkins 2008, p.288). At the same time, a framework can be judged on its pertinence and
its utility but claims no exclusivity regarding other frameworks. In this research, it is implied that it is
not up to the investigator to judge and decide what the best solution for a place is, but to enumerate
and organize the different possible ideas, identifying its advantages and disadvantages for particular or
different scenarios and places.
In order to achieve the proposed goals, a simple methodology, consisting of three parts, is
undertaken. It begins by the collection of as much information as possible on measures that face urban
flooding. This reunion is developed through empirical observations and literature review. All
information is subsequently systematized and organized with the help of multiple and comparable
worksheets in order to identify common perspectives and eventual redundancies. Through the
observed specific cases and the deconstruction of the existing matrixes, a full set of data and measures
can be identified. This information will then allow the initial construction process of a new framework
that aims to integrate all designs related to urban flood risk management and urban public space
design. As it is intended for this framework to be used as an open database, new and relevant cases
can, and should, be added anytime. While the overall matrix will grow in complexity, its outputs are
planned to remain clear and objective.
The second stage corresponds to the identification and further evaluation of the representative
cases for each type of measure. Combining a further literature review with fieldworks, each type of
measure will be specifically analysed with regards to their project-oriented characteristics. The third
91
and final step includes the process of creating a common vocabulary and the final design of the
framework - that is intended to be both user-friendly and easily disseminated.
The discussion presented in this paper, is focused on the on-going developments of the first phase
of the described methodology.
PRELIMINARY DATA AND INITIAL RESULTS
A state of the art on current or finished research projects or reports, that include examples on
how to organize different adaptation measures, has been developed. Overall, a large range of data was
gathered through the deconstruction of the structure of each analysed framework.
Table 1 - Current or finished investigations that categorize adaptation measures differently
Acronym
Full name
Duration Type of research
Expertise
UKCIP
United Kingdom Climate
Impacts Programme
1997-…
National programme
Environmental Change
Institute at the University of
Oxford
ESPACE
European Spatial Planning:
Adapting to Climate Events
2003-2007
European project
Hampshire County Council
2004
Report
UK Government Office for
Science
2005-2007
European project
Climate Alliance / KlimaBündnis, Alianza del Clima
Future Flooding
AMICA
WeADAPT
ADAM
ClimWatAdapt
Toolbox
EEA
Foresight project on Flood and
Coastal Defence
Adaptation and Mitigation – an
Integrated Climate policy
Approach
[Originally known as
wikiADAPT]
ADaptation And Mitigation
Strategies
Climate Adaptation – modelling
water scenarios and sectorial
impacts
‘Toolbox’ on adaptive measures
European Environment Agency
report
2005
2006-2009
European project
2010
European project
2011
Report
2012
Report
Oxford Office of the
Stockholm Environment
Institute
Tyndall Centre for Climate
Change Research
European Commission
Directorate-General
Environment
Doepel Strijkers Architects
European Environment
Agency
Even though the identification of redundancies allowed the exclusion of a significant amount
of measures, the need to identify solid criteria in order to select or reject measures throughout the
research process was recognized.
Following the line of reasoning that comes from the initial hypothesis, the dimensions
‘urbanism’, ‘public space’ and ‘flood-related infrastructure’ conditioned the elementary filter to be: (1)
relevant to urban contexts, (2) applicable in the design of public spaces and (3) embracing of
infrastructure related to flood hazards (including sea level rise, sewage overflow, among others).
Yet, in order to fulfil the proposed goals, which include the assessment of practical
alternatives for concrete implementations, this criterion was not enough. If the framework is aimed
for the benefit of the designer ‘in-action’, approaches that use design as a basic tool to directly reduce
the potential climate change impacts should be differentiated from others that are more strategic,
institutional, regulatory or political, such as forecasting, warning, information, evacuation, aid
services, building codes or shared risk and compensations. Operational measures that include technical
design were therefore differentiated from strategic measures, and point (4) ‘technical operational
measures’, was added to the previously mentioned filter.
Within this displayed criteria, measures could start to be narrowed down to what is of
importance in the scope of this investigation. Nevertheless, while it is being developed, the framework
92
shall always allow the revisiting of conceptual principals that influence the choice for inputs. This
way, no important contributions are lost, namely paradigmatic international cases and/or cases that
introduce innovative approaches.
To organize the great amount of measures related to these subjects, four categories are initially
proposed, concerning (1) the scale of operations, (2) the adopted strategy, (3) the regional orientation
and (4) the convergence with ecosystems.
The first category corresponds to the division of measures according to their scale, namely, (1)
the scale of the building, part of the building or urban amenities (2) the scale of the block, square,
street or ensemble of buildings, (3) the scale of the neighbourhood or park, and (4) the scale of the city
district. For example, ‘building on stilts’ belongs to the first small; ‘floating neighbourhoods’ to the
second or third scale and the typical Dutch ‘dike to the large city-scale
Figure 3 – Examples of measures grouped in categories
Source: (Marchand 2010), (Bruij, Klijn et al. 2009), www.clabsa.es and Author’s archive, 2011.
Concerning the ‘Strategy’ category, previous analysis (Matos Silva and Costa 2011)
concluded that several authors have proposed adaptation measures to have different intents and
purposes regarding their approach, namely, for example, “retreat, defend, attack” (Robinson,
West et al. 2009) or “do nothing, resistance, resilience” (Bruij, Klijn et al. 2009) or even “business as
usual, active adaptation, opportunistic adaptation” (Rijke, Veerbeek et al. 2010). Although there are
apparent similarities between these perspectives, they actually correspond to different visions and
different interpretations, as "Retreat" is not the same as "opportunistic adaptation" and neither are the
same as "do nothing”. While wave breakers, for instance, can be considered as an ‘attack strategy’,
storm surge barriers as a ‘defend strategy’ and the project “Room for the River” (2005) as ‘retreat’
one, a particular strategy classification for this framework, which is adequate to the goals of this
investigation, is still under progress.
Having acknowledged that the implementation of each measure varies substantially with its
location, a third category related to Mediterranean region was added. The choice to specifically
identify measures applicable to this region is mainly due to the fact, and opportunity, that there is not
93
much information on adaptation measures that consider this particular climate, and because the
information that does exist is not sufficiently detailed.
Finally, the forth category identifies measures that use the capacity and potentiality of nature,
and its inherent ecosystems, to lower society’s vulnerabilities on the current and estimated flood
hazards. Namely, ‘green walls’ are said to contribute to storm water retention and cleansing; the
‘replanting of mangroves’ restore key habitats which reduce the impacts related to storms; and ‘river
requalification’, that although it has a “relative importance of ecological and social goals along the
axis of urban density” (Kondolf 2009, p.156), it can provide ecological benefits at the local scale, such
as water depuration and infiltration.
It’s important to note that these four recognized categories do not correspond to a closed
deliberation. As the matrix is still under construction, it is expected for new categories to be identified
throughout the investigation process.
In a prompt analysis of the resulting measures filtered by the previously mentioned criteria,
around 45% use nature’s ecosystems as a resource for flood risk management. This does not come as a
surprise in the way that it is not a groundbreaking approach. Back in the 1870s, Frederick Law
Olmsted, known to be the founder of landscape architecture, is often mentioned to be the first to put
this matter into practice within his project for Boston´s “Emerald Necklace” - simply put, he
demonstrated that it was possible to integrate complex connections between natural and technical
processes together with and improvement on the quality of life of the surrounding populations.
What this apparent tendency leads us to think is that, within the process of learning “from the
oft-repeated mistake of building first and asking questions later” (Jones, Hole et al. 2012, p.508), the
role of design disciplines might again be shifting their focus and re-integrating ecological principals in
water management projects.
Table 2 – Examples of adaptation measures based on ecosystems, applicable to urban drainage
infrastructure
Water storage and infiltration systems
Catchment Basins
Floodplain/wetland storage
Detention ponds
Temporary flood storage (e.g. in parkland)
Storage along or adjacent to the flood system.
Off-stream polders or flood retardation ponds
Sustainable Urban Drainage (SUDS)
…
Usage of superfluous urban spaces
Green Rails
Green Roofs
Green walls
…
Rehabilitation and restoration of rivers, floodplains and coastlines
Reopen culverted watercourses (daylighting)
Channel restoration
Formation of natural landforms to provide protection
Change configuration of coastline
…
Usage of appropriate vegetation
Managing vegetation to balance hydrological processes
Adaptation of planting dates and of cultivation practices
Improving vegetation to disperse wave energy
Reed beds and wetlands
Application of water purificative vegetation
94
DISCUSSION AND FINAL CONSIDERATIONS
The adaptation of urban areas to “unprecedented new extremes” (Coumou and Rahmstorf
2012, p.5) is considered by many to be one of the biggest challenges of the next century (Jones,
Hole et al. 2012). Even undergoing today’s economic crisis, we cannot afford to postpone the need to
act upon climate related hazards that are either current or projected.
Contemporary cityscape is therefore presented with the challenge of adapting its existing
urban fabric to new contexts and the pursuit of new urban morphologies (Costa 2011). In order to
complement the already established mitigation agenda of our cities, research must now focus on the
adaptation agenda, and particularly on its implementation, helping designers and decision makers on
their ideas and choices.
This way, designers and planners cannot be hindered while researchers prove the efficacy of
particular decisions. Uncertainty must, in contrast, be reconceived as an opportunity to ‘learn by
doing’ (Ahern 2006, p.129). In other words, “if uncertainty and regular change are inevitable, then we
must learn to be flexible and adaptable in the face of changes” (Lister 2005, p.21). Furthermore, to
cope with the speed of change we cannot advocate any particular kind of resolution - we must do the
opposite and consider a wide mix of approaches.
Because it is assumed that design can contribute to the research on opportunities and possibilities, the
final aim of this broader research consists on providing organized information about the qualities and
performance of different adaptation designs that contribute to the reduction of flood hazards in urban
contexts. By analysing and comparing a large number of measures related to the scope of this research,
a framework can be built for the designer to benefit.
As it is known, flood management infrastructure plays a central role in a balanced and active
urban water cycle. In this context, this paper reinforces that “hard engineering” is no longer
necessarily the most efficient nor the only possible option in an urban environment. Through strategies
of cooperation with natural dynamic systems, new forms of flood management and urban design may
arise that are equally valid in the context of public space design.
As concepts like urban retention areas, sustainable urban drainage, water plazas or rainwater
retention in buildings, grow in projection, public spaces can be seen as a creative laboratory in which
design can express new and innovative approaches and practices. The proposed framework hence
promotes a new way to look at water management, not only because it will work on the canvas of
public space but also because it relies on the goal of reducing society’s vulnerabilities, steering away
from ‘controlling’, ‘defending’ or ‘managing’ floods away from people.
ACKNOWLEDGEMENTS
Granted doctoral scholarship by:
REFERENCES
AHERN, J., (2006), "Theories, methods and strategies for sustainable landscape planning", From
landscape research to landscape planning. Aspects of integration, education and application,
Dordrecht, NL, Springer.
ALAMARIE, K., A. COHN, et al., (2010), "NYC Green Infrastructure Plan", C. Holloway and M. R.
Bloomberg, New York.
BOER, F., J. JORRITSMA, et al., (2010), "De Urbanisten and the wondrous water square",
Rotterdam, 010 Publishers.
95
BRINKE, W. t., S. KARSTENS, et al., (2010). Sustainable water management under climate change how to develop strategies for an uncertain future. Delft, Deltares - Enabling Delta Life.
BRUIJ, K. d., F. KLIJN, et al. (2009), "Flood risk assessment and flood risk management. An
introduction and guidance based on experiences and findings of FLOODsite, F. Klijn. Delft, an EUfunded Integrated Project: 139.
CABE, (2008), "Public space lessons - Adapting public space to climate change", D. Taylor. London,
CABE Space: 8.
COSTA, J. P., (2011), "Lesson Summary Climate Proof Cities, Urbanism and Climate Change
Adaptation", Waterfronts Technical University of Lisbon. 2.
COSTA, J. P., J. F. SOUSA, et al. (2008), Research project "Urbanized Estuaries and Deltas. In search
for a comprehensive planning and governance. The Lisbon case." PTDC/AUR-URB/100309/2008.
Faculdade de Arquitectura and Faculdade de Ciências Sociais e Políticas - UTL, Funded by FEDER
through the Operational Competitiveness Programme - COMPETE and FCT.
COUMOU, D.; RAHMSTORF S., (2012), "A decade of weather extremes." Nature Clim. Change
2(7): 491-496.
DELTACOMMISSIE, (2008), "Working together with water - A living land builds for its future",
Findings of the Deltacommissie, W. t. Brinke, www.deltacommissie.com: 138.
DELUE, R. Z. ; ELKINS J. (2008), "Landscape Theory New York", Taylor and Francis Group.
EU (2007), Avaliação e gestão dos riscos de inundações. Directiva Europeia. P. E. e. C. d. U.
Europeia. Bruxelas, Jornal Oficial da União Europeia. 2007/60/CE: 27 - 34.
FERREIRA, H. S.; LEITÃO A. B., (2006), "Integrating landscape and water-resources planning with
focus on sustainability. From landscape research to landscape planning. Aspects of integration,
education and application", Dordrecht, NL, Springer.
JONES, H. P., HOLE D. G., et al. (2012). "Harnessing nature to help people adapt to climate change."
Nature Climate Change 2(7): 504-509.
KHARIN, V., ZWIERS F., et al. (2007). "Changes in Temperature and Precipitation Extremes in the
IPCC Ensemble of Global Coupled Model Simulations", Journal of Climate 20(8): 1419-1444.
KONDOLF, M., (2009), "An environmental perspective in city-river relationships. Cidades e Rios.
Perspectivas para uma relação sustentável", M. G. Saraiva. Lisboa, Parque Expo: 147 - 157 pp.
LISTER, N.M., (2005), "Ecological Design for Industrial Ecology: Opportunities for (Re) more.
Linking Industry and Ecology: A Question of Design", R. Coté, J. Tansey and A. Dale, UBC Press:
pp. 15-28.
MAGALHÃES, M. R., (2001), "A Arquitectura Paisagista - Morfologia e Complexidade", Lisboa.
MARCHAND, M., (2010), "Flood Risck Management", Delft, Deltares - Enabling Delta Life.
MARSHALL, R., (2001), "Waterfronts in Post-Industrial Cities", Spon Press.
MATOS SILVA, M., (2011), "El Modelo Barcelona de espacio público y diseño urbano: Public Space
and Flood Management / Dipòsits d'aigües pluvials.", Master Oficial en Disseny Urbà: Art, Ciutat,
Societat 21-abr-2011. from http://hdl.handle.net/2445/17762.
MATOS SILVA, M.; COSTA J. P., (2011), "Urban flood adaptation through public space design. A
contribute to a conceptual framework." Acta Architecturae Naturalis(EFLA Regional Congress 2011Mind the Gap. Landscapes for a new era).
PALL, P.; AINA, T., et al., (2011), "Anthropogenic greenhouse gas contribution to flood risk in
England and Wales in autumn 2000, Nature 470(7334): 382-385.
96
PICON, A., (2003), "Constructing landscape by engineering water. Landscape architecture in mutation
: essays on urban landscapes", Zürich, Gta Verlag.
RIJKE, J., VEERBEEK W., et al., (2010), "Adapting where we can", Deltas in Times of Climate
Change International Conference, Flood Resilience Group. Rotterdam.
ROBERTS, R. D.; ROBERTS, T. M., (1984), "Ecological considerations in rural planning: overview.
Planning and Ecology", R. D. Roberts and T. M. Roberts. London, Chapman & Hall: pp. 153-156.
ROBINSON, D.; WEST D., et al., (2009), "Facing up to Rising Sea-Levels: Retreat? Defend?
Attack?", C. Peel, Institution of Civil Engineers, Building Futures, RIBA, The future of our costal and
estuarine cities: 15.
SCHIERMEIER, Q., (2011), "Increased flood risk linked to global warming." Nature 470(316): 3 pp.
STOKMAN, A., (2008), "Water Purificative Landscapes – Constructed Ecologies and Contemporary
Urbanism. Transforming with water", Proceedings of the 45th World Congress of the International
Federation of Landscape Architects IFLA 2008, Wageningen, Blauwdruk/ Techne Press.
SWART, R.; BIESBROEK R., et al., (2009), "Europe Adapts to Climate Change Comparing National
Adaptation Strategies", Helsinki, Finnish Environment Institute (SYKE).
97
CONTROL DE EROSIÓN DE TORRENTES
MONTAÑA
MEDIANTE
TÉCNICAS
BIOINGENIERÍA EN EL NORTE DE ITALIA
DE
DE
EROSION CONTROL OF MOUNTAIN ROCKY
STREAMS BY MEANS OF SOIL BIOENGINEERING
TECHNIQUES IN NORD–EAST ITALY
SAULI, G.
AIPIN, [email protected] ; Via del Monte, 2, 34121 Trieste, Italy
ABSTRACT
Some cases of applications of soil bioengineering tecniques realized in a mountain region of
Nord east Italy are presented, on the basis of photographic documentation and technical schemes.
Erosion control of mountain rocky streams by means of living techniques is not simply because of big
bedloads (debrisflow) and often concrete constructions are necessary.
The autor shows some cases of successful application of soil bioengineering on limit
condition.
Many lining techniques have been employed: live wooden cribwalls embankments, array of
blocks connected with ropes, embankments with green reinforced earth, green mattresses, vegetated
rock wall, live brusch mattresses, planting of willow cuttings and shrubs , hydroseeding, etc.
Testing of results after 10 years demonstrate important erosion control successful and a
contemporaneous big implementation of biodiversity.
INTRODUCCIÓN
Se han propuesto 4 casos de intervención de Ingenieria Naturalistica en la zona de montaña
alpina de la Valcanale, dentro del área localizada al nor oriente de la Region Friuli Venezia Giulia.
Las tres primera se localizan sobre márgenes, sobre depósitos sueltos de origen fluvial y fluvio
glaciar principalmente de tipo calcáreo dolomítico; el cuarto se presenta sobre una ladera de un bajo
vale de montaña.
La primera intervencion es el caso del rio Fella (Foto 1, 2 y 3). Se ha previsto la estabilización
morfológica del cauce del tramo aguas arriba de la confluencia con el torrente Saisera, un tributario
sobre la margen izquierda, previa demolición de la margen elaborada de concreto y el
desmantelamiento de una antigua via de ferrocarril. El área comprende una cara de terreno alargada,
formada por el cauce fluvial y de la propia margen, es una superficie de prado muy amplia,
sobreelevada respecto al mismo cauce fluvial, que da al estacionamiento de servicio de la nueva
estación de ferrocarril.
Las intervenciones de ingeniería naturalistica recaen dentro del ámbito de proyecto ejecutivo
para la readaptación ambiental de la zona de la Plana di Valbruna, priorizando técnicas de obra de
mitigación de impacto ambiental, generado de la construcción dela dobe línea ferroviaria UdineTarviso- limite de estado.
La realización de las intervenciones se dio en dos distintas fases:
I. FASE
Estabilización morfológica de la margen izquierda del tramo en concreto dela F. Fella
mediante la demolición del revestimiento de concreto y excavación necesaria para la realización del
98
terraplén mediante tierra reforzada verde. Demolición del tramo terminal incluido el fondo y la
margen derecha para poder realizar el revestimiento en colchón de piedra y el tramo en palizada.
Sobre el terraplén ligado con el camino de acceso a la estación de Valbruna, sobre la
proyectada tierra reforzada verde, se ha efectuado un relleno de terreno vegetal y además una
hidrosiembra.
La tierra verde reforzada, mediante la colocación de ramas de sauce, a sido realizada en la
margen izquierda y asi mismo sobre la margen misma del camino- plaza de la estación. La tierra
reforzada será cimentada sobre gaviones rellenos de piedra.
La margen derecha, a lo largo del tramo ligado con el colcho de piedra del tramo final, ha sido
realizado como una obra de consolidación marginal, una palizada vida de doble pared con troncos de
alerce. La palizada ha sido previamente consolidada con una fila de rocas colocadas al pie de la
margen que esta en contacto con el agua y ligada mediante un cable de acero.
Un revestimiento en colchón de piedra recubre el tramo de liga acoplado con F. Fella- T.
Saisera; en el fondo y hasta el primer tercio de la margen se han realizado de manera tradicional; los
restantes dos tercios se realizaron con colchones de piedra verde esto es con un relleno de material
grava arena y colocando ramas vivas. En el centro del fondo del cauce se ha construido un vertedor.
Una escollera reverdecida se a colocado como protección marginal derecha dentro del tramo
de confluencia, en lugar del concreto; esta escollera se diferencia de aquellas tradicionales porque
estas no están ligadas con material cementizio y por la presencia de ramas y ramajes vivos de sauce
que vienen incrustadas entre la tierra localizada por debajo de la construcción. Las raíces que generan
las ramas contribuyen a la consolidación y crecimiento de la parte exterior de la rama, las cuales
enmascaran la estructura.
II.FASE
En un tramo de la margen derecha de la F. Fella se ha realizado una cobertura extendida
mediante la cobertura con ramajes vivos de sauces, colocados perpendicularmente a la corriente. La
base de la margen se ha consolidado mediante bloques de piedra colocados dentro de un pozo
longitudinal prteviamente eleaborado. Tales bloques son ligado con cable de acero fijados estos con
armellas de fierro incrustadas y cementadas sobre las rocas, con el fin de tener una mayor protección
al pie de la margen, asi mismo ello permite conservar cierta elasticidad.
Detrás de la tierra reforzada en la margen izquierda y de la palificada en margen derecha, se
han realizado tres tramos longitudinales de ramajes transversales vivos, con la finalidad de crear una
evolución en forma de meandreo al interior de la sección del cauce del F. Fella renaturalizado.
Tales estructuras están hechas en palos de madera incrustados y fajinas de vegetación muerta y
viva ligadas a una reticula y atrancadas con grava, tienen la función de desviar el flujo de estiaje,
mientras que esto no interfiere durante la avenida por la elasticidad que presenta el arbusto de sauce
empleado.
Sobre todas las superficies planas resultantes de la línea media de tráfico, de la eliminación y
desmantelamiento de la antigua vía del ferrocarril se ha realizado un recubrumiento de terreno vegetal
seguido de una hidrosiembra.
Sobre la misma superficie se han plantado arboles y arbustos de tipo autóctono,
principalmente arbustos de sauces debido a su uso predominante para los fines de consolidación de
márgenes.
Dentro de las intervenciones verdes proyectadas descritas en párrafos anteriores, se han
empleado 15 diversas especies de arboles y arbustos; después de mas de una década se han
desarrollado trabajos de tesis a partir del senso de las especies presentes. Su relación es principalmente
mayor en ambientes de hierba o césped, debido al alto numero de especies tipo de este asociaciòn
vegetal, y en lecho de un rio, donde la dinámica natural tiene mucho empuje queno permitene tener
plantaciones con semilla. Tal relación, a su vez, es menor en los ambientes de laderas, que son en d e
manera intensa sembradas y plantadas (hidrosiembra, colocación de podos o palos vivos, ramajes,
etc..) y construcción de terrazaas mediante la colocación transversal de ramajes en capas. Dentro de la
zona de terrazas que se forman naturalmente, en cambio, las especien en esta área son muy escasas,
que en aquellas que son sembradas o plantadas. En total, dentro del área de intervención se
encontraron alrededor de 205 especies.
99
Foto 1 – Rio Fella situaciòn ante operam (2002)
Foto 2 – Rio Fella situaciòn 2003
Foto 3 – Rio Fella situaciòn post operam (2011)
En el segundo caso (Foto 4 y 5), se trata de una estabilización de la margen erosionada del río
Anónimo, afluente localizado sobre la margen derecha del Rio Fella, en donde se tienen depósitos
detríticos de laderas, con substratos constituidos de piedra caliza dolomítica y dolomita en forma de
cañon con escurrimientos de carácter fluvio deslizante cuando se presentan lluvias intensas.
El objetivo de esta intervención tiene previsto la realización de una plaza de sedimentación de
flujo de detritos a través de la realización de un dique filtrante a base de concreto, con función de
retención de grandes boleos, esta drevestido de tierra verde reforzada en la cara frontal que da a la
carretera como protección de la misma.
Esta intervención se inicio con la estabilización de las márgenes y las laderas erosionadas del
río mediante un revestimiento vegetativo de red metalica y una biomanta, asi como la colocación de
100
ramas de sauce, arbustos, y una serie de diques de madera y piedrahacia aguas arriba en forma de
cascada.
Para complementar esta intervención, se ha realizado una palizada viva y una grada viva a lo
largo de la carretera de acceso lateral a una de las entradas de las vías de ferrocarril Pontebbana.
Esta obra tuvo su prueba cuando se presento la inundación del 29 de agosto del 2003 con una lluvia
máxima a un periodo de retorno de 100 años y un fenómeno de transporte de grava extraordinario.se
ha presentado cualquier tipo de fenómenos locales bajo la red metalica y una pequeña socavación en el
dique de madera.
Foto 4 – Rio Anonimo situaciòn ante operam (1998)
Foto 5 – Rio Anonimo situaciòn post operam (2009)
La tercera intervención (Foto 6, 7, 8, 9 y 10) se realizo a lo largo de la margen del río Blanco,
otro afluente localizado a la derecha del río Fella, el cual atraviesa la línea ferroviaria de la
Pontebbana. La zona tuvo su interés a partir de las lluvias intensas ocurridas en el año de 1996, debido
a la gran cantidad de material aluvial que invadió completamente el lecho y llanura fluvial con grava
gruesa.
Debido a esto, se procedió a desazolvar el cauce y además se realizo la protección de la
margen, mediante una escollera reverdecida a partir de la colocación de ramas vivas; y en la parte
superior se realizaron filas de gradas vivas de sauce y en la parte plana cercano a la carretera se
procedio a plantar arboles y la hidrosiembra.
Para garantizar el acceso a la estación se realizo la estabilización en la parte alta de la ladera
mediante las gradas vivas, el arreglo con vegetación mediante la formación de terrazas y la
consolidación de la parte baja de la carretera.
También se procedio a aparentar con vegetación verde las laderas adyacentes al túnel
mediante la tierra reforzada.
101
Foto 6 – Rio Bianco situaciòn ante operam (1997)
Foto 7 – Rio Bianco situaciòn post operam (2002)
Foto 8 – Rio Bianco situaciòn ante operam (1997)
Foto 9– Rio Bianco situaciòn 1999
102
Foto 10 - Rio Bianco situaciòn post operam (2006)
La cuarta intervención (Foto 11 y 12) en consideración, fue sobre una ladera, y se refiere a la
revegetación de la linea de distribución de gasoducto que va de Marborghetto-Bordano, en la localidad
San Leopoldo (UD), aguas debajo de las rocas dolomíticas de zona de montaña.
En el caso de los gasoductos, la interferencia principal, en términos naturalistas, están
vinculados a la retirada temporal de las áreas para la realización de las excavaciones de la zanja para el
tendido de gasoductos y para la creación de las pistas de acceso al tránsito de la zona de obra. Su
apertura puede tener un impacto considerable visual y naturalistico, que representa al mismo tiempo,
un problema potencial de conservación de suelos en laderas de la montaña en cuestión.
Este es el principio básico de la totalidad de las fases de intervención, de acuerdo con las
siguientes condiciones:
• Cuando sea posible sin embargo debe llevarse a cabo la separación incluso de forma parcial
de la superficie de un suelo rico en humus;
• La roca inerte que proviene de las excavaciones se acumula a un lado de la zanja y debe ser
tamizado para recuperar la fracción orgánica terroso y mineral que no ha sido posible separar
previamente. Esta fracción se usa como una capa de revestimiento final.
• Normalmente, se lleva a cabo la siembra y plantación de especies nativas, con una
preferencia por las especies arbustivas que se consideran de preparación para futuras
intervenciones para la conversión de varas altas. Dada la gran cantidad de especies arbustivas
nativas requeridas, debe ser programado en cuanto a la entrega de estas esencias de viveros
locales ose realiza "ad hoc" viveros temporales relacionadas con el trabajo;
• En cuanto a la siembra de mezclas de césped, se adoptara la más adecuada posible, dadas las
características pedoclimatche de trecho representativos, y la especie se encontran
posiblemente con los productores locales;
• Se deben proporcionar períodos de 3 a 5 años de cultivo para las plantas sembradas y
deberán efectuarse todas las medidas que puedan garantizar el mejor resultado de la
recuperación.
El objetivo de la intervención en el tramo de gasoducto San Leopoldo, fue la consolidación y
estabilización del talud mediante la construcción de bordillos y empalizadas trenzadas vivas, asi como
la plantación de arbustos, árboles y plantación.
103
Foto 11 - Revegetación de la linea de distribución de gasoducto. Empalizadas trenzadas vivas
(2006)
Foto 12 – Idem 2010
REFERENCIAS
CORNELINI, P.; SAULI, G., (2007), “La biongeniería en ámbito mediterráneo y fluvial. Problemática
y resultados”, Atti Jornada: La Bioingeniería en la Restauración Fluvial del Paisaje Mediterráneo Casa
de Cultura Coma i Cros –Salt (Gerona ) Espana.
SAULI, G., (1998), “Utilisation du génie végétal pour la protection des berges en Italie”, Séminaire
transnational «au fil de l’eau» Berdes et rivières d’Europe Valence (F) 30/09 – 2/10.
SAULI, G.; CORNELINI, P.; PRETI, F., (2002), “Manuale d’IN applicabile al settore idraulico”.
Regione Lazio.
SAULI, G.; CORNELINI, P.; PRETI, F., (2006), “Manuale 3 d’IN Sistemazione dei versanti”.
Regione Lazio.
ZEH H., (2007), “Ingenieubiologie – Handbuch Bautypen“. Hochschulverlag AG an der ETH Zurich.
104
A REVIEW OF THE EFFECT OF TERRACING ON
EROSION
DORREN, L.
Cemagref Grenoble, France, tel. +33-4-76762806, [email protected]
REY, F.
Cemagref Grenoble, France, tel. +33-4-76762806, [email protected]
ABSTRACT
Terracing is one of the oldest means of saving soil and water. The objective of this paper is to
provide information on the different types of terraces and their functioning, and to describe advantages
and disadvantages of terraces regarding their efficacy to stop or reduce soil erosion. Existing literature
and information shows that terraces can considerably reduce soil loss due to water erosion if they are
well planned, correctly constructed and properly maintained. If not maintained, they can provoke land
degradation. Terracing has to be combined with additional soil conservation practices, of which the
most important one is the maintenance of a permanent soil cover. There are several disadvantages to
terracing, therefore hedgerows and vegetation ridges could be good alternatives for terraces, but
eventually they work in the same way. A future challenge is to develop conservation practices that are
also productive. The ancient farming techniques such as terracing may provide a good basis for that.
INTRODUCTION
It is more and more agreed that soil degradation is a major threat to the Earth's ability to feed itself as
nearly 40% of the world's agricultural land is seriously degraded (Kirby, 2000). Water erosion is one
of the major causes of soil loss and soil degradation. Terracing could be one way to stop or reduce the
degrading effect of soil erosion. It is one of the oldest means of saving soil and water. Moreover, it is
the most widely used soil conservation practice throughout the world (see for example Monnier, 1955;
Hanway and Laflen, 1974; Mountjoy and Gliessman, 1988; Sutikto and Chikamori, 1993;
Christopherson and Guertin, 1995; Skinner and Porter, 1995; Karim et al., 1996; Pipkin and Trent,
1997; Poultney et al., 1997; Ruecker et al., 1998; Franti et al., 1998; Quine et al., 1999; AAFC, 1999;
Drechsler and Settele, 2001; Bokhtiar et al., 2001; Kasai et al., 2001). Nowadays terracing is still in
many cases promoted as being a best management practice for effective soil and water conservation
(Wheaton and Monke, 2001).
Terracing refers to building a mechanical structure of a channel and a bank or a single terrace
wall, such as an earthen ridge or a stone wall. Terracing reduces slope steepness and divides the slope
into short gently sloping sections (Morgan, 1986), as shown in Figure 1. Terraces are created to
intercept surface runoff, encourage it to infiltrate, evaporate or be diverted towards a predetermined
and protected safe outlet at a controlled velocity to avoid soil erosion (USDA Soil Conservation
Service, 1992; FAO, 2000). * For more information see www.scape.org 97
The objective of this paper is to evaluate the effect of terracing on soil erosion. We reviewed
existing literature provided by scientific journals, soil conservation services and related organisations.
This paper provides information on the functioning of terraces, the existing types of terraces and
further it describes advantages and disadvantages of terraces regarding their efficacy to stop or reduce
soil erosion.
105
Figure 1 - Terraces in China (photo by UN - World Food Programme)
FUNCTIONING OF TERRACES
During an intense storm, a large part of the rainfall arriving at the soil surface infiltrates,
depending on the soil type. The remainder becomes runoff, which concentrates in natural depressions
and runs downhill until it reaches natural zones of deposition. If runoff increases, so does velocity,
volume and erosive force. The critical runoff velocity, at which soil particles that have been detached
from soil aggregates begin to be transported over the surface, is 5 m/s in sandy soils and 8 m/s in clay
soils (Rufino, 1989; FAO, 2000). Terraces belong to the type of soil management practices that aim to
protect an area against runoff by systematic land planning. The same accounts for storm water drains
and permanent vegetation barriers (Sobral Filho et al., 1980).
The principal objective of terracing is generally to reduce the runoff and the loss of soil, but it
also contributes to increasing the soil moisture content through improved infiltration and to reducing
peak discharge rates of rivers. Beach and Dunning (1995) state that terracing also could promote rock
weathering and eventually increases crop growth. However, like in 1993 (see Schottman and White,
1993), there are hardly any figures showing significantly increased yields in the first five to ten years
after terracing.
Local conditions and the dimensions, form and stability of the terraces determine the efficacy
of terraces (Rufino, 1989). The efficiency of a terrace system increases by applying additional
conservation practices such as appropriate land preparation (contour ploughing and sowing),
appropriate cultivation of crops (e.g. strip cropping) and maintaining a permanent soil cover.
* For more information see www.scape.org 98
The different types of terraces
Terraces that protect against soil erosion can be naturally formed upslope contour hedgerows
(Poudel et al., 1999), vegetative filter strips (Stark et al., 1999) and grass barriers (Aase and Pikul,
1995; Walle and Sims, 1999). Many terraces however are directly man-made, i.e. the explicit terrace
form has been constructed by humans. To classify the various types of terraces, different criteria have
to be used. They could be classified according to 1) their main function, 2) the construction process, 3)
the size of the terrace base and 4) the shape. A description of the different types according to these
criteria will be given below.
1) Main function of the terrace
• Retention terraces, also called absorption or level terraces (Morgan, 1986); these are
designed to accumulate and retain runoff in the terrace channel so that it will eventually infiltrate and
the sediment accumulates. These terraces are recommended for low rainfall areas, permeable soils, and
for land of less than 8 percent slope. They are normally broad-based terraces (FAO, 2000).
106
• Graded or diversion terraces; these are sloping terraces, designed to intercept or divert runoff
into protected waterways. These terraces are recommended for high rainfall regions, for slightly or
moderately permeable soils, and for slopes of between 8 and 20 percent (FAO, 2000).
2) Construction process
• Channel or Nichols terrace; these terraces are constructed by excavating soil from the upper
side only to form a channel, and depositing it downhill to form a bank (Morgan, 1986). They are
recommended for slopes up to 20 percent. They are used in high rainfall regions, and in soils of low or
medium permeability (FAO, 2000).
• Ridge or Mangum terrace; a long, low ridge of earth with gently sloping sides and a shallow
channel along the upper side. These terraces are constructed by excavating the soil from both sides of
the embankment (Morgan, 1986). They are recommended for slopes less than 10 percent, for low
rainfall regions, and for permeable soils (FAO, 2000). Ridge terraces control erosion by diverting
surface runoff across the slope instead of permitting it to flow uninterrupted down the slope.
3) Size of the terrace base
• Narrow-base terraces; where soil movement is limited to about three metres.
• Medium-base terraces; where soil movement is three to six metres.
• Wide-base or broad-based terraces; where soil is moved more than six metres, but normally
less than 12 metres (Fig. 2).
Figure 2 - Diagram of a common terrace form explaining the classification according to different base
sizes (FAO, 2000).
4) Terrace shape
Bertolini et al. (1989) classify terraces according to their shapes, which are mainly determined
by the slope angle:
• A common or a normal terrace (form and slope are shown in Fig. 2) consists of a ridge or
bank and a channel, which may be constructed on a gradient or level. This type of terrace is normally
used in areas where the slope is less than 20 percent (FAO, 2000). These terraces mostly include
broad-based terraces.
• Bench terraces (Fig. 3); these terraces form a series of level or nearly level strips of earth and
a steep or vertical downhill face, constructed on or nearly on the contour. The terrace could be
supported by a barrier of rocks or similar material (FFTC, 2004). Bench terraces are constructed by
cutting and filling, and are used in land with slopes in excess of 20 percent. The bench terrace is
perhaps one of the oldest forms of terraces. All other types of terraces have been derived from this
terrace type.
107
Figure 3. A sketch of a typical bench terrace (FAO, 2000)
The three types that are used most to characterise all existing terraces are: bench terraces, contour
terraces, and parallel terraces (Keirle, 2002; NRCS, 2004), although this subdivision mixes different
criteria. Contour terraces follow exactly the contour lines of the terrain. Parallel terraces eliminate the
production losses associated with contour terraces because they are constructed parallel to each other
and, where possible, to the direction of field operations. Today the type most common on agricultural
land in the U.S. are parallel terraces. These terraces are very suitable for fields with soils deeper than
15 cm and fairly-uniform slopes that are not too steep (generally less than 8 percent). Some terraces
are constructed with steep back slopes that are kept in grass. Most, however, are broad-based having
gently sloped ridges that are cultivated as a part of the field (Wheaton and Monke, 2001).
Effect of terracing on erosion
Terracing changes the landscape. Therefore, they directly affect local hydrology and
consequently runoff characteristics. In addition, terraces indirectly affect soil moisture and soil
characteristics (Chow et al. 1999). Terracing has only an effect on water erosion, it does not stop or
reduce the impacts of wind erosion. This section describes the advantages and disadvantages of
terracing; firstly the direct effects and secondly the indirect effects.
Many scientists, soil conservation services and related institutions (e.g. USDA, 1980; AAFC, 1999;
FAO, 2000; FFTC, 2004; GPA, 2004) agree that terracing reduces runoff and soil loss due to water
erosion. Results obtained in Paraná (IAPAR, 1984) showed that terracing makes it possible to reduce
soil losses by half, independently of the used cultivation system. Chow et al. (1999) observed dramatic
decreases in soil loss, from an average of 20 tonnes per hectare, to less than one tonne per hectare by
terracing sloping fields in combination with constructing grassed waterways and contour planting of
potatoes. Runoff was reduced by as much as 25% of the total growing season rainfall, making it more
available to the crop. Similar results have been obtained by Hatch (1981) who showed in Malaysia that
a slope of 35 degrees covered with peppers had a soil loss of 63 t/ha/yr. Soil loss on the same slope
with terraces and with identical vegetation cover, was 1.4 t/ha/yr. Schuman et al. (1973) found that
runoff on a slope with level terraces was 8 times as low as on a comparable slope with contour planted
crops. In the granite mountains of western Japan Mizuyama et al. (1999) observed that sediment yield
immediately decreased after terracing. In addition, they concluded that terracing is much more
effective in reducing sediment yield than planting trees only. The combination of the two resulted in
continuous decrease of sediment yield during 35 years as the planted trees matured. The terrace types
investigated in the studies mentioned here where often not similar, moreover, they were not always
exactly specified in the reports.
Inbar and Llerena (2000) mention the important fact that in an Andean basin in Ecuador the
vegetation cover is the critical erosion variable rather than the type of terrace. The same accounts for
the abandoned terraces in the Mediterranean area in Spain. They further confirm as well that
108
traditional terrace farming reduces erosion in comparison with non-terraced fields, if terracing is
combined with contour cropping. They conclude that one of the most important erosion reducing
activities is the maintenance of the terrace walls. Abandonment of terraces could create a major risk of
massive soil loss, as shown by Vogel (1988), Cerda-Bolinches (1994) and Harden (1996).
There are also many authors that described disadvantages of terracing. Some authors explain
that terraces retain too much water leading to saturation and consequently storm runoff (Gallart et al.,
1994). Lasanta et al. (2001) describe that the foot of a terrace wall is often affected by erosion,
because of the steepness and the sparse vegetation cover. The research carried out by Van Dijk and
Bruijnzeel (2003) supports this finding. In addition, they state that the poor management of the terrace
toe drain in combination with the steep slope gradient of terraced slopes and the high amount of
generated runoff are important causes for the lack of efficacy of terracing in combating erosion.
Lasanta et al. (2001) also observed that erosion on the foot of the terrace slope could lead to
deterioration of the terrace as a whole as well as gully formation, which eventually leads to increased
erosion. Temple (1972) observed in Tanzania that the construction of bench terraces was inappropriate
because the topsoil was too thin so that the construction exposed the infertile subsoil. In addition, the
bench terraces hold back too much water and induce landslides.
ICIMOD (1998) mentions the following limitations of terracing: the disturbance of the soil strata and
considerable decline in soil fertility in the first several years, considerable soil loss during construction
and in the first two years, and need of tremendous labour and investment for construction and
maintenance. Further, they are not always stable in many cases and not suitable for sandy and coarse
soils and on very steep land. Soil loss and nutrient leaching from bench terraces affect about 25% of
the marginal land. According to Carson (1992), soil loss from rain fed bench terraces is 5 tonnes/ha/yr.
Of the limitations mentioned above, high investment and instability are the main limitations
Regarding the indirect effects of terracing on soil erosion, several authors investigated the
change in soil characteristics on the terrace. For example, Hamdan et al. (2000) observed a degrading
effect of slope terracing on soil quality. In torrential gullies in Spain, Ternan et al. (1996) observed
that altering the characteristics of soil horizons due to bench-terracing, led to increased runoff and soil
erosion. Yet, Li and Lindstrom (2001) report that the decrease of soil quality on terraces could be
explained by the combined effect of water erosion and consequente homogenisation by tillage.
Gebremedhin et al. (1999), Walle and Sims (1999), Stark et al. (1999), Poudel et al. (1999) and
Dercon et al. (2003) showed that soil fertility increases from the upper to the lower part of terraces,
especially concerning organic matter and nutrients. Roose (1986) found in Western Africa that small
contour ridges, made by vegetation and stones, were much more efficient than diversion terraces,
because the latter concentrated storm water in single channels, leading to erosion down slope. By
using the small ridges, the soil strata would be left untouched, which has a more positive effect on
infiltration than creating diversion terraces. These small contour ridges would also entrap sediment
and slowly let the slope evolve to a terraced slope after 4 to 10 years.
Construction, use and maintenance of terraces
If terraces are necessary to protect an area, a study should be carried out on the nature of the
soils. The location of natural drainage lines, low- lying areas, and sites suitable for constructing runoff
and storm water diversion drains should be recorded. Where runoff occurs in neighbouring areas,
whether along tracks or in gullies, should also be identified. Slope gradients, slope lengths, the
presence of rill erosion or gullies, and the location of roads and tracks should be noted. The obtained
information has to be used to choose the terrace type to be used. The optimal distance between terraces
on slopes with different gradient is not really known, as many researchers come up with different
recommendations (e.g. Monnier, 1955; Sobral Filho et al., 1980; Pundek, 1985; Ramos and Porta,
1997). For example, although 50% slope is usually considered a threshold for making terraces (Green,
1978), in Nepal terraces are made on slopes exceeding this limit and cultivation is practiced even on
100% slope by means of contour terracing (Shrestha et al., in press). As a result, however careful the
farmers are in maintaining the terraces, land degradation takes place on a yearly basis, e.g. erosion by
tunnelling in rice fields and slumping on steep terraced slopes (Shrestha et al., in press). A practical
guide for installing terraces that deals with issues such as slope steepness and terrace size is provided
by FAO (2000).
109
An alternative for constructing terraces, which requires a lot of work, time and material, is the
use of permanent vegetation barriers, whether or not combined with small contour ridges made by
stone or earth. These are strips of vegetation planted along the contour at certain intervals within the
main crop, and consist of perennial species that develop a dense cover capable of reducing the velocity
of runoff (Sobral Filho et al., 1980). They function essentially in the same way as bench terraces with
vegetation barriers.
An example of permanent vegetation barriers are contour hedgerows of nitrogen-fixing trees
or shrubs, which are recommended in Nepal by ICIMOD as an alternative for terraces (ICIMOD,
1998). These hedgerows are planted very closely together and food or cash crops grow in the alleys.
The hedgerows are spaced usually 3-6 metres apart, depending on the slopes, and are periodically
pruned to provide green manure or mulch and to prevent shading of the crops in the alleys.
Preliminary results show that contour hedgerows can function effectively as soil erosion barriers from
the second year of planting. Collected data indicate that, in the second year, soil loss is reduced with
approximately 75% and runoff is reduced approximately 20% compared to areas without hedgerows.
In addition, crop yields from areas with hedgerow plantations are higher than in control areas. Contour
hedgerows occupy about 15-20% of farming land, which is almost the same as that occupied by
terrace risers.
In ancient times, such hedgerows have been planted in many parts of the world to reduce the
effects of erosion. In South-Limburg these hedgerows slowly evolved to mature terraces, so called
‘graften’. The efficacy of these structures became very clear after removal due to land consolidation
and reallocation and modern farming. This meant that small-scale plots, which still existed in the
fifties and sixties, slowly merged into large agricultural fields. As a consequence, small hedges, trees
and shrubs growing on the edges of the ‘graften’ disappeared. Land use changed from a diverse mixed
agricultural/natural area to mainly maize, wheat and sugar beet. The combination of these agricultural
practices and heavy rainfall events resulted in huge erosion problems in the eighties (Kwaad, 1991;
Boardman et al., 1994). Tons of fertile soil were removed from the agricultural fields and were
deposited in lower parts of the landscape.
Soil erosion control by terracing is often found to be the most expensive soil conservation
practice. Therefore, terrace abandonment and terrace deterioration is nowadays observed more often.
In many cases there is a shortage of local labour, e.g. as illustrated by Inbar and Llerena (2000).
Mountjoy and Gliessman (1988) describe the example of the Cajete terrace system in Mexico. Cajetes
are small water reservoirs on the terrace plateaus. This system of collecting water and reducing soil
erosion has been in use since pre-Hispanic times (1000 B.C.). The success of the Cajete terrace
complex can be judged primarily by its longevity, but the use and maintenance of the Cajetes has been
gradually declining. Again, farmers attribute this decline to the rising cost of labour, but there are also
socio-economic factors. Many of the farmer's children have left the rural farm for higher paying jobs
thus leaving the Cajetes in disrepair. An increase of erosion has been observed in these traditional
farming systems, but this could also be attributed to tractors that have entered the fields and filled in
the Cajetes. As a result the complicated canal system which maintained the water runoff is disrupted.
Another example that illustrate the labour problem of terraces come from China. Ever since
the early 1950s hillside terracing had been greatly promoted by the Upper and Middle Yellow River
Administrative Bureau. There, the drawback to terracing is again its labour-intensive nature and the
relatively low productivity of the terraced plots. As most of the loess highland is only thinly populated,
it is not likely that terracing is still an effective means in implementing comprehensive erosion and
sediment control. Even in densely populated areas it is becoming increasingly difficult to mobilize
peasants to contribute their labour, with minimal compensation, to terrace the gully slopes (Leung,
1996).
As shown by the first example and by many other authors, abandonment of terraced land
could cause land degradation (excessive soil erosion, gully formation and landsliding, such as
slumping) due to deterioration of the terrace walls (Inbar and Llerena, 2000), which sometimes
collapse due to massive soil movement as shown by Lasanta et al. (2001). They also found a positive
correlation between the volume of small landslides occurring on deteriorated terraced lands and the
height of former terrace walls. However, without disturbances, abandoned terraces can also be
successfully colonized by vegetation, resulting in an increase of organic matter in the upper soil
110
horizon (Tatoni et al., 1994), which sometimes leads to efficient erosion control (Lasanta et al., 2001).
In contrast, Van Beek (2002) found that revegetation of former bench terraces in Spain led to
increased landslide activity on terraced slopes. He showed that the increase of the storage capacity of
the soil due to the vegetation cover overruled the moisture depleting effect of evapotranspiration and
rain interception. Therefore landslides on terraces were triggered during extreme rainfall events. These
examples show that terrace maintenance is important to prevent additional soil degradation. As a
result, farmers are not always enthusiastic about terraces.
A factor that adds up to the labour involved with terraces is that fertility and soil
characteristics may vary considerably on the upper part and the lower part of a terrace. Some authors
propose therefore to improve soil fertility by spreading nutrients on the upper part of terraces
(Stark et al., 1999; Dercon et al., 2003). David and Raussen (2003) propose to leave terrace
uncultivated for some years to improve soil characteristics, but then it is important to maintain a
permanent soil cover to prevent erosion.
Most present-day farmers in Guatemala view ancient terraces only as relics. They are mainly
concerned with surviving until the next year. Thereby, they view soil erosion as a problem over which
they have no control, so it does not concern them. This accounts for many farmers in the world, most
are logically more concerned with production than with conservation. Therefore, the challenge is to
develop conservation practices that are also productive.
Terracing in the future world
A short, but interesting contribution on the role of terracing in agriculture today and in the
future is written by Keirle (2002). He states that, in agricultural based societies in the third world,
terracing was not an optimal soil and water conservation practice from a socio-economic point of
view. It does not increase crop yield and it requires much labour. These issues were also raised by
Vogel (1988) and in the above mentioned examples of Mexico, Guatemala and China. This theme has
been extensively discussed at the workshop of the Soil and Water Conservation Society in March 1987
in Puerto Rico. One of the outcomes was that if soil and water conservation measures are to be applied
by farmers all over the world they have to offer short-term benefits. In the past, runoff was considered
the main cause of the erosion problem. Then terraces would be installed only if the consequences of
erosion were endangering production due to significant loss of the fertile top soil. In such cases runoff
was often stopped, but against a high price for the farmer, partly because the land had little remaining
productive potential left and partly because such works were ineffective without changes in land use
and management that addressed the true causes of the problem (Keirle, 2002). If unavoidable runoff is
expected to occur, terraces are very appropriate, but they should be used in accordance with other
good farming practices, which in turn have to rewarded by an increased yield, better food quality, and
thus more reasonable prices, or subsidies.
CONCLUSION
It may be concluded that terraces could considerably reduce soil loss due to water erosion if
they are well planned, correctly constructed and properly maintained. There are many examples
showing that terraces have to be maintained to prevent processes leading to land degradation such as
excessive soil erosion, gully formation and landsliding. There is a large variety of terrace types, each
adapted to certain landscapes with various slopes gradients, but all terraces can be divided in three
groups: bench terraces, contour terraces and parallel terraces. All of these three terrace types could be
effective regarding soil and water conservation, there is no such thing as the best terrace type, because
it all depends on local conditions. The most important aspect of terracing is that it has to be combined
with additional soil conservation practices, of which the most important one is the maintenance of a
permanent soil cover. This latter is especially needed on the foot slope of the terrace, because terraces
themselves could be easily eroded and they generally require a lot of maintenance and repair. Other
disadvantages are the disturbance of the soil strata during construction and considerable decline in soil
111
fertility in the first several years, considerable soil loss during construction. Hedgerows could be good
alternatives for terraces, which eventually work in the same way.
A very important point regarding terraces or any soil and water conservation practice is that
most farmers are more concerned with production than with conservation. Therefore the challenge is
to develop conservation practices that are also productive. The ancient farming techniques such as
terracing may provide a good basis for that, because far too often attempts have been made to
modernize or improve farming practices without looking at existing well established practices first
(Mountjoy and Gliessman, 1988). Unfortunately it has never been shown that terraces increase yield,
but it has been shown by many researchers that terraces could provide a basis for good farming that
aims to keep fertile soil resources in place and in a good productive state.
REFERENCES
AAFC, (1999), “Terracing potato fields saves soil”; Ministry of Agriculture and Agrifood Canada.
[online] URL: http://res2.agr.gc.ca/research-recherche/ann-dir/1999-2001/1x4x1_e.html
AASE, J.K.; PIKUL, J.L. Jr., (1995), “Terrace formation in cropping strips protected by tall
wheatgrass barriers”, Journal of Soil and Water Conservation 50(1): 110-112.
BEACH, T.; DUNNING, N.P., (1995), “Ancient Maya terracing and modern conservation in the Peten
rain forest of Guatemala”, Journal of Soil and Water Conservation 50(2): 138-145.
BERTOLINI, D.; GALETTI, P.A.; DRUGOWICH, M.I., (1989), “Tipos e formas de terraços”, In:
Simpósio sobre terraceamento agrícola, Campinas, SP. Anais. Fundação Cargill, Campinas: pp. 79-98.
BOARDMAN, J.; LIGNEAU, L.; DE ROO, A.; VANDAELE, K., (1994), “Flooding of property by
runoff from agricultural land in northwestern Europe”, Geomorphology 10(1-4): 183-196.
BOKHTIAR, S.M.; KARIM, A.J.M.; KHANDAKER M. H.; HOSSAIN, T.; EGASHIRA, K., (2001),
“Response of radish to varying levels of irrigation water and fertilizer potassium on clay terrace soil of
Bangladesh”, Communications in Soil Science and Plant Analysis 32(17-18): 2979-2991.
CARSON, B., (1992), “The land, the farmer, and the future: A soil fertility management strategy for
Nepal”, ICIMOD Occasional Paper 21, Kathmandu, Nepal.
CERDA-BOLINCHES, A., (1994), “The response of abandoned terraces to simulated rain” In:
Conserving soil ressouces – European perspectives. R.J. Rickson (ed.). CAB International, Cambridge,
UK: 44-55.
CHOW, T.L.; REES, H.W.; DAIGLE, J.L., (1999), “Effectiveness of terraces grassed waterway
systems for soil and water conservation: a field evaluation”, Journal of Soil and Water Conservation
54(3): 577-583.
CHRISTOPHERSON, G.L.; GUERTIN, D.P., (1995), “Soil erosion, agricultural intensification, and
Iron Age settlement in the region of Tall al-'Umayri, Jordan”, The Annual Meeting of the American
Schools of Oriental Research, Philadelphia, Pennsylvania. [online] URL: http://www.casa.arizona.edu
/MPP/Um_erosion/erosion_pap.html
DAVID, S.; RAUSSEN, T., (2003), “The agronomic and economic potential of tree fallows on
scoured terrace benches in the humid highlands of Southwestern Uganda”, Agriculture Ecosystems &
Environment 95:359-369.
DERCON, G.; DECKERS, J.; GOVERS, G.; POESEN, J.; SANCHEZ, H.; VANEGAS, R.;
RAMIREZ, M.; LOAIZA, G., (2003), “Spatial variability in soil properties on slow-forming terraces
in the Andes region of Ecuador”, Soil and Tillage Research 72: 31-41.
DRECHSLER, M.; SETTELE, J., (2001), “Predator-prey interactions in rice ecosystems: effects of
guild composition, trophic relationships, and land use changes – a model study exemplified for
Philippine rice terraces”, Ecological Modelling 137: 135-159.
112
FAO, (2000), “Manual on integrated soil management and conservation practices”, FAO Land and
Water Bulletin 8, Rome, Italy: 230 pp.
FFTC, (2004), “Soil conservation practices for slopelands”, Food and Fertilizer Technology Center.
[online] URL: http://www.agnet.org/library/abstract/ pt2001024.html
FRANTI T.G.; PETER, C.J.; TIERNEY, D.P.; FAWCETT R.S.; MYERS, S.A., (1998), “Reducing
herbicide losses from tile-outlet terraces”, Journal of Soil and Water Conservation 53(1): 25-31.
GALLART, F.; LLORENS, P.; LATRON, J., (1994), “Studying the role of old agricultural terraces on
runoff generation in a small Mediterranean mountainous basin”, Journal of Hydrology 159(1-4): 291303.
GEBREMEDHIN, B.; SWINTON, S.M.; TILAHUN, Y., (1999), “Effects of stone terraces on crop
yields and farms profitability: results of on-farm research in Tigray, northern Ethiopia”, Journal of Soil
and Water Conservation 54(3): 568-573.
GPA, (2004), “Sediment mobilization, upstream erosion and agriculture”, Global Programme of
Action for the Protection of the Marine Environment from Land-based Activities [online] URL:
http://www.fao.org/gpa/sediments/coastero.htm
GREEN, R., (1978) “The construction and management of bench terracing system in the hill areas of
Nepal”, His Majesty’s Government of Nepal, Integrated Watershed Management Torrent Control and
Land Use Development Project, Ministry of Forest, Department of Soil and Water Conservation,
Kathmandu, Nepal. 69 pp.
HAMDAN, J.; BURNHAM, C.P.; Ruhana, B., (2000), “Degradation effect of slope terracing on soil
quality for Elaeis guineensis Jacq. (oil palm) cultivation”, Land Degradation and Development 11:
181-193.
HANWAY, J.J.; LAFLEN, J.M., (1974), “Plant nutrient losses from tile outlet terraces”, Journal of
Environmental Quality 3(4): 351-356.
HARDEN, C.P., (1996), “Interrelationships between land abandonment and land degradation: A case
from the Ecuadorian Andes”, Mountain Research and Development 16(3): 274-280.
HATCH, T., (1981), “Preliminary results of soil erosion and conservation trials under pepper (Piper
nigrum) in Sarawak, Malaysia”, In: Soil Conservation: Problems and Prospects. R.P.C. Morgan (ed.).
John Wiley, Chichester, UK: 255-262.
IAPAR (Fundação Instituto Agronômico do Paraná), (1984), “10 anos de pesquisa: relatório técnico
1972-1982”, Londrina, PR, Relatório Técnico: 233 pp.
ICIMOD, (1998), “Bioterracing & soil conservation”, Issues in Mountain Development (1998/7).
ICIMOD. Kathmandu, Nepal. [online] URL: http://www.icimod.org.np/publications/imd/imd98-7.htm.
INBAR, M.; LLERENA, C.A., (2000), “Erosion processes in high mountain agricultural terraces in
Peru”, Mountain Research and Development 20(1): 72-79.
KARIM, A.J.M.S.; RAHMAN A.K.M.H.; EGASHIRA K.; HAIDER J., (1996), “Yield and water
requirement of boro rice grown on a clay terrace soil of Bangladesh”, Tropical Agriculture 73(1): 1418.
KASAI, M.; MARUTANI, T.; REID, L.M.; TRUSTRUM, N.A., (2001), “Estimation of temporally
averaged sediment delivery ratio using aggadational terraces in headwater catchments of the Waipaoa
river, North Island”, New Zealand. Earth Surface Processes and Landforms 26: 1-16.
KEIRLE, R. (2002), “Has terracing failed? Report University of Wales, UK. [online] URL:
http://www.bangor.ac.uk/~azs80f/556_Land-husbandry/2002-Assessments/Has%20Terracing %20Failed%20v2.doc
KIRBY, (2000), “Soil loss threatens food prospects”, BBC news, [online] URL: http://news.bbc.co.uk
/1/hi/sci/tech/758899.stm
113
KWAAD, F.J.P.M., (1991), “Summer and winter regimes of runoff generation and soil erosion on
cultivated loess soils (The Netherlands)”, Earth Surface Processes and Landforms 16, 653-662.
LASANTA, T.; ARNAEZ, J.; OSERIN, M.; ORTIGOSA, L.M., (2001), “Marginal lands and erosion
in terraced fields in the Mediterranean mountains”, Mountain Research and Development 21(1): 6976.
LEUNG, G.Y., (1996), “Reclamation and Sediment Control in the Middle Yellow River Valley”;
Water International 21(1): 12-19.
LI, Y.; LINDSTROM, M.J., (2001), “Evaluating soil and quality-soil redistribution relationship on
terraces and steep hillslope”, Soil Science Society of American Journal 65:1500-1508.
MIZUYAMA, T.; UCHIDA, T.; KIMOTO, A., (1999), “Effect of hillside works on granite slopes;
terracing and planting”, In: Ground and water bioengineering for erosion control and slope
stabilization. IECA, manila, The Philippines: 190-196.
MONNIER, G. (1955), “Les terrasses à lit en pente pour l’interception et l’évacuation des eaux”,
Fruits 10(7): 278-283.
MORGAN, R.P.C., (1986), “Soil erosion and conservation”, Longman Group UK Ltd., Essex: 295 pp.
MOUNTJOY, D.C.; GLIESSMAN; S.R.; (1988), “Traditional management of a hillside
agroecosystem in Tlaxcala, Mexico: An ecologically based maintenance system”, American Journal of
Alternative Agriculture 3: 1-10.
NRCS, (2004), “Terracing. NRCS Field Office Technical Guide”. [online] URL: http://www.abe.msstate.edu
/Tools/csd/NRCS-BMPs/pdf/water/erosion/terracing.pdf
PIPKIN, B.W.; TRENT, D.D., (1997), “Geology and the environment”, West Publishing Company,
Belmont: 522 pp.
POUDEL, D.D.; MIDMORE, D.J.; WEST, L.T., (1999), “Erosion and productivity of vegetable
systems on sloping volcanic ash-derived Philippine soils”, Soil Science Society of America
Journal 63: 1366-1376.
POULTNEY, R.; RILEY, J.; WEBSTER, R. (1997), “Optimizing plot size and shape for field
experiments on terraces”, Experimental Agriculture 33(1): 51-64.
PUNDEK, M.O., (1985), “Manual de conservação do Solo”, ACARESC, Florianópolis: 23 pp.
QUINE, T.A.; WALLING, D.E.; ZHANG, X., (1999), “Tillage erosion, water erosion and soil quality
on cultivated terraces near Xifeng in the Loess Plateau, China”, Land Degradation and Development
10: 251-274.
ROOSE, E., (1986), “Terrasses de diversion ou microbarrages perméables ? Analyse de leur efficacité
en milieu paysan ouest-africain pour la conservation de l’eau et des sols dans la zone soudanosahélienne”, Cahiers ORSTOM, Série Pédologie, 22(2): 197-208.
RUECKER, G.; SCHAD, P.; ALCUBILLA, M.M.; FERRER, C., (1998), “Natural regeneration of
degraded soils and site changes on abandoned agricultural terraces in Mediterranean Spain”, Land
Degradation and Development 9: 179-188.
RUFINO, R.L., (1989, “Terraceamento”, In: Manual Técnico do Subprograma de Manejo e
Conservação do Solo, Curitiba. Secretaria da Agricultura e do Abastecimento, Paraná: pp. 218-235.
SCHOTTMAN, R.W.; WHITE, J., (1993), “Choosing terrace systems. Agricultural publication
G1500”, Department of Agricultural Engineering, University of Missouri-Columbia. [online] URL:
http://muextension.missouri.edu/explore/> agguides/agengin/g01500.htm
SCHUMAN, G.E.; SPURNER, R.G.; PIEST, R.F., (1973), “Phosphorus losses from four agricultural
watersheds on Missouri Valley loess”, Soil Science Society of America Proceedings 37(3): 424-427.
114
SHRESTHA, D.P.; ZINCKA, J.A.; VAN RANST, E. (In press), “Modelling land degradation in the
Nepalese Himalaya”. In press in Catena.
SKINNER, B.J.; PORTER, S.C., (1995), “The dynamic earth, an introduction to physical geology”,
(3d Edition), New York, John Wiley and Sons, 567 pp.
SOBRAL FILHO, R.M.; MADEIRA NETO, J.; FREITAS, P.L.; SILVA, R.L.P. (1980), “Práticas de
conservação de solos (EMBRAPA-SNCLS, Miscelânea, 3)”, EMBRAPA-SNCLS, Rio de Janeiro:
88 pp.
STARK, M.; GARRITY, D.P.; JUTZI, S.C., (1999), “In: Ground and water bioengineering for erosion
control and slope stabilization”, IECA, manila, The Philippines: 152-156.
SUTIKTO, T.; CHIKAMORI, K., (1993), “Evaluation of Philip’s infiltration equation for cultivated
upland terraces in Indonesia”, Journal of Hydrology 143(3-4): 279-295.
TATONI, T.; MAGNIN, F.; BONIN, G.; VAUDOUR, J., (1994), “Secondary successions on
abandoned cultivation terraces in calcareous Provence. I – Vegetation and soil”, Acta Oecologica
15(4): 431-447.
TEMPLE, P.H. (1972), “Measurements of runoff and soil erosion at an erosion plot scale with
particular reference to Tanzania”, Geografiska Ann. 54-A: 203-220.
TERNAN, J.L.; WILLIAMS, A.G.; ELMES, A.; FITZJOHN, C., (1996), “The effectiveness of benchterracing and afforestation for erosion control on Rana sediments in Central Spain”, Land Degradation
and Development 7: 337-351.
USDA Soil Conservation Service, (1980), “Save soil with terraces”, Des Moines.
VAN BEEK. L.P.H., (2002), “Assessment of the influence of changes in land use and climate on
landslide activity in a Mediterranean environment”, NGS 294, KNAG/University of Utrecht, Utrecht,
The Netherlands: 363 pp.
VAN DIJK, A.I.J.M.; BRUIJNZEEL, L.A., (2003), “Terrace erosion and sediment transport model: a
new tool for soil conservation planning in bench-terraced steeplands”, Environmental Modelling &
Software 18: 839-850.
VOGEL H., (1988); “Deterioration of a mountainous agro-ecosystem in the Third World due to
emigration of rural labour”, Mountain Research and Development 8: 321–329.
WALLE, R.J.; SIMS, B.G., (1999), “Fertility gradients in naturally formed terraces on Honduran
hillside farms”, Agronomy Journal 91(2): 350-353.
WHEATON, R.Z.; MONKE, E.J., (2001), “Terracing as a `Best Management Practice' for controlling
erosion and protecting water quality”, Agricultural Engineering 114, Purdue University. [online] URL:
http://www.agcom.purdue.edu/AgCom/Pubs/AE/AE-114.html
115
AN OVERVIEW OF THE USE OF SOIL
BIOENGINEERING IN NORTHEASTERN BRAZIL
HOLANDA, F.S.
Associate Professor, PhD, Universidade Federal de Sergipe, Departamento de Engenharia
Agronômica, Av. Mal. Rondon, s/n, Jardim Rosa Elze, São Cristóvão, Sergipe, Brazil, CEP.
49.100.000 ([email protected])
SUTILI, F.J.
Associate Professor, Universidade Federal de Santa Maria, Brazil ([email protected])
ROCHA, I.P.
Forest Engineer, PhD student, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Brazil
([email protected])
FILHO, R.N.
Forest Engineer, PhD student, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Brazil
([email protected])
BELARMINO, A.H.
Forest Engineering student, Universidade Federal de Sergipe, Brazil ([email protected])
CRUZ, J.F.
Forest Engineering student, Universidade Federal de Sergipe, Brazil ([email protected])
ABSTRACT
This paper presents an overview of the use of soil bioengineering techniques or natural
engineering used in the state of Sergipe, northeastern Brazil, and shows the importance of the presence
of living and inert elements in the physical protection of slopes against the effects of river bank
erosion. This paper covers aspects ranging from the characterization to the use of biotechniques,
encompassing areas such as phytosociology, geomorphology, geotechnology, erosion, landslides and
etc. This approach considered those interdisciplinary techniques and methodologies that address
different kinds of applications to maximize synergies (the case of combined natural engineering
techniques where the combination of inert material allows plants to install systems that are
increasingly more efficient), with lower maintenance costs than systems that are merely inert or
merely based on the use of plants and adaptation to the natural conditions of stability of the used
materials. Our research actions at different locations sought out innovative technique studies that
consider material availability and local adaptation, as well as identification of the species suitable for
the ecological conditions of the diverse environments in northeastern Brazil, considering the size and
range of technological, ecological, economic and aesthetic objectives. Along the Lower São Francisco
River margin, slope stabilization is primarily made possible by the recovery of the riparian vegetation
and, as a consequence of erosion control, is expected to lower the sedimentation rate translated in the
form of decreased river siltation.
Keywords: Erosion, biotechniques, environmental degradation.
INTRODUCTION
The construction of dams and formation of large reservoirs, and their operation, has resulted in
changes in the patterns and characteristics of flows from hydroelectric plants. The sudden change in
water regime and the behavior of their discharge and transport of river sediments with regulated flow,
like the São Francisco River located in northeastern Brazil, have contributed to a strong imbalance,
causing negative environmental impacts across valleys, especially in its lower course, which presents
greater hydroenvironmental vulnerability, leading to accelerated river bank erosion.
116
As long as a new hydrosedimentological regime is established, a new morphodynamic
behavior in the river is also induced, considered as the primary erosion responsible for bank erosion
and dissemination of erosion spots. In the case of rivers with braided channels, such as the São
Francisco River, it is noticeable that these channels subdivide and meet randomly, separated by banks
and sandbars and, due to their weak resistance, the margins are quickly attacked by erosion (Figure 1).
Figure 1 - Lower São Francisco River and its channel changes with sandbars.
The triggering of erosion and sedimentation are evidence of the complex readjustment of
channel morphology in search of a new dynamic equilibrium, and this requires studies of the
mechanisms of slope destabilization at the margin of the Lower São Francisco, as studied by
Holanda et al. (2007) (Figure 2), formulated from observation of different behaviors of the soil layers
of slopes in relation to erosion on the river bank.
Figure 2 - Margin retreat of the Lower São Francisco River from 1975 to 2005 promoted by river
bank erosion. Source: Holanda et al., (2007)
The distribution of bank erosion may vary markedly from one point to another of the margin
because of varying morphological and sedimentological slope characteristics. In addition, the
incidence angle of flow at the margin often varies from one location to another due to the route of the
river channel formation. It was observed that, where the clash occurs perpendicularly, large landslides
originate, causing rapid retreat of the margin line; and when the current is parallel, predominantly
small landslides occur, causing minor retreats. It was noted that the retreat of the margin is variable,
ranging from 309.15 m (longest distance) to 12.26 m (shortest distance) over a period of 30 years
(Holanda et al., 2007).
A major cause of the Lower São Francisco River bank erosion is the ebb and flow between the
aquifer and the river channel during oscillation of hourly water levels, determined by the volume of
water released by the Xingó hydroelectric plant, which varies the demand for energy (Holanda et al.,
2009). The water level dayly variation tends to produce ebbs and flows. In the stage of rising water
117
level, a hydraulic gradient develops in the direction of the river channel into the material of the
margin. During the lowering of water level, a large groundwater flow is produced at the base of the
slope, making the marginal slopes more susceptible to landslides and to the frequent collapse of their
tops. The movement of groundwater towards the river can generate seepage at points of upwelling
groundwater and may be accompanied by the transport of fine soil particles (known as erosion or
underground piping). This type of particle removal has become an important factor undermining and
destabilizing the base of the river bank, thus contributing to the occurrence of bank erosion (Bandeira
et al, 2012).
The tendency to carryover soil particles by the water flow is greater in soils without cohesion,
such as those dominated by a fine sand fraction. As a result of this process, the base of the slope
reaches a state of imbalance without erosion resistance. On the other hand, increasing the flow of a
river enhances the speed of the river flow and the transport capacity of the river, and therefore,
generally, the concentration of suspended transported sediments as a direct relation to the flow. Thus,
the river bank spillover or washing at the beginning of the rainy season or in peak flows causes an
increase in concentrations both in suspension and in transportation bedside (Oliveira, 2003).
Still, the impact of waves on the river bank is a relevant component in the erosion processes of
the Lower São Francisco River banks, especially when the angle of the incidence of the wave is
parallel to the shore. In this stretch of the São Francisco River, a specific form of joint action between
waves and river current occurs, and this interaction results in the formation of banks with a
morphology characterized by a concave curve wherein the highest retreat rates occur. The wave fronts
arise from the east, explained by the resultant vector, which indicates the predominance of winds from
that direction (40%) and redirected to the south or southwest due to the resistance of the river flow
(Figure 3).
Natural waves are responsible for eliminating large volumes of the eroded soil, resulting in
changes in the river geomorphological pattern, promotion of the deposition of sediments in its bed and
formation of zones with increasing sandbars.
Figure 3 - Topo/bathymetry showing the wind compass of prevailing winds an
reorientation of the wave front, and the thalweg (dashed line) of a
concave river bank.
The erosive effects from the most intense flows of the thalweg are greater when it is closer to
the bank, which is the zone of greatest turbulence having higher flow velocities and greater
accumulation of energies that promote landslides.
RIVER BANK EROSION DEVELOPMENT
The height, geometry and structure of the bank, the mechanical properties of the material that
compose the river margin, the hydrological characteristics of the flow near the margins and the
climatic conditions are some of the many factors that affect river bank erosion (Thorne , 1981).
118
Several soil attributes are important for characterization of the susceptibility to erosion, such
as the association between cohesion, friction angle of solid particles and soil void rate, resulting in
shear strength (Braida et al., 2007), defined by Silva and Cabeda (2005) as the maximum shear stress
that the soil can withstand without rupture. The void ratio expresses the ratio between the volume of
voids and the volume of soil solids (Caputo, 1988). The shear strength can have three different origins:
the first by effect of a natural cement coalescing soil particles together (organic matter and oxides of
Al and Fe), the second by effect of a possible linkage between the particles, by proximity of each
other, related to the void rate, and the third by effect of capillary pressure on the interstitial water when
the soil undergoes a stress rupture. It is influenced by the shape and distribution of soil particles,
structure, density, water content, type of clay mineral, type and amount of cations and forces of
repulsion and attraction between particles (McCormack and Wilding, 1979; Thorne, 1981;
Braida et al., 2007).
During recent slope studies of the São Francisco River banks, it was found that the void ratio
of samples showed variations in different tensions (Table 1) with values near 1.0 when the soil volume
solids were approximately equal to the volume of voids. Proportionately, the degree of saturation
showed the same behavior; that is, the lower the void rate, the larger the voids filling with water. The
different behavior between samples is noticeable on river banks composed by alluvial soils, which
demonstrates the variability both vertically and horizontally. Samples 1 and 3 showed distinct void
ratios. Sample 1 showed the highest void ratio, with a value of 0.84 for soil classification as soft and
porous, justifying the lowest density of particles found.
Table 1 - Physical and mechanics properties of soil samples submitted to shear stress under tensions of 50,
100, 150 and 200 kPa.
Sample
Tension
kPa
Particle
Density
g cm-
Soil Void
Rate
Saturation
Degree
Moisture
%
%
%
0.82 b
0.84 b
0.78 b
0.76 b
0.67 ab
0.68 ab
0.72 ab
0.75 ab
0.53 a
0.68 a
0.70 a
0.73 a
8.25
62.9 b
58.9 b
60.8 b
56.9 b
84.8 ab
83.2 ab
87.4 ab
79.3 ab
97.9 a
94.5 a
85.5 a
82.6 a
6.23
19.51 b
18.85 b
18.2 b
16.54 b
21.63 ab
21.6 ab
24.06 ab
22.79 ab
19.64 a
24.34 a
22.60 a
22.62 a
7.16
3
1
2
3
50
100
150
200
50
100
150
200
50
100
150
200
CV (%)
1.448 b
1.428 b
1.472 b
1.490 b
1.578 ab
1.567 ab
1.530 ab
1.502 ab
1.737 a
1.580 a
1.564 a
1.541 a
3.83
Means followed by same lowercase letters in the columns do not differ
significantly by the Tukey test (P ≤ 0.05).
The variation in the degree of soil saturation influences the behavior of the conditions found in
the field, at different levels of humidity. This is a consequence of river current clashes at different
frequencies, tensions and load levels, and develops cyclical and random variations in mechanical and
geotechnical soil behavior influencing the degree of slope stability.
Along river banks, considering the region of the Lower São Francisco, specifically in the
irrigated area called Cotinguiba-Pindoba, the mechanisms of slope failures are associated with the soil
mechanical behavior and the subsurface-established water flow. Then, slope instrumentation was
needed to identify the agents, causes and conditions that operate in the existing or potential
119
destabilization process, to obtain data from the surface and underground as well as mass movements
observed on the slopes.
At the points where the main flow channel is adhered to the margin, the current speed
increases substantially, causing turbulence in the flow, increasing the erosive current power, mainly on
the concave bank. The cohesive sediments are more resistant to surface erosion, having low
permeability, which also reduces the negative effects of subsurface aqueous flows in slope stability.
However, when they suffer undercutting and/or become saturated, soil mass movements occur
frequently, such as landslides and falling block (Figure 4). The undercutting is caused by the action of
waves between the basal level and loamy sands overlap, which generates the opening of failure in this
layer, producing blocks that fall and break down into smaller ones that reach the lower parts of the
bank.
Figure 4 - Riverbank undercutting and failure along the Lower São Francisco (36° 47' 28.6" W and 10°
13' 40.8" S).
RIVER BANK EROSION MITIGATION
On slopes of large, medium or small rivers, erosion control assumes peculiarities that must
consider geomorphological, geotechnical and social factors of the manner of use and occupation of
these areas by the local people. Generally, one needs to reconcile the empirical knowledge of the
technology from the areas of civil engineering or soil bioengineering in order to promote the adequate
stabilization of margins.
Recovering the banks of a watercourse under erosion processes is rather complex due to the
hydrosedimentological dynamic, especially along cleared river margins with little cohesive soil, where
the erosion process is faster. Preliminary work is of great importance in view of the sustainability of
the techniques to be implemented.
The quantification of the erosion process is necessary and is an indispensable tool in
performing a diagnosis of its progress, as well as serving as input to the discussion of mitigation
measures to be implemented on the river bank and policies aimed at solving or minimizing problems .
As an example of the implemented actions in large rivers, erosion control has been worked
since the 1980’s with riprap along the banks of the São Francisco River (Figure 5). Regardless of the
performance of public agencies in erosion control, the riverine population concerned with the
advancement of the river water on their lands has struggled to mitigate the degradation processes with
solutions using low cost materials of everyday use. Some of the materials used have been coconut
straw, bags of sand, rubber tire inner tubes and used tires. Although these attempts have sought to
solve a problem that requires an immediate solution, it is important to highlight their environmental
risks.
120
Figure 5 - Riprap and other empirical erosion control actions adopted by the riverine population.
In the implementation of riprap, which are massive stones, steps are observed in the execution
of the smoothing of the river bank and subsequent coating with rocky material with a particle size
scaled to absorb the impact of the waves. As a mitigation measure, riprap has been adopted at the
points where there is loss of area in the border as an emergency measure to contain river slope erosion.
It is important to highlight that the adoption of border protection through unique construction of a
layer of rocks, even if guided by an engineering project, may not be a lasting solution because of the
possibility of collapse of this device from the eventual appearance of erosion in the bank-toe,
resulting from the river dynamic.
The use of hard structures to protect against the oscillation range of the water level, like riprap
and gabions, although efficient in many cases, makes the margins artificial and directly affects the
river ichthyofauna that uses the slope area for food, shelter or reproduction (Petts, 1987). Moreover, it
is an expensive engineering technique usually tied to public policies to revitalize watersheds. Indeed,
biologically active elements can be conjugated to inert elements such as rocks, concrete, wood, metal
alloys, natural and synthetic polymers, among other geotextiles (Schieltz & Stern, 1996), making up
the soil bioengineering. These biotechnical methods stand out as facilitators of the development of
riparian vegetation as well as efficient tools to decrease the rate of erosion and subsequent corrasion
undermining the base of the slope margin (Coelho, 2008; Holanda et al., 2008). Corrasion is
commonly defined as the mechanical abrasion by friction generated by the turbulence of water loaded
with solid particles, with subsequent undermining of the base of the slope.
The conservation/slope stabilization is understood as a well suited way for restoration of
riparian vegetation, since it proposes to ensure slope stability and prevent the accelerated dynamics of
the relationship of erosion/sedimentation. However, the best results occur when combined with
solutions that address rapid slope erosion, which are easy to implement and correct from the ecological
point of view, such as through soil bioengineering (Durlo & Sutili, 2005). This raises the possibility of
using an abundant raw material in the area of deployment of these techniques, to test solutions which
can be economically justified and which have been proven by experimental tests.
In this context, and again, to choose or develop a recovery model is interesting when gathering
information on soil, hydrology, fluvial geomorphology, geotechnology, remnants of native vegetation,
land use, history of human occupation and empirical knowledge of the local area (Sweeney and
Czapka, 2004; Nunes and Pinto, 2007), in addition to considering natural processes of ecological
succession (Testoni, 2010). Accordingly, on the banks of the São Francisco River or the Paramopama
River, also located in the state of Sergipe, Brazil, floristic surveys and identification and monitoring of
previous erosive processes were conducted, associated with the local hydrology, for the deployment of
soil bioengineering techniques.
Along the Lower São Francisco River, Holanda et al. (2005) performed an extensive floristic
survey of riparian vegetation, identifying families and species as well as their growth habits (Table 2).
Also, direct contact with the local population was developed to collect information on endemic species
or others that are not found locally anymore. Most of these riparian vegetation remnants are an
extension of the Atlantic rain forest, which used to cover 100 million hectares along the Brazilian
Atlantic Coast, but is now reduced to isolated patches. In the state of Sergipe, the Atlantic rain forest,
which includes part of the riparian remnants, is characterized mostly by secondary forest. Records on
121
local biodiversity are valuable for planning the recovery of riparian vegetation in that basin and have
guided the selection of species for biotechnological use.
Table 2 - Species of the riparian cover along the Lower São Francisco River banks, in Sergipe State,
northeastern Brazil.
Family
Specie
Combretaceae
Araceae
Terminalia catalpa L.
Montrichardia linifera
Schott
Annona cacans
Oryza sativa L.
Annonaceae
Graminae
Growth
Habit
Tree
Aquatic
Family
Specie
Rubiaceae
Moraceae
Anisomeris sp
Ficus eximia
Growth
Habit
Shrub
Tree
Tree
Mimosaceae
Inga edulis
Tree
Herbaceous Rubiaceae Genipa americana
Tree
L.
Pontederiaceae
Eichornia crassipes
Aquatic
Rhamnaceae Zizyphus joazeiro
Tree
Mart.
Fabacea
Dalbergia ecastophyllum
Shrub
Ciperaceae Eleocharis elegans Aquatic
(I.) Taub.
Anacardiaceae
Spodias dulcis
Tree
Chrysobalanac Couepia impressa
Tree
eae
Anacardiaceae Anacardium ocidentale L.
Tree
Anacardiaceae Mangifera indica
Tree
Mimosaceae
Mimosa sp
Shrub
Passifloraceae
Passiflora sp
Liana
Mirtaceae
Eugenia sp
Tree
Flacourtiaceae Casearia sylvestris
Shrub
Caesalpinoidea
Cassia fistula L.
Tree
Convolvulacea Ipomoaea fistulosa Herbaceous
e
Mart
Poaceae
Bambusa vulgaris
Aquatic
Rosaceae
Licania humilis
Tree
Caesalpinoidea Caesalpinea pyramidalis
Tree
Piperaceae
Piper arborium
Shrub
Tull
Aubl.
Meliaceae
Cedrela fissilis
Tree
Moraceae
Cecropia
Tree
pachystachya
Arecaceae
Cocos nucifera
Tree
Rubiaceae
Guettarda
Shrub
angelica
Bignoniaceae Tabebuia caraiba Mart.
Tree
Myrtaceae
Psidium sp
Shrub
Source: Holanda et al. (2005)
The effectiveness and durability of a work of soil bioengineering are directly related to the
choice of plant species to be used in this intervention. The use of less fit species can lead to instability
in built structures. Another issue that has received much attention, beyond the identification of native
species, is the study of the most suitable methods of propagation that can ensure rapid growth with
development of deep root systems that develop beyond the surface of slope failure, contributing to
increased shear strength by increasing the cohesion of the soil and thus strengthening erosion control.
With regards to vegetative propagation, taking live cuttings from a matrix plant to grow new plants is
one of the most widespread propagation methods of forest species and also seedlings of species like
Vetiver grass (Chrysopogon zizanioides (L.) Roberty) (Figure 6). For the propagation of vegetative
material, Holanda et al. (2012) selected three vigorous trees from the species Schinus terebinthifolius
Raddi, Spondias lutea L., Inga marginata Wild, Tapirira guianensis Aubl, Lonchoncarpus sericeus
(Poir.) DC, Mimosa caesalpiniaefolia Benth and Genipa americana L. to test some species cuttings to
be used in soil bioengineering projects. The material was taken from the basal portion of the
individuals, and the cuttings were prepared without leaves, with lengths between 15 and 20 cm and
diameters between 0.5 and 1.5 cm.
122
Figure 6 - Plant propagation used in soil bioengineering techniques in northeastern Brazil.
The biotechnical potential of Vetiver grass species lies in the resilience of its roots to the
forces of traction and cutting, the resilience to strong mechanical stress and the ability to create a
structured soil, giving it a greater capillarity and permeability. According to Hengchaovanich (1998),
Vetiver roots exhibit a tensile strength of 75 MPa and offer a large increase in shear strength which is
between 6 and 10 kPa per kg of roots per m³ of soil, compared to values between 3.2 and 3.7 kPa per
m³ of soil for tree roots.
To evaluate the contribution of roots to soil shear strength, it is necessary to consider the soilroot interaction. According to Silva and Cabeda (2005) for a soil-root system, the roots can be treated
as flexible and elastic elements, of relatively high resistance, inserted in the ground so as to increase
the resistance against possible slope landslides.
SOIL BIOENGINEERING
BRAZIL
TECHNIQUES
IN
NORTHEASTERN
Soil bioengineering in Sergipe was introduced in 2005 as a tool to decrease the rate of erosion,
through corrasion. These erosive processes quite common on the São Francisco River banks demanded
previous studies for their better understanding associated with their monitoring, which occurred from
1998 to 2004. Riprap as an erosion control technique was frequent and by that time was claimed to be
the only tested solution in those hydroenvironmental conditions.
The pioneering experimental studies with soil bioengineering were run on vertical slope
originally 120 m long and, on average, 10 m wide, comprising 1,200 m2 (10° 13' 44.1" S, 36° 46' 11.8"
W and 10° 13' 44.4" S, 36° 46' 09.3" W), using geotextiles made of 100% coconut fiber with
photodegradable polypropylene (Figure 7), in an alluvial soil with very low cohesion, low shear
strength, low friction angle (17-25°), and Factor of Safety (FS) less than 1.0, classified as unstable,
favorable to collapse by shear.
Figure 7 - Erosion control on the São Francisco River bank using soil bioengineering techniques in 2005.
The slope without the protection of soil bioengineering techniques was very eroded and with
quite altered transverse profiles, mainly from the action of shock waves at the base of the slope leading
to verticalization of the margin (Figure 8). The absence of physical protection affected the slope,
123
changing its profile from September 2004 to March 2005 (Holanda et al., 2008). This has, in turn, led
to frequent soil mass movements with large blocks falling from the bank-toe, promoted by shear.
Figure 8 - Multi-temporal behavior of the river banks without erosion control (a) and with soil
bioengineering techniques (b). Source: Holanda et al. (2008).
In the continued use of biotechnology, further studies have been developed, always with the
combination of geotextiles with other forms of protection of the slope-toe, as the gabion, structure in
the shape of a rectangular box with a thickness varying between 0.17 m and 0.30 m, made with a
hexagonal mesh network of reinforced galvanized wire, and its interior filled with non-friable stone.
This form of slope base protection was used in protecting the river bank of the São Francisco (Figure
9), and likewise in restoration of the Paramopama River bank.
Figure 9 - Use of riprap and gabion as toe protection and geotextiles on the river banks of São Francisco
and Paramopama rivers.
The importance of living and inert elements is noticeable for river bank protection against the
effects of bank erosion. Geotextiles have helped to stabilize the slope and showed efficiency in
controlling bank erosion during the study period. The small bank lowering from the top of the slope is
closely related to the physical protection offered by the elements of soil bioengineering on the lower
third of the slope, reducing the mass of soil eroded into the river channel. Predominantly in places
where the geotextiles were still in good condition, we observed soil stabilization of the margin that
allowed for the development of arborous species propagated by seed dispersal and also for the
proliferation of other native herbaceous species.
The choice for the use of geotextiles along the Lower São Francisco River as well as along the
Paramopama River has been motivated by those advantages such as immediate protection against soil
erosion, programmable degradation and provision for fast revegetation. The use of plastics and natural
or synthetic fibers is applied to the soil surface to favor the protective effect of vegetation, providing
lateral soil reinforcement and the formation of a layer composed of geotextile-soil-root that acts as a
surface blanket.
124
CONCLUSIONS
The soil bioengineering presents itself as very effective methods in erosion control because it
can promote the strengthening of the riverbank without complex structural calculations, and allows the
use of raw available material in the region geotextiles manufacturing process such as coconut fiber,
sisal (Agave sisalana Perr.), etc. The limitations lie in the fact that these techniques, which enables the
development of the riparian vegetation as, by protecting the slope performs its stabilization cannot be
implemented in any situation.
Steep slopes, or even very high, as the particle size distribution of low cohesion, may limit the
use of the technique. Concave margins in the higher flows of water in the river channel presents very
close margin, resulting from the natural dynamics of the river, stand as another important factor
limiting the adoption of this technique. Otherwise, in environmentally sensitive locations, where
preservation of scenery or wildlife habitat may be critical, soil bioengineering can offer more
environmentally compatible solutions. More importantly, is sensitive or remote sites, these measures
not require the long-term maintenance, thereby creating fewer disturbances.
It seems that the motivation to the adoption of soil bioengineering techniques mostly comes
from practitioners, and consequently it will take time and the participation of the public authorities,
users and communities until these techniques will be recognized with its remarkable technical and
environmental importance on the recovery of the ongoing eroded streambanks.
REFERENCES
BRAIDA, J. A.; REICHERT, J. M.; REINERT, D. J.; SOARES, J. M. D., (2007). “Coesão e atrito
interno associados aos teores de carbono orgânico e de água de um solo franco arenoso”, Ciência
Rural, 37(6), 1646-1653.
BANDEIRA, A. A; HOLANDA, F. S. R.; CASADO, A. P. B.; ARAÚJO FILHO, R. N., (2012),
“Influência do fluxo e refluxo do aquífero na evolução do processo erosivo na margem do rio São
Francisco”, Magistra, 24 (2), 123-129.
CAPUTO, H.P., (1988), “Mecânica dos solos e suas aplicações: fundamentos”, Livros Técnicos e
Científicos, Rio de Janeiro, 234p.
COELHO, A. L. N., (2008), “Geomorfologia fluvial de rios impactados por barragens”, Caminhos de
Geografia, 9(26), 16-32.
DURLO, M. A.; SUTILI, F. J., (2005), “Bioengenharia: Manejo biotécnico de cursos de água”, EST
Edições, Porto Alegre, 189p.
HENGCHAOVANICH, D., (1998), “Vetiver Grass for Slope Stabilization and Erosion Control”,
Tech. Bull. No. 1998/2, PRVN / ORDPB, Bangkok, Thailand.
HOLANDA, F. S. R.; SANTOS, C. M.; CASADO, A. P. B.; BANDEIRA, A. A.; OLIVEIRA, V. S.;
FONTES, L. C.; ROCHA, I. P.; ARAUJO FILHO, R. N.; GOIS, S. S.; VIEIRA, T. R. S., (2007),
“Análise multitemporal e caracterização dos processos erosivos no Baixo São Francisco Sergipano.”
Rev. Bras. de Geomorfologia, 8(2), 85-94.
HOLANDA, F. S. R. ; ROCHA, I. P.; OLIVEIRA, V. S., (2008), “Estabilização de taludes marginais
com técnicas de bioengenharia de solos no Baixo São Francisco”, Rev. Bras. de Eng Agrícola e
Ambiental, 12,570-575.
HOLANDA, F. S. R.; BANDEIRA, A. A.; ROCHA, I. P.; RIBEIRO, L. F.; ARAÚJO FILHO, R. N.;
ENNES, M. A., (2009), “Controle da erosão em margens de cursos d água: das soluções empíricas à
técnica da bioengenharia de solos”, RA' EGA, 17, 93-101.
125
HOLANDA, F. S. R.; SANTOS, L. G. C.; SANTOS, C. M.; CASADO, A. P. B.; PEDROTTI, A.;
RIBEIRO, G. T., (2005), “Riparian vegetation affected by bank erosion in the Lower São Francisco
River, Northeastern Brazil.” Rev. Árv. , 29 (2), 327-336.
MCCORMACK, D. E.; WILDING, L. P., (1979), “Soil properties influencing strength of Cranfield
and Geeburg soils”, Soil Sci Soc Am J, (43), 167-173.
NUNES, F.P.; PINTO, M.T.C., (2007), “Produção de serapilheira em mata ciliar nativa e reflorestada
no alto São Francisco, Minas Gerais”, Biota Neotropica, 7, (3),97-102.
OLIVEIRA, A. M de., (2003), “Estudo Hidrodinâmico Sedimentológico do Baixo São Francisco,
Estuário e Zona Costeira Adjacente (AL/SE)”, Uni. Fed. Alagoas.
ORTIGÃO, J. A. R., (1993), “Introdução à Mecânica dos Solos dos Estados Críticos”, Livros
Técnicos e Científicos, Rio de Janeiro.
PETTS, G. E., (1987), “Time-scales for ecological change in regulated rivers”, In: Craig, J. F.;
Kemper, J. B. (eds), Regulated streams, Advances in ecology, Plenum, New York, 257- 266.
SCHIELTZ, H. M.; STERN, R., (1996), “Ground bioengineering techniques for slope protection and
erosion control”, Oxford: Blackwell Science, 186p.
SILVA, A. J. N.; CABEDA, M. S. V., (2005), “Influência de diferentes sistemas de uso e manejo na
coesão, resistência ao cisalhamento e óxidos de Fe, Si e Al em solo de tabuleiro costeiro de Alagoas”,
Rev. Bras. Ciênc. Solo, 29(3), 447-457.
SWEENEY, B. W.; CZAPKA, S. J., (2004), “Riparian forest restoration: why each site needs an
ecological prescription”, Forest Ecology and Management, 192, 361 – 373.
TESTONI, A. J., (2010), “A importância da topografia na recuperação de áreas degradadas”, Unoesc
& Ciência – ACET, 1(1), 21-30.
THORNE, C. R., (1981), “Field measurements of rates of bank erosion and bank material strength”,
Erosion and Sediment Transport Measurement Symposium, Florence, 503-512.
126
INVESTIGACIONES EN LA PARTE VIVA Y
ESTRUCTURAL DE LAS INTERVENCIONES
DE
BIOINGENIERÍA
CORNELINI, P.
Associazione Italiana Ingegneria Naturalistica AIPIN Via Scandriglia 7, 00199 Roma Italia
([email protected])
RESUMEN
Se presentan los resultados del control post obra de la flora y vegetación espontánea de taludes
de ferrocarril (1989-2002) y de la componente viva de las intervenciones de Bioingeniería del suelo
(hidrosiembra, mantas, enrejado, y entramado), construidos entre 1996 y 2005 en la Italia central
mediterránea con el fin de evaluar el desarrollo de la vegetación y la capacidad colonizadora de las
diferentes especies. El estudio ha puesto de relieve la importante presencia de árboles en las obras de
Bioingeniería cuya colonización se produjo espontáneamente a través de plantas de bosques cercanos
a la obra.
El predominio de especies arbustivas nativas confirma el dinamismo de la serie de vegetación
autóctona en detrimento de las especies exóticas invasoras como Robinia pseudacacia. Se confirmó el
valor pionero de los sauces en las s no hidrófilas, con un desarrollo inicial muy rápido y luego su
posterior desaparición, dando paso a los arbustos autóctonos.
El entramado vivo loricata (Cornelini 2009), del latín lorica, coraza, es una estructura mixta de
acero y madera que utiliza una armadura metálica prefabricada como base de apoyo de troncos
horizontales del frente anterior que sirven de contención de la cuña de tierra revegetada con arbustos
autóctonos y/o estacas. Se proponen los primeros resultados de campo experimentales en los que, en
colaboración con la Universidad Politécnica de Torino se han evaluado la resistencia estructural del
entramado loricata al empuje de la tierra, con sensores y técnicas digitales analizadas mediante
ordenador.
Palabras clave: control post obra de la vegetación, Bioingeniería del suelo, entramado loricata
ABSTRACT
We present the results of the check post work of the spontaneous flora and vegetation of the
Railway embankments (1989-2002) and the live component of soil Bioengineering interventions
(hydro seeding, blankets, living trellis and vegetated cribwall), built between 1996 and 2005 in
Mediterranean area, in central Italy to evaluate the development of vegetation and colonizing ability of
different species. The study has highlighted the amount of trees present in the structures of soil
bioengineering, due to the colonization which occurred spontaneously through near by forest.
The predominance of native shrub species confirms the dynamism of the series of native
vegetation in detriment of invasive species such as Robinia pseudacacia. We confirmed the value of
the willows as plant pioneer in stations not hydrophilic, with a rapid development and then his
subsequent disappearance, giving way to shrubs.
The vegetative cribwall loricata (Cornelini 2009), from the Latin lorica, armor, is a mixed
structure of steel and wood using a prefabricated metal frame as a support base for a front of
horizontal wood logs as contention of the wedge of land replanted with shrubs and/or stakes. We
propose the first experimental results in the field, in collaboration with the Polytechnic University of
Turin that have evaluated the structural strength of the loricata to the earth pressure with digital
sensors and analyzed by computer
127
Keywords: monitoring of vegetation, soil bioengineering, vegetative cribwall loricata
INTRODUCCIÓN
Para un enfoque correcto de los proyectos de Bioingeniería es esencial contar con la
información procedente del seguimiento de la obra sobre la evolución del componente vivo La
vegetación es, de hecho, el indicador clave para constatar el éxito de las intervenciones. El informe
presenta los resultados resumidos de 20 años de estudios florísticos y de vegetación de las
intervenciones de Bioingeniería
También se informa de los resultados experimentales de las pruebas de carga sobre la
estructura de el entramado loricata realizadas por la Universidad Politécnica de Torino.
A) ESTUDIOS FLORÍSTICOS Y VEGETACIÓNALES
Datos y métodos
La metodología de los estudios se basó en los siguientes puntos:
• Análisis para evaluar la biodiversidad de la flora en las laderas del tren de alta velocidad
Roma-Florencia a Roma Settebagni, controles de 1993.
• Análisis de la vegetación para la evaluación de la biodiversidad y el dinamismo de la
vegetación en los taludes del ferrocarril de la centro-norte Italia (70 muestreos
fitosociológicos, 1989 -1992).
• Análisis de vegetación para evaluar el dinamismo de las intervenciones de hidrosiembra de
1988 en las laderas de la línea de alta velocidad ferroviaria Roma-Florencia, en Toscana (24
muestreos fitosociologicos años 1989-2001).
• Análisis florístico y estructural (medida de los diámetros y alturas de arbustos) para evaluar
el dinamismo de la vegetación y aumento de la estabilidad de taludes como consecuencia de
las intervenciones de Bioingeniería (obras de estabilización en 2003 a Pizzoli (L'Aquila, 4
controles 2010) y obras de consolidación desde 1996 hasta 2010 en la Reserva del Furlo
(Pesaro Urbino, 22 controles de 2010)
Resultados
A continuación se detallan los resultados de los estudios florísticos y de vegetación divididos
en las categorías habituales de la Bioingeniería: control de erosión, estabilización y consolidación, así
como los resultados de las pruebas sobre entramado loricata.
Actuaciones antierosivas
Evolución espontánea (sin siembras) en taludes de ferrocarril
Análisis florística (1993, Roma Settebagni) El estudio sobre la flora de los taludes de
ferrocarril se hizo sobre la línea de alta velocidad Roma-Florencia, en el valle del Tíber en Roma
Settebagni, con objeto de evaluar la biodiversidad en la evolución espontánea en el tramo entre el Km.
18 y el Km. 22.5 (Cornelini e Petrella, 1997, Cornelini, Filibeck e Petrella, 2012). Estos taludes,
realizados en 1975 sin siembra, se han recubierto en la parte inferior con gaviones planos y grava
como protección antierosiva en el caso de crecidas del río Tíber.
El estudio florístico de los 4,5 Km. de terraplenes, llevado a cabo en el 1993, llevó al
descubrimiento de 278 entidades florísticas, un total de 211 de ellas presentes en el primer Km. en
dirección a Florencia. Las familias más representadas son Compositae (55), Leguminosae (36) y
Graminaeae (27). Las especies herbáceas encontradas presentan en su mayoría una ecología xérica,
que se corresponde con las características ecológicas de los taludes. Se encontraron 26 especies de
árboles y arbustos, en su mayoría especies típicas de bosques caducifolios autóctonos de la Campiña
Romana, y constituyen el 9,3% de toda la flora. Este estudio confirma la importancia en términos de
biodiversidad de los terraplenes de ferrocarril y su función como corredores ecológicos.
128
Figura 1 - Los terraplenes de Roma Settebagni (Foto Cornelini 1988)
Análisis de la vegetación (1989 -1992, 70 muestreos fitosociológicos)
Los datos de los estudios fitosociológicos para evaluar la diversidad biológica y el dinamismo de
la vegetación procesados con el software estadístico Wildi-Orloci se obtuvieron sobre la vegetación
herbácea, arbustiva y formaciones de Robinia pseudacacia en los terraplenes de ferrocarril en Lazio,
Toscana, Emilia Romagna, Veneto y Trentino (Cornelini, 1994). Estos estudios han mostrado: la
presencia de una dinámica evolutiva espontánea desde comunidades herbáceas iniciales caracterizadas
por especies ruderales hacia comunidades enriquecidas con especies de prados naturales hasta
formaciones arbustivas del manto de bosques caducifolios. Por lo tanto, se confirma la validez de los
modelos de sucesión de la vegetación desde las formas iniciales de especies a desarrollo rápido, corta
duración de la vida, alta tasa de reproducción, tamaño pequeño (estrategia del tipo r) hacia fases en
que predominan las especies de crecimiento más lento, larga vida y grandes dimensiones (estrategia
del tipo k).
La vegetación de los taludes depende de la cuenca biogeográfica circundante que determina
tiempos y formas de evolución, con especial referencia al nivel de antropización de los alrededores y a
la especificidad del ámbito urbano.
Figura 2 – Terraplenes ferrocarril Alta Velocidad RM-FI en Rigutino (Arezzo)
(Foto Cornelini 1989)
Hidrosiembra en terraplenes de ferrocarril
El seguimiento de las intervenciones de hidrosiembra (1988) en los terraplenes de ferrocarril de la
línea de alta velocidad Roma-Florencia (24 muestreos fitosociológicos, años 1989-2001)
129
Para comprobar el dinamismo de las intervenciones de hidrosiembra de los taludes
ferroviarios se hicieron 24 muestreos fitosociológicos de acuerdo con el método de Braun Blanquet
en las laderas de la alta velocidad de la línea ferroviaria Roma-Florencia a Arezzo (Cornelini, 2001).
Los muestreos se llevaron a cabo en la primavera de los años 1989, 1991 y 2001 en
8 estaciones fijas de terraplenes revegetados con dominio inicial (1988) de Onobrychis viciifolia
(4 zonas) y Medicago sativa (4 zonas). Las zonas se eligieron a las mismas etapas progresivas con
exposiciones opuestas (4 hacia el Este y 4 hacia el Oeste). Estos taludes fueron revegetados en febrero
de 1988 con una mezcla inicial de:
Onobrychis viciifolia
Medicago sativa
Lolium perenne
Lolium multiflorum
Festuca arundinacea
Dactylis glomerata
Trifolium repens
Lotus corniculatus
Los resultados del procesamiento de los datos mostraron que:
En 1991, se observa la desaparición entre las especies no sembradas presentes con mayor
cobertura en 1989, de las leguminosas Medicago lupulina, Melilotus officinalis, Trifolium campestre,
y, entre las de la mezcla, de las leguminosas Trifolium repens y Lotus corniculatus y de Lolium
multiflorum y Lolium perenne, junto al considerable aumento de Dactylis glomerata.
Figura 3 – Taludes sembrados de Onobrychis viciifolia en la Roma-Florencia cerca de Arezzo (Foto
Cornelini 1989)
En 2001, el dominio inicial de Onobrychis viciifolia y Medicago sativa prácticamente ha
desaparecido mostrando una evolución común hacia una formación dominada por gramíneas
herbáceas. El número de especies espontáneas encontradas, (no relacionada con la mezcla sembrada
en 1988), fue de 52 en 1989, 34 en 1991 y 35 en 2001; en conjunto en los 13 años la aparición, de 66
nuevas especies. Aparecen especies arbustivas como Cytisus scoparius, Spartium junceum, Rosa
canina e Rubus ulmifolius, mientras que fuera del lugar de muestreo, Robinia pseudoacacia, Acer
campestre, Cornus sanguinea Euonymus europaeus y Coronilla Emerus, muestran una evolución de la
vegetación de tipo estructural. Entre las especies de la mezcla original, se encuentra en un grado
significativo, así como Onobrychis viciifolia y Medicago sativa, sólo Dactylis glomerata.
130
Figura 4 - Evolución estrutural de taludes con hydrosiembra inicial a Onobrychis viciifolia en la RomaFlorencia a Arezzo despuedes 12 anos (Foto Paolo Cornelini 2001)
Intervenciones de estabilización
Análisis florístico y estructural de obras de estabilizacion de 2003 a Pizzoli (L'Aquila, 4 controles de
2010)
Para evaluar la dinámica de la vegetación, el aumento de la biodiversidad y la evolución
estructural (medida de diámetros y alturas de los arbustos) en laderas afectadas por el fuego en 2000,
se hicieron en 2010 cuatro controles florísticos y estructurales que mostraron los siguientes resultados:
• En las laderas donde se construyeron empalizadas vivas con la plantación de 15.000
arbustos las especies dominantes en 2010 (Spartium junceum y Coronilla emerus de 2 a 4 m
de altura) ingresaron de manera espontánea, mientras que la mayoría de los arbustos plantados
no sobrevivió.
• En las laderas donde, por falta de recursos económicos, se había producido sólo obras
estabilizadoras muertas (fajinas y empalizadas con troncos quemados), el resultado fue mejor,
ya que la erosión parada ha favorecido el ingreso de las comunidades vegetales de los
alrededores es decir árboles y arbustos autóctonos de Quercus pubescens, Quercus ilex,
Fraxinus ornus, etc., con alturas de 4 a 6 m.
Figura 5 - Obras de estabilizacion vivas en Pizzoli (L'Aquila) después de 3 años (Foto Sacchetti 2006)
131
Figura 6 - Crecimiento espontáneo de arbustos en la ladera sólo estabilizada con obras muertas en 2003
Pizzoli, L'Aquila (Foto Cornelini 2010)
Intervenciones de consolidación
Análisis florística y estructural para evaluar la dinámica de la vegetación como consecuencia de las
intervenciones mixtas de consolidación de Bioingeniería (años 1996-2007) en la Reserva del Furlo
(Pesaro Urbino, 21 releves de 2010)
Los controles (Giacchini colaboración con Cornelini, 2010) que se han llevado a cabo en
2010, realizados junto a Paolo Giacchini, de enrejados y de entramados de madera vivos han
demostrado los siguientes resultados:
ENREJADOS VIVOS (6 obras construidas entre 1996 y 2006):
• La cobertura total de la vegetación va desde 25% a 85%, con un valor medio de
aproximadamente 60%.
• La cubertura herbácea tiende a disminuir con el tiempo (2-15% para las intervenciones del
período 1996-2001 y 10-30% para el período 2005-2006). Sólo presentes como especies
herbáceas de interés biotécnico Brachypodium rupestre y Dactylis glomerata.
• La cobertura de arbustos va del 23 al 70%, con un valor medio de aproximadamente del
45%.
• Número de especies leñosas presentes: 29
• Altura árboles: hasta 10 m
• Diámetro árboles: hasta 14 cm
• Altura arbustos: hasta 3,5 cm
• Diámetro arbustos: hasta 3,5 cm
• Los árboles y arbustos más altos de 3 m: Robinia pseudoacacia, Sorbus aria, Fraxinus
ornus, Ostrya carpinifolia, Pyracantha coccinea, Prunus mahaleb, Cornus sanguinea y
Corylus avellana.
132
Figura 7 – Enrejados vivos en la Riserva del Furlo (Foto Cornelini 2010)
ENTRAMADOS VIVOS (4 intervenciones llevadas a cabo entre 1999 y 2007):
• La cobertura total de la vegetación en 2010 oscila de 55 a 85% con un valor medio de
alrededor de 65%
• La cobertura herbácea varía de 2% a 30%. Sólo Brachypodium rupestre entre las especies
herbáceas es de interés biotécnico.
• La cobertura de arbustos tiende a prevalecer sobre las especies herbáceas, con valores
comprendidos entre 30% y 80%, con un valor medio de aproximadamente 55%.
• Número de especies leñosas presentes: 24
• Altura arbustos: hasta 3,5 m
• Diámetro arbustos: hasta 3 cm
• Los arbustos de altura superior a 2.3 m: Fraxinus ornus, Sorbus aria, Ostrya carpinifolia,
Phyracantha coccinea, Corylus avellana, Cornus sanguinea.
Los enrejados y los entramados son también testigos de una colonización espontánea de las
plántulas de las especies arbóreas de los bosques de los alrededores: Fraxinus ornus, Ostrya
carpinifolia, Quercus ilex, Acer Campestre y Acer obtusatum.
Figura 8 - Entramado latina en la
Reserva del Furlo (Foto Cornelini 2007)
Figura 9- Entramado latina de Foto 8 en 2010 (Foto Cornelini)
133
La Tabla 1 es un resumen de los mejores resultados en altura y diámetro de las especies
presents.
Tabla 1 - Resumen de las mejores performance de altura y diámetro de las especies que se encuentran en
los controles de la bioingeniería en la Reserva del Furlo (controles de mayo 2010).
ALTURA
cm
DIÁMETRO
Fraxinus ornus
400
Spartium junceum
Sorbus aria
Fraxinus ornus
Acer campestre
Phyracantha coccinea
Quercus ilex
Crataegus monogyna
Viburnum tinus
Ostrya carpinifolia
Corylus avellana
Cotinus coggigrya
Prunus mahaleb
Salix purpurea
Salix eleagnos
Salix apennina
Cornus sanguinea
Euonymus europaeus
Phyracantha coccinea
Prunus mahaleb
Sorbus aria
Cornus sanguinea
Ostrya carpinifolia
Corylus avellana
Ligustrum vulgare
Viburnum tinus
Spartium junceum
Rosa canina
Cotinus coggigrya
Acer campestre
Coronilla emerus
Cytisophyllum sessilifolium
Euonymus europaeus
Salix apennina
Salix purpurea
Lonicera etrusca
350
300
250
200
cm
3,5
3,2
3
2,4-2,6
2
1,4-1,5
Conclusiones
El control realizado confirmó el éxito de las intervenciones de Bioingeniería con una
evolución florística y estructural de la vegetación autóctona, de acuerdo con la serie dinámica propia.
De los resultados se extrajeron algunas conclusiones para mejorar las actuaciones y ahorrar en
recursos económicos.
Actuaciones antierosivas:
• En los taludes no de roca pero estables, no sujetos a la erosión superficial y situados en una
cuenca biogeográfica de buena calidad ambiental (espacios naturales), vale la hipótesis de no
intervención, porque la colonización espontánea del medio ambiente circundante favorece a
las comunidades herbáceas y arbustivas pertenecientes la serie clímax de la vegetación.
• En los taludes no de roca pero estables, no sujetos a la erosión superficial, pero situados en
una cuenca biogeográfica de mala calidad ambiental (áreas antropizadas), hay que intervenir
con una hidrosiembra (y plantación de arbustos autóctonos), con la función tampón de las
especies ruderales y exóticas, porque la evolución espontánea de las comunidades vegetales
puede conducir fácilmente a una mala calidad del medio ambiente (formaciones a Arundo
donax, Rubus ulmifolius, Robinia pseudacacia, etc.).
• En los taludes no de roca, estables, pero sujetas a la erosión superficial, situadas en una
cuenca biogeográfica tanto de buena como de mala calidad ambiental hay de intervenir con
una hidrosiembra (y plantación de arbustos autóctonos), para la protección del suelo contra la
erosión
• En el área mediterránea, si queremos favorecer una alta calidad ambiental en las laderas de
nueva formación con el fin de obtener fitocenosis similares a las de los prados xerófilos y no
134
los de las formaciones ruderales, se debe reducir el aporte de tierra vegetal, así creamos las
condiciones ecológicas óptimas para la llegada de las especies de Thero-Brachypodietea.
Intervenciones de estabilizacion:
En las laderas de colinas y zonas montañosas con tipos de vegetación autóctona, en donde se
puede conseguir la estabilización superficial con regulación hidráulica y obras de estabilizacion vivas
o no vivas, el resultado de la colonización espontánea de especies arbustivas nativas puede ser mejor,
por el material genético, que la plantación de las especies de vivero, con un considerable ahorro de
recursos.
Intervenciones de consolidación:
• Es fundamental, en los enrejados y entramados, la introducción de especies arbustivas
autóctonas, que se eligen entre los que tienen las mejores características biotécnicas tras un
análisis botánico del lugar de intervención
• En los lugares en sombra en laderas ocurre que tras un corto período de tiempo desaparecen
las estacas de sauce, por el que hay que implantar arbustos nativos de la serie de vegetación.
• La vitalidad de las obras realizadas se demuestra por la aparición de plantas espontáneas de
especies de arbustos llegados de zonas cercanas.
• Hay que tener en cuenta la importancia de los trabajos de mantenimiento con la posibilidad
de plantar de nuevos plantas en épocas más favorables que las de la plantación, para
reemplazar las muertas.
• Es importante realizar enmiendas para enriquecer los suelos empleados en las obras.
B) PRUEBAS EXPERIMENTALES EN ENTRAMADO VIVO LORICATA,
TÉCNICA MIXTA DE CONSOLIDACIÓN DE BIOINGENIERÍA CON
ESTRUCTURA METALICA
El entramado vivo loricata (Cornelini 2009), del latín lorica, armadura, representa el punto de
encuentro entre el entramado vivo y la tierra reforzada verde, aunando con una sinergia positiva las
mejores características ambientales y estructurales de los dos tipos.
Se trata de una estructura mixta acero-madera que utiliza una armadura de metal prefabricada
(derivada de una estructura metálica de anclaje simple ampliamente utilizadas en el mercado) , como
base de apoyo en el frente de troncos de madera que contienen la cuña de terreno donde plantar
arbustos autóctonos y / o estacas .
El entramado loricata, al tener mayor resistencia estructural (gracias a la armadura metálica)
que los entramados de madera, se propone como alternativa a otros muros de gravedad, especialmente
adecuados para el ámbito de la infraestructura vial, donde, por razones de seguridad, se requiere una
estructura no-biodegradable (los troncos se pueden sustituir con facilidad), con todos los beneficios
ambientales y paisajísticos propios de las obras de Bioingeniería.
La estática particular, permite intervenir incluso en el caso de falta de espacio con la
posibilidad de acercar lo mas posible la estructura al talud con una excavación limitada y concentrada.
Esto se traduce en un gran ahorro de los movimientos de tierra, apreciables sobre todo en las laderas
de difícil acceso.
135
Figura 10 – Entramado vivo loricata en Fontanelle (Pesaro Urbino) hizo justo antes de la plantación de
arbustos (Foto Marrone 2011)
Figura 11 – Entramado vivo loricata de foto 10 después de un año (Foto Camerini 2012)
Datos y métodos
Con objeto de comprobar la resistencia de la estructura se llevaron a cabo algunas pruebas a
cargo del Instituto Politécnico de Torino en una cantera cerca de Asti en Piemonte, dentro del proyecto
de investigación "Estudios relacionados con técnicas innovadoras para la estabilización de taludes de
tierra", coordinado por el prof. Daniele Peila (Peila D. et al, 2012).
La estructura probada (figura 12) tiene una anchura de 3 m, una altura de 1,8 m y la cara
exterior inclinada en 60° en la horizontal. La varilla de acero está hecha de un perfil hueco 50x3mm en
la norma UNI EN 10210, mientras que la parte frontal por perfiles huecos de acero 70x3 mm en la
norma UNI EN 10210.
136
Figura 12 - Los prototipos de loricata para la experimentación (Photo Cornelini 2011)
La campaña de ensayos experimentales se llevó a cabo durante dos días, 3 y 28 de octubre
2011, con el objetivo de investigar el comportamiento de la loricata bajo las siguientes condiciones:
• Funcionamiento normal
• Presencia de una sobrecarga conocida
• Cambios en el tiempo
• Presencia de una segunda fila de entramados loricata situados arriba.
El relleno de arena se ha caracterizado en el Laboratorio de Hidráulica, Geotecnia
Infraestructuras y Transportes de la Facultad de Ingeniería de la Universidad Politécnica de Turín en
Vercelli.
Figura 13 - Ubicación de los ocho transductores de medida de esfuerzo que miden la deformación
longitudinal de algunas secciones de la estructura de acero - Politécnico de Torino 2012
137
Figuran 14 - Transductores de extensión posicionados (Foto Cornelini 2011)
Figura 15 - Barras que conectan los transductores que miden el desplazamiento de la placa de base (Foto
Politécnico de Torino 2012)
Para medir las deformaciones de la estructura de acero se han utilizado:
• Ocho transductores a puente de Wheatstone, HBM Messtechnik, para la deformación
longitudinal de algunos sectores de la estructura de acero (Figuras 13 y 14)
• Herramientas de deformación Huggenberger EDUII250/10, capaz de determinar las
variaciones en la longitud de una base de medida de 200 mm con una precisión de 0,005 mm,
para la deformación longitudinal de troncos de castaño bajo la acción del empuje de la tierra.
• Transductores montados en la parte delantera de la barrera, en contacto con dos varillas de
metal, unidas a la placa por medio de articulaciones esféricas y salientes de la parte delantera
de la barrera para medir los desplazamientos de la placa base (figura 15)
• Cuatro transductores piezoresistivos con una capacidad de 500 daN y precisión 1%,
apoyados en las cuatro esquinas de la placa de base para medir las fuerzas que actúan sobre la
placa (figura 16)
• Estación total topográfica para medir los desplazamientos de determinados puntos de la
estructura.
Los datos de los transductores fueron adquiridos usando un sistema modular compacto
National Instruments compact DAQ (cDAQ-9174).
138
Figura 16 - Placa de anclaje instrumentado. Foto Politécnico de Torino 2012
Figura 17-Pruebas de carga en la loricata. Foto Cornelini 2011
139
Figura 18 - La deformación de los ocho transductores de la estructura metálica (Politécnico deTorino )
RESULTADOS Y CONCLUSIONES
Los resultados del experimento han demostrado que en las condiciones de carga que
intervienen supuestamente durante su funcionamiento (tierra de relleno y posible sobrecarga - en las
pruebas de campo simulados con cubos de hormigón), que la estructura sufre un estrés compatible con
la resistencia del material soportando tensiones muy lejos de los límites elásticos.
El tirante de acero (50 x 3 mm) en la configuración normal, tiene una tensión máxima a la
tracción de 11 kN, para las otras secciones (70 x 3 mm), el M máx. fue igual a 0,8 kNm.
Los troncos de los castañoss no están muy afectados y su estado de tensión está lejos del límite
elástico.
La placa de base debe dimensionarse en relación a las características geotécnicas del suelo de
la base y la actividad sísmica de la zona.
REFERENCIAS
PEILA D.; BARBERO M.; BARPI F.; BORRI BRUNETTO M.; PALLARA O., (2012),
“Impostazione e risultati della campagna di prove sperimentali su prototipo della
palificata loricata”, Contratto di ricerca n. XXX/2011 tra il DITAG-Politecnico di Torino
e PMP Costruzioni.
CORNELINI P., (1994) “Valore e potenzialità naturalistiche delle scarpate ferroviarie”,
Ingegneria ferroviaria n.3: 1-7.
CORNELINI P., (1994), “Evoluzione della vegetazione erbacea dei rilevati ferroviari”, in:
Ferrari, Manes, Biondi: Alterazioni ambientali ed effetti sulle piante. Edagricole,
Bologna: 261 – 279.
CORNELINI P., (2009), “La nuova palificata viva loricata”, Acer n. 5.
140
CORNELINI P.; PETRELLA P., (1997), “Indagini floristiche negli impianti ferroviari di
Roma”, Ingegneria ferroviaria n.3: 110-116.
CORNELINI P., (2001), “Monitoraggio e sperimentazione di interventi di rivegetazione di
scarpate in ambito mediterraneo”, Atti conv. EFIB AIPIN “Interventi di rivegetazione e
ingegneria naturalistica per infrastrutture lineari - Tarvisio 14-16 giugno 2001.
GIACCHINI P. con la collaborazione di CORNELINI P., (2010), Atlante delle opere di
ingegneria naturalistica nella Gola del Furlo”, Prov. di Pesaro e Urbino.
FILIBECK, G.; CORNELINI, P.; PETRELLA, P., (2012), “Floristic analysis of a highspeed railway embankment in a Mediterranean landscape”, Acta Botanica
Croatica 71 (2).
141
RAÍZES ADVENTÍCIAS AO LONGO DO CAULE DAS
PLANTAS PARA A CONSOLIDAÇÃO DOS TALUDES
CONSOLIDATING SLOPES WITH PLANT’S STEM
ADVENTITIOUS ROOTS
BIFULCO, C.
CEABN Centro de Ecologia Aplicada "Prof. Baeta Neves" - Instituto Superior de Agronomia Universidade Técnica de Lisboa ([email protected]); Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa,
Portugal.
REGO, F.
CEABN Centro de Ecologia Aplicada "Prof. Baeta Neves" - Instituto Superior de Agronomia Universidade Técnica de Lisboa ([email protected]); Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa, Portugal.
ABSTRACT
Soil bioengineering was developed in central Europe after World War II and in Mediterranean
Europe in the last twenty years. Soil bioengineering has been recently applied also in Portugal and
Spain suggesting its potential future development.
Soil bioengineering, to consolidate and stabilize sliding down slopes, uses indigenous trees
and shrubs with good vegetative propagation. A key feature of these species, employed as cuttings or
as whole plants, is to not get damaged when their stems are buried in the ground about one meter. In
Mediterranean areas, instead of the cuttings’ use, burying plant stems is a useful solution to do not
suffer failures, due to long periods of summer aridity, during the first year of a soil bioengineering
work life. Valid references for this method are the works made on the Vesuvius National Park slopes.
Few are the species of Portuguese flora belonging at the same time to the flora of central and
central-southern Europe, and those tested were used as cuttings next to rivers. To have a wider range
of species suitable for the soil bioengineering works in Portugal it is needed to extend knowledge and
experimentation, especially to perform works in arid soils rather than wet.
The aim of this communication is to present rationale and implementation of the first phase of
an ongoing experiment, about adventitious rooting of stems of four woody species of mainland
Portugal flora, in substrate of vermiculite and peat and in four soils of basaltic, limestone, schist and
granite origin.
Keywords: Soil Bioengineering, slope consolidation, vegetative propagation, stem adventitious
rooting, flora of mainland Portugal.
SUMÁRIO
A engenharia natural (EN), desenvolvida na Europa central depois da segunda guerra mundial
e na Europa mediterrânica nos últimos vinte anos, está recentemente a desenvolver-se em Espanha e
Portugal com grandes potencialidades de expansão, possibilitando que os desequilíbrios induzidos aos
ecossistemas possam ser compensados.
Para a estabilização e a consolidação das encostas das áreas mediterrânicas, a EN pode utilizar
em lugar das estacas, árvores e arbustos autóctones resistentes ao enterramento do caule e com
faculdade de rebentação radicular na sua extensão. Esta solução é particularmente útil por não sofrer
insucessos no primeiro ano de vida de uma obra de EN, devidos aos longos períodos de estio
mediterrânico. Uma válida referencia deste método de aplicação da EN são as obras realizadas nas
encostas do parque nacional do Vesúvio.
142
Às espécies pertencentes quer à flora da Europa central e centro meridional, quer à flora
portuguesa e já utilizadas com êxito, como estacas e ao lado de rios, são em número limitado. Por ter
um leque mais largo de espécies adequadas para a realização de obras de EN natural em Portugal é
necessário estender conhecimentos e experimentações, especialmente por realizar obras em solos
secos mais que nos húmidos.
Pretende-se com esta comunicação apresentar as bases lógicas e a primeira fase de
implementação de um delineamento experimental em desenvolvimento, sobre o enraizamento caulinar
adventício de quatro espécies lenhosas da flora de Portugal continental, em substrato de turfa e
vermiculite e em solos de origem basáltica, calcária, xistosa e granítica.
Palavras-Chaves: Engenharia Natural (EN), consolidação de taludes propagação vegetativa,
enraizamento adventício ao longo do caule, flora de Portugal continental.
INTRODUÇÃO
A EN, como conjunto de técnicas e métodos, foi desenvolvida na Europa central depois da
segunda guerra mundial (Schiechtl, 1973) e na Europa mediterrânica nos últimos vinte anos (Cornelini
e Sauli, 2005). Recentemente desenvolveu-se em Portugal através da realização de ensaios e obras nas
margens de rios, não tendo sido, até ao momento, explorada a consolidação de taludes e encostas,
nomeadamente longe de áreas húmidas.
Em Portugal, experiências de EN têm sido desenvolvidas em projetos de cooperação
internacional - Progeco, Ricover e Ripidurable -, e apresentados trabalhos efetuados, sempre em zonas
ribeirinhas, por uma empresa portuense ligada ao sector da construção.
A utilização desta componente da EN, uma ferramenta facilitadora da renaturalização do
espaço, apresenta uma importante potencialidade de crescimento, sobretudo considerando as
oportunidades de reconstituir ecossistemas em solos nus ou pedregosos, carentes de matéria orgânica,
pouco férteis, íngremes e sensíveis à erosão, como é o caso das situações resultantes de escavações ou
deposições de terrenos.
No intento de diminuir ao máximo os impactes das intervenções das obras de EN, são
preferidas as espécies autóctones às exóticas naturalizadas. Esta preferência acaba por ser considerada
obrigatória no caso de obras em áreas naturais, protegidas ou não. As espécies exóticas recentemente
introduzidas, de facto, não são consideradas.
Para a estabilização e a consolidação das encostas, mais que os sistemas radicais das
herbáceas, que são menos profundos e, por isso, úteis sobretudo para revestimentos anti erosão das
superfícies, a EN utiliza árvores e arbustos autóctones mundial. Na zona centro europeia, para realizar
obras mais económicas são utilizadas sobretudo estacas de espécies com boa capacidade de
propagação vegetativa (Schiechtl, 1973). No entanto, nas ações desenvolvidas em regiões de clima
mediterrânico, em que a aplicação de estacas em áreas afastadas das zonas húmidas não consegue ter
êxito garantido, são usadas plantas inteiras, usufruindo-se, para algumas delas, da possibilidade de
enterrar o caule em acerca de um metro, sem que este facto comprometa a viabilidade da planta
(Bifulco, 2001; Cornelini e Sauli, 2005). Mas, nem todas as plantas lenhosas têm esta capacidade.
Em Portugal, apenas foi possível encontrar resultados de testes de enraizamento de estacas em
ambiente controlado (Sande Silva, 2002; Faria et al., 2008; Mendes et al., 2008), mas não resultados
de campo obtidos através da monitorização de obras já instaladas. Também não foram encontrados
resultados sobre a capacidade de enraizamento adventício do caule das plantas quando enterrado em
posição sub-horizontal.
DADOS E MÉTODOS
Para a definição daquele conjunto de plantas lenhosas da flora portuguesa são seguidos os três
passos metodológicos propostos pelo “brainstorming” (Bezzi e Baldini, 2006), a saber:
143

Identificação do problema e definição dos requisitos das espécies a utilizar nas técnicas
de EN em Portugal;
 Fase divergente - determinação de pressupostos que, aparentemente, contêm soluções
com resultados positivos, ou seja, a seleção das espécies candidatas;
 Fase convergente - avaliação dos pressupostos, com base em critérios técnico-científicos
que levam à escolha das soluções mais adequadas ao problema, ou seja, a avaliação e
diferenciação das espécies candidatas.
A identificação do problema determina que as espécies lenhosas (árvores e arbustos) a utilizar
como material vivo e visando a estabilização das encostas, possuam as seguintes características:
 Terem capacidade de propagação vegetativa por estaca;
 Sendo plantas, permitirem o enterramento do caule em cerca de 1m sem comprometer a
sua viabilidade e garantindo a produção de raízes adventícias ao longo dele (Fig. 2).
Figura 1 - Raízes adventícias ao longo do caule Colutea arborescens 15 meses após enterramento
(Parque Nacional do Vesúvio, arquivo fotográfico projecto DESERTNET)
No processo de aproximação às espécies candidatas (fase divergente), cruzaram-se (i) as
informações bibliográficas disponíveis para o território Austríaco e Italiano, tendo em conta serem
aqueles os dois países europeus em que estas técnicas alcançaram um maior desenvolvimento, e (ii) a
experiência direta do autor no Parque Nacional do Vesúvio, com as descrições da flora continental
portuguesa (Castroviejo et al.,1986; UTAD, 2007; Bingre et al., 2007). Em resultado deste cruzamento
de informação, consideraram-se três tipos de espécies e géneros botânicos:
 As espécies presentes na flora portuguesa com conhecida capacidade de propagação
vegetativa;
 Os géneros presentes na flora de Portugal, nos casos em que a capacidade de reprodução
vegetativa era atribuída ao género sem distinção de espécie;
 As espécies da Europa central e Centro meridional, quando a flora portuguesa referia
outras espécies do mesmo género.
Sendo o objetivo a definição de um conjunto de plantas lenhosas da flora continental
portuguesa adequadas às obras de EN, géneros e espécies da Europa central e centro meridional foram
substituídos por espécies da flora portuguesa que possam, justificadamente, ser consideradas
144
operacionalmente análogas. No final do processo de seleção foram inventariadas 59 espécies
candidatas. A sua avaliação (fase convergente) teve em conta as seguintes condições:
 Existência de referências bibliográficas sobre a espécie em publicações portuguesas ou
europeias, diferenciando-as entre presença de referências positivas (REF) e referências
inexistentes ou insatisfatórias (enraizamento <50% ou propagação vegetativa difícil)
(REF);
 Distribuição geográfica da espécie, distinguindo entre espécies de média ou ampla
difusão (DIF) (com uma distribuição geográfica superior a um terço do território de
Portugal continental), e espécies de reduzida difusão (DIF);
 Existência de resultados positivos sobre o enraizamento da espécie nas publicações
portuguesas, discriminando-os entre presente (POR) e ausente (POR).
A avaliação das espécies candidatas faz-se por estas suas características, sendo possível
determinar da sua adequabilidade de acordo com o conjunto de atributos que lhe estão associados, e
encontrados na bibliografia referenciada. Exemplificando: as espécies distribuídas em todo o território
continental português, descritas como apresentando, em Portugal, estacas com boas percentagens de
enraizamento, serão as adequadas ao uso em obras de EN; por outro lado, espécies com limitada
distribuição, mesmo que bem referenciadas ao nível do seu enraizamento, só poderão ser úteis para
trabalhos em determinadas áreas, o que as torna menos interessantes.
Procedeu-se à análise dos atributos das espécies candidatas, subdividindo-as, de acordo com o
seguinte diagrama de Veitch (Fig. 2), instrumento da álgebra booleana, em:
 espécies adequadas,
 espécies provavelmente adequadas,
 espécies adequadas a áreas limitadas,
 espécies a confirmar posteriormente,
 espécies provavelmente desadequadas.
Figura 2 - Diagrama de Veitch
Legenda: Referências bibliográficas sobre o enraizamento: presença (REF) ou ausência (REF).
Distribuição geográfica: média e ampla (DIF) ou reduzida (DIF). Dados positivos sobre o enraizamento
publicados em Portugal: presentes (POR) ou ausentes (POR)
Para fazer face a uma lacuna na informação sobre plantas adequadas às técnicas de EN em
ambientes sujeitos a uma maior secura e edaficamente pobres, considerou-se necessário aprofundar
145
aquele conhecimento através da realização de ensaios experimentais de quatro espécies, de entre as
provavelmente adequadas.
E estabeleceu-se um delineamento experimental para quatro espécies selecionadas. Para tal,
atendeu-se à tipologia das obras de EN de consolidação das encostas, com o propósito de verificar a
capacidade de enraizamento das plantas ao longo do caule, estando este enterrado subhorizontalmente. Utilizaram-se 20 exemplares da cada uma das quatro espécies, pois considerou-se
este número suficiente para o estabelecimento duma amostra significativa.
As plantas foram colocadas, em sacos permeaveis, nos quatro tipos de solo mais
representativos no território de Portugal continental, a saber, terrenos de origem basáltica ou calcária,
(Tapada de Ajuda, Lisboa) e granítica ou xistosa (concelho de Santo Tirso). Paralelamente foi
implementado um ensaio testemunha no viveiro da Tapada de Ajuda, usando como substrato um
mistura standard de turfa e vermiculite. Em cada ensaio foram utilizadas 16 plantas, à razão de quatro
por espécie.
Os ensaios foram instalados no início do ano de 2012, estando determinado que se manterão
até meados de 2013. Nessa altura, realizar-se-ão medições nas raízes e nas copas. O tempo de
permanência das plantas em ensaio foi estabelecido tendo como referência um anterior trabalho
desenvolvido no PNV em 2004, cujo objetivo foi avaliar a evolução dimensional das raízes de plantas
utilizadas em obras de EN. Períodos de permanência similares são referidos por Cornelini et al.
(2008).
A disposição das plantas nos ensaios de campo, que obedece a uma distribuição em quadrado
latino, simulam as condições de instalação numa secção de um muro vivo de suporte, forma mais
frequente de promover o restauro dos taludes com inclinações entre 40º e 50º de declive (Figs. 3 e 4).
Figura 3 - Ensaios em solo de xisto (Santo Tirso)
Figura 4 - Ensaios em solo basáltico (Tapada da Ajuda)
146
Serão efetuadas análises físicas e químicas de amostras do terreno, extraídas dos 80 sacos, e
do solo não perturbado contíguo aos ensaios. Nestes solos também será caracterizado o perfil
pedológico.
O acompanhamento dos ensaios constará também de medições sobre o acréscimo da parte
epigeia das plantas e, antes do levantamento dos ensaios, será registada a eventual flora espontânea
ocorrida no terreno e confrontada com a das áreas adjacentes, utilizando critérios fitossociológicos
adequados.
Para a medição das raízes prevê-se separá-las do torrão usando um jacto fraco de água e, de
seguida, um registo fotográfico de toda a planta sobre um fundo branco com indicação da escala
linear. Posteriormente as fotografias serão submetidas como input ao software “GiA Roots“,
procedendo-se à medição do seu comprimento. Os volumes das copas e das raízes serão obtidos em
laboratório através de imersão em proveta graduada. Para cada espécie serão avaliados os seguintes
parâmetros:
 Presença de enraizamento adventício ao longo do caule enterrado;
 Comprimento e volume radical adventício, quando presente;
 Comprimento e volume radical total;
 Comprimento específico (comprimento radical total / volume radical total);
 Biomassa da planta (fração hipógea e fração epigeia);
 Razão entre as biomassas da fração epigeia e da fração hipógea.
Para avaliar a significância dos resultados obtidos para os enraizamentos das espécies e a sua
dependência do tipo de solo, será efetuada uma análise de variância (ANOVA). De referir que, como
os ensaios foram estabelecidos em locais diferentes, portanto com situações meteorológicas distintas, o
clima poderá também influenciar a variabilidade do enraizamento adventício. No entanto, o tipo de
solo relaciona-se com a sua localização (basáltico, calcário, substrato de turfa e vermiculite na Tapada
da Ajuda, Lisboa; granítico e xistoso em Santo Tirso) e, consequentemente com o clima. Assim, o
delineamento experimental será um delineamento hierarquizado, com um fator dominante - os locais
de ensaios com as suas condições meteorológicas -, e um fator subordinado - o tipo de solo.
RESULTADOS
O conjunto das 59 espécies candidatas inventariadas, que se apresenta no quadro 1, obtidas
com a elaboração dos dados bibliograficos e a classificação destas, é um resultado já atingido, que
permitiu, também, a escolha das espécies a submeter aos ensaios.
Quadro 1 – Espécies lenhosas da flora de Portugal continental para a Engenharia Natural
Espécies adequadas (1)
Espécies
Nome comum
Alnus glutinosa (L.) Gaertn.
Atriplex halimus L.
Crataegus monogyna Jacq.
Frangula alnus Mill.
Nerium oleander L.
Populus alba L.
Populus nigra L.
Rosa canina L.
Salix alba L.
Salix atrocinerea Brot.
Salix neotricha Goerz
Salix salviifolia Brot.
Amieiro
Salgadeira
Pilriteiro
Sanguinho bastardo
Cevadilha; Loendro
Choupo branco
Choupo negro
Roseira brava
Salgueiro branco
Borrazeira preta
Vimeiro
Borrazeira branca
147
Espécies provavelmente
adequadas (2)
Espécies adequadas a áreas
limitadas (3)
Espécies a confirmar
posteriormente (4)
Espécies provavelmente
desadequadas (5)
Espécies
Nome comum
Tamarix africana Poir.
Thymus mastichina L.
Vitis vinifera ssp. sylvestris L.
Tamargueira
Tomilho alvadio
Vinha brava
Celtis australis L.
Coronilla glauca L.
Daphne gnidium L.
Corylus avellana L.
Fraxinus angustifolia Vahl
Lavandula stoechas ssp. Luisieri
Rivas Martinez
Phillyrea angustifolia L.
Rosmarinus officinalis L.
Sambucus nigra L.
Viburnum tinus L.
Lódão bastardo
Pascoinhas
Trovisco
Avelaneira
Freixo
Rosmaninho
Cornus sanguinea L.
Euonymus europeus L.
Ligustrum vulgare L.
Salix repens L.
Salix triandra L.
Adenocarpus lainzii (Castrov.)
Castrov.
Arbutus unedo L.
Calluna vulgaris (L.) Hull
Coronilla repanda (Poir.) Guss.
Cytisus grandiflorus (L'Hér.) Sweet
Cytisus multiflorus (L'Hér.) Sweet
Cytisus scoparius (L.) Link
Cytisus striatus (Hill) Rothm.
Erica arborea L.
Genista florida L.
Hypericum androsaemum L.
Inula viscosa (L.) Aiton
Jasminum fruticans L.
Laurus nobilis L.
Lavandula stoechas ssp. pedunculata
Mill.
Myrtus communis L.
Osyris alba L.
Pistacia lentiscus L.
Prunus avium L.
Rhamnus alaternus L.
Acer monspessulanum L.
Acer pseudoplatanus L.
Adenocarpus complicatus (L.) J. Gay
in Durieu
148
Aderno de folhas estreitas
Alecrim
Sabugueiro
Folhado
Sanguinho
Evónimo
Alfenheiro
Salgueiro anão
Salgueiro com folhas de
amendoeira
Codeço
Medronheiro
Urze roxa
Pascoinhas
Giesta branca
Giesta branca
Giesta
Giesta amarela
Urze branca
Piorno dos tintureiros
Mijadeira
Tágueda
Jasmineiro do monte
Loureiro
Rosmaninho maior
Murta
Retama
Lentisco
Cerejeira brava
Aderno bastardo
Bordo de Montpellier
Bordo
Codeço
Espécies
Nome comum
Buxus sempervirens L.
Coronilla juncea L.
Cytisus arboreus (Desf.) DC.
Juniperus oxycedrus L.
Myrica faya Aiton
Prunus lusitanica L.
Buxo
Pascoinhas
Giesta
Zimbro
Faia
Azereiro
No conjunto das espécies adequadas (quinze) podem encontrar-se, sobretudo, plantas ripícolas
testadas em território nacional e espécies da flora continental portuguesa já consideradas adequadas
pelas referências europeias.
O grupo das espécies provavelmente adequadas (dez) inclui plantas das formações vegetais
presentes nos matos, e que possuem uma ampla distribuição em Portugal, mas sobre as quais existem
limitadas, ou mesmo ausentes, informações relativas à sua utilização em Portugal. As referências
bibliográficas europeias sobre a sua capacidade de propagação vegetativa não são conclusivas. As
espécies deste grupo, se confirmada a sua adequação, poderão ser utilizadas com o objetivo de
estabilização e consolidação de solos, incluindo as áreas não ripárias.
De entre as espécies adequadas a áreas limitadas (cinco), existem plantas que já podem ser
utilizadas, porém apenas nos seus territórios. No caso de estudos futuros virem a indicar como
adequadas às obras de EN espécies da flora de Portugal insular (Açores e da Madeira), estas deverão
integrar este grupo.
Da lista de espécies a confirmar posteriormente (vinte) constam plantas amplamente
disseminadas em Portugal que não apresentam informações sobre as suas capacidades de propagação
vegetativa, ou em que estas são muito limitadas e insatisfatórias. Nestes casos, os resultados dos
ensaios experimentais seriam, à partida, pouco promissores. No entanto, esta situação poderá ser
revista posteriormente.
No grupo das espécies provavelmente desadequadas (nove) estão reunidas as plantas com
reduzida distribuição em Portugal, sobre as quais não há referências ou há testes com resultados
insatisfatórios, o que leva a não lhes planear ensaios, mesmo no longo prazo.
A partir das seguintes considerações já só incidentes sobre as espécies provavelmente
adequadas foram definidas as espécies mais significativas à submeter aos ensaios.
 As que têm menor número referências bibliográficas, são: Coronilla glauca, Phillyrea
angustifolia e Daphne gnidium,
 Para a concretização do efeito de consolidação do terreno é importante a profundidade
atingida pelas raízes das plantas; sendo referido, para a Lavandula stoechas ssp. Luisieri,
a existência de raízes muito pouco profundas (Sande Silva, 2002), considera-se esta
espécie menos interessante face a outras para este propósito.
 Entre as espécies restantes é Celtis australis a que apresenta uma mais limitada
distribuição geográfica em Portugal, consequentemente menos interessante; Corylus
avelana foi deixada ao lado sendo disponíveis plantas com especialização na produção do
fruto e por isso com cultivar que podem ser diferentes das plantas de origem silvestre.
Tendo como objetivo a sua utilização na consolidação das encostas, as quatro espécies sobre
as quais existe maior interesse em testar a sua capacidade de enraizamento caulinar adventício são:
 Fraxinus angustifolia Vahl
 Rosmarinus officinalis L.
 Sambucus nigra L.
 Viburnum tinus L.
149
CONCLUSÕES
Não existem limitações significativas à execução das obras de EN em ambientes húmidos, ou
seja, perto de rios e linhas de água ou onde se registam chuvas frequentes; pelo contrário, a
implementação de obras de EN em áreas sujeitas à seca estival, como no caso do clima mediterrânico,
fica limitada, tendo sido poucas as experiências em que se conseguiram amplos êxitos positivos.
A revisão da bibliografia permitiu a comparação de dados obtidos através de experiências com
diferentes abordagens, quer no que se refere ao ambiente onde foram desenvolvidas, quer aos
materiais de propagação utilizados. Ou seja, em ambiente controlado foram utilizadas sobretudo
estacas verdes, finas e curtas, colocadas em posição vertical e com aplicação de hormonas de
enraizamento; por outro lado, nas experiências de campo, foram colocadas estacas lenhosas, com
acerca de um metro de comprido e diâmetros superiores a três centímetros, em posição sub-horizontal,
sem utilização de hormonas. A mesma revisão bibliográfica permitiu ainda constatar importantes
diferenças na percentagem de enraizamento das estacas em ambiente controlado, quando estas são
cortadas de plantas mães jovens ou rejuvenescidas, ou quando são cortadas de plantas mães com mais
de 20 anos.
A EN apresenta uma vasta série de modelos de intervenção ricos em pormenores construtivos,
não parecendo necessário aprofundar esta matéria. O desafio da EN é a definição de espécies das
floras dos diferentes países e regiões, a utilizar principalmente em situações onde os períodos de estio
funcionam como um importante fator limitante. O aumento do conhecimento nesta última linha de
ação poderá tornar a EN uma ferramenta muito útil no combate à desertificação.
Os resultados obtidos da análise do conhecimento pré-existente propõem, como rumo a seguir
na prossecução destes estudos, o alargamento das pesquisas sobre o enraizamento caulinar adventício,
já realizadas no parque nacional do Vesúvio, ou efetuadas por Florineth (2004) ou ainda, indicadas por
Cornelini e Sauli (2005). No entanto, no âmbito da pesquisa conduta pelo Centro de Ecologia
Aplicada Prof. Baeta Neves, foram desenvolvidos ensaios sobre o enraizamento de estacas sobre os
quais que será referido numa outra comunicação.
Tendo em conta a importância dos fenómenos de erosão, deslizamentos e desmoronamento
acontecidos no passado recente na Madeira, mas também nos Açores, e tendo em consideração as
particularidades da flora e dos endemismos destas ilhas, seria também útil aprofundar a pesquisa sobre
as características de propagação daquelas espécies, com o intuito de se poderem desenvolver nestas
regiões aplicações da EN.
ANOTAÇÃO
Esta comunicação é uma síntese dum artigo submetido à revista Silva Lusitana, e aceite.
REFERÊNCIAS
ARANZAZU PRADA, M.; ARIPZE, D., (2009), “Guia de propagação de árvores e arbustos
ribeirinhos, um contributo para o restauro de rios na região Mediterrânica”, Ripidurable project,
Sintra, 203 pp.
BEZZI, C.; BALDINI, I., (2006), “Il brainstorming, pratica e teoria”, Franco Angeli Editore, Milano,
p.240.
BIFULCO, C., (2001), “L’ingegneria naturalistica nel parco nazionale del Vesuvio. Em Parco
Nazionale del Vesuvio. 2001”, Interventi di ingegneria naturalistica nel Parco Nazionale del Vesuvio.
Ente Parco Nazionale del Vesuvio, San Sebastiano al Vesuvio, pp. 3-13.
150
BINGRE, P.; AGUIAR. C.; ESPÍRITO-SANTO, D.; ARSENIO, P.; MONTEIRO-HENRIQUES, T.,
(2007), “Guia de campo – As árvores e os arbustos de Portugal continental”, Jornal Publico/ Fundação
Luso-Americana para o Desenvolvimento/ Liga para a Proteção da Natureza, Lisboa, 462 pp.
CASTROVIEJO, S. (Coord.), (1986), “Flora iberica”. http://www.floraiberica.org/ (consultado em 02/02/2011)
CORNELINI, P.; FEDERICO, C.; PIRREA, G., (2008), “ARBUSTI AUTOCTONI
MEDITERRANEI PER L'INGEGNERIA NATURALISTICA Primo contributo alla morfometria
degli apparati radicali”, Azienda Foreste Demaniali Regione Siciliana - Collana Sicilia Foreste, n° 40,
Palermo., 331 pp
CORNELINI, P.; SAULI, G., (2001), “L’ingegneria naturalistica nelle aree mediterranee. Em Parco
Nazionale del Vesuvio. 2001”. Interventi di ingegneria naturalistica nel Parco Nazionale del Vesuvio.
Ente Parco Nazionale del Vesuvio, San Sebastiano al Vesuvio, pp. 71-85.
CORNELINI, P.; SAULI, G., (2005); “Manuale di indirizzo delle scelte progettuali per interventi di
ingegneria naturalistica”, Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio – Direzione Generale
per la Difesa del Suolo – PODIS, Roma, 389 pp.
COSTA, J.; COSTA, M.; MONTEIRO, I.; FARINHÓ, M., (2000), “Relatório final do Projecto
INTERREG II Estudo de diversas espécies da flora autóctone mediterrânea com interesse ornamental
(1998-2000)”.
http://www.drapalg.minagricultura.pt/downloads/projectos/InterregII_Flora_Autoctone/Brochura_Flora_Autoctone.pdf
DE LUCA, A.; MOLINARI, V., (2003), “Interventi di sistemazione del territorio con tecniche di
ingegneria naturalistica”, Regione Piemonte, Torino, 381 pp.
DRAP ALGARVE, (2000); “Relatório final do Projecto INTERREG II Introdução de novas espécies
ornamentais no mercado europeu, adaptadas a condições secas e salinas”. http://www.drapalg.minagricultura.pt/downloads/projectos/Ornamentais/AIR/Relatorio_final_AIR.pdf (consultado em 02/02/2011).
FARIA, C.; FABIÃO, A.; PEREIRA, M.; ALMEIDA, M.; FABIÃO, A., (2008), “Contributo para a
produção
em
viveiro
de
plantas
lenhosas
ribeirinhas
de
qualidade”.
http://www.repository.utl.pt/bitstream/10400.5/1268/1/REP-Fabiao%2c%20A.-Faria_et_al_2008.pdf
02/02/2011).
(consultado
em
FLORINETH, F., (2004), “Piante al posto del cemento, manuale di ingegneria naturalistica e verde
tecnico”, Ed. 2007, Il verde editoriale, Milano, 280 pp.
MARTINS, M., (2000), “Relatório final do Projecto INTERREG II Estudo de plantas aromáticas,
condimentares
e
medicinais
(1998-2000)”.
http://www.drapalg.minagricultura.pt/downloads/projectos/Aromaticas/INTERREG%20II_PAM_Rel%20Final.pdf (consultado em 02/02/2011).
MENDES, A.; BARROSO, A.; FABIÃO, A.; ALBUQUERQUE, A.; FABIÃO, A.; FARIA, C.;
ALMEIDA, M.; FERREIRA, M., (2008), “RICOVER (SOE1/P2/P248) Projecto Recuperação de Rios
no SUDOE Europeu; Metodologias de Caracterização, Identificação e Pré-Actuação em Áreas para
Restauro Fluvial Aplicação às Ribeiras do Algarve (2009-2010)”. http://www.interregsudoe.eu/PRT/f/138/17/RICOVER/Os-projectos-aprovados/Recuperaco-de-rios-no-SUDOE-Europeu
02/02/2011).
(consultado
em
PIGNATTI G.; CROBEDDU, S., (2005), “Effects of rejuvenation on cutting propagation of
Mediterranean shrub species”. Forest@ 2 (3): 290-295. http://www.sisef.it/forest@/pdf/Pignatti_308.pdf (consultado
em 02/02/2011).
PIOTTO, B.; DI NOI, A., (2001), “Propagazione per seme di alberi e arbusti della flora mediterranea”,
Agenzia Nazionale per la Protezione dell’Ambiente, Roma, 211 pp.
SANDE SILVA, J., (2002),”Estrutura dos sistemas radicais e dinâmica da água no solo numa
comunidade arbustiva da tapada nacional de Mafra”, Tese de Doutoramento em Engenharia Florestal,
Universidade Técnica de Lisboa Instituto Superior de Agronomia, Lisboa, 137 p.
SAULI, G.; CORNELINI, P.; PRETI, F., (2002); Manuale di ingegneria naturalistica applicabile al
settore idraulico”, Regione Lazio, Roma, 421 pp.
151
SCHIECHTL, H., (1973), “Bioingegneria forestale – basi - materiali da costruzione vivi – metodi”,
Ed. 1985 Edizioni Castaldi , Feltre, 263 pp.
SCHIECHTL, H., (1992), “I salici nell’uso pratico”, Ed. 1996, Edizioni Arca, Trento, 178 pp.
SCHIECHTL, H.; STERN, R., (1992), “Ingegneria naturalistica, manuale delle opere in terra”,
Edizioni Castaldi, Feltre, 163 pp.
UTAD, (2007), Flora digital de Portugal. http://www.jb.utad.pt/pt/herbario/cons_reg.asp (consultado em
02/02/2011).
152
CONTROLO
DE
EROSÃO
E
AMBIENTAL DA SCUT AÇORES
INTEGRAÇÃO
FONSECA, G.V.B.
Comercial PROJAR, S.A. ([email protected]); Alto da Bela Vista, 68, Pavilhão 2, 2735-336
Cacém, Portugal.
NAVARRO TENA, P.
Comercial PROJAR, S.A. ([email protected]); C/ La Pinaeta, s/n, 46930 Quart de Poblet, Valência,
Espanha.
RESUMO
A ilha de São Miguel situa-se 1.600 km a Oeste de Lisboa no arquipélago dos Açores. Ocupa
uma superficie de 747 km2 e tem 140.000 habitantes.
A sua complicada orografía condicionou históricamente as relações entre as
principaispovoações da ilha o que tornava imperativa uma melhoria substancial da sua rede viária.
Por este motivo, em 2006 foi adjudicado á empresa Ferrovial a melhoria, construção
econcessão de vários tramos de vía com o objectivo de melhorar a segurança e reduzir ostempos de
deslocamento na ilha.
O acompanhamento ambiental das obras realizou-se segundo os preceitos estabelecidosno
Relatório de Conformidade Ambiental (RECAPE), que, entre outros aspectos, exigia aobservância da
qualidade das águas, a integração paisagistica e o controlo de erosão.
A revegetação foi condicionada pela desigual climatología da ilha, o carácter vulcânicodos
solos (pouco estruturados e carentes de materia orgânica) e o declive dos taludes (1H:1V na
generalidade).
Assinale-se que existem importantes variações entre as zonas Norte e Sul da ilha, dando lugar
a distintos problemas de erosão.
Sendo impossivel o espalhamento de terra vegetal, estudaram-se diversas alternativaspara
revegetar os taludes e reduzir o risco de erosão, com custos razoáveis, visto asuperficie a tratar superar
os 600.000 m2. Finalmente optou-se pela utilização dehidromantas, com recurso a mulches hidráulicos
de tipo FGM ou BFM de acordo com as caracteristicas de cada talude.
A técnica utilizada foi um éxito, com extraordinários índices de cobertura que minimizaram os
problemas de erosão e subsequentes custos de manutenção
ABSTRACT
São Miguel Island is situated in the Azores archipelago 1.600 km West of Lisbon. The island
covers 747 km2 and has around 140.000 inhabitants.
The connections between the mains settlements in the island have historically been
conditioned by a harsh orography. Such conditions made it imperative to substantially improve the
road network.
For this reason, in 2006 the firm Ferrovial was contracted to improve and construct several
extensions of road with the objective of increasing security and shorten the travel times inside the
island.
The environmental monitoring was done according to the standards defined in the “Relatório
de Conformidade Ambiental (RECAPE)”, which amongst other demands required the observation of
water quality, landscape integration and erosion control.
The revegetation was conditioned by the unequal climatology of the island, the volcanic
characteristic of the soils (poorly structured and with very low levels of organic matter ) and the
153
characteristics of the slopes (mostly 1H:1V). Furthermore important differences between the Northern
and Southern zones of the island produce different erosion problems.
Since the spreading of humus was impossible, several alternatives were studied to reseed the
slopes and reduce the erosion risks, within acceptable costs for more than 600.000m2. The final option
was the use of hydroblankets, using hydraulic FGM or BFM mulches according to the characteristics
of each slope.
The technique used proved successful, obtaining extraordinary soil coverage, resulting in
minimum erosion, erosion problems and therefore diminishing maintenance costs.
INTRODUÇÃO
Uma das maiores infraestruturas viárias da história dos Açores foi executada pela Ferrovial,
tendo os trabalhos terminado em Dezembro de 2011.
Figura 1 – Localização do projecto
São Miguel, a maior ilha do arquipélago dos Açores, asemelha-se a um imenso patchwork de
campos, lagos pastagens e bosques. O tecido que cobre este território português é colorido por toda a
palete de verdes, desde a cor da erva ao verde esmeralda, passando pelo verde azulado que imprimem
os liquenes e que segundo alguns historiadores, dá nome ao arquipélago.
Três números moldam a vida em São Miguel: a sua superficie é apenas de 747 kms quadrados
(semelhante a Menorca ou El Hierro), os seus residentes são pouco mais de 140.000 e está situada a
meio do Oceano Atlântico, a 1.600 kilómetros da capital do país, Lisboa. Um quarto factor que
historicamente condicionou este enclave é a sua orografía montanhosa. Esta circunstância é
responsável pela sempre complicada comunicação interna. De facto, ao Noroeste de São Miguel
cham-se vulgarmente a décima ilha do arquipélago, devido ao seu isolamento.
O Governo Regional dos Açores adjudicó a concessão dos diferentes eixos que compoêm a
SCUT por um período de 30 anos, con un sistema de portagens previsto. A SCUT tem um
comprimento total de 93,7 km, dos quais 20 já se encontravam em uso e 46 são recém construídos.
Adicionalmente existem 26 km de vía que correspondem a estradas que foram rehabilitadas.
O valor de obra da nova construção é de 270 milhões de euros. Tendo a obra sido executada
por cerca de 1.150 trabalhadores, 75% dos quais Açoreanos e os restantes 25% provenientes do
Continente. Tendo este sido um projecto sem precedentes no arquipélago foi necessário trazer
154
especialistas do Continente. Os veiculos, maquinaria pesada, materiais e inclusive a fábrica para crear
a grandes vigas dos vidutos foram transladados á ilha por barco.
Figura 2 – Paisagem do Norte da Ilha de São Miguel
DESENVOLVIMENTO
Desrição do projecto
Os números gerais da obra dão uma ideia da magnitude do projecto: 27 viadutos e 72
passagens desniveladas, 4,5 milhões de metros cúbicos de taludes e cerca de 11 milhões de metros
cúbicos de excavações. Também é importante referir os “tempos” na zona Norte, por exemplo, o
trajecto permite melhorar o acesso às povoações mais afastadas da capital, Ponta Delgada O tempo de
deslocação reduziu-se de uma hora e meia entre a cidade e o Nordeste a sensivelmente 40 minutos.
Figura 3 - Murete de pedra vulcânica como limite do Eixo Norte-Sul
O projecto divide-se em 3 eixos:
 Eixo Sul, 30 km: 10,8 km existentes, 7,7 km de rehabilitação e 11,5 km de nova construção
com uma via por sentido. Liga o aeroporto e a capital com a zona Sul da ilha.
 Eixo Norte-Sul, 31,9 km: 5,4 km existentes, 15,7 km de rehabilitação e 10,7 km de nova
construção com duas vias por sentido. Melhora a ligação entre as duas principais povoações
da Ilha.
 Eixo Nordeste: 25,6 km de nova construção com uma via por sentido.
155
Figura 4 – Mapa com os diferentes eixos que integram a SCUT Açores e os números mais representativos.
Principais condicionantes ambientais
Geologia
A Ilha de São Miguel é de origen vulcânica e emergiu do Oceano após sucessivas erupções de
sete grupos de vulcões distintos. Este facto originou uma orografia abrupta e, devido á sua juventude
geológica, formada por solos pouco evoluidos, com texturas e estruturas que dificultam
consideravelmente os processos de revegetação natural. Contudo e apesar do pequeno tamanho da ilha
existem difereneças significativas entre o Norte e o Sul.
No eixo Sul o terreno mostra-se mais complicado, formado maioritáriamente por pedra pomes
de diferentes granulometrias. Tanto a pedra pomés em si, como os estratos em que a sua presença é
dominante contêm uma grande quantidade de macroporos e, portanto, uma capacidade de drenagem
excepcional. Isto faz com que a água não permaneça disponível para as plantas por muito tempo. Por
outro lado, e como consequência dos declives do terreno (a maioria dos taludes têm pendentes iguais
ou superiores a 45º), da grande quantidade de ar presente no solo e das temperaturas suaves ao longo
de todo o ano, a matéria orgânica é arrastada e degradada com muita rapidez, pelo que a regeneração
natural do solo é muito lenta.
Figura 5 – Talude no eixo Sul
156
Outro dos inconvenientes da pedra pomés é a sua reduzida coesão. Carentes de uma estrutura
que forme agregados estáveis perante as chuvas e/ou o vento os taludes formados por este material têm
grande tendência a erosionar-se, sendo esse factor acrescido pelo facto de na região dos trabalhos as
precipitações poderem superar os 1.000mm anuais.
No Norte, os materiais constituintes do solo são muito diferentes, apresentam uma textura
muito fina, sendo o seu componente maioritário o basalto, com elevados graus de alteração. Esta
característica faz com que os solos tenham uma capacidade de troca catiónica e de armazenamento de
água maior. Sem embargo, a superficie dos taludes é muito lisa e compacta, o que dificulta a aderência
dos materiais de hidrosementeira e a penetração das raizes. Apesar disto o Norte da ilha reúne
condições ambientais mais favoráveis para a obtenção de bons resultados já que além de apresentarem
solos mais férteis têm condições mais favoráveis de precipitação e humidade ambiental. Inclusive
durante os meses de verão.
Figura 6 - Vale cruzado pelo eixo Norte
Climatologia
Na ilha de São Miguel deparámo-nos com um clima especialmente benigno para o
desenvolvimento de qualquer tipo de vegetação de zonas temperadas, visto as chuvas serem
abundantes (800 mm/ano en média), constantes e não muito intensas durante a maior parte do ano. As
temperaturas não registram variações bruscas ao largo das estações do ano e sobretudo não costumam
baixar dos 10.ºC, pelo menos nas zonas costeiras, reduzindo e anulando em muitos casos a paragem
vegetativa invernal de muitas espécies. Como exemplo do clima especial em que decorreram os
trabalhos podemos referir que na ilha se produzem com êxito cultivos subtropicais como o Ananás
(Ananas comosus), a Banana (Musa paradisiaca) ou o Chá (Camelia sinensis).
Apesar do clima favorecer o desenvolvimento da vegetação, a sua exuberência hídrica coloca
um inconveniente para a execução de hidrosementeiras, pois durante as estações favoráveis para os
trabalhos também se registram a maioria das precipitações, sendo normais 20 a 30 dias de chuva
durante os meses de Dezembro, Janeiro e Fevereiro.
Este factor dificulta considerávelmente a projecção de hidrosementeira e obriga á utilização de
materiais com grande resistência que sejam capazes de proteger o solo e os componentes da
hidrosementeira durante sucessivos dias de chuva e vento.
157
Figura 7 - Construcção de um viaduto do eixo Norte
ORGANIZAÇÃO E LOGÍSTICA DA OBRA
A Logística constituiu um dos maiores desafíos que se colocaram à concessionária,
construtora e aos principais sub-empreiteiros. Dezenas de barcos serviram de ponte marítima entre São
Miguel e os portos de origem de maquinaria e materiais.
O projecto chegou a superar a escala da ilha. Tendo, por exemplo, sido necessário desmontar a
lança de uma grua de 400 toneladas para poder desembarcá-la pois o porto não está preparado para
estes equipamentos. Igual procedimento teve de ser realizado con outra maquinaria como sejam as
retroescavadoras: a maior que se pode transportar, e mesmo assim com dificuldades, pesava 85
toneladas.
Figura 8 - Parque de aduelas
Desde o ínico do projecto, tentou-se contratar o máximo possível de mão-de-obra local, o que
também colocou um desafio para uma sociedade habituada ao isolamento.
Quando as empresas Açoreanas não conseguiram responder às necessidades do projecto
procurou-se empresas Portuguesas, Espanholas e do resto da Europa. Devido à distância e isolamento
do enclave a fase preparatória da obra já colocava dificuldades pela necessidade de transportar grandes
quantidades de material, equipas humanas e maquinaria para a ilha.
Apenas para a revegetação da obra, foram enviados para a ilha 18 contentores marítimos de 40
pés carregados com mulch, sementes, fertilizantes e activadores biológicos.
Para levar a cabo os trabalhos de revegetação deslocaram-se para a ilha dois equipamentos de
hidrosementeira:
•
Um equipamento ligeiro, constituido por uma hidrosemeadora de 2.000 litros de
capacidade de trabalho, revocada por um veículo 4x4. Este equipamento foi especialmente útil
para trabalhar em locais complicados onde o equipamento pesado teria dificuldades de acesso
e trabalho.
158
•
Um equipamento pesado, constituido por uma hidrosemeadora de 5.700 litros de
capacidade de trabalho transportada sobre um camião. Este equipamento inclui uma bomba
hidráulica de grande potência que facilita os trabalhos com mangueira a grande distância ou
altura.
Figura 9 - Hidrosemeadora de 5.700 litros deslocada desde o Continente
Apesar de ambos os equipamentos estarem equipados com bombas de sucção para autocarregamento de água decidiu-se contratar na ilha duas cisternas de água rebocadas por tractores cuja
missão era a de abastecer continuamente as hidrosemeadoras de modo a optimizar ao máximo os
rendimentos de trabalho.
MEDIDAS PARA CONTROLO DE EROSÃO
No eixo Sul a distribuição de tratamentos realizou-se atendendo à composição geológica
maioritária dos taludes, diferenciando-se tres tipologias: taludes de escavação de pedra-pomes ou
ignimbritos soldados, taludes de escavação de outros materiais (estratos de pedra pomes de
granulometrias média ou pequena, etc.), e taludes de aterros.
No eixo Norte a classificação foi mais complexa e realizou-se por meio de prospecções visuais
que avaliavam diferentes parámetros como a orientação, rugosidade ou existência de vegetação.
Posteriormente estes valores eram analisados dando lugar aos diferentes tratamentos propostos para o
referido eixo.
A mistura de sementes foi idêntica em todos os casos:
Herbáceas: 20% Agrostis tenuis, 10% Festuca arundinácea, 20% Lolium multiflorum, 20% Lolium
perenne, 10% Trifolium pratensis, 10% Trifolium subterranium, 10% Vicia sativa
Arbustivas: 9% Ilex azorica, 12% Prunus azorica, 35% Myrtus communis, 44% Vibumum treleasai
Figura 10 – Mistura de sementes utilizada
159
Conceberam-se diferentes tratamentos em função das características maioritárias de cada
talude ou aterro.
Figura 11 – Projecção de hidromanta
Hidrosementeira tradicional: Aplicaram-se dois tratamentos distintos, um para aterros (doses
de mulch de 100gr/m2) e outro para aqueles taludes do eixo Norte á priori mais fáceis de revegetar
(dose de mulch de 150gr/m2). Ambos estão compostos por mulch de fibra de madeira refinada,
estabilizante orgânico, sementes, fertilizante de lenta libertação e ácidos húmicos.
Hidrosementeira com mulches hidráulicos (hidromanta): Neste tratamento substitui-se o
mulch de madeira e estabilizante tradicional por um mulch tecnologicamente mais avançado que inclui
na sua composição um estabilizante sintético e outros aditivos. Este tratamento permite gerar uma
matriz envolvente e favoravel á germinação e permanência dos restantes componentes sobre o talude,
actuando paralelamente como barreira física de larga duração (até 19 meses) contra a erosão.
Mulch BFM (Bounded Fiber Matrix): Este mulch é composto por fibras de madeira refinadas
de alta qualidade e por um estabilizante bio-polimérico de grande resistência que melhora a estrutura
da hidrosementeira aumentando a capacidade de retenção de água. A sua permanência no terreno pode
chegar aos 9 meses.
No eixo Sul aplicaram-se doses de 400gr/m2 em terrenos formados maioritariamente por
pedra-pomes de granulometria inferior a 10mm (DPC e DPL). Estes terrenos apresentavam melhor
estrutura e maior evolução pelo que a revegetação foi alcançada de forma mais fácil.
Figura 12 - Resultado de uma hidromanta no eixo Norte
No eixo Norte aplicou-se uma dose de mulch de 200gr/m2. Neste caso estudaram-se vários parametros
como a rugosidade, altura do talude e a sua orientação, entre outros, para determinar a aplicação deste
material ou do de maior resistência. Para realizar a classificação dos taludes de forma mais objectiva
160
possível levou-se a cabo uma análise multicriteriosa na qual se avaliavam varias das suas
caracteristicas atribuindo a cada qual uma pontução que era maior quanto maior fosse a dificuldade de
revegetação.
Figura 13 – Aterro hidrosemeado no eixo Sul
Mulch FGM (Flexible Growth Medium): Este mulch proporciona a maior resistência e
duração de todos os que se utilizaram na obra. Écomposto por fibras de madeira refinada de alta
qualidade, fibras sintéticas de entrançado, partículas cerâmicas e um estabilizante hidrocoloidal de alta
resistência.
A união de todos estes componentes confere ao mulch uma superior capacidade de protecção
perante o impacto das gotas de água, em simultâneo com uma maior capacidade de absorção de água.
Para além destas características este mulch forma uma matriz flexivel sobre o talude gerando uma
estrutura óptima para a germinação em especial nos primeiros estádios de desenvolvimento da
vegetação.
No eixo Sul, utilizou-se uma dose de 500gr/m2 combinada com sementes, adubo de lenta
libertação e ácidos húmicos, sobre taludes maioritariamente formados por pedra-pomes de
granulometria superior a 10mm. Na zona Norte reduziu-se a dose para metade devido á maior
facilidade que á priori apresentavam os taludes para a sua revegetação.
Figura 14 – Amostra de mulch BFM
Apresenta-se em seguida a composição de cada uma das misturas utilizadas:
Taludes no eixo Sul com presença de pedra-pomes, ignimbritos soldados e pendente igual ou
superior a 1H:1V: Hidrosementeira em dupla passagem com mulch tipo FGM (Flexible Growth
Medium). Este mulch tem uma taxa de permanência no talude entre 12 a 18 meses. Este tratamento foi
aplicado em 105.000 m2.
161
Tabela 1 – Composição de hidrosementeira com FGM no eixo Sul
COMPONENTES
Primera passagem
Sementes
Adubo de lenta libertação
Mulch hidráulico FGM
Ácidos húmicos
Segunda passagem
DOSE
30 gr/m2
40 gr/m2
200 gr/m2
10 gr/m2
300 gr/m2
Restantes taludes no eixo Sul: Hidrosementeira em dupla passagem com mulch tipo BFM
(Bonded Fiber Matrix). Este mulch tem uma taxa de permanência no talude entre 9 a 12 meses. Este
tratamento foi aplicado em 180.000 m2.
Tabela 2 – Composição de hidrosementeira com BFM no eixo Sul
COMPONENTES
Primera passagem
Sementes
Mulch hidráulico BFM
Ácidos húmicos
Segunda passagem
DOSE
30 gr/m2
40 gr/m2
200 gr/m2
10 gr/m2
200 gr/m2
Figura 15 – Talude no eixo Sul em Outubro de 2011
Taludes no eixo Norte, com maior dificuldade para a revegetação segundo os critérios
analisados: Hidrosementeira em dupla passagemcom mulch tipo FGM (Flexible Growth Medium).
Este mulch tem uma taxa de permanência no talude entre 12 a 18 meses. Este tratamento foi aplicado
em 65.000 m2.
Tabela 3 – Composição de hidrosementeira nos taludes mais dificeis do eixo Norte
COMPONENTES
DOSE
Primera passagem
Sementes
Ácidos húmicos
30 gr/m2
40 gr/m2
125 gr/m2
10 gr/m2
Segunda passagem
125 gr/m2
162
Restantes taludes no eixo Norte: Hidrosementeira em dupla passagem com mulch tipo BFM (Bonded
Fiber Matrix). Este mulch tem uma taxa de permanencia no talude entre 9 a 12 meses. Este tratamento
foi aplicado em 130.000 m2.
Tabela 4 – Composição de hidrosementeira nos restantes taludes do eixo Norte
COMPONENTES
DOSE
Primera passagem
30 gr/m2
40 gr/m2
100 gr/m2
10 gr/m2
Sementes
Ácidos húmicos
Segunda passagem
100 gr/m2
Figura 16 – Talude no eixo Norte
Aterros: Foram hidrosemeados um total de 285.000 m2 de superficie de aterro, utilizando-se
mulch de madeira de fibra curta. Esta operação realizou-se numa única fase.
Tabela 5 – Composição de hidrosementeira nos aterros
COMPONENTES
Sementes
Estabilizante orgânico
Mulch de madeira de fibra curta
Ácidos húmicos
DOSE
30 gr/m2
20 gr/m2
10 gr/m2
100 gr/m2
5 gr/m2
A intensa pluviometría da ilha de São Migeul tornou necessária a modificação pontual dos
procedimentos de trabalho, aplicando-se todos os materiais de composição das hidrosementeiras em
cada uma das passagens, com o objectivo de evitar a escorrência por excesso de humidade no talude
ou inclusivamente a lavagem das sementes quando se produziam fortes chuvadas pouco tempo após a
primeira passagem.
CONCLUSÕES
A obra executou-se em duas etapas debido á impossibilidade de realizar os tratamentos
previstos durante os meses de estio. A primeira fase teve lugar de Novembro de 2010 a Abril de 2011
163
e executaram-se cerca de dois terços da superfície total, a segunda fase teve inicio em Setembro de
2011 e terminou em Dezembro desse mesmo ano.
Apesar de heterogéneos a nivel de resultados (índices de cobertura e espécies vegetais estabelecidas),
os tratamentos foram satisfatórios em todos os casos.
Figura 17 - Estado do eixo Sul (outubro de 2011)
Esta heterogeneidade ficou a deber-se à grande variabilidade geológica, climática e inclusivé
micro climática nos taludes tratados.
Independentemente da percentagem de cobertura vegetal, que está directamente relacionada
com as condições edafoclimáticas, pode considerar-se que se alcançou um grau de protecção á erosão
adequado, obtendo-se em simultâneo a integração paisagistica da obra.
Especialmente relevante é o nível de protecção alcançado com a técnica de hidromanta,
especialmente nos taludes do eixo Sul, onde os materiais eram especialmente inestáveis e propensos á
erosão devido á sua composição e á sua estrutura pobre.
Figura 18 - Imagem do eixo Norte (outubro de 2011)
No eixo Norte, tanto a geología como a climatología favoreceram a melhor revegetação dos
taludes. Nesta zona da ilha os solos encontram-se mais evoluídos, formados maioritariamente por
materiais basálticos com altos graus de alteração. Esta circunstância é responsável pela melhor
estrutura e maior capacidade de retenção de água e capacidade de troca catiónica destes taludes, o que
em conjunto com uma climatologia sem períodos estivais acentuados, temperaturas amenas durante
todo o ano e um maior volume de precipitação anual permitiu obter resultados extraordinários com
coberturas de 100% nos melhores casos e nunca inferiores a 50% nos piores.
No Norte da Ilha, a orientação dos taludes não foi um factor significativo, obtendo-se
resultados semelhantes tanto em taludes com orientação Sul como Norte.
164
Figura 19 – Talude no eixo Sul no qual foi possível espalhar terra vegetal
A recuperação ambiental do eixo Sul foi mais complicada, tal como faziam prever as suas
condições climáticas (menor pluviometria, maiores temperaturas, maiores graus de insolação nos
taludes orientados maioritariamente a Sul) e geológicas (materiais menos alterados, peor coesão,
praticamente isentos de matéria orgânnica e apresentando estruturas muito pobres).
O eixo Sul assenta sobre terrenos formados fundamentalmente por pedra-pomes de diferentes
granulometrías. Tanto a pedra-pomes em si mesma, como os estratos onde a sua presença é dominante,
contêm uma elevada quantidade de macroporos que proporcionam ao terreno uma capacidade drenante
excepcional. Isto faz com que a água não permaneça disponível para as plantas durante muito tempo.
Por outra parte e como consequência da grande quantidade de ar que se encontra no solo, a matéria
orgânica degrada-se com muita rapidez e portanto, a formação natural de solo fértil é extremamente
dificultada.
Estas condições levaram a que a revegetação tenha sido menos uniforme que no eixo Norte e
com menores indíces de cobertura, de cerca de 85% nos melhores casos até 40% nos piores.
O caso mais extremo foi obtido em taludes formados por ignimbritos soldados. Nestes não se
chegou a 40% de cobertura vegetal devido ao elevado grau de cimentação destes materiais e á sua
muito limitada capacidade de evolução edáfica.
Figura 20 – Revegetação por estratos de terreno (eixo Sul)
165
ESTABILIZACIÓN DE LADERAS MEDIANTE LAS
TÉCNICAS DE BIOINGENIERÍA
SANGALLI, P. – SCIA SL
Bióloga y Paisajista. Directora de SCIA SL, San Sebastián, Presidente de AEIP (Asociación Española
de Ingeniería del Paisaje), Vice-presidente de AEP (Asociación Española de Paisajistas), España
www.sangallipaisaje.com; [email protected]
CORNELINI, P.
Civil Engineer and Doctor of Natural Sciences. Vice President of A.I.P.I.N. (Associazione Italiana per
la Ingegneria Naturalistica). Italy
VALENZUELA, M.
Bióloga y especialista en Restauración, San Sebastián, AEIP (Asociación Española de Ingeniería del
Paisaje), España
IBARBIA I. - IKERLUR SL
Departamento de Movilidad e Infraestructuras Viarias de la Dirección General de carreteras de la
Diputación Foral de Gipuzkoa -Gipuzkoako Foru Aldundia
NAVARRO, J. A.
Departamento de Movilidad e Infraestructuras Viarias de la Dirección General de carreteras de la
Diputación Foral de Gipuzkoa -Gipuzkoako Foru Aldundia
RESUMEN
La Bioingeniería, tal como viene definida por la EFIB, es la disciplina que estudia las
propiedades técnicas y biológicas de las plantas vivas y su utilización, de manera aislada o en
combinación con materiales inertes como son la piedra, la madera o el acero, como elementos de
construcción en las obras de recuperación del entorno ambiental.
Debido a las condiciones orográficas, edáficas y climatológicas de Guipúzcoa se producen
frecuentes desprendimientos y deslizamientos. El servicio de Conservación de carreteras del
Departamento de Infraestructuras viarias de la DF de Guipúzcoa solicitó una serie de informes
técnicos en los que se presentan alternativas de utilización de técnicas de Bioingeniería a las
soluciones de ingeniería tradicional, escogiendo para ello una serie de deslizamientos tipo. En la
comunicación se presentará la metodología llevada a cabo para el análisis de proyecto, común a los
distintos casos, así como la ejecución de algunas de estas obras
Palabras clave: Bioingeniería, entramado, loricata, fajina, hidromanta
INTRODUCTION
La Bioingeniería, tal como viene definida por la EFIB, es la disciplina que estudia las
propiedades técnicas y biológicas de las plantas vivas y su utilización, de manera aislada o en
combinación con materiales inertes como son la piedra, la madera o el acero, como elementos de
construcción en las obras de recuperación del entorno ambiental.
Uno de los ámbitos de mayor aplicación es el de las infraestructuras lineales, tanto a nivel de
carreteras como de vías férreas, con objeto de estabilizar taludes o bien de conseguir una mejor
integración de las obras.
Debido a las condiciones orográficas, edáficas y climatológicas de Guipúzcoa se producen
frecuentes desprendimientos y deslizamientos Tras las intensas lluvias de otoño e invierno del año
2010, el actual Servicio de Conservación y Gestión Vial
del Departamento de Movilidad e
Infraestructuras Viarias de la Dirección General de carreteras de la Diputación Foral de Gipuzkoa Gipuzkoako Foru Aldundia .solicitó una serie de informes técnicos en los que se presentaran
166
alternativas de utilización de técnicas de Bioingeniería a las soluciones de ingeniería tradicional,
escogiendo para ello una serie de deslizamientos con problemática distinta
En esta comunicación se presentan tres de estos casos, con distinta problemática:

La estabilización de un desprendimiento de 30-35º ubicado en el Pk. 411,300 de la
N-1 (Gipuzkoa) en Idiazábal, Gipuzkoa

La estabilización de un deslizamiento de 50-60 º , ubicado en Pk d8,9 de la GI 2635

La integración paisajística de los taludes y estabilización bajo el viaducto de la AP-1
en Aretxabaleta, Guipúzkoa
CASOS
Estabilización de un desprendimiento de 30-35º ubicado en el Pk. 411,30 de la N-1
Este desprendimiento se encuentra sobre una zona de gran inestabilidad sobre un muro
bulonado
La rotura de ladera tuvo lugar tras unas intensas lluvias y afectó a una superficie variable
comprendida entre 13 y 20 metros de anchura y 40 metros de longitud. Las causas del deslizamiento
ha sido por la saturación tras un periodo intenso de lluvias de los materiales lo que implica un
incremento de densidad de la masa potencialmente inestable y una menor resistencia al corte.
Foto 1 - Imagen del desprendimiento
La zona en la que se produjo el desprendimiento es una ladera muy inestable, existiendo un
muro de contención monitorizado al pie de este desprendimiento, así como un informe geotécnico
previo en el que se proponía una medida de estabilización desde la ingeniería tradicional. Aunque la
solución aportada por dicho estudio era adecuada desde el punto de vista de estabilización, implicaba
inhabilitar la calzada durante un periodo de tiempo prolongado, por lo que la DFG solicitó una
alternativa de estabilización del desprendimiento desde la Bioingeniería
Se llevó a cabo un análisis para determinar si era factible aplicar una solución de
Bioingeniería, lo que incluye un encuadre desde el punto de vista físico y el estudio de las siguientes
características:
 Caracterización geológica:
- Características geológicas generales de la zona
- Descripción geológica y geotécnica del terreno
- Definición de las características del subsuelo: parámetros geotécnicos, cortes
interpretados del terreno
 Caracterización climatológica
167
 Caracterización hidrológica de la ladera y del talud concreta
 Vegetación
 Medio antrópico y percepción: Usos, Legislación, paisaje
Así mismo se realizaron sondeos ligeros que complementaban el estudio geotécnico existente
que dieron como resultado un menor espesor de suelo coluvial que el interpretado
Las medidas tomadas se centraron en:
 la recuperación de la pendiente estable de la ladera,
 reparación del cuentón de guarda y generación de una nueva bajante con técnicas de
bioingeniería, en concreto una canaleta de piedra y madera
 construcción de estructuras vivas de contención: loricatas, entramados, y enrejados vivos
(cumplen funciones semejantes a muros anclados, escolleras, y gunitados convencionales),
 mejora de la estabilidad de los suelos y del drenaje subsuperficial mediante una red de
drenajes vivos a base de fajinas.
Fotos 2 e 3- Loricata vegetada
La obra se ejecutó en Noviembre de 2011 con un equipo que era la primera vez que llevaba a
cabo una intervención de este tipo La duración de la obra fue de cinco semanas. En esta obra ha sido la
primera vez que se ha llevado a cabo la estructura del entramado loricata, un entramado que cuenta
con un armazón metálico.
Fotos 4 e 5 - Loricata vegetada
168
La estabilización de un deslizamiento de 50-60 º, ubicado en Pk d8,9 de la GI 2635
Fotos 6 e 7 - Imagen del deslizamiento
El deslizamiento ocupa una superficie de unos 425 m2 y se produjo en una ladera de fuerte
pendiente en el mes de Noviembre del año 2009, tras unas intensas lluvias y ha afectado a un estrato
de suelos coluviales de espesor variable comprendido entre 4 y 6 metros. En la zona alta se encuentra
arbolado en mal estado, cuya enfermedad puede haber contribuido a una mayor acumulación de agua.
La zona es una zona de gran interés paisajístico y con objeto de integrar la obra de
estabilización, proteger el suelo frente a la erosión, consolidar el talud y prevenir ulteriores
deslizamientos superficiales se han propuesto una serie de medidas basadas en técnicas de
Bioingeniería, en función de la caracterización geotécnica , botánica y geotécnica del deslizamiento.
La ejecución de esta obra está prevista en noviembre de 2012.
Actuaciones propuestas






Preparación del suelo y reperfilado en cabecera
Construcción de un entramado latina al pie
Recuperación del perfil mediante un enrejado de ladera
Cuneta de malla de acero galvanizado y manta orgánica
Hidromanta
Fajinas de drenaje en ladera
Figura 1 - Tratamientos propuestos
169
La integración paisajística de los taludes y estabilización bajo el viaducto de la AP-1 en
Aretxabaleta, Guipúzkoa
En este caso, las técnicas de Bioingeniería se han empleado para recuperar e integrar
paisajísticamente las zonas de sombra del viaducto Basagoiti, viaducto que presentaba
Actualmente, las laderas bajo el viaducto, sus estribos y zonas de sombra de los tableros,
presentan un aspecto bastante mejorable, ya que la revegetación no ha tenido el éxito deseable. Varios
puntos presentan la tierra desnuda, síntomas de pérdida de suelo, erosión superficial, y escasa
integración visual de este elemento, especialmente cuando se observa desde la carretera que pasa por
debajo, la GI 3920 a Apotzaga.
Fotos 8 e 9 - Talud en noviembre 2011 y en mayo 2012 tras la ejecución.
La zona en cuestión, sobre relleno de limolitas procedente de la excavación de los túneles de la
propia AP1, presenta una zonas poco vegetadas, debido en parte a que la ejecución de las
hidrosiembras se realizó en época no idónea, y a la escasez de sustrato, y sobre todo a la dificultad
añadida que supone el encontrarse bajo el sombra del propio viaducto. Así mismo se observan
problemas de erosión superficial provocada por la escorrentía del agua y por la apertura de una pista
forestal así como zonas de pendientes pronunciadas a estabilizar
Los objetivos de las intervenciones han sido:
- Mejorar la integración paisajística y visual del área bajo el viaducto Basagoiti
- Atajar los problemas actuales de erosión y pérdida de suelo
- Mejorar la estabilidad de los caminos que se han repuesto en la zona de sombra del viaducto
- Mejorar la funcionalidad y estabilidad del curso de agua que pasa bajo la estructura
El pasado febrero se llevó a cabo la ejecución y se llevaron a cabo las siguientes actuaciones cuya
principal estrategia ha sido la recogida y aprovechamiento de las aguas las aguas pluviales para lograr
tener la humedad necesaria debajo de los viaductos, que permita la revegetación de estas superficies:
170
Fotos 10 e 11- Lechos de ramaje en construcción y con la primera brotación
- La construcción de pozos de retención de las aguas del drenaje longitudinal de los tableros
- Una red de drenajes subsuperficiales a base de fajinas vivas y muertas.
- Estabilización puntual mediante lechos de ramaje
- Plantación de especies tapizantes en las zanjas de las fajinas
- Estabilización de suelos mediante aplicación de hidromanta
- Tratamiento paisajístico de la plantación de bosque mixto existente
En el mes de abril, transcurrida la primera fase de brotación, se ha comprobado que el sistema de
gestión de las aguas de escorrentía con bioingeniería está funcionando correctamente, y los arbustos
tapizantes plantados en las zanjas “húmedas” bajo al sombra del viaducto han brotado de forma
saludable, de manera que las perspectivas de evolución de la obra son muy buenas
CONCLUSIONES
Las técnicas de bioingeniería suponen unos métodos muy adecuados para la estabilización de
determinados desprendimientos y taludes de infraestructuras lineales permitiendo resolver, los
problemas técnicos, pero ofreciendo también una integración paisajística, al minimizar el impacto
visual de las obras, una mejora ecológica, al permitir la recuperación de los ecosistemas y una mejora
socioeconómica, incorporando una importante mano de obra .y resultar competitivas con respecto a la
ingeniería tradicional
BIBLIOGRAFÍA
CA, (2008), “Gestión y recuperación de la vegetación de ribera”, Guía técnica para la restauración de
riberas.
NARBONA, R.; SANGALLI, P., (2007), “EDICIONES de Horticultura: Cuadernos del Paisaje nº 8Bioingeniería”.
MINISTERIO DE MEDIO AMBIENTE, (2008), “Restauración de ríos. Guía metodológica para la
elaboración de proyectos Ambiente”.
MAGDALENO MAS, F., (2009); “Manual de técnicas de restauración fluvial”, CEDEX.
NTJ 12S PARTE 1, (1999), “Obras de bioingeniería: Técnicas de recubrimiento de taludes”.
NTJ 12S PARTE 2, (1998), “Obras de bioingeniería: Técnicas de estabilización de taludes”.
NTJ 12S PARTE 3, (2000), “Obras de bioingeniería: Técnicas mixtas de revestimiento de taludes”.
171
NTJ 12S PARTE 4, ((en preparación), “Obras de bioingeniería: Técnicas mixtas de estabilización de
taludes”.
NTJ 12S PARTE 5, (2010), “Obras de bioingeniería en ámbito fluvial X”, Argimon, J.Bosch,
P.Sangalli.
NTJ 12S PARTE 6, (en preparación), “Obras de bioingeniería: Técnicas complementarias y anexo de
especies”.
PALMERI, F.; SILVÁN, F.; PRIETO, I., (2001), “Manual de técnicas de Ingeniería Naturalistica en
ámbito fluvial”, Administración de la Comunidad Autónoma del País Vasco, Departamento de
Trasportes y Obras Publicas. Vitoria-Gasteiz. 182 p
ZEH, H., (2007), “Ingeniería Biológica. Manual técnico”, Zurich: Federación Europea de Ingeniería
del Paisaje.
172
Biotechnical slope stabilization measures in the Phlegraean
district (Italy)
DORONZO, G.
gdoronzo@inwind. A.I.P.I.N. (Associazione Italiana per l’ Ingegneria Naturalistica) Sez. Campania
ABSTRACT
Landslides are, for the whole Italian territory, one of the main sources of geological hazards.
Campania stands among the first Italian regions as regards the landslide susceptibility and
hazard, having suffered, in the period 1918-1996, consequences from more than 3000 events (about
10% of the total number).
This paper deals with a case-study located within the Campi Flegrei, one of the Campanian
volcanic districts and, in particular, along the northern slope of the highest peak of the Phlegraean
district, the Camaldoli hill (458 m a.s.l.). Here, loose pyroclastic terrains, ejected during several
explosive eruptions, prevail in outcrop, resting over a bedrock made up of volcanic tuffs, the main of
which is represented by the Neapolitan Yellow Tuff (12 ka). In the last decade, the Camaldoli hill has
been repeatedly affected by rainfall-induced landslides which have represented a serious menace for
the local population: in fact, some of the most densely inhabited districts of the city of Naples are
located at the foot of the Camaldoli hill. Surficial soil slides (ranging from less than 0,5 to 1,5 m in
depth), rarely evolving into channelized debris flows, are the dominating typology among mass
movements, whose detachment area show slope angles ranging between 30° and 60°, while the
mobilized volumes only occasionally exceed some hundred cubic metres.
Along the northern slope of the Camaldoli hill runs a road which connects Naples with the
towns of Quarto and Marano. This road has been often interested by small-scale mass movements,
which induced local authorities to commit a project devoted to the landslide hazard mitigation. Among
the remedial measures adopted a major role was assigned to biotechnical slope stabilization works,
such as vegetated timber walls and geogrids, contour wattling, brush layering and others.
Having monitored the bioengineering works some years after their realization, some
conclusive remarks are referred to their effectiveness in the landslide hazard mitigation.
DATA AND METHODS
The territory of the Campania region is characterized by an high geological and
geomorphological lack of homogeneity, a result of a complex geodynamic and morphoevolutionary
history. However, according to the criteria embraced by Guida (2001) and by Cinque & Romano
(2001), the different Campanian morphotypes and landscapes can be traced back to a limited number
of Large Geomorphological Units (LGU), characterized by homogeneous morphological features.
With relation to the tendency or susceptibility to slides, in Campania it is possible to locate three main
LGU: carbonate relief, hill-subappennine relief, volcanic districts. In fact, we can number central
volcanic structures (Somma-Vesuvius, Roccamonfina) and a calderic depression (Phlegrean district),
inside which different residues of small volcanic structures are found, linked to a very complex
volcanic and volcano-tectonic history.
In relation to the age and the prevailing typology of volcanic activity in the various districts,
and also to the magnitude of volcano-tectonic events, the plant morphology of each volcanic structure
is highly variable, as regards steepness and height, articulation of the hydrographic lattice, presence of
piedmont accumulations.
From a volcanic point of view, slides vary according to typology and magnitude : their
characteristics come from the litotechnical features of rocks (stony or loose rocks) as well as from the
slopes morphology (steepness, flat or incised slopes, etc.).
173
Lavas and tuffs, especially when forming high-angled slopes (> 60 °), they give rise to
landslides of fall or slides type, together with mostly cuneiform slidings, when there is a system of
discontinuity that intersects the typical columnar joints: in this respect, we report the landslides that
affect the inland and coastal slopes of the Phlegraean islands and Ischia and Procida.
Figure 1 and Figure 2 – Location of the works site
During the last 15 years, different researches (Beneduce et al., 1988; Calcaterra & Guarino,
1999a, 1999b) have highlighted the crumbly aspects of loose pyroclastic deposits, above all in the
Phlegrean area, underlining its main features, among which critical values of steepness included in the
range of 35° - 50°. As for the single typologies, they are in line with those ones found in carbonatic
contests: The main difference between the two areas is the entity of the phenomena and their intrinsic
hazard.
As a matter of fact, in the Phlegrean area, fall or slides types clearly prevail due to the lower
height of the slopes and for the modest role played by watercourse incisions, while the transition in
detrital-muddy flows is entirely occasional and has an invasion potential significantly more reduced
(at most a few hundred meters).
Figure 3 – Typical landslides of the Phlegrean district in city of Naples
The Camaldoli Hill is the highest point of the whole continental Phlegrean district and overlooks,
with its 458 m a. s. l., some populous districts north-west the city of Naples (Soccavo, Pianura, Chiaiano)
while the opposite sides are mostly part of the municipality of Marano di Napoli.
Over the past few years the Camaldoli area was at the center of Government and local authorities
attention because the hill and its surrounding settlements, several times, were affected (period: September
174
1996-January 1997, September 2001, April 2002) by events of slope instability (landslides and floods) to
meteoric trigger. In particular, overconcentrated flows and subordinately slide and slump landslides have
heavily interfered with the fabric of the city, causing considerable damage.
The geological structure of the Camaldoli hill is characterized by the outcropping presence of
most of the Phlegrean tuff-pyroclastic succession. Along the less steep tracts of the slope, tufa
formations are covered by a thin thickness (<5 m) of pyroclastic and epiclastic deposits, resulting from
the disintegration of the latest pyroclastic rocks.
Figure 4 – Geolithological map of the area. Figure 5 - Geolithological map of the area.
From the geological point of view, the Camaldoli hill is characterized by sub-vertical cliffs
carved into the tufa rocks. The esplanade height of Camaldoli, in recent decades, has been subject to
wild urbanization, which has led to the disruption of the original morphological characters, with
effects also on the areas of the slope; one only needs to think of the use of local waterstreams as illegal
dumpsites, whose heaps often transport bed material load downstream.
The areas of the slope are now planar, now crossed by incisions of low hierarchical order and
strongly controlled by volcano-tectonic. At the foot of the slopes there are screes and debris-alluvial
conoids, which are also strongly modified by the anthropic action. On the basilar plain the urban
175
neighborhoods of Pianura (to the west) and Soccavo (south) have been built; the parts of the plain
nearer to the slope are frequently invaded by water flows and debris from upstream.
At Camaldoli, landslides have a medium-small volumetry, mostly due to slides and slumps in
the pyroclastic epiclastic products and to falls and / or topples in the tufa formations. The invading
potential of these landslides is generally quite low, with maximum distances traveled of a few hundred
meters from the initial starting zones: however, the presence of infrastructure and residential
settlements at the foot of the slopes makes the risk of invasion particularly high.
Figure 6 – Landslides map
The work area is located on the southwestern edge of the municipality of Marano di Napoli,
on the northern slopes of the relief of Camaldoli in an area connected, through a gentle morphology, to
the north to the Campanian Plain and, through rectilinear slopes from moderately steep to very steep,
to the south and south-western area to the basin of Quarto and Pianura.
As anticipated, it is known that in the area of the Camaldoli Hill and adjoining territories or in
similar situations (that is when loose pyroclastic materials on tuff substrate are found), there is, for
almost all cases, the presence of slides-transational phenomena and the landslides are shallow (0.25 to
1.5 m thick with an average of 0.5 m) (Calcaterra, 1999).
It should be considered that in this area, the main causes of landslides are two: rain and fires.
Usually, landslides occur concomitantly with periods in which the precipitations are particularly heavy
and in many cases it was found that the landslides occurred with a lapse of time varying from a few
hours to a few days after the fire.
The actions described below have been carried out for mitigation, along the inner slopes of the
road at hand, of the different gravitational movements occurred in the past, that is: rockfalls, topples,
transactional slides and different movements of creep type. These landslides stoked up episodes of bed
material load along the road, a phenomenon often complained the decades by those residents living
near the "way out" of the road in the territory of Quarto.
176
Figure 7 – Intervention area.
Figure 8 – Instability events along the road layout.
Figure 9 – Marano fall. Figura 10 - Quarto, Fall–slides involving loose pyroclastic deposits younger than
12 ka.
During the drafting of the project it has been observed that the slope regression in loose
pyroclastic material would result in a complete removal of vegetation cover and exposure of "bare"
slopes up to 12-20 meters in height and gradient greater than 100%. The criticality of the situation was
further confirmed by the presence of active incisions cracks (gullies) and numerous root systems of
trees in precarious stability conditions.
The work carried out consisted mainly in:
- as regards the tufa walls: inspection of the rock wall, with thorough cleaning,
weeding and cutting of certain tree species; barring of the rocks and unstable zones; grouting
and sealing of gaps, strengthening of tuff walls using nails.
Figure 11 – Nails on tufa walls. Figure 12 – Covering with mat, grid and wheel-drive hexagonal net
successively vegetated.
177
- as regards the slopes consisting of loose pyroclastic soils covering: creating rationals and
appropriate works of collection and discharge of surface water and not, both upstream and
downstream of the slopes facing the road; drainage of slope water; vertical drainage at a shallow
depth; reduction of slope inclination; recovery of some terraces with proper sewerage system and
discharge of water; removal of terrigenous debris, or other, found in the streams and any line flow
present on the slopes, with restoration of the original altitude and runoff and of the original hydraulic
section; re-shaping of some slopes where there are no terraces; creation of embankments using tuff
and bioengineering works; removal of obsolete walls tuff that formed the old embankment; works of
slopes protection with different coverings; bioengineering works on unstable slopes.
Figure 13, Figure 14, Figure 15 - Works of landslide risk mitigation on slope.
Figures 16, 17, 18 - Covering with mat and wheel-drive hexagonal net vegetated with hydroseeds.
- for the mitigation of hydrogeological risk: channels vegetated with grid and wheel-drive
hexagonal net; live pile wall; drainages with live and dead fascine; slope grid; brushlayers;
hydroseeds; double vegetated log criwall; planting of shrubs; covering with mat, covering with grid;
178
covering with mat and wheel-drive hexagonal net; covering with grid and wheel-drive hexagonal net;
dry sowing.
Bioengineering works for hydrogeological risk mitigation Figure 19 – Double vegetated log cribwall,
Figure 20 – Section and work plan (Doronzo and Menegazzi).
Bioengineering works for hydrogeological risk mitigation Figure 21 – (in the foreground) Brush layer and
double log cribwall, Figure 22 – Section and work plan (Doronzo and Menegazzi).
All the works were vegetated through the planting of cuttings and rooted plants (Arbutus
unedo L., Artemisia arborescens L. Atriplex halimus L. Colutea arborescens L. Cornus mas L.
Crataegus monogyna, Cytisus scoparius, Euonymus europaeus L. Euonymus europaeus L. Ligustrum
vulgare L. Myrtus communis L. Phillyrea latifolia L. Pistacia lentiscus L. Spartium junceum L.
Viburnum tinus L.) and through dry sowing of a mixture of indigenous herb seeds (Agropyron repens,
Cynodon dactylon, Dactylis glomerata, Festuca arundinacea, Lolium multiflorum, Lolium perenne,
Poa trivialis, Lotus corniculatus, Medicago sativa, Medicago lupulina, Vicia sativa, Trifuliom
pratense, Trifolium repens).
179
X
NP
Atriplex halimus L. *
Colutea arborescens L.
P CAESP
P CAESP
Cornus mas L.
Crataegus monogyna
JACQ.
Cytisus scoparius (L.)
LINK
Euonymus europaeus L.
P CAESP
S-STENOMEDIT
STENOMEDIT.ATL.
EURIMEDIT
S-EUROP.SUDSIB.
P CAESP
P CAESP
P CAESP
Ligustrum vulgare L.
Myrtus communis L.
Phillyrea latifolia L.
NP
P CAESP
P CAESP
Pistacia lentiscus L.
Spartium junceum L.
Viburnum tinus L.
P CAESP
P CAESP
Arbusti utilizzate
nelle gradonate
STENOMEDIT.
Arbusti utilizzate
nelle palificata
REGIONE TEMPERATA
P CAESP
REGIONE
MEDITERRANEA
TIPO COROLOGICO
Arbutus unedo L.
Artemisia arborescens
L.
REGIONE TEMPERATA
DI TRANSIZIONE
REGIONE
MEDITERRANEA DI
TRANSIZIONE
FORMA BIOLOGICA
Table 1 – List of vegetative species used in the works
x
x
X
x
x
X
x
x
x
x
X
X
X
X
X
PALEOTEMP.
X
X
X
X
x
EUROP.
EURASIAT.
EUROP.CAUCAS.
STENOMEDIT.
STENOMEDIT.
SSTENOMEDIT.
EURIMEDIT.
X
X
X
X
X
X
X
x
x
x
x
X
X
X
x
x
x
x
X
X
X
X
X
X
X
X
x
Table 2 – Mixture of seeds for hydroseeds
Graminacee
Agropyron repens
Cynodon dactylon
Dactylis glomerata
Festuca arundinacea
Lolium multiflorum
Lolium perenne
Poa trivialis
9%
9%
10%
9%
8%
5%
8%
Leguminose
Lotus corniculatus
Medicago sativa
Medicago lupulina
Vicia sativa
Trifuliom pratense
Trifolium repens
Sommano
180
8%
8%
7%
7%
6%
6%
100%
x
x
x
x
x
Bioengineering works for hydrogeological risk mitigation Figure 23 – Landslide in Via Soffritto Figure
24 – Double vegetated log cribwall overlying vegetated gabion
BIBLIOGRAPHY
CALCATERRA, D.; PALMA, B.; DORONZO, G.; DE LUCA, T.S.F., DI MARTIRE ,D.; DIMA, C.,
(2005), “Possibilità di utilizzo delle tecniche di Ingegneria Naturalistica su versanti”, Quaderni di
Geologia Applicata, Bologna
CORNELINI, P.; FEDERICO, C.; PIRRERA, G., (2008), “Arbusti Autoctoni Mediterranei per
l’Ingegneria Naturalistica - Primo contributo alla morfometria degli apparati radicali”, Azienda
Regionale Foreste Demaniali, Collana Sicilia Foreste, n. 40.
DE FALCO, V.; DORONZO, G.; ROCA, M., (2005), “Sotto Controllo. Ingegneria Naturalistica
Manutenzione programmata delle aste fluviali con tecniche di”, In ACER Parchi - Verde attrezzato Recupero ambientale, anno 19° n. 6/05 novembre-dicembre.
DORONZO, G., (2002), “Il regolamento per l’attuazione degli interventi di ingegneria naturalistica
nel territorio della Regione Campania”, Geologi, Boll. Trim. Ordine Geologi della Campania, luglio
settembre, 8-13.
DORONZO, G., (2003), “Un intervento ben radicato. Riqualificazione ambientale con tecniche di
Ingegneria Naturalistica”, In ACER Parchi - Verde attrezzato - Recupero ambientale anno 19° n. 1/03
gennaio-febbraio.
DORONZO, G., (2003a), “Manutenzione programmata: monitoraggio delle tecniche di ingegneria
naturalistica nel Parco Nazionale del Vesuvio”, In Rosso R. (ed.) “Ingegneria naturalistica: dal
progetto ai risultati”, CUSL editore, Milano.
DORONZO, G., (2003b), “Esempi di interventi di Ingegneria Naturalistica nel Parco nazionale del
Vesuvio”, Atti Third International Congress of Ethobotany, Delpinoa, 45: 227-232, Napoli.
FLORINETH, F., (2007), “Piante al posto del cemento. Manuale di Ingegneria Naturalistica e Verde
tecnico”, Il Verde Editoriale.
REGIONE CAMPANIA, (2002), “Regolamento per l'attuazione degli interventi di ingegneria
naturalistica nel territorio della Regione Campania”, BURC del 19 agosto 2002.
REGIONE LAZIO, (2002), “Manuale di Ingegneria Naturalistica Applicabile al settore idraulico”.
Volume 1.
REGIONE LAZIO, (2004), “Manuale di Ingegneria Naturalistica Applicabile ai settori delle strade,
181
cave , discariche e coste sabbiose”, Volume 2.
REGIONE LAZIO, (2006), “Manuale di Ingegneria Naturalistica, Sistemazione dei versanti”, Volume
3.
REGIONE LOMBARDIA, (2000), “Approvazione della Direttiva -Quaderno delle opere tipo di
Ingegneria Naturalistica”, BURL 1° S.S. al n. 19 del 19 maggio 2000, Milano.
REGIONE PIEMONTE, (1997),“Elenco prezzi dei materiali e opere per il recupero ambientale e
l’Ingegneria Naturalistica”, Torino.
REGIONE TOSCANA, (2000), “Principi e linee guida per l’Ingegneria Naturalistica - Vol. I Processi
territoriali e criteri metodologici”, Collana fiumi e território, Regione Toscana Ed.
REGIONE TOSCANA, (2001), “Principi e linee guida per l’Ingegneria Naturalistica – Vol. II
Sviluppi ed applicazioni in Toscana”, Collana fiumi e território, Regione Toscana Ed..
SCHIECHTL, H.M., (1991), “Bioingegneria Forestale, Biotecnica Naturalistica”, Ed. Castaldi, Feltre.
(BL).
SCHIECHTL, H.M., (1996), “I salici nell’uso pratico”, Ed. Arca, Gardolo (TN.)
ZEH, H., (1996), “Tecniche di Ingegneria Naturalistica”, Ed. Il Verde Editoriale, Milano.
182
ESTRATÉGIAS DE GESTÃO E DE CONSERVAÇÃO
PARA A PAISAGEM CULTURAL DE SINTRA,
PATRIMÓNIO MUNDIAL
STRATEGIES FOR THE MANAGEMENT AND
CONSERVATION FOR THE CULTURAL LANDSCAPE
OF SINTRA, WORLD HERITAGE
LEITE, A. F.
Instituto Superior de Agronomia/Universidade Técnica de Lisboa ([email protected]);Tapada
da Ajuda, 1349 - 017 Lisboa, Portugal
AZAMBUJA, S. T.
CEABN - Centro de Ecologia Aplicada Prof. Baeta Neves ([email protected]); Instituto Superior
de Agronomia/Universidade Técnica de Lisboa, Tapada da Ajuda, 1349 - 017 Lisboa, Portugal
RESUMO
A Paisagem Cultural de Sintra, classificada em 1995 pela UNESCO como Património
Mundial, representa o testemunho de uma simbiose única entre a Natureza e o Homem.
O microclima específico e o coberto vegetal exuberante conferem à Serra de Sintra o espírito bucólico
que promoveu, desde há muito, a sua ocupação por diferentes culturas: dos vestígios Neolíticos, a
Suntria medieval; dos conventos e ermitérios espalhados pela solidão da Serra, ao estabelecimento da
Corte e de nobres nas suas quintas de recreio, dispostas harmoniosamente por entre maciços graníticos
e a luxuriante vegetação trazida de várias partes do mundo. A Paisagem de Sintra construiu-se sob
influências artísticas e literárias, sendo hoje inclusivamente considerada como uma referência da
expressão do Romantismo, que influenciou a Europa dos séculos XVIII e XIX.
Esta unidade, integrando ainda o Parque Natural de Sintra-Cascais, caracteriza-se, assim,
como uma área rica, mas de grande sensibilidade. A actual pressão humana e constantes ameaças à
preservação deste conjunto, nomeadamente à área florestal, motivam o desenvolvimento da
investigação de Mestrado, na busca da conservação desta paisagem de inigualável valor, assim como
na sua manutenção como património classificado pela UNESCO. Como principal objectivo, pretendese o desenvolvimento de estratégias que deverão integrar um novo Plano de Gestão desta Paisagem
Cultural, procurando-se um desenvolvimento coerente do ponto de vista turístico e económico. Com o
delineamento de estratégias que visem a protecção do conjunto, através da potencialização das suas
mais-valias, da divulgação e da transmissão de conhecimento às populações, será assegurada a
manutenção e a perpetuidade da identidade cultural, dos valores ecológicos e da biodiversidade da
Serra, permitindo assim a vivência em pleno deste património.
ABSTRACT
The Cultural Landscape of Sintra, classified in 1995 by UNESCO as World Heritage Site, is
the testimony of a unique symbiosis between Nature and Man.
The specific microclimate and lush vegetation gives to Serra de Sintra the bucolic spirit that
promoted, since long times, its occupation by different cultures: From Neolithic vestiges to the
medieval Suntria; convents and hermitages scattered throughout the solitude of the Sierra, the
establishment of the royal court and nobles in their recreational farms, harmoniously arranged amidst
the massive granite blocks and the lush vegetation brought from various parts of the world. The
183
Landscape of Sintra was built under artistic and literary influences, being even today considered as a
reference of the expression of the Romanticism, which influenced the Europe of the eighteenth and
nineteenth centuries.
This unit, also integrating the human pressure and constant threats to the preservation of this
site, including the forest area, motivated the development of the present research, in order to the
pursuit of conservation of this landscape of incomparable value, as well as its maintenance as a
classified heritage of UNESCO. As the main objective, we intend to develop strategies that should be
integrated on a new Management Plan for this Cultural Landscape, seeking a coherent development
from the standpoint of tourism and economic development. With the design of strategies aiming the
protection of the site, by leveraging their capital gains, dissemination and transfer of knowledge to the
communities, the maintenance and the perpetuation of cultural identity, the ecological values and the
biodiversity of the Sierra will be assured, thus allowing the full experience in this heritage.
INTRODUÇÃO
Sintra, Paisagem Cultural – Um território cuja história, costumes e tradições marcam uma
paisagem mística, onde o património e a cultura se fundem de modo singular, e onde a marca da
humanização e a sua expressão cultural perfazem o seu carácter identitário (UNESCO). Sintra faz a
interface entre o natural e o cultural, entre o património tangível e intangível, representando a
essência identitária das comunidades que povoaram a Serra (Rossler, 2006).
A criação de estratégias a integrar um novo Plano de Gestão da Paisagem Cultural de Sintra,
que promovam um desenvolvimento equilibrado nas mais variadas vertentes, acompanhadas de uma
análise à metodologia de gestão desta Paisagem, é por isso o principal objectivo do estudo,
pretendendo uma contribuição para a perpetuidade deste conjunto único no mundo. As orientações
nela estabelecidas foram sendo desenvolvidas no âmbito de um estágio proporcionado pela Câmara
Municipal de Sintra, experiência rica em informação e conteúdo que permitiu enriquecer grandemente
a análise e posterior proposta do plano proposto.
ENQUADRAMENTO
O reconhecimento e a valorização desta paisagem e das suas componentes únicas, levam a que seja
criada, em 1981, a Área de Paisagem Protegida de Sintra-Cascais, movida pela clara percepção da sua
importância e na necessidade da sua protecção e valorização (Decreto nº 292/81). Mais tarde, em
1994, a mesma área é reclassificada como Parque Natural de Sintra-Cascais, sendo também
regulamentado nesse ano o seu Plano de Ordenamento (POPNSC) (Gomes et al., 2004).
A 6 de Dezembro de 1995, Sintra é classificada como Património Mundial na categoria de
Paisagem Cultural, durante a 19.ª Sessão do Comité do Património Mundial da UNESCO, em Berlim.
A área classificada abrange as freguesias de Santa Maria e São Miguel, de São Martinho, de São Pedro
de Canaferrim e de Colares (Câmara Municipal de Sintra, 2007), numa área total de aproximadamente
1500 hectares (Calado, 2006), ao que se lhes mostra adjacentes duas áreas de salvaguarda: uma zona
tampão, abrangendo a Vila de Colares e o Cabo da Roca, até ao mar, e uma zona de transição que
atravessa os limites municipais e se expande para o município de Cascais (Câmara Municipal de
Sintra, 2007). Sintra, “o único lugar do país em que a História se fez jardim” (Ferreira, 1994), e as suas
particularidades, residem no característico sincretismo entre as suas componentes naturais (geografia,
clima, fauna e flora) únicas no contexto nacional e mesmo mundial (Câmara Municipal de Sintra,
2007), que se conjugam de modo extraordinário com as marcas deixadas de várias épocas por quem se
deixou levar pelo espírito serrano, por entre um conjunto único entre flora exótica e a flora
mediterrânica e setentrional, permitindo a constituição de áreas florestais singulares; vestígios
arqueológicos; palácios e parques de vegetação exótica exuberante; casas senhoriais com os seus
jardins e bosques; a experiência do sublime na paisagem; palacetes e chalets, conventos, igrejas e
capelas que evocam o culto ou ermidas colocadas estrategicamente por entre a serra escarpada que
184
procuram o silêncio, a meditação e a contemplação, transformando-a numa paisagem paradigmática na
geografia mundial (Gomes et al, 2004). Do culto à protecção e defesa, ou apenas o veraneio, o carácter
identitário e a projecção de uma identidade colectiva e reveladora das comunidades que lá se
instalaram e que a eleva ao seu reconhecimento, é óbvia (Ferreira et al. 1996).
Este conjunto de inigualável valor, torna por isso essencial o seu reconhecimento e protecção,
para a manutenção e projecção dos seus valores para as gerações futuras. Foi esta conjugação de
valores, e a autenticidade desta unidade, que lhe permitiram o reconhecimento e a classificação como
Património Mundial da UNESCO, projectando uma paisagem cujos valores são imensos e que passam
a barreira do simples património monumental, existindo um largo e importante património cultural e
identitário.
A Paisagem Cultural de Sintra enquadra-se nas categorias (ii), (iv) e (v), constantes nas
orientações para a aplicação da Convenção do Património Mundial (UNESCO, 2008), que
fundamentam a existência de uma paisagem que mantém em equilíbrio os elementos construídos com
os elementos naturais, numa perfeita harmonia. Classificada na categoria de Paisagem Cultural categoria que surge em 1992 na UNESCO como uma necessidade de categorização de áreas desta
génese e que permitisse a correcta salvaguarda de paisagens cuja marca humana e interacção e
comunhão com a paisagem se demarcassem como de extrema importância – a Paisagem Cultural de
Sintra constitui-se, assim, como local de interesse pela UNESCO, enquadrando-se ainda nas suas três
categorias de Paisagem (UNESCO, 2008):
• Paisagem claramente definida, desenhada e criada intencionalmente pelo homem,
salientando-se os parques, os jardins, as villae e as quintas;
• Paisagem essencialmente evolutiva, de onde se destaca o processo de evolução religioso,
social e económico que contribuiu para a transformação sintrense, e cuja segunda
subcategoria, paisagem viva, vê em si considerado o Centro Histórico de Sintra;
• Paisagem Cultural Associativa, de onde se considera a Encosta Norte da Serra.
METODOLOGIA
Actualmente, a gestão deste vasto e singular património é expressa através da promoção de
acções por três entidades – Câmara Municipal de Sintra (CMS), Parque Natural de Sintra-Cascais
(PNSC) e Parques de Sintra - Monte da Lua (PSML). Porém, estas entidades actuam sob alguma
dissociação, sem grande articulação e muitas vezes em sobreposição de princípios e acções, o que
dificulta o relegar de obrigações de cada entidade com exactidão e perfaz a existência de um modelo
de gestão sectorial e onde a falta de coordenação é óbvia.
O próprio Plano de Gestão para a Paisagem Cultural de Sintra, elaborado e posto em prática
em 2004 pela CMS (cujo período de vigência era de 5 anos), e criado em conformidade com o exigido
aquando de uma missão conjunta ICOMOS-IUCN em 2000 (Câmara Municipal de Sintra, 2004),
apesar das intenções descritas, caracteriza-se por um plano de orientações, cujas acções se revelam de
pouca aplicabilidade a longo prazo, tendo existido por isso a obrigatoriedade, por parte da UNESCO,
de novo plano de gestão, e com um período de aplicação e vigência entre 2010 e 2014 (Duarte, 2010).
De facto, a inscrição na Lista de Património Mundial não garante a manutenção, conservação
ou protecção de uma paisagem – apesar da constante monitorização a que os bens classificados estão
sujeitos – já que as orientações de organismos internacionais, como a UNESCO e o ICOMOS, apesar
de consagradas em direito internacional, não possuem qualquer obrigatoriedade de aplicação (Costa,
2011). Tal é conseguido através de legislação e de uma gestão correctas por parte dos órgãos estatais,
e cuja inexistência poderá culminar na destruição da autenticidade daquela paisagem e dos valores
iniciais que levaram à classificação, podendo mesmo, em casos extremos, ser aquela paisagem retirada
da lista.
Ao longo das visitas e missões conjuntas que desde a classificação da Paisagem Cultural de
Sintra tiveram lugar naquele território, muito foi feito em prol da preservação e conservação daquele
conjunto. No entanto, e apesar de já passados quase 17 anos desde a classificação daquela paisagem
como Património Mundial, muitas são as questões problemáticas que persistem, incluindo aquelas já
185
apontadas em 2000 pela Missão acima referida, e que são agora descritas no seguinte quadro, assim
como a enunciação de uma possível resolução:
Tabela 1 - Problemáticas e possíveis soluções a aplicar na gestão da Paisagem Cultural de Sintra.
Principais problemáticas
Possível solução
Falta de gestão coordenada
Desadequação de planos legais em vigor
Pressão humana
Dissociação entre conservação e
desenvolvimento económico
Turismo de massas
Carência de meios de promoção e
divulgação em momento oportuno
Desarticulação do carácter identitário da
Paisagem
Criação de gabinete de apoio – interface e
comunicação entre as três entidades intervenientes
Criação de orientações de gestão integradas com
os planos existentes
Criação de meios de sustentabilidade económica e
de preservação
Acções de divulgação e sensibilização
Fomento da participação pública
Continuidade na manutenção da expressiva marca
“Sintra Romântica”
Promoção da ligação de caminhos-de-ferro SintraLisboa
Grande parte das problemáticas descritas surge exactamente da falta de coordenação na gestão
desta paisagem, apesar das orientações das missões efectuadas naquele território, igualmente a par da
ineficácia e da inexistência de acções comuns a nível europeu que permita a concretização de normas
de igual génese para os vários países (Calado, 2006). A inexistência do termo de Paisagem Cultural no
quadro jurídico nacional, que encontra maior representatividade na Lei de Bases do Património
Cultural (DL 107/2001 de 8 de Setembro), uma lei demasiado generalista, tratando todo o material de
génese patrimonial por igual, não conseguindo sequer fazer face à complexidade de uma Paisagem
Cultural e não possuindo sequer uma verdadeira e rigorosa aplicabilidade ao caso de estudo, contribui
também para a situação actual.
No entanto, e face ao quadro jurídico actual, pode ser encontrada e desenvolvida uma proposta
de aplicação real, que trabalhando sobre o legalmente predisposto pretende a consagração do
estipulado para a protecção patrimonial deste território e ainda o respeito pelas suas componentes.
A segregação e (muitas vezes) a falta de comunicação entre as entidades envolvidas na gestão
desta paisagem, fazem antever a necessidade de criação de um Gabinete de Apoio à Gestão, que
fomente a reunião e que faça a interface entre as três entidades enunciadas, sendo esta medida tomada
como essencial, não se justificando a criação de uma nova entidade de gestão única. A ideia de criação
de uma nova entidade gestora, embora teoricamente viável, na transposição para uma situação prática
pode verificar-se menos adequada. Com os custos financeiros e burocráticos adjacentes, torna a opção
pouco viável, primeiramente pela situação socioeconómica actual, e ainda porque a adição de uma
nova entidade poderá vir a adensar a gestão já complexa daquela paisagem.
Apesar da proposta de criação de um Gabinete de Apoio, é feita uma análise às entidades
existentes, e de onde se conclui que a PSML, para além do carácter evolutivo que tem demonstrado, e
que surge como meio de corresponder aos requisitos estipulados pela UNESCO, consequência da
necessidade de existência de uma entidade direccionada às necessidades daquela Paisagem Cultural, é
também o organismo que aparenta já possuir os princípios que poderão vir a proporcionar uma gestão
quase total e racional daquela paisagem, e mais abrangente que o seu papel actual – já fundamental.
Assim, propõe-se uma revisão da organização orgânica deste organismo - que por si só é já constituído
e representado por mais que uma entidade, através de uma estrutura accionista - muito nomeadamente
em relação à representatividade da CMS, que como autarquia deveria ter uma participação mais activa
na gestão e administração da paisagem e de onde partiu inclusivamente a candidatura a Património
Mundial. Com a implementação desta hipótese, mais facilmente e eficazmente se conseguirá uma
maior coordenação, problema apontado a nível da metodologia de gestão do conjunto. Assim, a
186
PSML, onde a CMS teria uma maior representatividade, seria o organismo que iria permitir
condicionar ou orientar as acções sobre aquela paisagem, e iria inclusivamente estar na base do
desenvolvimento de um novo Plano de Gestão, dando por isso continuidade ao que tem já vindo a ser
desenvolvido e conseguido por esta entidade.
Em termos legais e para uma aplicação prática, começando por analisar a Lei de Bases do
Património Cultural, onde a figura de paisagem cultural se revê com maior representatividade: “O acto
que decrete a classificação de monumentos, conjuntos ou sítios (…), ou em vias de classificação como
tal, obriga o município, em parceria com os serviços da administração central ou regional autónoma
responsáveis pelo património cultural, ao estabelecimento de um plano de pormenor de salvaguarda
para a área a proteger”. Mais se indica que “a administração do património cultural competente pode
ainda determinar a elaboração de um plano integrado, salvaguardando a existência de qualquer
instrumento de gestão territorial já eficaz, reconduzido a instrumento de política sectorial nos
domínios a que deva dizer respeito.” (DL 107/2001 de 19 de Março).
É-nos por isso indicado que para património desta génese, a autarquia deve comprometer-se ao
desenvolvimento de um Plano de Pormenor, algo que em Sintra não existe nem está previsto (Câmara
Municipal de Sintra, 2012). Este plano define-se como um plano para áreas urbanas (DL 380/99, de 22
de Setembro), sendo que Sintra apresenta uma vertente urbana e outra rural, não possuindo por isso o
plano qualquer aplicabilidade (Pinto, 2012), justificando a sua inexistência. Igualmente a criação de
outro tipo de plano mais abrangente, iria sobrepor-se aos Instrumentos de Gestão Territorial (IGT) já
existentes, o que somente iria adensar o já grande número de planos em vigor naquela área.
O mais adequado passará por isso, não pela criação ou proposta de novos planos a nível de
ordenamento - uma alienação do legalmente existente, incutindo a existência de mais um plano de
ordenamento a uma gestão já ela complexa - mas sim pela criação de orientações que façam parte de
um Plano de Gestão Integrado, como também passa como indicação no mesmo artigo daquela lei. Este
plano terá como objectivos principais a criação de um conjunto de estratégias que os IGT em vigor
deverão integrar como orientações. Esta opção, mais racional face à legislação portuguesa e às
necessidades daquela paisagem, viria a permitir que Sintra, como entidade complexa que é, mantenha
a sua coesão a nível de gestão, já que os IGT passam a integrar uma maior sensibilidade às
necessidades do conjunto, que vão para lá dos seus valores naturais ou culturais isoladamente,
existindo ainda uma série de estratégias delineadas propositadamente e especificamente para a gestão
daquele território.
RESULTADOS
Assentando sobre um princípio de sustentabilidade, assume-se como fundamental o
desenvolvimento de estratégias que visem simultaneamente o desenvolvimento regional e económico,
em comunhão com a preservação e a manutenção da paisagem (Burmester et al., 2007), a boa gestão e
uso múltiplo dos recursos naturais e a manutenção do seu carácter identitário - que, quando
dissociáveis, poderão resultar na total alienação do verdadeiro sentido de vivência da paisagem.
Propõe-se por isso a criação de orientações específicas e resguardando o sentido funcional, vivencial e
patrimonial daquela paisagem, cujo propósito de acção deverá constar no Plano de Gestão Integrado
proposto, e cujas orientações deverão transitar para os IGT actualmente em vigor.
De modo a facilitar a transição pretendida desta informação para os planos de ordenamento
disponíveis, projecta-se um conjunto de acções e orientações assentes em cinco temáticas distintas que
permitam uma fácil leitura e entendimento do espaço. Estas temáticas, que deverão ainda integrar as
orientações conferidas nos planos regionais de ordenamento de território, servirão depois uma ordem
de trabalhos, uma síntese que se pretende como um documento dinâmico, proactivo e assertivo,
facilitando o relegar de acções para cada entidade envolvida na gestão daquela paisagem, e que se
propõe numa adaptação do predisposto no Plano de Ordenamento da Mata Nacional do Buçaco
(Lecoq, 2007). As cinco temáticas abordadas são, por isso:
187
Manutenção da área florestal
Abordando uma área vasta e da maior importância na manutenção do carácter identitário da
paisagem, as intenções criadas deverão ser sensíveis às orientações dos planos regionais - Plano
Regional de Ordenamento de Território da Área Metropolitana de Lisboa (PROT-AML) e o Plano de
Ordenamento Florestal da Área Metropolitana de Lisboa (PROF-AML), integrando, por isso, as suas
orientações, nomeadamente o articulado da Estratégia Nacional para as Florestas, assim como a
classificação de “Mata modelo” conferida a Sintra nas orientações do PROF-AML.
Como principais objectivos apresentam-se ainda intenções para:
1. Conservar/ recuperar povoamentos florestais autóctones;
2. Promover a regeneração natural;
3. Continuar o processo de florestação e gradual limpeza de infestantes - implementação de
um Plano de Erradicação de invasoras lenhosas, tal como se especifica no PROF-AML;
4. Manter e aumentar as áreas de vegetação climácica;
5. Recuperar as linhas de drenagem natural;
6. Reduzir os riscos de incêndio e diligenciar para que se contrarie, preventivamente, o risco
de ocorrências.
Manutenção do património edificado
Temática que tem como objectivo a promoção, o conhecimento, a divulgação e a recuperação
do património edificado, assim como o desenvolvimento de diligências para o tornar sustentável.
Aborda questões como:
1. Conservação e salvaguarda do património edificado;
2. Requalificação do património degradado ou em risco de degradação;
3. Reconversão de estruturas edificadas obsoletas ou expectantes para usos de maior
adequação, prevendo-se neste ponto a criação de um Centro Interpretativo fundamental para a
transmissão de conhecimento sobre esta paisagem.
Promoção do uso e da participação pública
As paisagens guardam em si, para lá do património material, um vasto património imaterial que
constitui a identidade das comunidades locais. Costumes e tradições perfazem assim um património
intangível da maior importância, devendo para isso ser salvaguardado. A sensibilização e a
consciencialização das populações são por isso de grande relevância, que deverão manter um carácter
participativo imprescindível para a manutenção da identidade da paisagem que serve de palco à
actuação humana (ROSSLER, 2006). Objectiva-se neste campo:
1. Retornar ao sentido de afinidade das populações para com a paisagem – sentido de uma
paisagem que lhes pertence – através de acções de formação, workshops, abertura a projectos
de restauro e requalificação (como tem já sido exercido pela PSML), e outro tipo de acções
apelativas;
2. Promover acções de formação, educação e voluntariado, junto a escolas e população em
geral, para a sensibilização sobre a Paisagem Cultural de Sintra e que simultaneamente
signifiquem uma ajuda na concretização de algumas tarefas menos especializadas.
Desenvolvimento turístico e regional
Apesar de destino turístico de referência, Sintra demonstra ainda um claro desfasamento das
suas potencialidades face à manutenção do seu carácter, demonstrando que o turismo, isoladamente,
não consegue fazer face às suas necessidades de conservação (DUARTE, 2010). Como tal, e
procurando a criação de um binómio fundamental entre o turismo e o desenvolvimento regional de
base essencialmente económica, e a conservação da paisagem que o suporta, definem-se como
objectivos:
1. Promover boas práticas turísticas, como base do desenvolvimento económico e regional,
compatibilizando-as com a preservação dos valores da paisagem;
2. Sensibilização em prol da salvaguarda;
188
3. Promover a imagem da Paisagem Cultural de Sintra (e a utilização da marca “Sintra
Romântica”) como suporte de comunicação com a população local e visitantes, incrementando
a sustentabilidade das actividades;
4. Promover a oferta de alojamento tornando Sintra um local de estadia, para além do carácter
“de passagem” hoje primordial;
5. Criação de estruturas (apropriação de edifícios de actividade expectante) e melhoramento
das existentes para melhor acolher os visitantes;
6. Inventariação e Recuperação dos jardins históricos de Sintra, públicos e privados, a sua
recuperação, preparando-os para abrir ao público.
Promoção e divulgação da paisagem
A promoção da utilização sustentável do património existente, explorando-o numa perspectiva
lúdica, educacional e científica para a sua promoção e conservação, são aspectos fundamentais para a
eficiente gestão de uma paisagem (Lecoq, 2007). Como tal, dever-se-ão manter como objectivos:
1. Criação de meios de promoção através do recurso aos meios disponíveis, como folhetos
informativos ou a publicação de livros, periódicos, assim como o desenvolvimento de meios
informáticos;
2. Criação e promoção de actividades lúdicas de ensino, formação e investigação, promovendo
e instituindo acordos entre entidades como escolas, universidades e outros centros de
investigação.
Finda a enunciação das cinco temáticas abordadas, apresenta-se seguidamente a ordem de
trabalhos que formaliza as intenções do plano proposto. A relegação específica do papel de cada
entidade na paisagem, acompanhando a listagem de acções fundamentais, garante assim o simplificado
enquadramento nos IGT actuais e em vigor, e cuja implementação deverá ser acompanhada pela
PSML. Esta implementação deverá ainda ser acompanhada de um estudo e conjunto de peças gráficas,
e que no decorrer do presente estudo se denominou como “síntese de ordenamento”, cujo objectivo
primordial será a análise dos usos e ocupação do solo e consequente proposta de reconversão de usos,
devendo este estudo ser utilizado como uma base de aplicação prática e cujas orientações deverão ser
integradas nos IGT em vigor, contribuindo para uma maior sensibilidade e coesão na actuação sobre
este conjunto de grande sensibilidade e susceptibilidade.
189
Imagem 1. Proposta Síntese de Ordenamento para o Plano de Gestão Integrado da Paisagem
Cultural de Sintra. Adaptação da informação contida nos estudos para o Plano Verde do Concelho de
Sintra (CEAP, 2008); Bases SIG para a Área Metropolitana de Lisboa; Ortofotomapa dos concelhos de
Sintra e Cascais.
190
Tema
Estratégia
Controlo e erradicação do pinheiro bravo e eucalipto
Acções de reflorestação com espécies adequadas
Implementação de um plano de erradicação de invasoras lenhosas
Protecção e salvaguarda das linhas de água
Controlo e gestão de incêndios e áreas ardidas
Constituição de um viveiro
Manutenção da
área florestal
Desenvolvimento de acções e actividades de recreio
Manutenção dos percursos serranos
Manutenção da mata – cortes e limpeza
Estudos sobre capacidade de carga da paisagem
Supervisão das actividades recorrentes no perímetro florestal
Entidade responsável
Prioridade e Afectação
Médio/ Longo prazo
Parque Natural Sintra-Cascais
(PNSC) em actuação conjunta com
ICNB
Médio prazo
Câmara Municipal de Sintra (CMS)
Curto prazo
PNSC
Curto prazo
Curto/ Médio prazo
PNSC em actuação conjunta com
Parques de Sintra Monte da Lua
(PSML)
Curto prazo
Curto/Médio prazo
Requalificação, recuperação, reconversão e conservação de Quintas de
elevado valor cultural e patrimonial
Manutenção do
património
edificado
Promoção do uso
e da participação
pública
Desenvolvimento
turístico e
regional
Recuperação do património edificado degradado da Vila
Criação de um Centro Interpretativo
Acções de reconversão de património edificado em usos de maior
adequação
Manutenção do património edificado da Vila
Desenvolvimento de acções de voluntariado
Criação de acções de formação sobre temáticas relacionadas com a
paisagem
Estudos sobre capacidade de carga da paisagem
Promoção e execução de acções de turismo da natureza e de
ecoturismo
Criação de sinalética adequada dentro de perímetro urbano
Promoção dos meios de transporte internos de Sintra
Inserção de equipamentos de manutenção
191
CMS em actuação conjunta com
PSML
Médio prazo
PSML
Curto/ médio prazo
CMS
Médio/ Longo prazo
Actuação conjunta entre PSML
CMS e PNSC
Curto prazo
PSML
Turismo de Portugal
Médio prazo
Médio prazo
Curto prazo
Inserção de equipamentos de uso público em perímetro urbano
Criação de um fundo municipal para a contribuição de parte das
receitas geradas no comércio local para utilização em prol da
conservação da paisagem
Desenvolvimento de estacionamento adequado
Inserção de equipamentos promotores da estadia em perímetro florestal
CMS
Curto/ Médio prazo
Médio/ Longo prazo
Enriquecimento dos percursos actualmente existentes
Integração de percursos em rotas internacionais
Manutenção dos espaços de lazer e de estadia em espaço florestal
Desenvolvimento
turístico e
regional
Criação de percursos temáticos para observação/ catalogação e
fotografia de flora local
Criação de percursos temáticos para observação/ catalogação/ e
fotografia de fauna local
Desenvolvimento, fomentação e coordenação de actividades
desportivas em território florestal
Criação de percursos pedonais/ bicicleta/ automóveis/ mistos para o
conhecimento do património sintrense
Criação de sinalética adequada em perímetro florestal
Criação de sinalética adequada em perímetro misto
Divulgação da existência da ligação de caminhos-de-ferro LisboaSintra
Manter e diversificar a oferta aliada à marca “Sintra Capital do
Romantismo”
Criação de folhetos informativos
Publicação de livros e semelhantes
Promoção e
divulgação da
paisagem
Melhoramento e manutenção da informação digital
Formalização de contratos com instituições para a fomentação do
estudo e investigação científica
Curto prazo
PNSC
Curto/ Médio prazo
Médio prazo
Actuação conjunta entre PNSC e
CMS
Curto prazo
Curto prazo
Turismo de Portugal
PSML
PSML
CMS
Actuação conjunta entre PNSC
PSML e entidades externas
Curto/ Médio prazo
Médio/ Longo prazo
Tabela 2. Ordem de Trabalhos para o Plano de Gestão Integrado da Paisagem Cultural de Sintra (versão resumida). Adaptação da metodologia utilizada no
Plano de Gestão da Mata Nacional do Buçaco (Lecoq, 2007).
192
CONCLUSÕES
Muito se tem desenvolvido na Paisagem Cultural de Sintra. A sua gestão, se não
correctamente delineada e integrada, poderia revelar-se danosa para a paisagem, que vê a sua
identidade desvalorizada em prol de um desenvolvimento pobremente baseado num propósito de
base turística e económica, podendo mesmo vir a comprometer a sua autenticidade. O
desenvolvimento regional e económico aliado a um ideal de conservação, assim como todo um
conjunto de acções que visem a manutenção e renovação da identidade daquela paisagem, são os
pontos fundamentais abordados e que idealmente deveriam ser integrados no Plano de Gestão
Integrado para a Paisagem Cultural de Sintra aqui mencionado, fomentando um método de gestão
dinâmico, activo e participativo, contribuindo para o desenvolvimento do interesse das
populações pela sua paisagem e pela sua própria identidade e, por isso, correspondente às
necessidades e complexidade daquela paisagem.
REFERÊNCIAS
Monografias e periódicos
BURMESTER, A., ENGELS, B., REIN, H., (2007). “Extracts from the BfN-Workshop Report:
Tourism Planning and Management for World Natural Heritage Sites in Europe”, In Galland, P.,
Andrian, G., et al. (2008). Preserve World Heritage, Kerstin Manz and Mechtild Rössler,
Germany.
CALADO, A. S., (2006), “Paisagens Culturais: Análise Comparativa entre o modelo de gestão
Europeu e Norte-Americano”, Relatório de Trabalho de Fim de Curso da Licenciatura em
Arquitectura Paisagista, Universidade do Algarve – Faculdade de Engenharia de Recursos
Naturais, Faro.
CÂMARA MUNICIPAL DE SINTRA, (2008), “Sintra- Guia do Concelho”, Pelouro do Turismo,
Texto editores, 1ª edição, Sintra.
COSTA, C., (2011), “Paisagens Culturais: Memória de uma identidade colectiva para o futuro.
Caso Estudo: Deserto Carmelita do Bussaco”, Dissertação de Mestrado em Arquitectura
Paisagista, Instituto Superior de Agronomia, Lisboa.
DUARTE, M., (2010), “O Turismo na Paisagem Cultural de Sintra”, Dissertação de Mestrado em
Turismo, Especialização em Gestão Estratégica de Destinos Turísticos, Escola Superior de
Hotelaria e Turismo do Estoril.
FERREIRA, V., (1994), “In Câmara Municipal de Sintra (2008). Sintra- Guia do Concelho”,
Pelouro do Turismo, Texto editores, 1ª edição, Sintra, 31.
FERREIRA, V.; GRANJA, C.; RIBEIRO, J. C., (1996); “Sintra: Património da Humanidade”,
Câmara Municipal de Sintra.
LECOQ, N. [coord.], (2007); “Plano de Ordenamento e Gestão da Mata Nacional do Buçaco”,
Coimbra: DGRF – CFC.
CEAP, (2008); “Plano Verde do Concelho de Sintra, 2ª Fase” Centro de Estudos de Arquitectura
Paisagista (CEAP) “Prof. Caldeira Cabral”, Instituto Superior de Agronomia, Universidade
Técnica de Lisboa.
ROSSLER, M., (2006); In Galland, P., Andrian, G., et al. (2008). Preserve World Heritage.
193
Kerstin Manz and Mechtild Rössler, Germany.
UNESCO, (2008), “Orientações para a Aplicação da Convenção do Património Mundial”, Comité
intergovernamental para a protecção do património mundial.
Fontes computadorizadas
CÂMARA MUNICIPAL DE SINTRA, (2004), “Paisagem Cultural de Sintra – Plano de Gestão.”
<http://www.cm-sintra.pt/pgcdr/pg/intro.html>. (2012).
CÂMARA MUNICIPAL DE SINTRA, (2012), “Planos de Ordenamento do Território.”
<http://www.cm-sintra.pt/Artigo.aspx?ID=4373>. (2012).
MARQUES, L.; GOMES, C.; CAMARA, T., (2004), “Unidade de Paisagem da Serra de Sintra.”
<http://www.monumentos.pt/Site/APP_PagesUser/SIPA.aspx?id=22840>. (2012).
“Plano Regional de Ordenamento Florestal da Área Metropolitana de Lisboa”, (PROF-AML).
<http://www.icnf.pt/florestas/gestao-florestal/ppf/profs/prof-da-area-metropolitana-de-lisboa-aml>. (2012).
UNESCO, “Cultural Landscape of Sintra” <http://whc.unesco.org/en/list/723>. (2012).
Legislação nacional
Decreto-Lei 107/ 2001 de 8 de Setembro, “Lei de Bases do Património Cultural.”
<http://dre.pt/pdf1s/2001/09/209A00/58085829.pdf>. (2012).
Decreto-Lei n.º 292/ 81 de 15 de Outubro, “Criação da Área Protegida de Sintra-Cascais.”
<http://www.dre.pt/cgi/dr1s.exe?t=dr&cap=11200&doc=19813225%20&v02=&v01=2&v03=1900-01-01&v04=3000-1221&v05=&v06=&v07=&v08=&v09=&v10=&v11='DecretoLei'&v12=&v13=&v14=&v15=&sort=0&submit=Pesquisar>. (2012).
Decreto-Lei 380/99, de 22 de Setembro, “Estabelecimento do regime jurídico dos instrumentos de
gestão
territorial.”
<http://www.inag.pt/inag2004/port/divulga/legisla/pdf_nac/POA/DL380_99.PDF>. (2012).
Outras fontes
PINTO, C., (2012), Comunicação do Arq.º Carlos Pinto, Divisão do PDM de Sintra, Câmara
Municipal de Sintra.
194
GRAZED LANDSCAPES: THE IMPORTANCE OF
LAND MANAGEMENT
VALADA, T.
IN+ Centre for Innovation, Technology and Policy Research, Environment and Energy Scientific
Area, Department of Mechanical Engineering (DEM), Instituto Superior Técnico, Technical
University of Lisbon; Av. Rovisco Pais, 1, 1049-001 Lisboa, Portugal
TEIXEIRA, R.
Bluehorse Associates, Paris, France
MARTINS, H.
IN+ Centre for Innovation, Technology and Policy Research, Environment and Energy Scientific
Area, Terraprima - Serviços Ambientais, Sociedade Unipessoal, Lda.; Apartado 13048, E.C.
Casal Ribeiro, 1000-000 Lisboa, Portugal
RIBEIRO, M.
CERENA, Centre for Natural Resources and the Environment, Instituto Superior Técnico,
Technical University of Lisbon; Av. Rovisco Pais, 1, 1049-001 Lisboa, Portugal
DOMINGOS, T.
CERENA, Centre for Natural Resources and the Environment, Instituto Superior Técnico,
Technical University of Lisbon; Av. Rovisco Pais, 1, 1049-001 Lisboa, Portugal.
ABSTRACT
The Mediterranean Basin is a rich and diverse mosaic of landscapes (Bugalho et al.,
2011). However, intensive management of pastures has been responsible for soil degradation in
areas of high desertification risk. Within this context, we analyzed two alternative management
practices at grazed areas that can improve soil condition: the replacement of natural and improved
pastures by sown biodiverse permanent pastures rich in legumes (SBPRL) and the use of no
tillage for shrub control.
SBPRL are an innovation from the Engineering of Biodiversity that allows an increase of the soil
organic matter (SOM) and consequent carbon sequestration, improvement of soil nutrient
availability and water holding capacity, increasing plant productivity and reducing surface runoff
(Teixeira et al., 2011).
Grazed areas are frequently subject to tillage techniques as a way to control the
vegetation. Tillage destroys soil structure and mineralizes SOM (Pereira et al., 2010). But, if not
controlled, there is an increase in fire risk. The consequences of fire and soil loss for soil water
holding capability and biodiversity are particularly dramatic in the Mediterranean areas. The shift
from vegetation control with tillage systems to no tillage ones also allows an increase in soil
organic matter, with the same benefits.
Nowadays there are about 85000 ha of SBPPRL in Portugal, a significant percentage
supported by the Portuguese Carbon Fund in the context of the Kyoto Protocol. Recently, the
Portuguese Carbon Fund has demonstrated interest in remunerating the farmers willing to control
shrub encroachment at pastures through the use of non-invasive techniques.
INTRODUCTION
The Mediterranean Basin, in which Portugal is included, is a human-shaped, rich and
diverse mosaic of landscapes and an important biodiversity hotspot (Bugalho et al., 2011).
195
Particularly, grazing has been shaping Mediterranean ecosystems for millennia. Fire, clearing of
shrubs and reducing forest density have been employed to maintain or reverse the process of
vegetation succession (Bugalho et al., 2011). One of the human-engineered landscapes that
resulted was the montado/dehesa, a savanna-like forest dominated by cork and/or holm oaks, and
associated to grasslands (Pereira et al., 2009).
Today, these Mediterranean ecosystems occupy vast areas where soils are shallow, stony,
sloped, and low in organic matter and nutrients, namely phosphorous. For instance, 57% of
Portuguese soils have low or very low soil organic matter (SOM) concentrations (0.5-2.0%)
(Van-Camp, 2004). The annual soil erosion risk by water in Europe is highest in the
Mediterranean Basin, reaching 10 tons of soil per hectare per year (Van-Camp, 2004). This puts
the whole ecosystem in jeopardy.
In Portugal, two particular projects aim to reverse this situation. One regards the
expansion of sown biodiverse permanent pastures rich in legumes (SBPPRL), replacing the
natural pastures; and the other the control of shrub encroachment at pastures through the use of
non-invasive techniques. Both projects promote the increase in soil organic matter, through the
change in management techniques.
Sown biodiverse permanent pastures rich in legumes consist of diverse mixes of up to
twenty different species or varieties of seeds, and are rich in legumes. Commonly SBPPRL are
more productive than natural grasslands (NG) and fertilized natural grassland (FNG), and are also
richer in number of species. There are fewer gaps in plant cover throughout the plots, since
species variability ensures that the species more suited for each spatial condition will thrive.
There are many studies on the role of biodiversity in productivity but SBPPRL remain the only
widespread large-scale application of what may be called “biodiversity engineering”.
The seed mix is designed specifically for each location after soil analysis. Species in the
mix is adapted to soil physical and chemical characteristics, as well as to local climate conditions,
and therefore there is no single representative mix. The higher plant productivity of SBPPRL
implies increased atmospheric carbon capture through photosynthesis. Part of the biomass
produced is stored in soils due to the high density of yearly-renewed roots.
If the pastures are well managed, as happens with the sown biodiverse permanent
pastures rich in legumes, there is no need for shrub control. However, that is not the case with the
common natural pastures, fertilized or not. In these cases, there is the need to control, and the
most used technique is the plow tillage. This technique causes enormous losses of soil organic
carbon and N pools as greenhouse gases to the atmosphere. The plow tillage also decreases soil
quality and increases the probability of erosion. Therefore, the change from tillage techniques to
no tillage ones, presents as an important management change.
A better understand of the role of SOM is in order. SOM is composed of living organisms
(bacteria, fungi, plant roots and animals), dead animal and plant tissues in several stages of
decomposition but still recognizable, and a complex mixture of decomposed, modified or
reprocessed material called humus (which is usually 60 to 80% of all SOM) (Bot and Benites,
2005).
SOM quantity influences the quality and resilience of soils, since it determines the soil’s
physical and chemical proprieties. Humus is responsible in the most part for the aggregation of
clay, and therefore is essential to keep soils stable. High SOM concentration implies a high
capacity for water and nutrient retention, thus increasing plant productivity and reducing surface
runoff of water, which in turn decreases sediment loss and soil erosion (Teixeira et al., 2011;
Trumbore and Czimczik, 2008). Decreasing water runoff and soil erosion have positive effects
even outside the plot. Sediments, nutrients, organic matter and pesticides carried in water
contribute to silting, eutrophication and contamination of surface waters. Since approximately
58% of SOM is SOC, which can be converted into CO2 (IPCC, 2003; 2006), an increase in SOM
also represent a carbon sequestration.
196
This last evidence has been considered in the context of the Kyoto Protocol. There are
strict stipulations in the Kyoto Protocol (KP) as to how a country’s emissions inventory is made,
namely regarding what to account. However, there are some items that remain as an option for
each signatory country. These options relate to the agro-forestry sector and are the so-called Land
Use, Land Use Change and Forestry activities, now renamed Agriculture, Forestry and Other
Land Uses (AFOLU), under the framework of Article 3.4 of the KP. While most sectors are net
polluters, where all that can be done is to minimize CO2 emissions, AFOLU activities are
responsible for CO2 sequestration in soils and living biomass. Therefore, AFOLU activities
(IPCC, 2006) do not promote a decrease in emissions, but rather the sequestration of CO2.
Portugal plays a leading role regarding AFOLU account in the KP, since it has decided to
elect, in the framework of these voluntary AFOLU activities under Article 3.4 of the KP, the
activities: “Grassland Management”, “Cropland Management” and “Forest Management”.
Within this context, Terraprima - Envioronmental Services, a spin-off enterprise from
Instituto Superior Técnico, Technical University of Lisbon, submitted these two projects related
to grassland management to the Portuguese Carbon Fund that have been accepted. Both projects
promote the increase in soil organic matter, and therefore, carbon sequestration. The sequestration
of carbon is paid to farmers as an ecosystem services.
Here, our goal is to understand the change in soil organic matter due to the
implementation of these two projects.
DATA AND METHODS
For both projects, we measured the soil organic matter in managed plots and our main
goal was to understand the comparative SOM dynamics in both projects.
Sown biodiverse permanent pastures rich in legumes
Regarding the expansion of Sown Biodiverse Permanent Pastures rich in Legumes, the
analysis is done comparing the SOM in this system with the reported values in the natural
grasslands (fertilized or not). As presented in Teixeira et al. (2011), data was obtained from
rainfed pastures in eight farms in Portugal from 2001 to 2005. Plot areas ranged from 5 to 15 ha.
Each plot’s soil and landscape type was approximately homogeneous, in terms of soil and
previous use.
In order to understand the SOM dynamics, a simple mass balance model was developed
by Teixeira et al. (2011). According to this model, the mass percent balance of SOM is the
difference between input and mineralization. To determine the grassland system in which the
increases in SOM was highest, the SOM increase was calculated in all systems starting from the
same initial SOM (Teixeira et al., 2011). The model is estimated using 78 observations and an
Ordinary Least Squares approach.
Shrub encroachment
Regarding the control of shrub encroachment at pastures through the use of non-invasive
techniques comparative to the use of tillage, the soil samples were collected in 173 different plots
each with 500 m2, distributed by 24 farms and 10 municipalities of inland Portugal. We
considered three soil types (derived from sandstone, schist and granite), for the year of 2011. We
aimed to sample representative variability regarding climate, geology and cover. We collected
samples in soils with tillage management and no-tillage.
Since, in this case, we do not have a time series, the analysis is done considering the year
that the last tillage mobilization took place. We aim to understand if, for soils with current no
197
tillage management the soil organic matter is significantly higher than for those subject to tillage
control. We used an Ordinary Least Squares approach
RESULTS
Sown biodiverse permanent pastures rich in legumes
As shown in Figure 1, a 10 years model allows, for sown biodiverse permanent pastures
rich in legunes, an increase in SOM of about 0.21 pp.yr-1, equivalent to 1.78 tCha-1.yr-1 and to
the sequestration of 6.5 tons of CO2 per hectare per year. This increase is higher than for natural
grasslands (fertilized or not), 0.08 pp.yr-1, equivalent to 0.71 tC.ha-1.yr-1 (Teixeira et al., 2011).
Figure 1 - 10 years model of soil organic matter (SOM) accumulation in sown biodiverse permanent
pastures rich in legumes (SBPPRL), compared to fertilized natural grassland (FNG) and natural
grasslands (NG)
Shrub encroachment
The results clearly indicate the presence of a higher content of organic matter in the
samples associated with the no-tillage control. On average, for these samples, the organic matter
is 1.1% higher. This implies a carbon sequestration of about 8.4 tonCO2.ha-1.yr-1. If the analysis is
done by soil type, the carbon sequestration is about 11.2 tonCO2.ha-1.yr-1, for schist and 5.9
tonCO2.ha-1.yr-1, for sandstones. Due to the lack of representative data, it was not possible to
calculate a factor for the soils derivative from granite.
DISCUSSION AND/OR CONCLUSIONS
It was possible to prove that there is an increase in soil organic matter when:
(1) there is a transition from natural grasslands (fertilized or not) to a new system, sown
biodiverse permanent pastures rich in legumes;
(2) there is a transition in the control of shrub encroachment at pastures from the use of
tillage to the use of non-invasive techniques.
This increase will allow an improvement in soil condition and move towards the decrease
in desertification risk, as previously explained. However, it must be noticed that, if the transition
is reverted, there will be a likely decrease in soil organic matter and corresponding decrease in
environmental advantages. Therefore, it is of essential importance the maintenance of the more
198
suitable management techniques. In order to ensure that knowledge must be transmitted to
farmers. In our case, the carbon sequestration that takes place with the increase in soil organic
matter is paid as an environmental service, motivating the farmer towards a correct management.
REFERENCES
BOT, A.; BENITES, J., (2005), “The importance of soil organic matter: key to drought-resistant
soil and sustained food and production”, Food and Agriculture Organization of the United
Nations, Rome.
BUGALHO, M.N.; CALDEIRA, M.C.; PEREIRA, J.S.; CALDEIRA, M.C.; ARONSON, J.;
PAUSAS, J.G., (2011), “Mediterranean cork oak savannas require human use to sustain
biodiversity and ecosystem services”, Front. Ecol. Environ. 9.
TEIXEIRA, R.F.M.; DOMINGOS, T.; COSTA, A.P.S.V.; OLIVEIRA, R.; FARROPAS, L.;
CALOURO, F.; BARRADAS, A.M.; CARNEIRO, J.P.B.G., (2011), “Soil Organic Matter
Dynamics in Portuguese Natural and Sown Grasslands”, Ecol Model 222: 993-1001.
IPCC, (2003), “Good Practice Guidance for Land Use, Land-Use Change and Forestry”, Institute
for Global Environmental Strategies (IGES). Penman, J., Gytarsky, M., Hiraishi, T., Krug, T.,
Kruger, D., Pipatti, R., Buendia, L., Miwa, K., Ngara, T., Tanabe, K., and Wagner, F. (Eds.).
Intergovernmental Panel on Climate Change, Hayama. Available at http://www.ipccnggip.iges.or.jp/lulucf/gpglulucf_unedit.html.
IPCC, (2006), “2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories, Prepared by the
National Greenhouse Gas Inventories Programme”, Eggleston H.S., Buendia L., Miwa K., Ngara
T. and Tanabe K. (Eds). IGES, Japan. Available at http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/2006gl/vol4.html.
PEREIRA, H.M.; DOMINGOS, T.; VICENTE, L.; PROENÇA, V. (Eds)., (2009), “Ecossistemas
e Bem-Estar Humano: A Avaliação para Portugal do Millenium Ecosystem Assessment”
(“Ecosystems and Well-being: Millenium Ecosystem Assessment for Portugal”, in Portuguese),
Escolar Editora, Lisbon.
TRUMBORE, S.E.; CZIMCZIK, C.I., (2008); “An uncertain future for soil carbon”, Science 321,
1455-1456.
VAN-CAMP, L.; BUJARRABAL, B.; GENTILE, A-R.; JONES, R.J.A.; MONTANARELLA,
L.; OLAZABAL, C.; SELVARADJOU, S-K., (2004); “Reports of the Technical Working Groups
Established under the Thematic Strategy for Soil Protection”, EUR 21319 EN/3, 872 pp. Office
for Official Publications of the European Communities, Luxembourg.
199
SUSTAINABILITY
AND
RESILIENCE
IN
WATERSHED MANAGEMENT: THE CASE STUDY
OF THE ALENQUER REGION, PORTUGAL
CAMPO, S.
Birkbeck College, University of London, Malet Street, London, WC1E 7HX, United Kingdom
SILVA, J.M.
Universidade Catolica, College of Engineering ([email protected]; Est. Octavio Pato,
2635-631 Rio de Mouro, Portugal
ABSTRACT
This paper proposes sustainable management measures to increase watershed resilience in
the Alenquer region, Portugal, where serious urban flooding incidents have occurred in the past
decades. Proposed flood protection best practices draw mainly on international sustainable
guidelines from the United Nations and the European Union. The paper opens with a brief
introduction on the meaning of sustainable resilience in a watershed management context.
Methods include a systemic assessment of the Alenquer region watershed, diagnosis of the main
sustainability flooding hazards, both natural and human induced, and proposal of mitigation,
structural and non-structural measures, supported by a spatial decision support system. The main
part of the paper covers potential measures to increase watershed resilience in the Alenquer
region, including those related to flood protection, land management, and governance
mechanisms which can bring enormous benefits to the region. Conclusions are drawn on the
application of sustainable resilience measures more widely in watershed management and the
technical and governance challenges involved in the sector.
INTRODUCTION
The Alenquer river basin (ARB) and the region at large have a long history of flooding,
including a major well-known flood event on the 26th of November 1967 that victimized between
five hundred and seven hundred people in the Lisbon district, 147 of which in the Alenquer
municipality. Damages were estimated in over 3 million dollars at current prices. Pluviometric
stations registered in just 5 hours, between 19h00 and 24h00, over 111mm/m2 of accumulated
rain, corresponding to one fifth of the average annual rainfall in the region. These exceptional
values are estimated under the recurrence period of the 500 year flood, and were aggravated by
increased urban runoff due to high rates of impermeabilization and upstream deforestation,
obstruction of the rivers channels natural drainage by transversal structures and accumulation of
debris, eroded soil, and lose vegetation, river channelization (in some cases underground), underdimensioning of the pluvial drainage system, superimposition of the Tagus river high tide
(22h50). Despite investments in flood prevention in recent decades, including flooding warning
systems, construction of hydraulic support structures, river channelization, water regulations, and
planning regulations, yearly flood events continue to be a major problem in the Alenquer region.
The purpose of this paper is to propose sustainable water planning management measures
to increase resilience and reduce flooding hazards in the ARB under sustainable principles
drawing mainly on best practice guidelines from the United Nations (UNECE, 2000) and the
European Union (Directive 2007/60/EC on the assessment and management of flood risks) and of
200
an innovative assessment methodology, as an extended, and alternative, contribution to existing
studies and water planning regulations in force in the Alenquer region. In line with the UN (2009)
strategy for risk reduction, watershed sustainable resilience in understood as the ‘ability of a
system, community or society exposed hazards to resist, absorb, accommodate to and recover
from the effects of a hazard in a timely and efficient manner, including through the preservation
and restoration of its essential basic structures and functions’. In this context, sustainable
resilience requires the use of preventive and mitigation measures based on resources and methods
which produce minimum social or environmental harm and contribute for the preservation of the
ecological balance of watershed systems in its natural and original form. This resistance includes,
both the ability to survive high impacting flooding events while maintaining the watershed
system’s regular functions, as well as the ability to survive, adjust, and restore, if parts of the
system are damaged.
After this introductory section, the paper proceeds with a description of the case study
area, the data used, and the ARB systemic assessment methodology with a focus on flooding
hazards, followed by the proposal of preventive and mitigation measures, and by a discussion on
the challenges involved in setting the proposals into practice.
DATA AND METHODS
Case study area
The ARB occupies an area of 135 km2, with a maximum north-south length of about 12
km and a maximum east-west width of about 16 km. Centered at 39° 3' 34.02"N lat. and 9° 1'
3.77"W long., the ARB is located 50 km north of Lisbon and occupies the entire Alenquer
municipality and a few residual areas (<4%) of the Azambuja, Cadaval, Sobral de Monte Agraço
and Torres Vedras municipalities which integrate the Oeste and Lezíria do Tejo NUTS III
territorial divisions. The ARB is composed of the Alenquer river and of four tributary streams,
namely, Caldeira stream, Ceroulas stream, Ossa stream, Pancas stream, and drains directly into
the Tagus river basin system, the third largest in the Iberian Peninsula.
Three main complex landforms dominate the ARB and the Alenquer region at large.
Highlands occupy the north and west sections, amounting to 20% of the water basin, with
elevations ranging from 666 m (Montejunto mountain chain) to 360m (Galega and Alta mountain
chains) above sea level. Sub-mountainous areas cover about 30% of the total area and spread out
towards the floodplain, ranging from 290 to 22m with peaks at Meca Hill (280 m), Redondo Hill
(212 m), Ota mountain chain (167 m), and Coteinas (218 m), followed by the hills of Amaral
(290m), Falgar (228 m), and Cabreira (217 m) which are disposed as an amphitheatre giving way
to the valley lowlands. The lower terraces and the floodplain represent only 10% of the ARB with
elevations ranging from 50 to 4 m in connection with the Tagus river water basin. Predominant
soils are Cretacic and Jurassic limestone (49%), clay (31%) and incipient soils (11%) formed
during the Plio-pleistocenic. The ground water depth varies from 15 to over 30 m and is
characterized by an irregular distribution. Water tables can reach a low to medium productivity of
1-10 l/s in 23% of the water basin (Plio-pleistocenic), an average productivity of 10-20 l/s in 65%
of the water basin (Jurassic and Cretacic formations), and an average to high productivity over 20
l/s in the remaining 12% (Miocenic and Jurassic). Average monthly temperatures vary from 6ºC
in January to 28ºC in August, with an overall annual average of 16ºC. Annual precipitation varies
from 600 to 820 mm. Relative yearly humidity averages 73%, while yearly evaporation averages
1643 mm, doubling the annual precipitation values. Dominant winds blow predominantly during
the Summer season from the north and northwest directions.
Land use occupation is dominated by agricultural areas (70%) and by natural areas and
forests (20%), while urban (8%) and industrial (2%) areas are small and dispersed. Economic
201
growth in the ARB is manly supported by the primary sector through the production of wine and
pasture, cattle-raising and forestry related activities, and by the secondary sector through mining
industry (limestone, gravel, and basalt), civil construction, and production line factories (food,
metals, and non-metals) which represent 28% of the region’s GDP. The tertiary sector is the less
representative and comprehends retail (food, machinery, and outlets), access and crossing of main
logistics and transportation infrastructures (Lisbon harbour, Alverca truck terminal, northern
railroad line, high voltage transmission lines, water distribution pipe network, military aerial
corridor, and Lisbon-Montejunto hertzian network), and touristic and leisure activities.
Data
Spatial, qualitative and quantitative data are used as follows. Digital topographic data at
1:25 000, including hydrology, elevation 10-m contour lines, and elevation points are provided by
the ‘Instituto Geográfico do Exército’ [Military Geographic Institute]. Geology maps at 1:50 000
are provided by the ‘Laboratório Nacional de Energia e Geologia’ [National Laboratory of
Energy and Geology] and complemented with the explanatory notes of Zbyszewski and Torre de
Assunção (1965) and Zbyszewski et al. (1966). Spatio-temporal analysis and quantification of
hydrogeological values at 1:25 000 are based on Geology maps at 1:50 000 and on the studies
developed by INAG (1997, 1999, 2000). Geomorphology and geohazard risk assessment maps at
1:25 000 are based on the Geomorphology map at 1:500 000 developed by Ferreira (1981), on
Geology maps and topographic data at 1:25 000, on aerial photographs at 1:25 000, on the Land
cover vegetation map at 1:25 000, and on the geomorphology studies developed by Bateira
(1991) and Zêzere (1994). Soil and Land Use Capacity maps at 1:50 000 are provided by the
former Instituto de Hidraúlica, Engenharia Rural e Ambiente [Environmental Rural Hydraulics
Institute] and are based on the maps produced by the ‘Serviço de Reconhecimento e Ordenamento
Agrário’ [Agrarian Services] in the 1970’s in compliance with the Food and Agriculture
Organization of the United Nations soil units classification and complemented with the
explanatory notes of SROA (1970, 1973) and Cardoso (1974). Land use maps of 2007 at 1:25 000
are provided by the ‘Instituto Geográfico Português’ [Portuguese Geographic Institute]. Climate
maps at 1:25 000 are based on quantitative data from ‘Instituto da Água’ [Water Institute] and
from ‘Instituto de Meteorologia’ [Metereological Institute] for the 15 years hydrological data
Portuguese series. Land use planning maps at 1:25 000 are provided by the existent (1995-2005)
and proposed Alenquer Master Plan studies and guidelines. Agricultural productivity maps at
1:25 000 are based on Soil and Land Use Capacity maps and on the studies developed by Cardoso
(1974), AMO (2008), and CCDRLVT (2009). Hydrological infrastructures inventories at 1:25
000 are based on quantitative data from ‘Instituto da Água’ [Water Institute], ‘Instituto de
Meteorologia’ [Metereological Institute], on the ‘Inventário Nacional de Saneamento Básico
1994-1997’ [National Inventory of Basic Sanitation], on the ‘Inventário Nacional de Sistemas de
Abastecimento de Água e de Águas Residuais’ [National Inventory of Water supply and of
Wastewater]. Risk assessment inventories at 1:25 000, including erosion, draughts, and flooding,
are based on spatial hydrological series, on soil maps and land use maps, and on parametric data
available in Loureiro and Costa (1980), Loureiro and Pinto (1980), Loureiro (1984),
Coutinho et al. (1994), Pimenta et al. (1994), and Vaz (1994).
METHODS
Methods are divided into three main stages. Firstly, a watershed ecological systemic
inventory is compiled with the support of a spatial decision system, and including the: i)
inventory of water management and planning instruments and regulations in force in the
Alenquer region; ii) inventory of biophysical elements such as landforms and hydrologic
202
information produced with the TauDEM (Tarboton, 1997; Tarboton et al., 2008) suite of digital
elevation model tools, structural geology and tectonics obtained directly from geology maps,
hydrogeological productivity calculated with the use of hydrological inventories and landform
and geology maps, geomorphology and geohazards based on photointerpretation, fieldwork, and
on statistical predictive models, and soils based on existent cartography, and climate factors such
as temperature, precipitation, relative humidity, evaporation, radiation which were calculated with
existent databases and spline interpolation methods; iii) inventory of the main existent land uses,
master plan proposals, and classification of soils for agricultural uses based on suitability factors
(e.g. soil thickness, erosion risks, water capacity, geology, salinity and alkalinity, and agrarian
production sectors); iv) hydrological inventory focusing on water balance and hydrological index
calculations based on Thornthwaite (1948) and Mather (1978, 1979) methods, superficial
drainage calculations based on hydrological inventories, and qualitative and quantitative analysis
of water punctual and diffusion pollution sources; v) inventory of hydrological infrastructures
including generic water supply and wastewater data; vi) inventory of hydrological hazards
including soil erosion risks based on the universal soil loss equation of Wischmeier and Smith
(1960, 1978), draughts based on the methods proposed in Vaz (1994), and flood risks calculated
with HEC-RAS software (US Army Corps of Engineers, 2010); and vii) social analysis including
a survey on historical, social, biological and natural values, as well as environmental stressors and
landscape conditions in the ARB. Secondly, the inventories are used to perform a qualitative and
quantitative analysis of existent conflicts between natural hazards (erosion, flooding, and
geotechnical hazards), water and soil conservation watershed critical areas (hill tops, floodplains,
headwater influence areas, and hillsides with a slope over 25%), and biophysical conditions, and
the land uses, existent and proposed, in the ARB with spatial analysis methods and quantitative
statistical methods. Thirdly, corrective and development measures are proposed for the ARB
following resilient sustainability principles. Corrective measures include structural measures such
as river channels naturalization and regularization and design of retention basins, as well as non
structural measures aiming at the redefinition of land uses in the main ARB waterlines and are
based on hydraulic calculations performed with HEC-RAS (US Army Corps of Engineers, 2010)
and on spatial analysis methods. Development measures are focused on land use suitability
analysis for urban, agricultural and forest land uses through the application of a spatial
multicriteria decision method with expert knowledge input.
RESULTS
Watershed inventory analysis
The watershed ecological systemic inventory shows that: i) under the 20, 50, and 100
year flood conditions, the Alenquer river bed is relatively small (15-20 m wide and 3-4 m high)
and major strangulations to water flow include the urbanization, with both public and private
buildings, of flood plain areas in the immediate vicinity of main water lines, existence of debris,
and strangulating horizontal structures such as bridges, which on leads to the raise of the water
levels and flooding in the Alenquer river margins (100-year flood); ii) major water pollution
stressors, both punctual and diffuse, originate from deficient water treatment structures and from
industry; iii)
Conflict analysis
The overlay of natural hazards maps, namely, flooding, erosion, and geotechnical
hazards, over the existent Master Plan land use proposal shows that: i) 55% of the existent urban
areas are incorrectly located, of which 24% are located on floodplains and 18% on risk erosion
areas; ii) 53% of proposed urban areas are located on risk areas, of which 23% are located on risk
203
erosion areas and 28% on floodplains and on geotechnical risk hazard areas; iii) 90% of major
transport infrastructures and public amenities are located on floodplain areas; iv) 14% of
agricultural land is located on risk erosion areas.
The overlay of water and soil conservation watershed critical areas over the existent
Master Plan land use proposal shows that nearly 18% of those areas are occupied with negative
impacting land uses, 56% are occupied with neutral land uses, and 27% are occupied with the
correct land uses. A closer look at the watershed critical areas, indicates that: i) on hill tops,
negative impacts are caused mainly by incorrectly located industrial sites which contribute for
soil erosion, while agriculture (6.46 km2) and urban (<1km2) areas have a neutral impact as long
as appropriate farming techniques and low urban impermeabilization indexes are used; ii)
floodplain areas, where agriculture and riparian galleries should prevail, are occupied on nearly
3% of their extent by urban areas (2.23 km2) which can aggravate and be severely affected by
flooding, while the maintenance of agricultural areas, in a total of 18 km2, provide a positive
impact and should be reinforced; iii) headwater influence areas also suffer the negative impacts
from urban (4 km2) and industrial (2,34 km2) areas in about 3% of its extent, contributing for the
diminishment of permeability and infiltration, while agriculture and forest areas in a total of,
respectively, 62 km2 and 12 km2 have neutral and positive impacts on soil erosion and water
infiltration; and iv) hillsides with a slope over 25%, which should be preferably occupied with
dense forest coverage, are occupied in nearly 3% of its extent by urban areas and in 56% of its
extent by agricultural areas (11 km2) contributing strongly for soil erosion.
Corrective and development measures
The first corrective measure consists of a retention basin, an open sky earth dam with a
hydraulic spillway, to be located at approximately 5 km upstream from the Alenquer river mouth.
The retention basin has been designed to be 12 m high, occupy an area of 113 km 2, and to reach
concentration times of 6.52 hours which can generate volumes of water of 9x10 3l, 11x103l, and
13x103l for, respectively, the 20, 50, and 100-year flood, and a river discharge of 200 m3s-1, 285
m3s-1, and 440 m3s-1. This proposal aims at controlling and protecting the Alenquer village from
floods, and should be implemented in parallel with restrictions to urban development and with the
clearing of debris in the floodplain. Other advantages include the improvement of pluvial water,
regularization of the ARB drainage system, and supporting agricultural irrigation and fire water
storage. In alternative to a single retention basin, a second hypothesis is the design of a set of
small drainage basins which was not taken into consideration in the present study.
The second corrective measure consists of river channel naturalization and regularization
procedures aiming at the prevention of the 50-year flood, particularly in the Alenquer village
based on the re-introduction of native riparian forests in major and minor water lines together
with infrastructures such as retention and/or detention basins.
The third corrective measure consists of the definition of a sustainable zoning system
based on land use reconversion of water lines influence areas, floodplain areas, and risk erosion
areas, as follows: i) 36 km2 of agricultural lands which are located on high erosion risk areas
should be reforested with oaks, pines, and Mediterranean shrubs to contain surface erosion and
promote water infiltration; and ii) 25 km2 of floodplain areas, where the riparian gallery along
permanent or temporary waterlines has been destroyed by human activities, should be reforested
with native riparian species such as alders, poplars, and willows, the influence areas of phreatic
surfaces should be reforested with ash trees to promote water infiltration, and headwater influence
areas should be reforested with meadows and a mixture of deciduous and pine tree forests to
contain surface erosion and promote water infiltration. This measure is complemented with a full
revision of the ARB land use system proposed in the fourth corrective measure.
The fourth corrective measure consists of the revision of the Master Plan land use
proposals supported by a land use suitability model for urban, agricultural and forest land use
categories, with the use of biophysical criteria such as landforms, soils, aspect, land uses, and
204
average annual precipitation, for which main findings are as follows: i) preferably suitable areas
– 37% of the water basin is potentially suitable for agricultural development, 20% for urban
development, and 17% for forest growth; ii) averagely suitable areas – 33% of the water basin is
potentially averagely suitable for forest growth, 19% for agricultural development, and 19% for
urban development; iii) non suitable areas – 10% of the water basin is potentially non suitable for
urban development, 3% for agricultural development, and less than 1% for forest growth. The
suitability model is subject to specific spatial restrictions for each land use category, including: i)
urban development – restrictions are applied to highly productive soils which should be preserved
for agriculture, natural habitat values such as riparian galleries, mixed forest areas, Mediterranean
forest areas, as well as cork oak ‘montados’ and forests, historical patrimonial sites, floodplain
areas (with the exception of green and leisure areas), and risk erosion areas which should be
preferentially occupied with forest species and meadows; ii) agricultural development –
restrictions are applied to natural habitat values such as riparian galleries, mixed forest areas,
Mediterranean forest areas, as well as cork oak ‘montados’ and forests, and historical patrimonial
sites; iii) forest growth – restrictions are applied to highly productive soils which should be
preserved for agriculture, to riparian galleries, and to historical patrimonial sites.
CONCLUSIONS
Several water management and land use management planning tools, such as the Tagus
river water management Plans, the Alenquer Municipality Master Plan, Territorial Development
Programmes amd Strategic Plans for The Western region, have been proposed and continue to be
implemented in the ARB region. Together with water infrastructural investments on drainage and
water treatment infrastructures, as well as ‘hard’ downstream flood defense infrastructures, these
represent major efforts conducted by central and local governments to manage flooding hazards
in the Alenquer region at large. However, flooding hazards have persisted. The hazards are
related, in great part, with insufficient land use and watershed management integration and
limited systemic sustainable guidelines for the ARB.
This paper has addressed the ARB in detail, complements existing watershed and land
use management plans for the Alenquer region and the Tagus river basin, and has proposed a
novel methodology for watershed assessment based on sustainable resilience measures. The
measures include. Major technical and governance challenges include challenges for the
application o
REFERENCES
AMO, (2008), “Programa Territorial de Desenvolvimento do Oeste. Estratégia 2020. Plano de
Acção 2008-2013”, Associação de Municípios do Oeste: Caldas da Rainha.
Bateira, C., (1991), “Contributo para o estudo da dinâmica actual e riscos naturais na depressão
de Ota e Colinas de Alenquer-Merceana”, Revista da Faculdade de Letras – Geografia, I Série,
Vol. VII, 57-138.
Cardoso, J.C., (1974), “A classificação dos solos de Portugal – Nova versão”, Boletim de Solos
do Serviço Regional de Ordenamento Agrário, 17, 14-46.
CCDRLVT, (2009), “Plano Regional de Ordenamento do Território do Oeste e Vale do Tejo”,
Comissão de Coordenação e Desenvolvimento Regional de Lisboa e Vale do Tejo, Ministério do
Ambiente e do Ordenamento do Território: Lisboa.
205
COUTINHO, M.A.; TOMÁS, P.P.; ANTUNES, C.R., (1994), “Riscos Físicos de Degradação
Ambiental na Região Sul de Portugal”, 6º SILUSB/1º SILUSBA, Simpósio de Hidráulica e
Recursos Hídricos dos Países de Língua Oficial Portuguesa.
FERREIRA, D.B., (1981), “Carte geomorphologique du Portugal”, Memórias do Centro de
Estudos Geográficos, 6, Universidade de Lisboa: Lisboa.
INAG, (1997), “Definição, Caracterização e Cartografia dos Sistemas Aquíferos de Portugal
Continental”, Direcção de Serviços de Retrechos Hídricos, Divisão de Retrechos Subterrâneos,
Instituto da Água: Lisboa.
INAG, (1999), “Plano de Bacia Hidrográfica do Rio Tejo. 1.ª Fase. Análise e Diagnóstico da
Situação de Referência. Volume III Análise. Parte A – Sub-Sistema Hidrológico”, Instituto da
Água, Ministério do Ambiente: Lisboa.
INAG, (2000), “Sistemas Aquíferos de Portugal Continental”. Instituto da Água: Lisboa.
LOUREIRO, J.M., (1984), “Expressão para o Cálculo do Caudal Máximo de Cheia em Cursos de
Água em Portugal”, Revista Recursos Hídricos, 5(1), 53-78.
LOUREIRO, J.M.; COSTA, L.C., (1980), “Caudal Máximo de Cheia – Cursos de água a Sul do
Tejo”, Revista de Recursos Hídricos, 1(1), 57-74.
LOUREIRO, J.M.; PINTO, M.S., (1980), “Expressão para o cálculo do caudal máximo de cheia
nas regiões a norte da bacia do rio Tejo”. Direcção Geral dos Recursos e Aproveitamentos
Hidráulicos: Lisboa.
MATHER, J.R., (1978), “The climatic water balance in environmental analysis”, D.C. Heath and
Company: Lexington, Massachussets.
MATHER, J.R., (1979), “Use of the climatic water budget to estimate streamflow”, in ‘Use of the
climatic water budget in selected environmental water problems’, Edited by Mather, J.R. Elmer,
N.J., C.W, Thornthwaite Associates, Laboratory of Climatology, Publications in Climatology, 32
(1), 1-52.
PIMENTA, T.; COUTINHO, M.A., (1994), “Erosão Hídrica e Sedimentação em Albufeiras da
Bacia Hidrográfica do Rio Guadiana – Caracterização da Erodibilidade dos Solos”, Instituto da
Água: Lisboa.
SROA, (1970), “Carta dos Solos de Portugal – I Volume. Classificação e caracterização
morfológica dos solos”, 6ª ed., Serviço Regional de Ordenamento Agrário, Secretaria de Estado
da Agricultura, Ministério da Economia: Lisboa.
SROA, (1973), “Carta de Solos de Portugal. Classificação e Caracterização dos Solos de
Portugal. II Volume. Dados analíticos das unidades pedológicas”, 6ª ed. Secretaria de Estado da
Agricultura, Ministério da Economia: Lisboa.
TARBOTON, D. G., (1997), "A New Method for the Determination of Flow Directions and
Contributing Areas in Grid Digital Elevation Models," Water Resources Research, 33(2), 309319.
TARBOTON, D. G.; BAKER, M. E., (2008), "Towards an Algebra for Terrain-Based Flow
Analysis," in ‘Representing, Modeling and Visualizing the Natural Environment: Innovations in
GIS 13’, Edited by N.J. Mount, G.L. Harvey, P. Aplin and G. Priestnall, CRC Press: Florida.
THORNTHWAITE, C.W., (1948), “An approach toward a rational classification of climate”,
Geographical Review, 38, 55-94.
206
UNECE, (2000), “Guidelines for sustainable flood prevention”, United Nations and Economic
Commission for Europe, The Hague, Netherlands, 23-25 March 2000.
US ARMY CORPS OF ENGINEERS, (2010), “HEC-RAS River Analysis System – User’s
Manual”, US Army Corps of Engineers, Institute for Water Resources, Hydrologic Engineering
Centre: Davis, California.
VAZ, A.C., (1994), “Caracterização e Monitorização de Secas, uma Metodologia”, Revista de
Recursos Hídricos da Associação Portuguesa de Recursos Hídricos, 15(2), 21-44.
WISCHMEIER, W.H.; SMITH, D.D., (1978), “Predicting Rainfall Erosion Losses: A Guide to
Conservation Planning”, no. 537,USDA/Science and Education Administration, United States
Government Printing Office: Washington, DC.
WISCHMEIER, W. H.; SMITH, D.D., (1960), "A universal soil-loss equation to guide
conservation farm planning", Transactions of the 7th International Congress of Soil Science, 418425.
ZBYSZEWSKI, G.; TORRE DE ASSUNÇÃO, C. (1965), “Carta Geológica de Portugal na
Escala 1/50 000 e Notícia Explicativa da Folha 30-D Alenquer”, Serviços Geológicos de
Portugal: Lisboa.
ZBYSZEWSKI, G.; VEIGA FERREIRA, O.; TORRE DE ASSUNÇÃO, C., (1966), “Carta
Geológica de Portugal na Escala 1/50 000 e Notícia Explicativa da Folha 30-B Bombarral”,
Serviços Geológicos de Portugal: Lisboa.
ZÊZERE, J.L., (1991), “As costeiras a Norte de Lisboa: Evolução Quaternária e Dinâmica actual
das Vertentes”, Finisterra, XXVI (51), 27-56.
207
RESURRECTING RIVERS IN CITIES
KONDOLF, G.M.
UNIVERSITY OF CALIFORNIA ([email protected]), 202 Wurster Hall, Berkeley CA
94720-2000 USA
ABSTRACT
While larger rivers often structure urban form, smaller rivers and streams have commonly
been erased from cities, relegated to concrete box culverts or underground pipes. This was
understandable when these streams were highly polluted, but with recent improvements in
water quality, even small urban streams can provide quality public space and opportunities
for children and adults to interact with nature. ‘Daylighting’ – taking buried streams out of
pipes and allowing them to flow once again as flowing, surface streams – is an increasingly
popular restoration activity in cities. NOTE: This essay is adapted from Kondolf (2009b).
INTRODUCTION
Our impression of cities is dominated by rectilinear street grids, buildings, and other built
environments. Yet many cities were developed on major rivers for transportation, water
supply, and water power. These rivers often structure the urban form, and in some cases play
an important role in the city’s identity. However, the major rivers are only the trunks in more
complex, branching network of hydrology, in which small streams drain into larger ones,
thence into the main rivers, and eventually into the sea. What happens to the finer branches
of the hydrologic network? Smaller rivers and streams are commonly erased from the
landscape in the course of urban development, put in concrete box culverts or underground
pipes. In the context of the hydrologic cycle, rivers and streams result from the excess of
rainfall that isn’t absorbed by the soil and plants. By paving the landscape, the process of
urbanization actually produces more runoff from a given rain storm, implying that if
anything, streams should be more prominent in cities, not less. But our public works
departments have commonly covered over streams, turning them into drainage utilities,
allowing more streets and buildings to be constructed. Who now remembers the streams that
once drained Manhattan Island? Now encased in pipes, part of the city’s sewer network, they
are forgotten.
FLUVIAL IMPRINT ON URBAN FORM
The relation between a city and its rivers is often complex. Most cities were located
along rivers or estuaries, benefiting from opportunities for navigation, industrial power, water
supply, commercial fishing, and waste disposal. Rivers were also important places for urban
recreation: swimming, boating, sport fishing, and picnicking along river banks. Urban form
is often inherited from the fluvial landscape, more so than we usually appreciate. Paris is
illustrative. The city was originally located on defensible islands in the Seine, an important
navigable river. As it grew outward onto the rive gauche and rive droigt, its successive city
walls were roughly parallel to the river banks. The Marais (literally, “marsh”) was
constructed on low-lying wetland in a former channel of the Seine. The hills of Montmartre
and Chaumont are remnants of the outside bank of a former meander bend. As typical of
208
such fluvial landforms, the outside banks were high and eroding, whilst the inside bends
consisted of accreting point bars. The channel has since shifted southward to its present
course, but the hills left by the erosion of the bank remain behind as among the city’s most
impressive physical features.
New Orleans likewise owes its urban form to the fluvial landforms on which it is built,
though here the topographic differences are more subtle. The original settlements (the French
quarter and Garden District) were built on the natural levees that flanked the channel. The
natural levees result from deposition of sand from floodwaters that overflow the main channel
onto the floodplain. The abrupt decrease in velocity as floodwaters pass onto the shallower
(and hydraulically rough) floodplain causes sand to fall out of suspension, building up natural
berms along the channel. Farther away from the channel, floodplain elevations drop off into
the backswamp areas, where the floodwaters (having lost their sand on the natural levee)
leave thinner deposits of more slowly settling silt and clay. These backswamp areas were
always flood-prone and were not extensively settled until the 20th century, when highcapacity pumps became available to provide round-the-clock drainage and levees were built
to protect against flooding (Lewis 2003). The different elevations of these fluvial forms are
reflected in the patterns of flooding during Hurricane Katrina in 2005, when the natural levee
remained dry, but the backswamps were extensively inundated to depths of up to 4m.
LOSS OF HUMAN CONNECTION TO URBAN RIVERS
With growth of cities and increased effluent discharge, many urban rivers became stinky,
fetid, open sewers, threats to public health. Early efforts to manage sewage in urban rivers
mostly involved collecting sewage and discharging it downstream of the city (as neatly done
by Haussman in his 19th century remake of Paris). If the river was big enough, it could
potentially absorb the sewage, usually showing an abrupt drop in dissolved oxygen levels
below the outfall, gradually recovering downstream as the nutrients from the sewage were
degraded biologically and dispersed. Smaller streams had much less capacity to absorb
sewage and became lifeless open sewers. Motivated to isolate human population from
contaminated waters, and seeking to gain more usable land, cities put many smaller urban
rivers and streams into underground into pipes, in effect erasing them from the urban
landscape. While the Thames remained an open water body, many of its smaller tributaries
were buried, creating a network of underground channels that now convey stormwater
(Barton 1962).
Larger rivers and estuaries were not so easily rubbed out, and remained economically
important for shipping and industry, so their banks were transformed into longitudinally
extensive wharves for shipping. While the low-tech nature of shipping formerly allowed
public access to waterfronts, by the mid-20th century, more sophisticated infrastructure of
navigation (such as larger ships, mechanical cranes to discharge cargo, and railroad spur lines
to transship goods) was incompatible with public access, and most of the river frontage in
major port cities was dedicated to such navigation and industry, cutting the urban population
off from the river’s edge.
Until part of the waterfront was developed as a public park in the 1990s, there was no
public access to the Mississippi River from the French Quarter in the centre of New Orleans
(Lewis 2003). Lisbon was famously isolated from its waterfront by docks, rail lines, and a
multi-lane arterial road.
Since the shift to centralized container shipping means
longitudinally extensive wharves are no longer needed, the Port of Lisbon has successfully
converted many areas formerly dedicated to industry or navigation to parks, restaurants,
nightclubs, and museums. These popular waterfront attractions can be accessed by only a
few crossing points over the railroads and arterial roadway, so the city itself is still largely cut
209
off from its waterfront (Garcia 2007). From the 1960s through 1980s, the centre of San
Francisco was cut off from the estuary by an elevated expressway. When this structure was
damaged in 1989 by earthquake, it was not rebuilt, but replaced by a tree-lined boulevard and
pedestrian promenade, which reconnected the public with the waterfront – a tremendous
improvement in the city, an ironic benefit of the earthquake.
DAYLIGHTING URBAN STREAMS
Since implementation of water pollution controls in the US (Clean Water Act) and
Europe (the Water Framework Directive of 2000, and predecessor directives), it has become
possible to restore some ecological function in formerly polluted rivers, and desirable once
again to open urban rivers and streams to human contact. This has led to a widespread
movement to take urban streams out of their underground pipes and restore them as freeflowing streams on the surface, known as daylighting (Riley 1998). One of the earliest and
best-known examples of daylighting was in 1983, when the city of Berkeley, California, took
a 100-m reach of Strawberry Creek out of its failing concrete pipe and restored it as a surface
stream. This project won many awards, and its success inspired many similar projects.
Nonetheless, the old practice of putting streams underground persisted elsewhere. Only a few
km away, the city of Emeryville created the sinuous ‘Temescal Creek Park’ by burying a
200m length of Temescal Creek in 1989, despite what we could assume would have been
recent improvements in water quality. As a graduate student at the Oak Ridge National
Laboratory in 1988, I watched the city put East Fork Poplar Creek into an underground pipe
behind the public library. The creek drains a nuclear weapons component plant, and has
probably been contaminated for decades, but it’s interesting that the solution was not to clean
up the creek, but to bury it. On a visit to Pindong, Taiwan in 1995, I watched the city put the
Love River into an underground culvert. The Love River was much larger, with a 20m-wide
channel. By burying it, the city created a broad boulevard along which building owners could
construct higher buildings, meaning more revenue from the valuable urban lands. Indeed,
city streets built over buried streams are ubiquitous features of urban landscapes, and many
are unlikely candidates for daylighting. Imagine, for example, a proposal to daylight the
Rambla in Barcelona. Given the popularity of the street that replaced the stream, it is hard
envision such a proposal gaining any traction.
Why is it that the city of Berkeley daylighted Strawberry Creek while a few years later
the cities of Emeryville and Oak Ridge were still putting creeks in underground pipes? In
part, the differences reflect the evolution of societal awareness of the value of urban creeks,
reflected in whether there is a local creek group to advocate for its restoration. These groups,
known in the U.S. as “Friends of” the local creek, in the U.K. as river “Trusts” (e.g. the Eden
Rivers Trust), have become common in North America and Europe since the 1980s.
“Friends” groups not only voice their desires during restoration planning, but in many cases
they serve as agents to implement restoration projects and management regimes. The San
Francisco Bay region has been an incubator for the creek group movement, with the highest
density of such groups of any region in North America and, for that matter, probably the
world (Mozingo 2005, Wardani 2008). Codornices Creek in Berkeley flows through an
urban area many of whose residents are environmentally aware and politically active. As a
result, its two active creek groups and their allies managed to obtain over $3million USD in
grant funding for restoration over the period 1990-2008, an enormous amount for a stream
with a catchment area of only 2.9 km2 (Fullmer 2008).
210
POTENTIAL FOR URBAN RIVER RENEWAL
But beyond the question of whether there is political support for revitalization, we can
ask whether, objectively speaking, there is a strong potential to restore ecological functions in
a given urban creek. Clearly, hydrologic processes and ecological functions have been
compromised in urban catchments, and the riparian corridor has typically been degraded (if
not eliminated) by encroachment of buildings, roads, sewer lines, etc. Land-use changes in
the catchment have altered runoff and sediment load, so there is no reason to expect predisturbance channel dimensions to persist under current conditions. Specifically, urban
development in the catchment (with its increased impermeable surfaces) increases peak flows
such that the channel tends to erode and downcut, which, if uncontrolled, leads to bank
collapse and channel widening. However, where urban development has encroached to the
channel margins, incision and channel widening are socially unacceptable. At this urban
extreme, restoration projects must be built to convey urban runoff without flooding adjacent
lands and to withstand increased shear stresses of urban runoff without erosion.
In highly urbanized settings, how much ecological restoration can realistically be
achieved? We can plant riparian trees, and we can build in complexity to the channels, but it
is usually unrealistic to expect fluvial processes to create and maintain a diverse riparian
corridor and complex channel form. Here, restoration can be viewed as a form of gardening,
in which the elements are deliberately chosen and maintained by human input. Within the
channel, hard structures are needed to resist erosive forces of urban-runoff-augmented floods.
In such cases, ‘naturalness’ in restoration may be viewed as much an aesthetic choice as a
design approach. An extreme example is the Cheon Gye Cheong stream in Seoul, South
Korea, where a 6-km reach was daylighted from 2003-2005. The project cost $384 million
USD and involved removing a 14-lane elevated expressway. The stream now occupies its
original channel course, but flows over an artificially impermeable bed (to prevent loss of
water through infiltration), and is fed by waters pumped from the Han River and groundwater
seepage into a nearby metro station. Unlike the natural flow regime, which was highly
seasonal, with summer floods and no flow during the winter dry season, flow is now held at a
steady rate year-round. Stormwater runoff from the surrounding city streets is conveyed
through high-capacity underground culverts adjacent to the restored stream, and would reach
the stream only when the culverts (rarely) overflow. At creek level, below the surrounding
city streets and with the noise of traffic drowned out by sounds of running water, it is easy to
forget that one is in the heart of downtown Seoul, but for the infrastructure along the channel
for fountain jets and lighting. The channel is flanked by willow trees and boulders, and
supports 25 species of fish (compared with four that existed pre-project) and 36 species of
birds (compared to six pre-project). The project is enormously popular and has transformed a
formerly degraded part of the city into a lively centre. But critics question whether it
constitutes “restoration”. One can perhaps best view the stream as a linear fountain, and in
such terms it is clearly a success. However, because of the cost and high degree of
intervention, the Cheon Gy Cheong model is probably not broadly applicable, except perhaps
in other dense urban settings where the scale of intervention could be justified.
Restoration projects in highly urban channels can support aquatic species and develop
dense (if limited) riparian forests, which in turn can support birds and urban wildlife. But
these projects cannot provide the level of ecological function possible in a stream with natural
flow regime and dynamic channel processes. Because urban stream restoration projects tend
to be very expensive per unit length, they have been criticized for their costliness and the
limited ecological benefits they can provide. They may be viewed as ‘water features’ (in
landscape architecture terminology) or ‘green pipes’, capable of conveying floodwaters
within the channel and without eroding banks, rather than large-scale, dynamic ecosystems.
The greatest value of such urban stream restorations, however, is probably the public
211
education and recreation opportunities they provide. Besides ‘greening’ the stream corridor,
urban stream restoration projects can provide outdoor laboratories for nearby schools, link
communities through walking and biking trails, and even provide for kayaking and canoeing.
Urban streams can provide recreational opportunities over a wide range of activity levels
(from very active, such as diving) to passive (such as quiet contemplation). Activities also
take place over a gradient from adjacent uplands (such as bicycling on paved trails adjacent to
the stream corridor) to activities within the water, such as swimming or kayaking). Among
the most striking urban river restorations are those designed explicitly to support active use of
waters, by users ranging from kayakers to wading toddlers. These urban river parks often
termed ‘whitewater parks’ in the US or ‘slalom courses’ in Europe have grown remarkably in
popularity in recent decades, with over fifty such parks constructed in the US, and over
twenty in Europe, mostly in France. Wingfield Park is such a whitewater park, constructed
on the Truckee River in the centre of Reno, where it provides a range of recreational
opportunities, from wading by toddlers to body surfing. (It is worth remembering that such
urban stream restorations are possible now only because of the water quality improvements
brought about by legislation such as the Clean Water Act.) While activities such as kayaking
and wading in whitewater parks are programmed by designers, many uses arise
spontaneously along urban creeks, even along neglected, forgotten channels (Yang 2004).
Children commonly collect stones and other objects from the creek, catch wildlife (such as
crayfish), and build forts on the banks and dams in the channel (Yang 2004). Through such
informal activities, as well as through projects organized by schools, children can learn about
natural processes through their first-hand experience, and they can play in an environment
relatively free of constraint and supervision, providing growth opportunities that have been
missing for children in many urban areas and leading to what has been termed ‘nature deficit
disorder’ (Louv 2005).
In some cases, choices for ecological restoration can conflict directly with those for
human uses. In urban stream restoration projects in the San Francisco Region, there have
frequently been conflicts over the density of vegetation appropriate to the site. Blackberry
Creek in the Thousand Oaks School in Berkeley was removed from an underground culvert
and replaced with an open channel in 1995, and planted with willows, which grew into a
dense thicket. Some of nearby residents objected to the density of the vegetation, in part
because it was inconsistent with renderings of the project design prior to construction that
depicted an open grassy slope down to the water’s edge (Gerson et al. 2005). Residents have
objected to dense willows in many restoration projects in the region, especially in lowincome neighborhoods, where dense stands of vegetation are viewed as potential hiding
places for criminals.
Urban stream restoration projects can provide ecological benefits at a local scale, but
without the rebuilding of the urban infrastructure, these waterways are unlikely to support
sensitive target species at a large scale. In these highly urban settings, the ecological
potential from a restoration project can rarely be comparable to that achieved in a less urban
setting, and thus urban restoration projects may be best justified by their potential social
benefits as they respond to human needs and uses. Highly engineered urban stream projects
like Cheon Gye Cheong might seem absurdly expensive when compared to restoration
projects in rural areas that can involve less engineering and achieve more ecological benefit,
but compared to other urban plazas, they may not be unusually expensive. Thus, when
viewed as ‘linear fountains’, such highly-engineering urban channels can be more readily
justified.
212
ACKNOWLEDGEMENTS
This essay is adapted from Kondolf (2009b), a chapter contributed by the author to Cities and
rivers, perspectives towards a sustainable partnership, published by PARQUE EXPO,
Lisbon.
REFERENCES
BARTON, N. J., (1962), “The Lost Rivers of London”, London: Phoenix House.
FULLMER, C.; (2008), “18 years of restoration on Codornices Creek”, Term paper in
Restoration of Rivers and Streams (LA227), Univeristy of California, Berkeley. available online
through the California Water Resources Center Archives at http://repositories.cdlib.org/wrca/restoration/fullmer/
GARCIA, P.R., (2007), “The role of the port authority and the municipality in port
transformation: Barcelona, San Francisco and Lisbon”, Planning Perspectives 23:49–80.
GERSON, S.K.; WARDANI J.; NIAZI, S., (2005) “Blackberry Creek daylighting project,
Berkeley: Ten-year post-project appraisal”, Term project in Restoration of Rivers and
Streams (LA227), University of California, Berkeley. available online through the California Water
Resources Center Archives at http://repositories.cdlib.org/wrca/restoration/gerson/
KONDOLF, G.M., (2009a), “Rivers, meanders, and memory”, pp. 106-119 in M. Treib, ed.,
Spatial Recall, Taylor & Francis (Routledge)
KONDOLF, G.M., (2009b), “An environmental perspective in city-river relationships. in
Cities and rivers, perspectives towards a sustainable partnership”, Livro nº 8 da Colecção
Expoentes, edições da PARQUE EXPO, Lisbon.
KONDOLF, G.M.; YANG, C-N., (2008), “Planning river restoration projects: Social and
cultural dimensions”, pp.43-60 in D. Sear and S. Darby (eds.) River Restoration: Managing
the Uncertainty in Restoring Phyiscal Habitat. Wiley, Chichester.
LEWIS, P., (2003), “New Orleans: the making of an urban landscape”, Second edition,
Center for American Places, University of Virginia Press, 208 pp.
LOUV, R. (2005), “Last child in the woods”.
MOZINGO, L., (2005), “Community participation and creek restoration in the East Bay of
San Francisco, California,” in (Re)constructing Communities: Design Participation in the
Face of Change, ed. Jeffrey Hou, Mark Francis and Nathan Brightbill. Davis, CA: Univ. of
California Center for Design Research.
OTTO, B.; MCCORMICK, K., LECCESE, M., (2004), “Ecological Riverfront Design:
Restoring Rivers, Connecting Communities”, American Planning Association, Planning
Advisory Service Report Number 518–519.
RILEY, A.L., (1998), “Restoring streams in cities: a guide for planners, policymakers, and
citizens”, Island Press, Washington DC, 423 pp.
SPIRN, A.W., (1998), “The Language of Landscape”, New Haven: Yale University Press.
WARDANI, J., (2008), “Stewardship Stories for Watershed Justice”, Master thesis in
Landscape Architecture, University of California, Berkeley. Available online through the California
Water Resources Center Archives at http://www.lib.berkeley.edu/WRCA/restoration/theses.html.
YANG, C-N., (2004), “Inviting spontaneous use into urban streams”, Doctoral dissertation in
Landscape Architecture and Environmental Planning, University of California, Berkeley.
Available online at http://www.lib.berkeley.edu/WRCA/restoration/theses.html
213
DEVOLVIENDO
LAS
AVENIDAS
A
LAS
LLANURAS DE INUNDACIÓN: ESPACIO PARA EL
RÍO Y LAS IMPLICACIONES DE LAS POLÍTICAS
BRINGING FLOODS BACK TO THE FLOODPLAIN:
ROOM FOR THE RIVER AND POLICY
IMPLICATIONS
SERRA-LLOBET, A.
University of California, Berkeley ([email protected]); 316 Wurster Hall, #1870 Berkeley, CA 94720, USA
KONDOLF, G. M.
University of California, Berkeley; 316 Wurster Hall, #1870 - Berkeley, CA 94720, USA
ABSTRACT
The EU Floods Directive (2007) requires for the first time that all Member States map
flood hazards, while also recognizing that floods are natural events, with positive ecosystem
benefits. The implementation of the Floods Directive is closely tied to the Water Framework
Directive (2000), which requires river-basin-level planning and management of water. This
research contrasts flood management in the EU under the Floods Directive with flood
management in the US. Through review of policy documents, interviews with agency officials
and other experts, drawing upon our experience working inside the EU Commission and within
the US Army Corps of Engineers, and through workshops in Berkeley and Washington DC where
these issues have been discussed by knowledgeable actors, key differences and commonalities
have been identified and summarized in order to provide insights to improve future flood risk
management strategies in Europe and in the US.
DATA AND METHODS
Drawing upon published research, EU Commission documents, interviews with EU
Commission staff, and past experience with the EU Commission on flood policy, flood policies at
the EU level have been documented. Current flood policy at the federal US level has been
documented based on published research, documents, and prior experience working with
government agencies and other actors. Specific attention has been focused on issues of how
levees (dykes) are considered in mapping of flood-prone areas. Workshops in Berkeley and
Washington have drawn out lessons learned from recent floods and presented the concepts of the
EU Floods Directive to US partners.
214
RESULTS
Flood management strategies in Western countries have evolved over time, moving from
flood defense to flood control, and more recently from flood damage reduction to flood risk
management (USACE, 2000), modifying in this process the nature of watercourses and flood
regimes. After the Second World War, ambitious development schemes organized around
natural-resource appropriation and energy production reshaped the physical geography of river
basins in Europe and the US. Technological improvements based on science fostered the notion
in Western society that people could be completely safe from risks of all sorts. Hydraulic
infrastructures perpetuated this ideology of safety. This resulted in society becoming more
vulnerable to natural hazards -exposure to risk and vulnerability in flood-prone areas have been
growing constantly- and people abrogating responsibility for taking individual action o lessen any
residual risk.
In a period governed by the engineering dominant view in natural hazards domain, the
American geographer Gilbert F. White challenged deep-seated ideas regarding human control of
the natural environment, questioning the warrant of structural infrastructures such as large-scale
water diversion projects, major dikes or colossal dams development. White’s floodplain
management approach has deeply influenced American flood management strategies at a policymaking level, specially after the creation of the House Document 465, “A Unified National
Program for Managing Flood Losses” (UNP), which came in 1966 calling for an integrated floodloss management program involving federal, state, and local governments and the private sector
(Wright, 2000). The idea of the UNP was to redirect federal involvement in flood defense from
structural control to a holistic floodplain management approach. However, this innovative holistic
approach to manage floods arrived much later at a European scale.
In Europe, the unification process that begun after the Second World War to rebuilt the
continent and to ensure peace resulted in a European-based water management system which
began in the 1970s with some directives, mainly focused on water quality. However, the
liberalization of water markets, the shift from government to governance or the emergence of a
new set of institutions, actors, etc. and their relations, are recent economic, political and social
changes related to European water management that launched a radical reform of water
legislation in the EU (Kaika, 2003). This process ended with the creation in 2000 of the Water
Framework Directive (hereinafter WFD). The WFD has the ambitious objective to achieve a
“good ecological and chemical status” for all Community waters by 2015. Operated under an
Integrated River Basin Management (IRBM) oriented policy this Directive has involved all
Member and some non-Member States in an integrated environmental issues in a basin wide
approach (Ravesteijn and Kroesen, 2007). In the last decades of the 20th century, the reduction of
the number of water authorities became a key issue to apply IRBM.
However, the WFD did not pay much attention to flood-related issues (nor to droughts for
that matter). Between 1998 and 2004, Europe suffered over 100 major damaging floods,
including the catastrophic floods along the Danube and Elbe rivers in the summer 2002. Severe
floods in 2005 further reinforced the need for concerted action (EDG-EC, 2012a). In order to
solve this problem the Directive 2007/60/EC on the Assessment and Management of Flood Risk,
also known as the Floods Directive (hereinafter FD), entered into force on 26 November 2007
with the objective of reducing and managing those risks that floods pose to human health, the
environment, infrastructure, and property. The Directive addresses all phases of the flood risk
management cycle –focusing on prevention, protection and preparedness- and shall be carried out
in coordination with the Water Framework Directive, notably by flood risk management plans
and river basin management plans including public participation procedures. These two
Directives have reshaped completely flood management strategies in Europe.
215
Both, the European Water Framework Directive and, more recently, the Floods Directive
are exerting a strong influence on the development of new flood policies at a national level that
focus on preventive (non-structural) measures and, for the first time, include ecological aspects in
flood management strategies. According to this new approach, floods represent a fundamental
natural phenomenon for the proper ecological functioning of rivers and wetlands, flood events are
seen for first time as part of nature. The EU Water Framework and the Floods Directives, also
take into account the effects of climate change. In April 2009 the European Commission
presented a White Paper on adapting to climate change that presented the framework for
adaptation measures and policies to reduce the European Union's vulnerability to the impacts of
climate change. The White Paper highlights the need “to promote strategies which increase the
resilience to climate change of health, property and the productive functions of land, inter alia by
improving the management of water resources and ecosystems” (EDG-EC, 2012b).
Currently we have tools to build a new way of managing floods and also of ‘regarding’
floods in Europe. But there are still some gaps, for example, how to take into account residual
risk in flood risk maps. Flood mapping is a crucial element of the Floods Directive. Two types of
maps are required: flood hazard maps, which show areas that will be inundated under three
different scenarios: low probability (ordinary floods), medium probability (centennial floods), and
high probability (extraordinary floods), and flood risk maps, showing potential population,
economic activities and the environment at potential risk from flooding. The Flood Risk
Management Plans are due in 2015, in coordination with the River Basin Management Plans
required under the Water Framework Directive. The Floods Directive is a step forward from
previous EU policy, which only recommended natural hazards mapping, and from previous
national flood-management strategies, which were more focused on hard infrastructural
approaches for risk reduction. However, the Directive does not call for specific measures to be
taken and the way in which flood management is handled strongly depends on the national
approaches. Thus, some published hazard maps show areas protected by levees as not being in the
flood plain and thus suffer from a shortcoming that also plagues FEMA maps in the US: neither
residual risk from larger floods, nor the risk from levee failure, is reflected on the flood hazard
maps. For example, most potential flooding areas are mapped based on
geomorphological/topographic criteria, and also accounting for hydraulic structures such as
levees. Thus, these maps do not show the residual risk associated with the possible failure of
hydraulic infrastructures. According to some experts, flood maps can create a misperception of
the actual risk and it can have severe implications both for risk perception and for preparedness.
According to the European Environment Agency’s 2010 State of the Environment
Report, the achievement of the EU ambitious water policy goals appears far from being complete
by 2015 as the WFD requires. As a policy response, the EU has created ‘The 2012 Blueprint to
Safeguard Europe's Water’. The Blueprint will synthesize policy recommendations in order to
provide the knowledge base to develop the policy options that can deliver better implementation,
better integration and completion of EU water policy. Among these options, focus is been given
to water-related green infrastructure measures, also called ‘natural water retention measures’.
These measures consist of reforestation, the restoration or rehabilitation of watercourses,
floodplains and wetlands, sustainable urban drainage systems, as well as increasing soil water
retention and groundwater recharge. The objective is to slow down or reduce the flow of water
downstream leading to a more natural flow regime within a catchment (EDG-EC, 2012c).
The EU Floods Directive provides an interesting point of reference during the on-going
discussion of federal US flood policy (and proposed legislation) in the wake of last year’s
216
flooding in the Mississippi River basin. There are several components of the Floods Directive that
are innovative and that could provide useful models for the US. These include 1) the emphasis on
regarding floods as natural events with ecosystem and water supply benefits, and not necessarily
negative, 2) river-basin approach to water management (already being implemented under the
Water Framework Directive) within which flood management approaches must be integrated, 3)
the use of three different scenarios to map flood hazard, and 4) to take into account the future
changes in the risk of flooding as a result of climate change.
The EU can potentially learn from the US experience as well, because floodplain
mapping has been implemented across the US for over four decades, whereas in some parts of
Europe, such maps did not exist before requirements of the Floods Directive. The experience of
the US in floodplain mapping, including problems arising from ‘removing’ lands behind levees
from the official floodplain, could provide useful insights to EU Member States as they
implement mapping programs.
At the international scale, there appears to be a new emerging paradigm of integrated risk
management that regards floods as natural –and essential- events with positive impacts for
ecosystems. In terms of their benefits to society, ecosystems deliver a wide range of services that
contribute to human well-being, such as the supply of water, food and fibre, water purification,
climate regulation, flood regulation, coastal protection, recreational opportunities and,
increasingly, tourism. Both the US and EU current flood management systems have already
begun to pay attention to the new emerging paradigm of flood management and are ‘prepared’ to
increase the resilience of their socio-ecological systems in order to reduce their vulnerability to
the impacts of climate change. Still, important adjustments in current policies and floodmanagement approaches are needed. In particular, in flood maps, a simple line can convey the
idea of areas being safe or unsafe in absolute terms. The use of this type of graphic language to
portray the level of risk can have severe implications both for risk perception and for
preparedness. Thus, disaster risk reduction strategies such as spatial land use planning and issues
such as residual risk must be given greater attention, not only at national but also at regional and
local levels.
REFERENCES
EDG-EC (ENVIRONMENT DICTETORATE-GENERAL OF THE EUROPEAN
COMMISSION), (2012a), Environment Dictetorate-General. Homepage of EDG-EC, 2012-last
update [2012, 02/23]. Available online at: http://ec.europa.eu/dgs/environment/index_en.htm.
COMMISSION), (2012b), Environment Dictetorate-General. Homepage of EDG-EC, 2012-last
update [2012, 02/23]. Available online at: http://ec.europa.eu/environment/water/adaptation/index_en.htm.
COMMISSION) (2012c), Environment Dictetorate-General. Homepage of EDG-EC, 2012-last
update [2012, 02/23]. Available online at: http://ec.europa.eu/environment/water/blueprint/index_en.htm.
KAIKA, M., (2003), ‘The Water Framework Directive: A new Directive for a changing social,
political and economic European framework’. European Planning Studies, 13 (3), pp. 299-316.
RAVESTEIJN, W.; KROESEN, O., (2007), ‘Tensions in water management: Dutch tradition and
European policy’, Water Science and Technology, 56 (4), pp. 105-111.
US ARMY CORPS OF ENGINEERS (USACE), (2000), “Civil works flooding management
initiatives. Value to the Nation”, Washington, DC: USACE, Institute for Water Resources
Publications Office.
217
WRIGHT, J.M., (2000), “The nation's responses to flood disasters: a historical account”,
Madison, Wisconsin: Association of State Floodplain Managers (ASFPM).
218
EL HUMEDAL DE SALDROPO: 22 AÑOS DE
RENATURALIZACION TRAS LA EXPLOTACION
DE UNA ANTIGUA TURBERA
THE SALDROPO WETLAND: 22 YEARS OF
RENATURALIZATION
AFTER
A
FORMER
PEATLAND EXPLOITATION
BARRAQUETA, P.
Ekos, Asesoría e Investigación Medioambiental ([email protected]); Konbenio 11, 48340
Amorebieta-Etxano (Bizkaia, España)
HERAS, P.
Museo de Ciencias Naturales de Álava ([email protected]); Fra. de las Siervas de Jesús, 24,
01001 Vitoria (Álava, España)
INFANTE, M.
Museo de Ciencias Naturales de Álava ([email protected]); Fra. de las Siervas de Jesús, 24,
01001 Vitoria (Álava, España)
Miembros de SALDROPO
Grupo para el Estudio y la Protección de los Humedales Continentales
ABSTRACT
Saldropo wetland: 22 years of renaturalization after the exploitation of the former
peatbog.
Saldropo wetland is the result of a restoration initiated in the early 90’s of last century,
after ceasing the peat extracting activities that destroyed a singular and valuable site: Saldropo
peatbog. Since the recovery of the bog ecosystem was no longer possible, a renaturalization
project was carried out in order to transform the area into a wetland that could remind the lost
ecosystem. From a plant less and disturbed area, with an irregular surface of water ponds and
piles of debris, a progressive spontaneous recovery was enhanced. In time, a wetland has been
developed, nowadays dominated by a Salix atrocinerea grove, where ponds covered by
hydrophilous vegetation and dry soil areas intermix. After the 22 year-old renaturalization
process, there has been an increment in the biodiversity of the area, which has become a refuge
for the fauna. A few typical mire species have reappeared. The wetland retains a vestige of the
original peat deposit, an element still interesting for its value as a historical record. As negative
aspects, the arriving of a few invasive species and the proliferation of exotic conifers must be
noted.
Keywords: natural succession, ecological restoration, Salix atrocinerea, wetland, peatbogs,
Saldropo
RESUMEN
El Humedal de Saldropo es fruto de la intervención acometida a principios de los años
noventa del pasado siglo tras finalizar las actividades extractivas de turba que destruyeron un
enclave singular y de gran valor: la Turbera de Saldropo. Puesto que la recuperación del
219
ecosistema de turbera era imposible, se acometió un proyecto renaturalizador intentando convertir
el área en un humedal que remedara en la medida de lo posible el ecosistema perdido con la
desaparición de la turbera. Partiendo de un terreno removido y sin vegetación, irregular con
depresiones con agua y montículos de escombros se trató de favorecer la recuperación espontánea
del lugar. Con el tiempo, se ha desarrollado un sistema húmedo mixto, en la actualidad dominado
por una sauceda de Salix atrocinerea en el que se intercalan estanques con vegetación hidrófila y
zonas de suelo seco. Tras más de 20 años de renaturalización, se ha producido un incremento de
la biodiversidad del lugar, que se ha convertido en un refugio para la fauna. Unas pocas especies
propias de la vegetación de turbera han reaparecido. El humedal alberga todavía un vestigio del
depósito turboso original, elemento de gran interés por su valor como registro histórico. Por
contra, entre los aspectos negativos debe señalarse la aparición de alguna especie invasora y la
proliferación de coníferas exóticas.
Keywords: sucesión natural, restauración ecológica, Salix atrocinerea, humedal, turberas,
Saldropo
INTRODUCCION
Los humedales son clave para la conservación de los hábitats y las especies,
constituyendo indicadores básicos de la calidad y salud del medio natural. Entre la extraordinaria
diversidad de humedales, destacan por su singularidad las turberas, medios palustres formadores
de depósitos de turba que constituyen ”registros históricos” de los climas y los paisajes del
pasado. En la Península Ibérica las turberas son hábitat relícticos que albergan procesos
biológicos y geoquímicos únicos, además de acoger una flora y fauna sumamente especializadas.
A pesar de su extraordinario valor, las turberas son víctimas de diversas agresiones, como su
desecación para aprovechamientos ganaderos o agrícolas y la explotación de la turba para su uso
como combustible y mejorante agrícola. En esta línea de atentados ecológicos contra las turberas,
a finales de los años ochenta del pasado siglo se produjo la explotación y consiguiente
desaparición de la Turbera de Saldropo, el único caso de turbera alta de la Comunidad Autónoma
Vasca. Tras el cese de la explotación, se abordó un proyecto de restauración con el objetivo de
devolver al lugar el carácter de humedal que tuvo. Tras más de dos décadas de proceso
restaurativo, el área se ha transformado en el Humedal de Saldropo, un biotopo que poco tiene
que ver con el extinto sistema turboso, pero que a pesar de su breve historia no carece de valores
naturales.
DATOS Y METODO
El Humedal de Saldropo ocupa los terrenos de la desaparecida Turbera de Saldropo,
explotada a finales de los años ochenta del pasado siglo para el aprovechamiento de su turba
como sustrato de jardinería. La información referente a la turbera puede encontrarse en
Ugarte et al. (1986), García Antón et al. (1987, 1989), Infante & Heras (1987a y b), Peñalba
(1988) y Heras (1992).
Se ubica en el macizo del Gorbea, dentro de los límites del Parque Natural de Gorbeia, en
el término municipal de Zeanuri (Bizkaia, España), a unos 2 km al SW del Puerto de Barazar
(carretera N-240). Una pista permite el acceso, tanto al humedal como a la vecina Área
Recreativa de Saldropo (fig. 1). Las coordenadas de referencia (WGS84) son 30T
522284_4766597 y la altitud unos 625 m s.n.m. El área de actuación comprende alrededor de 5’7
220
hectáreas, abarcando la superficie ocupada por la antigua Turbera de Saldropo más alguna zona
anexa.
Figura 1 – Ubicación del Humedal de Saldropo
Tras el cese de las labores extractivas quedó un paisaje desolador, de terrenos removidos
y prácticamente desprovistos de vegetación, generadores de un impacto visual y paisajístico muy
negativo (fig. 2). Destacaban los montículos de escombros y estériles, intercalados con balsas y
zanjas con agua. Puntualmente, se mantuvieron pequeñas manchas arbóreas de robledal, así como
pies aislados de robles (Quercus robur), piruétanos (Pyrus cordata), espinos (Crataegus
monogyna) y, sobre todo, acebos (Ilex aquifolium), especie protegida por la ley que los
responsables de la explotación llegaron a trasplantar.
Figura 2 – Estado de los terrenos a restaurar tras el cese de la explotación de la Turbera de
Saldropo
Conscientes de su interés y valor, partiendo de una iniciativa particular, el Departamento
de Agricultura de la Diputación Foral de Bizkaia inició en 1990 las primeras medidas de
restauración del lugar. Ya para entonces se observaba una primera colonización de las balsas,
principalmente por espadañas (Typha latifolia) y platanarias (Sparganium erectum). Puesto que la
221
explotación de la turbera conllevó la destrucción del depósito de turba desde su raíz, la
recuperación del ecosistema turboso original era del todo inviable, optándose por la
renaturalización del lugar bajo dos objetivos generales:
1º restauración paisajística
2º recuperación ambiental, tratando de convertir el área alterada en un humedal
El criterio director de la acción restaurativa fue favorecer la recuperación espontánea
dejando actuar a la sucesión natural, efectuando las mínimas intervenciones posibles. Las
medidas adoptadas fueron:
1ª cierre de los drenajes para aumentar la lámina de agua. Se construyó un pequeño dique
en el extremo oriental, sobre la zanja de drenaje perimetral a la antigua turbera, con el
fin de elevar el nivel general de inundación.
2ª vallado perimetral del área de actuación. El objetivo era evitar la entrada del ganado, que
es abundante y pasta libremente en los prados inmediatos, tratando de evitar su
interferencia en el proceso renaturalizador. También se pretendía limitar el acceso de
personas, ya que la zona a recuperar está junto a una zona recreativa muy visitada.
3ª plantación de abedules y alisos, tanto en el perímetro del área de actuación, a modo de
pantalla de protección, como en ciertas zonas del interior del recinto, para acelerar el
proceso de recuperación.
4ª aplanado de algunos de los montículos de estériles. Esta medida sólo se realizó en
determinadas zonas, para favorecer el desarrollo de ciertas balsas, evitando hacer
retroceder el proceso renaturalizador espontáneo que ya se había iniciado.
A lo largo del tiempo, desde el inicio del proyecto renaturalizador en 1990, se han
realizado reconocimientos del estado del humedal y de cómo iban produciéndose las
transformaciones ambientales. Ya en 1999 se elaboró una cartografía de la vegetación del lugar
(Prieto et al. 1999). Transcurridos más de doce años, en 2012 se ha realizado un nuevo
reconocimiento y elaborado una cartografía actualizada. Para ello, se recorrió detenidamente el
lugar y provistos de ortofotos y GPS se fueron delimitando las manchas de vegetación que
pueden ser apreciadas en superficie.
RESULTADOS
Con la explotación de la Turbera de Saldropo, la vegetación propia de turberas
desapareció en su totalidad al perderse el sustrato turboso que la sustentaba. En la actualidad el
biotopo que la ha sustituido, el Humedal de Saldropo, presenta el aspecto de un ambiente
arbolado, muy diferente al de la turbera original y al paisaje de partida en el año 1990 (fig. 3).
Figura 3 – Aspecto actual del Humedal de Saldropo
222
Al poco tiempo de iniciar el proyecto de renaturalización pudo comprobarse la respuesta
del lugar a las medidas adoptadas:
1º persistencia de las balsas. A pesar de que en la mayoría se produce un descenso estival
del nivel de inundación, desde el principio fueron colonizadas por helófitos (Typha latifolia y
Sparganium erectum sobre todo). Esta estacionalidad en los niveles de agua introdujo
heterogeneidad ambiental y favoreció la diversidad biológica.
2º el vallado perimetral ha permitido al lugar evolucionar libre de perturbaciones
antrópicas. No se ha producido entrada de ganado ni las perturbaciones que provoca (pastado,
abonado, estercolado). También ha impedido la entrada de personas y ciertos efectos negativos
que se dieron a principios del proceso renaturalizador, como la caza de ranas por parte de
visitantes de la vecina área recreativa. Se creó así una zona de refugio para la fauna local, en la
que los animales silvestres encuentran un ambiente tranquilo aislado de molestias. Estudios
efectuados en los primeros años de renaturalización mostraron una sorprendente recuperación de
la fauna, tanto en invertebrados (con un espectacular aumento de Odonatos) como en vertebrados,
con nueve especies de anfibios, trece de macro y mesomamíferos (incluyendo jabalíes, ciervos y
corzos) y quince de micromamíferos. El Humedal de Saldropo funciona además como zona de
reposo y alimentación para la avifauna migradora europea. Ya en los primeros años del proceso
renaturalizador se detectó la nidificación del zampullin común (Tachybaptus ruficollis) y la
presencia de la gallineta común (Gallinula chloropus) y el rascón (Rallus aquaticus), aves escasas
en la región.
3º la pantalla protectora creada con la plantación de arbolado en el perímetro del área de
actuación también contribuyó a crear este ambiente tranquilo y libre de perturbaciones antrópicas.
Con los años este arbolado ha crecido aumentando la impresión de área boscosa que se percibe
desde el exterior. Estos árboles han reforzado el cierre perimetral del área de actuación y
funcionan contra la percepción de personas en la vecina área recreativa y como pantalla
amortiguadora de los ruidos que en ella se producen.
4º la irregularidad del terreno, con montículos y zonas deprimidas llenas de agua, produjo
variedad de hábitats, lo cual favoreció la colonización por diversas especies animales y vegetales
y, consecuentemente, un aumento de la biodiversidad.
Los resultados obtenidos a lo largo de los años de proyecto renaturalizador, así como las
transformaciones que han ido sucediéndose en el Humedal de Saldropo, están recogidos en
publicaciones e informes inéditos (EKOS 1991, Belamendía et al. 1997, Barraqueta et al. 1997,
Barraqueta et al. 1999 y Prieto et al. 1999).
La revegetación tras el cese de las actividades extractivas de turba ha sido el factor clave
en el éxito de la renaturalización del lugar. Antes de pasar diez años de iniciarse el proyecto
restaurativo, ya se habían detectado 113 taxones vegetales, entre cormófitos y briófitos
(Belamendia et al. 1997, EKOS 1991). Sin duda alguna, la especie vegetal que se ha visto más
favorecida por la renaturalización de Saldropo es el salguero negro (Salix atrocinerea). Se trata
de un árbol propio de suelos húmedos que goza de gran capacidad de dispersión gracias a sus
semillas fácilmente transportables por el viento. Al poco de iniciarse el proyecto restaurativo ya
se hizo evidente que se propagaría con mucho éxito y que transformaría el lugar en la sauceda
que ha ido ganando espacio a otras comunidades vegetales hasta hacerse dominante. Esta sauceda
brinda el ambiente nemoral que especies propias de bosques húmedos necesitan y que poco a
poco han ido apareciendo en Saldropo. Destacan por ejemplo los helechos (sobre todo Dryopteris
affinis, pero también Blechnum spicant y equisetos como Equisetum telmateia y E. arvense), que
en ciertos puntos son abundantes y llamativos. Debe resaltarse la presencia de algunos pies de
helecho real (Osmunda regalis), especie interesante por ser típica de bosques pantanosos y de
ribera que llegó al humedal a los pocos años de iniciarse la renaturalización. La maduración de la
sauceda ha permitido la proliferación de musgos y hepáticas epífitas en los troncos de S.
atrocinerea, así como la aparición de alguna especie de interés, como la hepática Metzgeria
fruticulosa cuya presencia en la Península Ibérica se limita a la franja cantábrica (Infante 2000).
223
En cuanto a la flora más propia de humedales, con respecto a los esfagnos, los elementos
más característicos de una turbera, al poco de empezar la renaturalización aparecieron pequeñas
poblaciones de Sphagnum auriculatum. Sus efectivos han aumentado con el paso del tiempo,
mientras que en los últimos años han aparecido otras dos especies, S. papillosum y S. fimbriatum,
ésta última propia de bosques cenagosos. También se ha detectado la llegada de musgos propios
de hábitats hidroturbosos como Aulacomnium palustre y Warnstorfia exannulata. Entre las
plantas vasculares, son muy escasas las especies de turbera que ha regresado (Carex echinata,
Hypericum elodes, Potamogeton polygonifolius). Ahora dominan plantas de humedales más
eútrofos (como Baldellia ranunculoides, Carex flacca, C. cuprina, Eleocharis palustris, las
mismas espadañas y platanarias) e incluso nemorales (como Carex pendula o los helechos ya
mencionados). Todas ellas se vieron favorecidas por la liberación de nutrientes que provocó la
remoción de tierras durante los trabajos de explotación. Se formaron así comunidades vegetales
muy diferentes de aquellas de carácter acidófilo y oligotrófico propias de turberas.
Esta misma remoción de terrenos también favoreció la aparición de algún elemento
indeseable, como Baccharis halimifolia y Cortaderia selloana. B. halimifolia es un arbusto
alóctono que constituye una plaga en el litoral cantábrico, considerándosela como una de las
plantas invasoras más dañinas por su capacidad de modificar el carácter del ecosistema invadido
(marismas y estuarios). C. selloana es una vigorosa invasora en las tierras bajas de la cornisa
cantábrica que interfiere sobre todo en la secuencia sucesional de áreas perturbadas (Herrera &
Campos 2010). Afortunadamente, en Saldropo ninguna de estas invasoras presenta problemas, al
tratarse de apariciones muy puntuales en el margen septentrional del humedal y de localizaciones
fuera de su área de distribución principal que se hallan bajo condiciones ambientales
desfavorables. En el Humedal de Saldropo sólo existe un ejemplar de B. halimifolia, detectado
desde hace más de doce años pero que no florece y no se ha propagado. También de C. selloana
se detectó, en la misma época que B. halimifolia, una macolla que tampoco se ha propagado.
Mayor presencia tienen dos coníferas exóticas, el ciprés de Lawson (Chamaecyparis lawsoniana)
y el alerce japonés (Larix kaempferi) que se han extendido entre la sauceda. Son árboles
ampliamente cultivados en las repoblaciones de Saldropo y alrededores.
En el Humedal de Saldropo se han reconocido nueve formaciones vegetales diferentes
(Prieto et al. 1999). Dichas formaciones y los cambios acaecidos en el humedal desde la primera
cartografía de la vegetación en 1999 y el reconocimiento efectuado en 2012 quedan reflejadas en
la tabla 1 y las figuras 4 y 5.
Tabla 1 – Variación de las unidades de vegetación entre 1999 y 2012 en el Humedal de Saldropo
VEGETACIÓN
agua libre
vegetación flotante
cañaveral
juncal
sauceda
pasto
zarzal-helechal
restos de bosque
ceja de turba
1999
superficie (m2)
1.512
117
4.491
7.918
16.443
15.622
8.973
1.845
317
57.238
224
%
2,64
0,20
7,84
13,84
28,73
27,30
15,68
3,22
0,55
2012
superficie (m2)
78
1.021
1.318
2.018
42.184
2.092
6.365
1.845
317
57.238
%
0,13
1,75
2,30
3,52
73,74
3,65
11,14
3,22
0,55
La sauceda de Salix atrocinerea es en estos momentos la comunidad vegetal dominante,
superando en bastante más del doble la superficie ocupada en 1999. Es una formación que
presenta bastante heterogeneidad, ya que ocupa desde suelos encharcados hasta los
moderadamente secos, apareciendo en éstos últimos abedules (Betula alba) que localmente se
pueden hacer bastante abundantes y coníferas exóticas (sobre todo Chamaecyparis lawsoniana y
Larix kaempferi). Su expansión ha sido a costa del pasto, la formación vegetal que mayor pérdida
de superficie ha tenido desde 1999 y del juncal. También han disminuido su área de ocupación,
aunque en mucha menos medida, el cañaveral y el zarzal – helechal. Se ha producido un
incremento de la vegetación flotante, las masas de agua permanentes cubiertas prácticamente al
100% por hidrófitas. Aunque la tabla 1 indica una gran recesión en la superficie ocupada por las
masas de agua libre, en realidad las masas de agua libre señaladas en 1999 persisten en la
actualidad, aunque muchas de ellas no son visibles en superficie al quedar ocultas bajo el
arbolado. Además, se ha producido la expansión de la vegetación flotante, lo cual también ha
llevado a la desaparición de varias láminas de agua libre. De hecho, por teledetección sólo se
percibe una sola mancha de agua libre, un pequeño estanque aislado rodeado por la sauceda hacia
el margen occidental del humedal. No experimentan variación los restos de bosque, pequeñas
manchas del bosque original que existían previamente a la explotación de la turbera. Son
comunidades de robledal de Quercus robur con acebo y piruétano (Pyrus cordata), existiendo de
este último algunos grandes ejemplares dignos de mención.
Especial mención merece la unidad cartográfica de “la ceja de turba”. Denominamos así
al resto que queda de la extinta Turbera de Saldropo. Marca el límite SE de su depósito turboso y
se puede visualizar en las imágenes de satélite por la presencia de varios acebos que crecen sobre
él. Apenas queda un metro de espesor de turba, oculto por el arbolado. Aunque la superficie que
ocupa sobre la cartografía es la misma que en 1999, los procesos de oxidación de la turba y la
erosión van haciéndola desaparecer lenta pero inexorablemente. Este proceso de pérdida se ve
incluso acelerado por los animales (tejones, zorros) que excavan aquí sus madrigueras. No
alberga ningún rastro de la vegetación original de la turbera, pero su principal valor e interés es el
de constituir el único vestigio que nos queda del registro histórico (paleoclimático y
paleoecológico) que conservaba la Turbera de Saldropo.
De cara al futuro, se prevé que en el Humedal de Saldropo se mantenga el proceso de
maduración de la sauceda. A pesar de esta preponderancia de la vegetación arbórea, parece ser
que se mantendrán algunas de las formaciones abiertas. Aunque puede que las áreas ocupadas por
el pasto y el juncal acaben formando parte de la sauceda, la persistencia de ciertos estanques
permite pensar que la vegetación flotante, y quizás también los cañaverales, perduren al menos
durante bastante tiempo.
Para forzar a una mayor una naturalidad de la sauceda, es deseable eliminar las coníferas
exóticas que han invadido el humedal. Su madera podría además dejarse en el lugar para
favorecer el desarrollo de comunidades saprolignícolas, en especial de coleópteros y hongos. En
los terrenos más elevados y secos, y para ayudar sustituir a estas coníferas exóticas, sería
conveniente plantar robles (Quercus robur), árboles que tímidamente están apareciendo de forma
espontánea en el humedal. Esta misma práctica podría emplearse en las manchas de zarzalhelechal, para acelerar su transformación en una formación arbórea. Por supuesto, aunque
actualmente no parecen representar riesgos ecológicos, deben eliminarse las invasoras Baccharis
halimifolia y Cortaderia selloana.
Por otra parte, el carácter de humedal del lugar se vería reforzado si se pudiera elevar más
el nivel de inundación, aumentando la altura del dique en el extremo oriental de la antigua zanja
de drenaje perimetral de la turbera. Esto amortiguaría el descenso del anegamiento durante el
estío que actualmente se observa y favorecería a las comunidades estrictamente propias de
humedales.
Finalmente, el Humedal de Saldropo puede constituir un enclave idóneo para el
reforzamiento demográfico de ciertas especies vegetales y animales regionalmente raras o
225
amenazadas. Por dar un ejemplo, el ambiente de bosque encharcadizo podría servir para tratar de
trasplantar ejemplares de Sphagnum squarrosum, un esfagno propuesto como especie
regionalmente vulnerable (Heras & Infante 2001) porque en la Comunidad Autónoma Vasca tiene
su única población en una aliseda – sauceda próxima a Saldropo (Infante & Heras 1988).
CONCLUSIONES
La evolución de la renaturalización del Humedal de Saldropo lugar ha sido seguida a lo
largo de más de veinte años, comprobándose su sorprendente transformación, a partir del espacio
de suelos removidos y desprovisto de vegetación que dejó la explotación de la turbera, en un
ambiente boscoso, una sauceda en la que se intercalan formaciones vegetales hidrófilas en torno a
pequeños estanques y depresiones. Aunque aún persisten comunidades pioneras (pastos y zarzales
– helechales), la sauceda ha ido extendiéndose hasta ser en la actualidad la formación dominante.
Esta evolución va asociada con cierta homogeneización ambiental. Oculto en esta sauceda
permanece un vestigio del depósito de turba original que, a pesar de su mal pronóstico de
conservación, sigue siendo un registro histórico de gran valor. Otro aspecto negativo a señalar es
la aparición de unas pocas plantas invasoras, así como la propagación de coníferas exóticas
presentes en las repoblaciones del entorno.
Las perspectivas futuras contemplan potenciar la maduración de la sauceda que de forma
espontánea se ha desarrollado, tratando de favorecer el encharcamiento del suelo y la mayor
naturalidad del lugar a través de intervenciones poco agresivas. Las medidas a adoptar deben
contemplar la conservación del resto del depósito de la extinta Turbera de Saldropo.
226
Figura 4 – Mapa de vegetación del Humedal de Saldropo en 1999
227
Figura 5 – Mapa de vegetación del Humedal de Saldropo en 2012
228
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos a Begoña Ortiz de Zárate Lazcano, Mirari Elosegi Ortiz de Zarate e Itxaso
Arostegi Olalde la ayuda prestada en los aspectos informáticos implicados en la ejecución del
estudio del Humedal de Saldropo.
REFERENCIAS
BARRAQUETA, P.; HERAS, P.; INFANTE, M., (1997), “La restauración de la antigua turbera
de Saldropo”, II Congreso de Ingeniería del Paisaje: 131-135. La Coruña.
BARRAQUETA, P.; HERAS, P., INFANTE, M., (1999), “Saldropo: Vom Moor zum
Feuchtgebiet”, Bodenëkologie interdisziplinär, H. Koehler, K. Mathes & B. Breckling (Hrsg.),
Springer - Verlag: 189-198.
BELAMENDÍA, G.; GALARZA, A.; HERAS, P.; INFANTE, M.; MARCOS, J.Mª; OLANO, I.;
TEJADO, C., (1997), “Evolución de la Fauna y de la Flora en el Humedal de Saldropo. Informe
inédito”, EKOS, Asesoría e Investigación Medioambiental.
EKOS, (1991), “El humedal de Saldropo. Informe inédito”, EKOS, Asesoría e Investigación
Medioambiental. Departamento de Agricultura. Diputación Foral de Vizcaya.
GARCÍA ANTÓN, M.; RUIZ ZAPATA, M.B.; UGARTE, F.M., (1987), “Primeros resultados
del análisis geomorfológico - palinológico de la turbera de Saldropo (Alto de Barazar, Bizkaia)”,
Comunicación de la VII Reunión sobre el Cuaternario AEQUA. Santander: 27-30.
GARCÍA ANTÓN, M.; RUIZ ZAPATA, M.B.; UGARTE, F.M., (1989), “Análisis
geomorfológico y palinológico de la turbera de Saldropo (Barazar. Zeanuri/ Bizkaia)”, Lurralde,
12: 25-44.
HERAS, P., (1992), “Caracterización y niveles del depósito orgánico de la turbera de Saldropo
(Ceánuri, Vizcaya). The Late Quaternary in the Western Pyrenean Region”, International
Conference. Cearreta, A. & Ugarte, F.M. (eds.): 343-351.
HERAS, P.; INFANTE, M., (2001), “Hacia una lista roja de los briófitos (musgos y hepáticas) de
la Comunidad Autónoma Vasca”, Jornadas sobre Conservación y Gestión de Especies
Amenazadas (28 de Febrero – 1 y 2 de Marzo de 2001, Vitoria – Gasteiz): 355-363.
HERRERA GALLASTEGUI, N.; CAMPOS PRIETO, J.A., (2010), “Flora alóctona invasora de
Bizkaia”, Diputación Foral de Bizkaia. 196 pp.
INFANTE, M.; HERAS, P., (1987a), “Estudio briológico de la turbera de Saldropo - Barázar
(Ceánuri, Vizcaya)”, Estudios del Instituto Alavés de la Naturaleza, 2: 179-199.
INFANTE, M.; HERAS, P., (1987b), “Sphagnum imbricatum Hornsch. ex Russ, semifósil, en la
turbera de Saldropo - Barázar (Ceánuri, Vizcaya)”, Estudios del Instituto Alavés de la Naturaleza,
2: 201-203.
INFANTE, M.; HERAS, P., (1988), “Estudio briológico del macizo del Gorbea (Alava y
Vizcaya)”. Estudios del Instituto Alavés de la Naturaleza, 3: 51.171.
INFANTE, M., (2000), “Las hepáticas y antocerotas (Marchantiophyta y Anthocerotophyta) en la
Comunidad Autónoma del País Vasco”, Guineana, 6. 345 pp, Servicio editorial de la Universidad
del País Vasco.
229
PEÑALBA, M.C., (1988), “Analyse pollinique de quatre tourbières du Pays Basque espagnol”,
Actes Xe Symposium APLF. Bordeaux, 28 Sept. - 2 Oct. 1987. Inst. fr. Pondichéry, trav. sec. sci.
tech., 25: 65-71.
PRIETO, A.; HERAS, P.; INFANTE, M., (1999), “Mapa de Vegetación del Humedal de
Saldropo. Informe inédito”, Asociación Saldropo. Departamento de Agricultura y Pesca.
Gobierno Vasco.
UGARTE, F.; GARCÍA ANTÓN, M.; RUIZ ZAPATA, B.; ASEGINOLAZA, C.; HERAS, P.,
(1986), “Valores del patrimonio. La turbera de Saldropo. Estudio de Ordenación del Macizo del
Gorbea: 110-199”, Departamento de Política Territorial y Transportes, Viceconsejería de Medio
Ambiente. Gobierno Vasco – Aranzadi.
URIBE-ECHEBARRÍA, P.M.; CAMPOS, J.A.; ZORRAKIN, I.; DOMÍNGUEZ, A., (2006),
“Flora Vascular Amenazada en la Comunidad Autónoma del País Vasco”, Departamento de
Medio Ambiente y Ordenación del Territorio. Gobierno Vasco. 389 pp.
230
WASTEWATER REUSE IN THE IRRIGATION OF
KENAF (HIBISCUS CANNABINUS L) AS A
STRATEGY
FOR
COMBATING
DESERTIFICATION
BARBOSA, B.
Departamento de Ciências e Tecnologia da Biomassa/ Unidade de Biotecnologia Ambiental,
Faculdade de Ciências e Tecnologia. Universidade Nova de Lisboa ([email protected];);
Quinta da Torre, 2829-516 Caparica, Portugal
MENDES, B.
Faculdade de Ciências e Tecnologia. Universidade Nova de Lisboa ([email protected]); Quinta da
Torre, 2829-516 Caparica, Portugal
FERNANDO, A.L.
Faculdade de Ciências e Tecnologia. Universidade Nova de Lisboa ([email protected]); Quinta da
Torre, 2829-516 Caparica, Portugal
ABSTRACT
Combating desertification, a marked problem in countries located in the Mediterranean
regions, such as Portugal, Spain and Italy, encompasses the management of water resources and
the conservation of soil properties, factors that are essential to ensure food and water security and
biological and landscape diversity. Moreover, it was considered that erosion and water
availability are of greater concern in these regions. Establishing vegetation on land may be
advantageous insofar as it reduces the air dispersion and runoff provides coverage to wildlife,
introduce improvements in the visual impact, and can even allow an economically viable crop.
Kenaf (Hibiscus cannabinus L.) is a short day, annual, herbaceous plant producing high quality
cellulose. As a high yielding plant, is also a potential energy crop, presenting a high water and
nutrient use efficiency with a deep, dense and extensive root system, important for the restoration
of soil fertility and to slow down wind and water erosion. In this context, the purpose of this work
was to test the use of treated wastewaters containing different concentrations of ammonium ion in
the irrigation of kenaf. The plant was shown specificity on the wastewater phytodepuration,
especially at 15 mg dm-3 (NH4), being capable to incorporate biomass at an average rate of 15 g
day-1 m-2, suitable for the production of bioenergy and fiber, involving low water consumption, in
a short time period and with low production costs. In this framework the use of kenaf irrigated
with wastewater as a strategy for combating desertification is modeled and discussed.
Keywords: Kenaf; Bioenergy production; Phytodepuration; Soil restoration; Desertification.
INTRODUCTION
Desertification is the process that leads to land degradation in arid, semi-arid and dry
subhumid areas, caused by climatic variation and by anthropogenic activities (UNCCD, 1994;
D’Odorico et al., 2012). Combating desertification in water-scarce regions like in the
Mediterranean basin, encompasses the management of water resources (Pereira et al., 2002;
231
Araus, 2004) and the conservation of soil properties (Hooke and Sandercock, 2012), to ensure
food and water security and biological and landscape diversity. This set of operations can be
carried out by the introduction of alternative livelihoods that lead to less negative impacts on
dryland resources, or by the creation of economic opportunities in these lands (Millennium
Ecosystem Assessment, 2005). Increasing vegetation, like the cultivation of energy crops on
marginal and degraded land, could be a way to combat desertification or land degradation
(Chiaramonti et al., 2000; Millennium Ecosystem Assessment, 2005; Mohammad and Adam,
2010; Cortina et al., 2011), because some of these cultures are able to restore soil properties. This
practices could be suitable, mainly if the species being introduced have low water and nutrient
exigencies (Araus, 2004; Kassam et al., 2012), show adequate physiological and anatomic
features to control water and wind erosion, and if the practices by which these cultures are
established, allow to increase the levels of organic matter on soil and increase the soil moisture
content. Ideally, the production of these crops should present commercial value for a specific
region and should not involve any environmental constraint, and in the specific case of energy
crops, their production should not compete for water and soil nutrients with food crops.
Furthermore, if it is possible to reuse some available water resources, such as treated wastewaters,
in the irrigation of such cultures, and the biomass being produced is able to treat (by
phytodepuration) the respective nutrient load and to control the leaching of certain ions that still
exist in these water resources; this practice could be a sustainable option and an economic
opportunity.
Kenaf (Hibiscus cannabinus L.) is an annual, herbaceous, fast-growing and high yielding
crop, presenting a dense and deep root system, producing high quality cellulose (El Bassam,
1998; Webber and Bledsoe, 2002; Alexopoulou, 2003). The entire plant can be used to produce
pulp for the paper industry. Lower quality paper can be made from the short wood fibers of the
inner core, while high quality paper can be made from the long fibers of the bark
(Manzanares et al., 1993). It is a member of the Malvaceae family as well as cotton and okra, and
is endemic to Africa (El Bassam, 1998). Considering kenaf morphological and anatomical
features, and also its ability in the phytoremediation of heavy metals (Bañuelos et al., 2002;
Ho et al., 2008), and nitrogen and phosphorus removal from wastewaters in constructed wetlands
systems (Abe and Ozaki, 1998; Abe and Ozaki, 2007), the aim of this work was to evaluate the
reuse of treated wastewaters, containing high levels of ammonium ion, in the irrigation of kenaf,
as a strategy for combating desertification.
DATA AND METHODS
Kenaf, variety G4, was planted in different pots (5 plants/pot), containing fertile soil and
irrigated with different water types and concentrations of dissolved ammonium ion. Apart the
control (tap water and NPK fertilization), the following types of irrigation were tested:
wastewater from Campo de Tiro de Alcochete wastewater treatment plant (WWTP), which
contained 15 mg_NH4.dm-3 of ammonium ion in solution (N15); wastewater from the Campo de
Tiro de Alcochete WWTP supplemented with ammonium chloride salt (final concentrations of 30
and 60 mg_NH4.dm-3, respectively, N30 and N60). In the pots irrigated with wastewater it was
also tested the effect of NPK fertilization and the absence of fertilization.
P-fertilizer (6 g P2O5.m-2), K-fertilizer (12 g K2O.m-2) and N-fertilizer (8 g N.m-2) were
applied to the NPK fertilized pots. Each combination of ammonium ion and NPK fertilization
tested was essayed in triplicate. Table I shows the experimental layout.
232
Table 1 – Experimental layout.
Essay
Control
N15
N15 + NPK
N30
N30 + NPK
N60
N60 + NPK
[NH4] (mg.dm-3)
0
15
15
30
30
60
60
Fertilization
NPK
NPK
NPK
NPK
In order to compensate water deficit of the soil and to prevent water stress, 330 mm
irrigation with tap water and wastewaters was applied along the study, to each pot, according to
the experimental layout in Table I. The experiment was done at controlled temperature (20±3ºC)
and light (7500-15000 lux, 14h/day), and lasted for 90 days. Throughout the experiment (at 30,
60 and 90 days after sowing), percolated waters were analyzed in terms of ammonium ion
concentration. Plants were harvested ninety days after sowing. To determinate the productivity of
the biomass, the total aerial dry weight and the total below-ground dry weight (roots) per plant
was determined. To determinate the root density of the biomass (g.dm-3), the total below-ground
dry weight (roots) was divided by the pot volume.
Water use efficiency (WUE, kg biomass m-3 water added) and Nitrogen use efficiency
(NUE, kg biomass kg-1 nitrogen added), was calculated using the procedures of Bañuelos et al.
(2002), defined as biomass yield divided by the total amount of water applied/nitrogen applied
(fertilizers, wastewater). All data were analyzed using the appropriate analysis of variance
(ANOVA) and t-Test, when p <0.05, in software Excel 2007.
RESULTS
Results for root density are important to understand how root development occurs by type
of irrigation, being a parameter that could be an indicator of improvements on soil aeration, soil
moisture content, water retention and soil support. Ninety days after sowing results for root
density (Figure 1) showed the highest incorporation of root mass per volume of soil in sample
N15. This sample corresponds to simple irrigation with wastewater from the WWTP. Sample
N15 combines this result with the highest length of roots in all essays (data not shown), with an
average of 32.5 cm (90 days), and also with the highest root productivity (Figure 2). No statistical
significant differences were observed among treatments, either for the root density and the root
productivity, but it is possible to see a trend that shows the root density/productivity reduction
with the increment of ammonium ion in the wastewater.
233
3,5
N60
N30
4
N30 + NPK
N15
N15 + NPK
4,5
Control
Root density
3
5 g/dm
N60 + NPK
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
N60
N30
800
N30 + NPK
N15
Control
Root
productivity
1000mg/plant
N15 + NPK
Figure 1 – Kenaf root density (g dm-3, dry weight), ninety days after sowing.
N60 + NPK
600
400
200
0
Figure 2 – Kenaf root productivity (mg plant-1, dry weight), ninety days after
sowing.
Results for aerial productivity (Figure 3) showed significant differences between treatments.
Aerial
productivity
mg/plant
3500
a
3000
2500
Control
a,b
b
b
2000
b
b,c
N15
c
1500
N15 +
NPK
1000
500
0
Figure 3 – Kenaf aerial productivity (mg plant-1, dry weight), ninety days after
sowing (columns followed by different letters are statistically different for p<0.05)
234
According to these results, the aerial productivity of kenaf plants was negatively affected
by the irrigation with wastewaters containing 60 mg dm-3 NH4, but not with N15 and N30.
Compared to control, higher productivities can be obtained with N15 irrigation (both aerial and
below ground biomass). With N30, there were no significant differences to control. But, with
N60, a decrease in the aerial productivity, compared to control, was observed.
These results support the utilization of treated wastewaters in the production of this
culture, and highlight the fact that no fertilizers are needed, in addition to the wastewaters, to
obtain higher biomass productivities. Nevertheless, use of wastewaters in the irrigation of kenaf is
only feasible if this will not represent an environmental burden higher than the environmental
benefit. So, care should be taken, for example, with the quality of the leachates. Figure 4 presents
the average results of the ammonium ion concentration (mg dm-3 NH4) in the percolated waters,
obtained along the study (at 30, 60 and 90 days after sowing), in comparison with the control.
These results represent the amount of ammonium ion that could percolate to the soil and reach
and contaminate groundwater. According to Figure 4, simultaneously to its irrigation, kenaf show
also great ability to treat this source of waters and to retain ions contained therein. At each
sampling date, the increment of ammonium ion to 60 mg dm-3 NH4 in the wastewaters led to an
increment in the ammonium ion in the percolated waters (results not shown), but, along the study,
as plants were growing, ammonium ion percolated lowered significantly from 30 to 90 days after
sowing. 90 days after sowing, 96-100% ammonium ion removal was observed in the pots, thus
showing the capacity of kenaf to act as a biological filter. Thus, our results suggest that the use of
treated wastewaters with the characteristics of those utilized in our study, leads to the production
of biomass (economic opportunity), with high yields, capable to control water leachates. Parallel
to these findings, the utilization of these waters introduces also organic matter on soil, which
contributes to diminish the degradation and desertification actions.
mg dm-3 NH4
18,0
16,0
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
30 days
60 days
90 days
Figure 4 – Ammonium ion (mg dm-3 NH4) in the percolated waters along the study
(for each sampling, average results of the several treatments)
The use of kenaf in a situation of crop rotation with other energy crops or food crops,
may still be dependent on how the culture uses water resources and soil nutrients. Ideally this
culture should reach commercial yields allied to high water and nitrogen use efficiencies. This
fact is important for combating desertification, because after cutting the crop, other crops used in
the same crop rotation system will have to have nutrients and moisture content in the soil.
Figure 5 presents the results for WUE and Figure 6 presents the NUE of the crop irrigated with
wastewater.
235
N60 + NPK
N60
N30 + NPK
N30
N15
kg kg-1 N
200
N15 + NPK
Control
N15
kg biomass m4,50 3
4,00
3,50
3,00
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
Figure 5 – WUE (kg m-3), ninety days after sowing
N60 + NPK
N60
N30 + NPK
N30
50
N15 + NPK
100
Control
150
0
Figure 6 – NUE (kg kg-1), ninety days after sowing
Results show that irrigation with N15 produced a biomass with higher water and nitrogen
use efficiency than control, and higher than all the other treatments. The increment of ammonium
ion in the wastewater induced the decrease of resources use efficiency, specially the NUE.
The application of treated wastewaters containing 15 mg dm-3 NH4 provides the best
results in all parameters studied, among all treatments. At that concentration, plants showed the
highest root density and the highest length in roots. In a short period (90 days) it is possible to
establish a culture in a marginal land, previously devoid of vegetation, with low water and
nitrogen exigencies, being also capable to increase the levels in organic matter in soil (by
wastewater application), increase soil fertility and provide soil aeration. Roots could provide also
ground support, and increase soil moisture content and the development of microfauna in its
rhizosphere. The aerial part of the plants could also provide a vegetal barrier against wind and
water erosion, and runoff. Kenaf show ability to depurate treated wastewaters containing high
concentrations in ammonium ion. Ninety days after sowing, at the time of harvest, kenaf removed
almost all the ammonium ion furnished by irrigation. Aerial biomass productivity for sample N15
(986 g m-2) is included in the range referred by Alexopoulou (2003) concerning to commercial
productivities of kenaf (900 – 2200 g m-2), and the plant was capable to incorporate biomass at an
236
average rate of 15 g day-1 m-2, suitable for the production of bioenergy and fiber, involving low
water consumption, in a short time period and with low production costs. These last results
support the objectives advanced by the Millennium Ecosystem Assessment (2005). In fact, the
production of kenaf in conditions as the ones simulated in our tests could provide restoration of
the soil properties, depuration of water resources and also be an economic opportunity in the
Mediterranean. The use of wastewater in the irrigation of kenaf is also an opportunity to recycle
this source of waters, providing conservation of freshwater resources and mineral and energy
resources (by means of fertilizer needs reduction). This work shows that kenaf can assume
importance on projects that merge the treatment of water bodies containing ammonium ion up to
60 mg dm-3 NH4, with production of biomass with good quality, in a short time period, with low
production costs, restoring some soil properties, important to combat desertification.
REFERENCES
ABE, K.; OZAKI, Y., (1998), “Comparison of useful terrestrial and aquatic plant species for
removal of nitrogen and phosphorus from domestic wastewater”, Soil Science and Plant
Nutrition, 44 (4), 599-607.
ABE, K.; OZAKI, Y., (2007), “Wastewater treatment by using Kenaf in paddy soil and effect of
dissolved oxygen concentration on efficiency”, Ecological Engineering, 29, 125-132.
ALEXOPOULOU, E., (2003), “Literature review”, Biokenaf Project, Athens, Greece, 25 p.
ARAUS, J., (2004), “The problems of sustainable water use in the Mediterranean and research
requirements for agriculture”, Annual Applied Biology, 144, 259-272.
BAÑUELOS, G.; BRYLA, D.; COOK, C., (2002), “Vegetative production of kenaf and canola
under irrigation in central California”, Industrial Crops and Products, 15, 237-245.
CHIARAMONTI, D.; GRIMM, H., El BASSAM, N.; CENDAGORTA, M., (2000), “Energy
crops and bioenergy for rescuing deserting coastal area by desalination: feasibly study”,
Bioresource Technology, 72, 131-146.
CORTINA, J.; AMAT, B.; CASTILLO, V.; FUENTES, D.; MAESTRE, F.; PADILLA, F.;
ROJO, L., (2011), “The restoration of vegetation cover in the semi-arid Iberian southeast”,
Journal of Arid Environments, 75, 1377-1384.
D’ODORICO, P.; BHATTACHAN, A.; DAVIS, K.; RAVI, S.; RUNYAN, C., (2012), “Global
desertification:
Drivers
and
feedbacks”,
Advanced
Water
Resources,
http://dx.doi.org/10.1016/j.advwatres.2012.01.013.
EL BASSAM, N., (1998), “Energy plant species”, James & James (Science Publishers) Ltd,
London, United Kingdom, 321 p.
HO, W.; ANG, L.; LEE, D., (2008), “Assessment of Pb uptake, translocation and immobilization
in kenaf (Hibiscus cannabinus L.) for phytoremediation of sand tailings”, Journal of
Environmental Sciences, 20, 1341-1347.
HOOKE, J.; SANDERCOCK, P., (2012), “Use of vegetation to combat desertification and land
degradation: Recommendations and guidelines for spatial strategies in Mediterranean lands”,
Landscape and Urban Planning, 107, 389-400.
KASSAM, A.; FRIEDRICH, T.; DERPSCH, R.; LAHMAR, R.; MRABET, R.; BASCH, G.,
GONZÁLEZ-SÁNCHEZ, E.; SERRAJ, R., (2012), “Conservation agriculture in the dry
Mediterranean climate”, Field Crops Research, 132, 7-17.
237
MANZANARES, M.; TENORIO, J.; MANZANARES, P.; AYERBE, L., (1993), “Yield and
development of kenaf (Hibiscus Cannabinus L.) crop in relation to water supply and intercepted
radiation”, Biomass and Bioenergy, 5 (5), 337-345.
MILLENIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT, (2005), “Ecosystems and Human Well-Being:
Desertification Synthesis, Washington DC: World Resource Institute.
MOHAMMAD, A.; ADAM, M., (2010), “The impact of vegetation cover type on runoff and soil
erosion under different land uses”, Catena, 81, 97-103.
PEREIRA, L.; OWEIS, T.; ZAIRI, A., (2002), “Irrigation management under water scarcity”,
Agricultural Water Management, 57, 175-206.
UNITED NATIONS CONVENTION TO COMBAT DESERTIFICATION (UNCCD), (1994),
“Intergovernmental Negotiating Committee For a Convention to Combat Desertification,
Elaboration of an International Convention to Combat Desertification in Countries Experiencing
Serious Drought and/or Desertification, Particularly in Africa”, U.N. Doc. A/AC.241/27, 33
I.L.M. 1328, New York: United Nations.
WEBBER, C. L.; BLEDSOE, V. K., (2002), “Kenaf yield components and plant composition”.
In: JANICK, J., WHIPKEY, A. (eds), “Trends in New Crops and New Uses”, ASHS Press,
Alexandria, VA, EUA, pp 348-357.
238
TÉCNICAS
DE
BIOENGENHARIA
NA
REQUALIFICAÇÃO DE SISTEMAS FLUVIAIS NO
VALE DO SORRAIA
BIOENGINEERING TECHNOLOGY FOR THE
RESTORATION OF RIVER SYSTEMS IN THE
SORRAIA’S VALLEY
ANTUNES, C. R.
Universidade do Algarve, Faculdade de Ciências e Tecnologia ([email protected]); Campus de
Gambelas, 8000-117 Faro
COUTINHO, M. J. A.
Instituto Superior Técnico, DECivil, Secção de Hidráulica e Recursos Hídricos e Ambientais
([email protected]); Av. Rovisco Pais, 1049-001 Lisboa.
COUTINHO, M. A.
Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Sorraia ([email protected]); Rua 5 de
Outubro, Apartado 51, 2101-901 Coruche.
SOUSA, G.
Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Sorraia ([email protected]); Rua 5 de
Outubro, Apartado 51, 2101-901 Coruche.
ABSTRACT
In the Sorraia’s valley is fundamental to establish principles and rules - Best Management
Practices - to ensure an effective response of the dominant hydrological and hydraulic conditions
of river systems to the pressures of landuse and occupation.
For this Mediterranean climatic region, with nonpermanent water courses but also with
semiarid characteristics, the effective application of measures to mitigate the problems related to
water resources management must be done by prevention and structural measures, resulting from
the application of integrated methodologies, namely, hydrological, hydraulic, biophysical,
ecological, landscape, and social, in agreement with the landuse planning objectives.
In this framework and with the aim of an integrated management of the land, a series of
interventions, aimed to the restoration of the hydrographic network of the Sorraia’s valley were
recommended by the application of bioengineering technologies which seek for interdisciplinary
integration and coordination in promoting, stimulating and accelerating the restoration process
and taking in account the particular nature of each watercourse
Major changes in the dynamics of the watercourses are clearly noticeable in Sorraia’s
river catchment with strong influence on the morphology and stability of riverbeds and in the
riparian vegetation. The proposed type of solutions, in the study context, besides promoting the
improvement of aquatic and riparian ecosystems, create conditions for the establishment of an
ecologic river "continuum", contribute to the restoration of the drainage system and sets of a
framework of solutions, namely, reduction of flooding discharges, restoration of riverbeds,
delimitation of flooding areas, bank conservation, or other structural measures.
Keywords: Requalification, river system, bioengineering
239
SUMÁRIO
No Vale do Sorraia é fundamental o estabelecimento de princípios e regras - Best
Management Pratices (BMP) - que garantam uma eficaz resposta dos sistemas fluviais às
condições hidrológicas e hidráulicas dominantes, para responder a pressões de ocupação e uso do
território.
Nesta região, de clima mediterrânico, com características semiáridas com cursos de água
não permanentes, a aplicação de medidas eficazes para a mitigação dos problemas referentes à
gestão dos recursos hídricos passa pela prevenção e por intervenções estruturais, resultantes da
aplicação de metodologias integradas, nomeadamente, hidráulicas, hidrológicas, paisagísticas,
biofísicas, ecológicas, sociais, em articulação com os objectivos de ordenamento do território.
Neste enquadramento e numa perspectiva de gestão integrada do território, preconizou-se
um conjunto de intervenções que visam a requalificação da rede hidrográfica do Vale do Sorraia,
com recurso a técnicas no domínio da bioengenharia, as quais preconizam a integração e
articulação de aspectos interdisciplinares que potenciam, estimulam e aceleram o processo de
reabilitação e requalificação, atendendo à especificidade de cada curso de água.
O tipo de soluções preconizadas no âmbito da intervenção em estudo, além de
promoverem a melhoria dos ecossistemas aquáticos e marginais, criando condições para o
estabelecimento de um progressivo “continuum” ecológico, tem ainda como objectivos contribuir
para a requalificação da rede hidrográfica e a definição de um quadro de soluções e medidas de
intervenção - redução de caudais de cheia, reabilitação de leitos, delimitação de zonas de
inundação, estabelecimento de protecções de margem ou outras medidas estruturais. Nota-se que
na bacia hidrográfica dominada pelo rio Sorraia têm-se vindo a observar, recentemente,
importantes modificações na dinâmica dos talvegues dos cursos de água principais, com
fortíssima influência na morfologia dos leitos, na estabilidade das margens e na vegetação
ripícola.
Palavras-Chave: Requalificação, sistema fluvial, bioengenharia
INTRODUÇÃO
Numa perspectiva de gestão integrada do território, o principal objectivo estratégico do
projecto de intervenção no Vale do Sorraia é a requalificação e a gestão mais eficaz de sistemas
fluviais na zona de influência da Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Sorraia
(ARBVS), recorrendo à implementação de acções e iniciativas que contribuam para a utilização
racional e a protecção dos recursos hídricos, numa perspectiva global da bacia hidrográfica,
abrangendo as componentes económica, ambiental e social.
As intervenções nos cursos de água não devem ser efectuadas isolada e pontualmente,
mas resultar antes de abordagens globais e integradas que promovam o ordenamento e a
valorização da bacia hidrográfica, através de medidas, obras e outros meios adequados (Antunes,
C. e Coutinho, M. A., 2012).
No passado, e de modo geral, a natureza das intervenções efectuadas nos cursos de água
revestia-se de aspecto intensivo e pesado (“intervenções duras”) que não contemplavam sinergias
com a morfologia e os processos naturais. Também, as intervenções se revestiam de carácter
sectorial, sem interdisciplinaridade não combinando valências específicas, no controlo do sistema
físico, com valores lúdicos e paisagísticos.
Mesmo com as novas tendências, sobre a ocupação e intervenção de zonas marginais, os
conflitos e desajustamentos mantiveram-se nas últimas décadas do século XX e princípios do
século XXI. No entanto, tem-se vindo a observar uma modificação das práticas de intervenção em
240
cursos de água, com os técnicos envolvidos a enunciarem novas abordagens para a gestão e
planeamento, utilizando metodologias de intervenção ambiental mais sensíveis e eficientes e
melhores modelos, para o dimensionamento hidráulico (Riley, 1998).
A requalificação e restauração dos cursos de água apresentam duas componentes
tecnológicas distintas. A primeira do domínio das engenharias civil e hidrológico / hidráulica
(Sauli, G. et al., 2002), que trata de aspectos de estabilidade das margens, geometria do
escoamento, capacidade dos leitos, transporte sólido, erosão e equilíbrio do leito; a segunda do
domínio das engenharias biofísicas e do ambiente que intervêm ao nível dos ecossistemas e da
requalificação ambiental, com a definição de parâmetros da qualidade da água, da biodiversidade
e da vegetação aquática e ribeirinha (Florineth F. e Molon, M., 2004).
Neste enquadramento, considera-se premente a adopção de princípios e regras - Best
Management Pratices - que garantam mais eficazes respostas dos sistemas fluviais presentes na
área em estudo, às condições hidrológicas, hidráulicas e eco-ambientais dominantes na bacia
hidrográfica. As intervenções devem visar a integração e articulação de aspectos
interdisciplinares que potenciem, estimulem e acelerem o processo de reabilitação e
requalificação, atendendo à especificidade de cada curso de água (Tánago, M. G. e Jalón, D. G.,
1998; FISRWG, 1998).
O conjunto de intervenções proposto para a rede hidrográfica do Vale do Sorraia têm
como objectivo fundamental a actuação a nível do restauro e da reabilitação do sistema fluvial na
zona englobada no projecto, em que as soluções desenvolvidas pretendem promover a gestão
ambiental e a requalificação de sistemas fluviais no Vale do Sorraia, nomeadamente repor ou
potenciar as respectivas funções, assegurar a protecção de pessoas e bens, no caso de ocorrências
de cheias e, garantir condições morfológicas para que as massas de água atinjam o bom estado
ecológico. Note-se que na bacia hidrográfica dominada pelo rio Sorraia têm-se vindo a observar,
recentemente, importantes modificações na dinâmica dos talvegues dos cursos de água principais,
com fortíssima influência na morfologia dos leitos, na estabilidade das margens e na vegetação
ripícola.
As obras previstas na presente intervenção constam, principalmente, da construção de
soleiras de fixação de talvegue, leito e de níveis de águas baixas, de esporões para deflexão do
escoamento, de consolidação de margens, desmatação e limpeza de vegetação nas margens e nos
bancos de areia existentes no leito, de intervenções em leitos de cheia (travessões) e de plantação
de vegetação. Estas obras revestem-se de particular importância pois potenciam as
funcionalidades hidráulica e ecológica do sistema ao criar condições para o estabelecimento de
habitats ricos e diversificados, estabelecendo relações funcionais com o espaço envolvente e,
consequentemente, contínuos ecológicos, com resultados benéficos na fauna, na qualidade da
água e ainda aos níveis biofísico e da paisagem.
DADOS E MÉTODOS
A área objecto de intervenção é a zona de influência da ARBVS, numa extensão marginal
aos cursos de água principais, com aproximadamente 120 km, abrangendo os concelhos de Ponte
de Sor, Avis, Mora, Coruche e Benavente, conforme se pode observar na Figura 1.
241
Figura 1 - Âmbito geográfico do estudo
Na primeira fase do estudo para a definição dos trabalhos foi realizada a caracterização da
situação existente, através do reconhecimento de campo e caracterização das condições actuais da
rede hidrográfica e espaço interfluvial na área abrangida pelo estudo. A caracterização de cada
uma das zonas de intervenção compreendeu o levantamento fotográfico exaustivo (130 pontos de
observação), o levantamento de fauna e de flora, o estudo hidrológico e hidráulico, a
caracterização biofísica do território e a avaliação do estado de conservação das estruturas e
infraestruturas presentes.
Os trabalhos de reconhecimento do terreno foram efectuados com vista à elaboração do
diagnóstico dos principais tipos de ocorrências na zona em estudo. Face ao diagnóstico definiramse as intervenções tipo e prioridades e estabeleceu-se um plano geral de intervenção no Vale do
Sorraia de apoio à decisão, conforme se descreve em seguida. As soluções apresentadas, no
sentido de potenciar a funcionalidade e sustentabilidade destes corredores ecológicos, foram
preconizadas de forma integrada e articulada, tendo em consideração, entre outros aspectos, o
estado actual da área em estudo, o custo, a garantia de sucesso e que as diferentes acções
permitissem potenciar, estimular e acelerar o processo de requalificação, da forma o mais natural
possível.
RESULTADOS
Diagnóstico
No diagnóstico efectuado durante o trabalho de campo, conforme se mostra na Figura 2,
começa-se por destacar a incisão generalizada (encaixamento) do talvegue e leito menor do rio
Sorraia, que atinge cerca de 2 metros em média, chegando a ultrapassar mais de 2,5 metros em
alguns locais. Considera-se que o encaixamento do leito deve ter como principal origem a
diminuição do transporte sólido, em que uma parte significativa deve resultar da retenção de
sedimentos a montante das barragens de Montargil e do Maranhão. Outro factor que contribui
maioritariamente para esta incisão é a extracção de inertes, efectuada no leito do rio.
242
Figura 2 – Reconhecimento de campo – Diagnóstico dos principais problemas
No caso da extracção de inertes, em muitos casos observados no reconhecimento
efectuado, os efeitos não só têm caracter generalizado como são responsáveis por elevados níveis
de degradação do leito, na zona da extracção, e pela sua propagação a vizinhanças relativamente
próximas, das quais as mais notórias se traduzem pela instabilização das margens, o
desordenamento dos leitos de cheia e a deterioração de caminhos e serventias.
Destas variações dos regimes hidro-sedimentológicos resulta o encaixamento do leito
normal e a diminuição dos declives do fundo do leito do rio, que se verifica praticamente a
montante da zona onde já não se observa o efeito de propagação das marés (sensivelmente acima
de Benavente) e que é mais notável nos troços de montante.
Com estas modificações do regime fluvial, o leito encaixado apresenta uma largura muito
grande, desproporcionada para a diminuição resultante do caudal modelador, e o talvegue não
está fixo, divagando no fundo do leito menor. Observa-se, ainda, uma grande invasão de
243
vegetação no leito e taludes das margens o que afecta as condições do comportamento hidráulico.
Se por um lado o encaixamento do leito permite aumentar a capacidade de vazão, por outro, a
vegetação ao aumentar a rugosidade do leito é responsável pelo efeito contrário.
Notam-se ainda elevadas pressões sobre o leito normal (ou menor) por parte dos
utilizadores marginais, que actuam por vezes de forma desencontrada nas diferentes margens,
conduzindo à instabilização e migração das margens, e ao estrangulamento do leito.
Plano geral de intervenção no vale do Sorraia
Face ao diagnóstico definiram-se as intervenções tipo e prioridades e estabeleceu-se um
plano geral de intervenção no Vale do Sorraia, de apoio à decisão, conforme se descreve em
seguida (Figura 3). As soluções desenvolvidas têm como objectivo principal fixar o leito normal e
as margens do curso de água principal e proceder à estabilização e reparação de zonas
degradadas. Neste enquadramento, as obras ou intervenções estruturais consideradas constam das
seguintes tipologias:
 Soleiras no leito menor, com rampa para estabelecimento de um “continuum” fluvial no
curso de água. As soleiras transversais, nos leitos dos cursos de água, são utilizadas para
fixar as cotas do fundo do leito, reduzir a velocidade do escoamento, a capacidade de
transporte e a erosão, além de conduzirem ao reequilíbrio fluvial. São aplicadas para
promoverem a retenção de sedimentos, reduzir o transporte sólido no fundo, estabelecerem
o nível de base do talvegue do leito menor, fixarem o declive de equilíbrio do talvegue e
estabilizarem as margens.
As rampas, a estabelecer nos leitos dos cursos de água, destinam-se a garantir o
“continuum fluvial”, sendo aplicadas nas soleiras transversais, ou isoladamente a toda a
largura do leito, para dar continuidade aos habitats do corredor fluvial e permitir os fluxos
da fauna aquática. As rampas, quando aplicadas isoladamente, normalmente em zonas de
fundo rochoso, ou de material mais grosseiro, desempenham funções idênticas às das
soleiras, nomeadamente, fixando o nível do fundo do leito e promovendo a estabilização do
talvegue e das margens.
 Esporões salientes da margem. Os esporões, a estabelecer nos leitos dos cursos de água,
destinam-se a deflectir e orientar a veia do escoamento e a proteger as margens da erosão e
infraescavação. Podem ser encastrados directamente nas margens ou numa protecção
contínua de margem. Os esporões promovem ainda, de acordo com a geometria adoptada, a
retenção de sedimentos e o estabelecimento de habitats, fixando o nível do leito na base das
margens e deflectindo o talvegue do curso de água para a zona central do leito.
 Consolidação de margens. As protecções de margem, a estabelecer nos leitos dos cursos de
água, destinam-se a proteger as margens da erosão e infraescavação. No âmbito desta
tipologia de intervenção foram considerados três tipos de intervenção, nomeadamente:
Tipo A - intervenção no topo das margens, de reperfilamento e nivelamento de precisão do
coroamento dos diques, para evitar rombos; Tipo B - intervenção global para estabilização
do talude das margens, com revestimento de protecção até cerca de metade da altura e
Tipo C - estabelecimento de um cordão de enrocamento para fixação e protecção da base
da margem, com enchimento de material do leito e revestimento parcial.
 Desmatação e limpeza de vegetação na margem (Tipo I) e limpeza dos salgueiros nos
bancos de areia existentes no fundo do leito (Tipo II). Estas intervenções têm como
objectivo principal remover a vegetação invasora dos leitos menores e de águas baixas,
com a consequente melhoria das condições de escoamento.
 Protecção de pontes. As protecções de pontes são intervenções semelhantes às protecções
de margem, mas com a especificidade de servirem para proteger os encontros das pontes,
tanto a montante com a jusante.
244
 Estruturas de confluência. As estruturas de confluência são intervenções que compreendem
as protecções de margem no local das confluências, e que simultaneamente imprimem uma
deflecção das correntes de escoamento de modo a permitirem a sua inserção, com a menor
turbulência possível, no leito a jusante.
 Plantações e cordões de vegetação. As plantações e cordões de vegetação a estabelecer nas
margens são intervenções destinadas a consolidar as cristas e os taludes das margens do
leito dos cursos de água, promovendo a transição entre o leito normal e o leito de cheias.
Esta transição permite a redução da velocidade dos escoamentos que transbordam do leito
menor para o leito de cheias e, em situação inversa, reduzir a possibilidade de criação de
zonas de erosão concentrada.
 Intervenções em leitos de cheia. Os travessões, a estabelecer em leitos de cheia, destinamse a regularizar os escoamentos que transbordam dos leitos menores, diminuir a velocidade
de escoamento e a promover a retenção de sedimentos. Têm ainda o efeito de impedir o
alvercamento do leito maior, e ao longo do tempo, permitir de novo o aproveitamento dos
terrenos confinantes.
Figura 3 – Troço inicial do plano geral de intervenção no Vale do Sorraia
DISCUSSÃO E CONCLUSÕES
A incisão generalizada (encaixamento) do talvegue e leito menor do rio Sorraia deve
constituir a causa e razão principal da maior parte dos outros problemas que lhe estão associados.
Considera-se que o encaixamento do leito deve ter como principal origem a diminuição do
transporte sólido, em que uma parte significativa deve resultar da retenção de sedimentos a
245
montante das barragens de Montargil e do Maranhão. Outro factor que contribui maioritariamente
para esta incisão é a extracção de inertes, efectuada no leito do rio.
No caso da extracção de inertes, os efeitos não só têm caracter generalizado como são
responsáveis por elevados níveis de degradação do leito, na zona da extracção, e pela sua
propagação a vizinhanças relativamente próximas, das quais as mais notórias se traduzem pela
instabilização das margens, o desordenamento dos leitos de cheia e a deterioração de caminhos e
serventias.
As referidas barragens foram também, nos últimos anos, responsáveis pela modificação
dos regimes de escoamento, principalmente em cheia, pela redução das descargas, reduzindo a
frequência e intensidade das cheias de menor magnitude (de períodos de retorno de 2 a 20 anos)
que, como é conhecido, são responsáveis por mais de 80% do transporte de sedimentos.
Destas variações dos regimes hidro-sedimentológicos resulta o encaixamento do leito
normal e a diminuição dos declives do fundo do leito do rio, que se verifica praticamente a
montante da zona onde já não observa o efeito de propagação das marés (sensivelmente acima de
Benavente) e que é mais notável nos troços de montante.
As elevadas pressões sobre o leito normal (ou menor) por parte dos utilizadores
marginais, que actuam por vezes de forma desencontrada nas diferentes margens, conduzem à
instabilização e migração das margens, e ao estrangulamento do leito. Relativamente ao leito de
cheias (ou maior) verifica-se a necessidade de se proceder à sua sistematização e ordenamento,
em fase posterior à das intervenções prioritárias de reabilitação e restauro que importa primeiro
realizar no leito normal e nas suas margens.
Admite-se que a migração da vegetação da zona ripícola e a sua invasão do interior do
leito normal deva estar relacionada com o abaixamento dos níveis freáticos (devidos à incisão do
talvegue) e com as elevadas pressões, estabelecidas localmente, de desbaste da vegetação
degradada e em “stress hídrico”, na margem confinante com os terrenos de cultivo.
Estes comportamentos, desequilibrados, induzem a migração da vegetação para o meio
do leito e, no médio longo prazo, são responsáveis pelo desvio do leito em planta na direcção da
margem contrária. As situações mais críticas observadas situam-se em locais onde o traçado do
leito é mais meandrizado ou, onde o leito menor atravessa o leito maior, de uma margem do vale
para a outra.
Embora seja nos espaços urbanos que surgem as questões mais críticas associados à
presença da água, representadas por riscos naturais, como cheias e inundações, ameaçando a
qualidade de vida das populações, no meio rural é primordial aplicar medidas que valorizem e
harmonizem o uso racional e protecção dos recursos hídricos, numa perspectiva global da bacia
hidrográfica, para evitar conflitos entre utilizadores e obter os máximos benefícios.
Antes de se passar a intervenções concretas é fundamental estabelecer um cenário global
e integrado das bacias hidrográficas, em que se enquadrem as acções de beneficiação dos cursos
de água. Em continuidade, importa hierarquizar os graus de intervenção que vão da reabilitação, à
requalificação e restauro e definir o conjunto de medidas para promover o grau de aproximação
ao estado “natural” e o desenvolvimento espacial das intervenções.
Por último, note-se que as medidas de intervenção em sistemas dinâmicos – cursos de
água e vegetação marginal – deverão ser objecto de monitorização, para assegurar a observação
do comportamento e regime fluvial e para avaliar o desempenho das medidas aplicadas e
estabelecer os ajustes necessários, pois o estado destes sistemas altera-se no tempo.
246
REFERÊNCIAS
ANTUNES, C.; COUTINHO, M. A., (2012), “Práticas de Bioengenharia na Reabilitação de
Sistemas Fluviais em Clima Mediterrânico. Caso de Estudo: Ribeira de Barcarena”,
11º Congresso da Água, Porto, Portugal.
FISRWG (1998), “Stream Corridor Restoration: Principles, Processes and Practices”, Federal
Interagency Stream Restoration Working Group. Natural Resources Conservation Service, USA.
FLORINETH, F.; MOLON, M., (2004), “Ingegneria naturalistica”, Dispensa di Ingegneria
naturalistica 2004/2005, Università di Bodenkultur, Vienna, 140 pp.
RILEY, Ann L., (1998), “Restoring Streams in Cities. A Guide for Planners,
Policymakers, and Citizens. Island Press. Washington, D.C. USA.
TÁNAGO, M.G. e JALÓN, D.G. (1998). “Restauración de Rios e Riberas”, Escuela Técnica
Superior de Ingenieros de Montes. Fundación Colde del Valle de Salazar e Ediciones Mundiprensa. Madrid. Espanha.
SAULI, G.; CORNELINI, P.; PRETI, F., (2002), “Manuale di ingegneria naturalistica applicabile
al settore idraulico”, Regione Lazio, Roma, 421 pp.
247
Ensaio de espécies da flora continental portuguesa para
intervenções de engenharia natural
Testing species of the Portuguese mainland flora for soil
bioengineering techniques
CORREIA, F. C.
Instituto Superior de Agronomia - Universidade Técnica de Lisboa ([email protected]);
Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa, Portugal.
BIFULCO, C.
Centro de Ecologia Aplicada "Prof. Baeta Neves" (CEABN) - Instituto Superior de Agronomia Universidade Técnica de Lisboa ([email protected]); Tapada da Ajuda, 1349-017 Lisboa,
Portugal.
Resumo
Apresentam-se os resultados sobre a capacidade de propagação vegetativa de espécies da
flora portuguesa e as suas características biotécnicas para com vista à avaliação da sua aptidão em
intervenções de engenharia natural (EN), especialmente em zonas não adjacentes a linhas de
água.
Estas espécies foram seleccionadas de um grupo de plantas candidatas, obtidas de um
trabalho de revisão do conhecimento sobre esta matéria, que aguarda publicação, espécies estas
consideradas como provavelmente adequadas às obras de EN, pelo que necessitam que seja
testada essa sua adequação.
Os testes foram realizados a partir de estacas recolhidas de plantas mãe na região de
Lisboa e instaladas na Tapada da Ajuda (Centro de Ecologia Aplicada "Prof. Baeta Neves",
Instituto Superior de Agronomia, CEABN - ISA), Lisboa. Após 3 meses, as estacas foram
analisadas através de um delineamento experimental quanto ao seu desenvolvimento radicular,
com recurso ao software GiA Roots, para assim avaliar as suas características biotécnicas.
Após a análise dos resultados, concluímos que as espécies Coronilla glauca, Dittrichia
viscosa e Myrtus communis são adequadas para intervenções de EN em zonas não adjacentes a
linhas de água.
Os bons resultados obtidos com este estudo, permitem disponibilizar novos materiais
construtivos - vivos - para obras de EN em Portugal continental, contribuindo estas espécies para
a aceleração da estabilização do solo em zonas particularmente sensíveis à erosão e onde a
distância a uma linha de água seria um factor limitante para as espécies mais referidas na
bibliografia portuguesa.
ABSTRACT
We present the results on the ability for vegetative propagation of species from the
Portuguese flora and their biotechnical traits to assess the ability of these for soil bioengineering
techniques, especially in areas not adjacent to watercourses.
These species were selected from a group of candidate plants, obtained from a review
study of knowledge on this issue, which awaits publication, deemed probably suitable for soil
bioengineering works and that need to be tested for this suitability.
248
The tests were conducted from cuttings taken from mother plants in the Lisbon area and installed
in Tapada da Ajuda (Centre for Applied Ecology "Prof. Baeta Neves", Institute of Agronomy,
CEABN - ISA), Lisbon. After 3 months, the cuttings were analyzed through an experimental
design as for their root development using the software GiA Roots, to assess their biotechnical
traits.
After analyzing the results, we conclude that the species Coronilla glauca, Dittrichia
viscosa and Myrtus communis are suitable for soil bioengineering techniques in areas not adjacent
to watercourses.
The good results obtained in this study allow us to provide new construction materials, living ones - for soil bioengineering works in mainland Portugal, contributing these species to the
acceleration of soil stabilization in areas particularly susceptible to erosion and where the distance
to a water line would be a limiting factor for the species more referred to in the Portuguese
bibliography.
INTRODUÇÃO
Enquadramento e objectivos
A temática deste trabalho centra-se na intervenção de engenharia natural (EN) em zonas
não adjacentes a linhas de água, mais concretamente, na selecção do material vegetal mais
adequado a este tipo de intervenção
Ao delimitar a intervenção de EN a zonas não adjacentes a linhas de água, pretende-se
não só restringir a abordagem a adoptar mas também desenvolver uma área com substancialmente
menos bibliografia, quando comparada com as das margens de linhas de água.
São objectivos deste trabalho, a identificação de espécies da flora continental portuguesa
que têm a capacidade de se reproduzir vegetativamente, em condições idênticas às de uma
intervenção de EN, em zonas não adjacentes a linhas de água, bem como avaliar as suas
características biotécnicas.
O material vegetal como elemento construtivo
A engenharia natural não se pode resumir à colocação de plantas em situações de maior
sensibilidade à erosão hídrica. Afirmava o arquitecto paisagista Francisco Caldeira Cabral, em
1940, sobre os taludes criados para a construção de estradas:
“A fixação dos taludes não depende pois da parte aérea das plantas, mas das suas raízes
e estolhos subterrâneos e, portanto, um talude inteiramente revestido pode não estar nada fixado.
Compreende-se então a inutilidade de plantar sardinheiras nas estradas, (...), com o seu sistema
radicular diminuto nunca viriam a fixar a terra.” (Cabral cit. por Lecoq, 2008)
É por isso bastante pertinente o conhecimento das capacidades biotécnicas das espécies
vegetais para as poder qualificar como indicadas para intervenções de EN.
A propagação do material vegetal para intervenções de EN deverá ser feita por via
vegetativa por ser um método que consegue aliar um menor custo com uma maior velocidade na
obtenção de plantas com raiz. É comum a obtenção de estacas a partir de plantas mãe próximas
do local de intervenção por serem os fenótipos melhor adaptados. Além disso, as plantas mais
adequadas para a estabilização de taludes não estão muitas vezes disponíveis em viveiro.
Escolha das espécies a ensaiar
A escolha das espécies a ensaiar foi feita com base no artigo de Bifulco e Rego (2012).
Nesse artigo, os autores elaboram uma lista que classifica espécies da flora portuguesa quanto à
probabilidade da sua adequação a intervenções de engenharia natural.
249
Os critérios adoptados na escolha das espécies a ensaiar foram a ampla distribuição
geográfica em Portugal continental e a adaptação a habitats fora das zonas adjacentes às linhas de
água. Teriam também que ser espécies adaptadas ao local onde seria realizado o ensaio, no
Centro de Ecologia Aplicada professor Baeta Neves (CEABN), Tapada da Ajuda, Lisboa.
O critério da ampla distribuição geográfica, considerado por Bifulco e Rego (2012) como
superior a um terço do território nacional continental, prende-se com a prioridade que deve ser
dada ao estudo de espécies que possam ser preferencialmente aplicadas à generalidade do
território português. Essas espécies podem ser consideradas mais ”plásticas” quer pela sua maior
distribuição geográfica, quer pela sua menor exigência edáfica. As áreas aproximadas da
distribuição das espécies eleitas foram, à semelhança da metodologia adoptada por Bifulco e
Rego (2012), obtidas com base na sobreposição de três fontes: “Guia de Campo As árvores e os
arbustos de Portugal continental” (Bingre et. al., 2007), “Flora Digital de Portugal” (UTAD,
2012) e “Flora Iberica” (Castroviejo et. al., 2012). Estas três fontes serviram também para
determinar a adaptação das espécies a habitats fora das zonas adjacentes às linhas de água.
Com base nestes critérios, as espécies eleitas para o ensaio foram: Coronilla glauca L., Daphne
gnidium L., Dittrichia viscosa (L.) Greuter, Myrtus communis L., Phillyrea angustifolia L..
MATERIAIS E MÉTODOS
Recolha do material vegetal e preparação das estacas
Todos os ramos foram obtidos a partir de plantas mãe situadas no concelho de Cascais
entre os dias 15 e 20 de Fevereiro de 2012.
A idade das plantas mãe não foi considerada já que, existem opiniões contraditórias relativamente
à idade que garante melhores taxas de sucesso na propagação vegetativa. Segundo Schiechtl
(1973), até aos 2-3 anos, a capacidade de enraizamento aumenta com a idade e diâmetro das
estacas. Contudo, outros autores defendem a utilização de estacas de material rejuvenescido para
a obtenção de melhores resultados de enraizamento (Hartmann e Kester, 1983; Pignatti e
Crobeddu, 2005).
Procurou-se obter estacas de diferentes idades a partir do ramo inicial, efectuando para
isso estacas desde a base de corte do ramo inicial até ao seu ápice, com comprimento entre os 2030 centímetros (Figura 1).
Figura 1 - Preparação das estacas de Dittrichia viscosa. Estacas com diâmetro decrescente
da esquerda para a direita.
250
Para atribuir uma idade aproximada e relativa, entre as diversas estacas, foi registado o
diâmetro médio de cada uma, já que quanto mais jovem for a estaca, menor será o seu diâmetro
médio. Por outro lado, uma estaca de maior diâmetro será uma estaca do ramo inicial mais velha
e mais próxima do colo da planta. Esta metodologia pretende identificar se a idade do ramo, e por
sua vez das estacas, teve um impacte significativo na taxa de propagação vegetativa.
Instalação do ensaio
A instalação do ensaio foi efectuada no dia em que se prepararam as estacas da respectiva
espécie.
As espécies foram separadas por cinco contentores, todos de 40 alvéolos, com 180 mm de
altura e 300 cm3 cada. Os alvéolos foram previamente preenchidos com solo obtido nas
imediações do CEABN. Este solo foi classificado como vertissolo, um solo básico com um
elevado teor de argila.
No total, colocaram-se nos diferentes contentores 40 estacas de D. gnidium, 40 de D.
viscosa, e 30 de C. glauca, M. communis, P. angustifolia (Figura 2).
Figura 2 - Instalação do ensaio
Efectuaram-se regas manuais de 3 em 3 dias, em semelhantes dotações para cada estaca,
para que a ausência de água não fosse um factor limitante ao enraizamento destas espécies.
A investigação decorreu em ambiente sem controlo de temperatura nem de humidade relativa do
ar. Não foram aplicados desinfectantes, fungicidas ou hormonas de enraizamento, prática bastante
comum na reprodução por via vegetativa na bibliografia consultada. Ao adoptarmos esta
metodologia, pretendemos que esta se aproxima o máximo possível, das condições de obra de
uma intervenção em EN, onde normalmente as estacas são colocadas no local de intervenção
ainda sem qualquer raiz e sem a aplicação de hormonas de enraizamento (Schiechtl, 1973), para
que os resultados tenham, efectivamente, uma orientação mais prática e de aplicação no terreno.
Levantamento do ensaio
Após 3 meses, as estacas foram primeiramente avaliadas quando à sua capacidade de
propagação por via vegetativa, sendo-lhes atribuída a classificação de “enraizadas” ou “não
enraizadas”.
As raízes foram destacadas das estacas e colocadas num tabuleiro transparente com uma
fina camada de água, para que com o auxílio de pinças, se consiga reduzir, ao máximo, a
sobreposição de raízes. O mesmo tabuleiro foi colocado sobre o scanner, onde foram
251
digitalizadas, à vez, as raízes de cada estaca, com 300 dpi de resolução. A digitalização ocorreu
num ambiente sem luz, pelo que as raízes digitalizadas apresentavam-se “a cores” em fundo preto
(Figura 3)
Figura 3 - Raízes após digitalização
Para proceder à análise do desenvolvimento radical recorreu-se ao software GiA Roots (Georgia
Tech Research Corporation and Duke University, EUA). Como muitos outros programas do seu
género, o GiA Roots é mais indicado para condições de pouca variabilidade na composição das
imagens e quando o número de imagens a analisar é elevado (Tabela 1).
Tabela 1 - Guia de utilização GiA Roots (Galkovskyi et. al., 2012)
Alta
(imagens de
campo com
fundos
variáveis)
Software ImageJ
Análise manual
Abordagem
seriamente
desaconselhada
Baixa
(câmara fixa
em
condições de
laboratório)
Software ImageJ
Software GiA Roots
Software GiA Roots
Baixo (< 10)
Alto (> 100)
Variabilidade nas
Condições de
Imagem
Número de Imagens
252
As imagens foram importadas para o GiA Roots, onde foram aferidos os diferentes
parâmetros do programa, de maneira a reproduzirem o melhor possível as características das
raízes a analisar.
Após a digitalização as raízes foram guardadas em sacos papel kraft individuais. O
mesmo processo de arquivação foi adoptado em relação aos desenvolvimentos caulinares e
foliares da estaca. Todo este material foi posteriormente levado a uma estufa a 80ºC, onde
permaneceram durante 48 horas. Findo esse período, foram então pesadas a parte aérea e a parte
radical de cada estaca para determinar a relação root/shoot.
Análise estatística
Para testar a relação entre as diferentes variáveis em estudo, foram realizados testes de
qui-quadrado (c2) de Pearson para a variável dicotómica dependente enraizamento e análises de
variância (ANOVAs) para as restantes variáveis dependentes mas contínuas. Foram elas o
diâmetro radical médio, o comprimento radical específico, a superfície radical total, o
comprimento radical total e a root/shoot.
Toda a análise estatística foi feita com recurso ao software IBM SPSS Statistics 20 (IBM,
Nova Iorque).
A variável independente diâmetro da estaca, inicialmente obtida em mm, foi
reclassificada em 5 classes com semelhantes distribuições de frequência (< 3, 3-4, 4-5, 5-7, > 7).
As ANOVAs foram realizadas com duas variáveis independentes, espécie e classe de
diâmetro da estaca, e o nível de significância (α) foi estabelecido em 0,05. Para respeitar o
pressuposto de distribuição normal de resíduos das variáveis dependentes, as ANOVAs foram
realizadas com transformações logarítmicas às variáveis diâmetro radical médio, comprimento
radical específico, superfície radical total e comprimento radical total e a transformação de raiz
quadrada à variável root/shoot.
Um outro prossuposto da ANOVA é a homogeneidade de variâncias, requisito esse que
não foi conseguido para as transformações das variáveis superfície radical total, comprimento
radical total e root/shoot, pelo que os resultados dessas análises de variância devem ser
interpretados com prudência.
RESULTADOS
Capacidade de enraizamento
Os resultados do enraizamento, por espécie, foram os seguintes:
Tabela 2 - Percentagem de enraizamento, estacas enraizadas e ensaiadas por espécie
Espécie
Coronilla glauca
Daphne gnidium
Dittrichia viscosa
Myrtus communis
Phillyrea angustifolia
Enraizamento
30,00%
0,00%
85,00%
20,00%
3,33%
Estacas enraizadas
9
0
34
6
1
Estacas ensaiadas
30
40
40
30
30
Destes resultados, há que salientar a elevada taxa de sucesso da propagação da D. viscosa
(85%). Destacam-se igualmente mas pela negativa a D. gnidium e a P. angustifolia com 0% e
3,33% na respectiva percentagem de enraizamento.
253
Segundo o teste de qui-quadrado, existe uma associação estatisticamente significativa
entre as espécies estudadas e a sua capacidade de enraizamento, c2 (4, N = 170) = 87,314,
p < 0,01.
Relativamente ao enraizamento por classes de diâmetro, nenhuma espécie revelou
associações estatisticamente significativas entre classes de diâmetro da estaca (Tabela 3).
Tabela 3 - Resultados dos testes de qui-quadrado da relação entre espécie e classes de diâmetro das
estacas
Qui-quadrado de Pearson
Espécie
Valor
Graus de liberdade
Significância Assimptótica
Coronilla glauca
9,487
4
0,050
Daphne gnidium a
Dittrichia viscosa
1,765
4
0,779
Myrtus communis
6,202
4
0,185
Phillyrea angustifolia
3,399
4
0,493
a - A espécie D. gnidium não apresenta valores para o teste de qui-quadrado por não ter casos
válidos em ambos os grupos de enraizamento
No entanto, há que destacar que a C. glauca apresentar um valor de p muito próximo do
valor de significância considerado. O gráfico da figura 4 revela alguma tendência desta espécie
para enraizar melhor quando são utilizadas estacas mais jovens.
Figura 4 - Gráfico do enraizamento de Coronilla glauca por classes de diâmetro
Para a D. viscosa, o enraizamento é elevado em praticamente todas classes de diâmetro
(Figura 5), o que pode explicar em parte o valor de significância (0,779) tão elevado. É, no
entanto, de assinalar uma crescente percentagem de enraizamento no sentido das estacas de maior
diâmetro.
254
Figura 5 - Gráfico do enraizamento de Dittrichia viscosa por classes de diâmetro
As únicas classes com estacas enraizadas da M. communis foram as da classe menor que
3 mm, bem como as da classe maior que 7 mm (Figura 6). É, no entanto, esta última classe que
apresenta o melhor resultado, com 50% das estacas desta classe com produção de raízes.
Figura 6 - Gráfico do enraizamento de Myrtus communis por classes de diâmetro
Da P. angustifolia, apenas uma estaca enraizou com sucesso. Essa estaca apresentava um
diâmetro superior a 7 mm.
Os resultados de enraizamento obrigaram a que as ANOVAs se tenham realizado
considerando apenas 3 das 5 espécies inicialmente previstas, para se conseguirem realizar
análises post-hoc. Foram elas a C. glauca, a D. viscosa e a M. communis.
Diâmetro radical médio
Os resultados observados no gráfico da figura 7, revelam à partida, alguma semelhança
entre a M. communis e a P. angustifolia mas não é demais relembrar que, para esta última, apenas
conseguimos gerar um exemplar com raiz. Entre a M. communis e as outras duas espécies
enraizadas, C. glauca e D. viscosa, verificam-se diferenças na ordem das décimas de milímetro,
sendo a M. communis a que apresenta o maior valor e a D. viscosa a que apresenta o menor valor.
255
1,00
0,80
0,60
0,40
0,20
0,00
0,86
0,75
0,88
0,63
#N/D
Diâmetro radical médio (mm)
Figura 7 - Gráfico da média do diâmetro radical médio por espécie
As diferenças supra mencionadas são confirmadas na análise de variância, onde foi
obtido um nível de significância que nos permite afirmar que existem diferenças estatisticamente
significativas entre as três espécies, F (2,35) = 6,75, p < 0,01. Os resultados post-hoc do teste
HSD de Tukey detectaram diferenças estatisticamente significativas entre a D. viscosa e a C.
glauca (p = 0,03) e entre a D. viscosa e a M. communis (p < 0,01). O mesmo não poderá ser dito
em relação ao efeito das classes de diâmetro das estacas, já que não foram encontradas diferenças
estatisticamente significativas, F (4,35) = 0,29, p = 0,88. Desta ANOVA resultou ainda que a
interacção entre espécie e classe de diâmetro é não significativa, F (1,35) = 0,22, p = 0,80.
Superfície radical total
Os dados obtidos (Figura 8) foram semelhantes para a D. viscosa e M. communis, 32,16
cm2 e 31,08 cm2 respectivamente, mas de 51,33 cm2 para a C. glauca. Apesar destas diferenças de
valores a ANOVA encontrou não diferenças estatisticamente significativas entre espécies, F
(2,35) = 0,63, p = 0,54, nem entre classes de diâmetro, F (4,35) = 0,60, p = 0,66. Também a
interacção entre espécie e classe de diâmetro é não significativa, F (1,35) = 0,09, p = 0,91.
60,00
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
51,33
32,16
31,08
0,98
#N/D
Coronilla
glauca
Daphne
gnidium
Dittrichia
viscosa
Myrtus
Phillyrea
communis angustifolia
Superfície radical total (cm²)
Figura 8 - Gráfico da média da superfície radical por espécie
256
Comprimento radical total
Como demonstrado no gráfico da figura 9, a C. glauca foi a que conseguiu atingir um
maior valor de comprimento radical total com 193 cm, seguida pela D. viscosa e pela M.
communis com 161 e 132 centímetros, respectivamente.
Figura 9 - Gráfico da média do comprimento radical total por espécie
A análise de variâncias não detectou diferenças estatisticamente significativas quer entre
espécies, F (2,35) = 1,06, p = 0,36, quer entre classes de diâmetro F (4,35) = 0,62, p = 0,65. A
interacção entre espécie e classe de diâmetro também é não significativa, F (1,35) = 0,09, p =
0,92.
Comprimento radical específico
Para este parâmetro foi a D. viscosa que atingiu o maior valor de entre as espécies
ensaiadas com o valor de 249 cm/cm3. A C. glauca obteve 195 cm/cm3 e a M communis 150
cm/cm3 (Figura 10).
Figura 10 - Gráfico da média do comprimento radical específico por espécie
257
Os resultados da ANOVA não revelaram diferenças estatisticamente significativas na
interacção entre as variáveis independentes espécie e classe de diâmetro, F (1,35) = 0,23, p =
0,79, nem entre classes de diâmetro, F (4,35) = 0,26, p = 0,90. Relativamente à variável espécies,
foram já detectadas diferenças estatisticamente significativas entre estas, F (2,35) = 4,10, p =
0,03. O teste HSD de Tukey mostra que apenas existem diferenças estatisticamente significativas
entre a D. viscosa e a M. communis (p = 0,01).
Root/shoot
Nos resultados do gráfico da figura 11, destaca-se mais uma vez pela positiva a C. glauca
por ser a espécie que atingiu o maior valor de relação raiz-parte aérea. Seguem-se a D. viscosa e a
M. communis mas com valores bastante idênticos de 0,132 e 0,131 respectivamente.
A ANOVA não detectou diferenças estatisticamente significativas para a interacção entre
espécie e classe de diâmetro, F (1,35) = 0,23, p = 0,79, nem para a espécies ou classes de
diâmetro com os resultados respectivos de F (2,35) = 0,39, p = 0,68 e F (4,35) = 0,89, p = 0,93.
0,16
0,14
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
0,152
0,132
0,004
#N/D
Coronilla
glauca
Daphne
gnidium
0,131
Dittrichia
Myrtus
Phillyrea
viscosa communis angustifolia
Root/shoot
Figura 11 - Gráfico da média da relação root/shoot por espécie
Discussão e Conclusões
Capacidade de enraizamento
A capacidade de enraizamento de uma estaca por via vegetativa é um importante
indicador da viabilidade da sua produção. Segundo Hartmann e Kester (1983), 50% é o valor
limite de viabilidade económica de produção de uma planta em viveiro. Apesar da viabilidade
económica ser também um importante requisito em intervenções de EN, essa viabilidade deve
aplicar-se ao cúmulo da intervenção e não apenas à multiplicação de plantas. Poderemos assim
considerar indicadas para intervenções em EN, espécies que não atinjam o valor de 50% de
enraizamento mas que, ainda assim, contribuam com outros atributos para o sucesso da
intervenção.
Além da aparente variabilidade de resultados obtidos quanto à percentagem de
enraizamento de cada espécie, existe uma associação estatisticamente significativa entre as
espécies estudadas e a sua capacidade de enraizamento. Podemos assim reforçar a teoria de que a
escolha das espécies a utilizar em EN por via vegetativa, é da maior importância.
A descrição do sistema radicular da D. gnidium feita por Silva (2002), com uma elevada
root/shoot e longas raízes perfurantes, indicia que esta espécie deverá ser adequada para aplicação
258
em EN. No entanto, com estes resultados podemos concluir que a propagação por via vegetativa
da D. gnidium é de, pelo menos, elevada dificuldade. O mesmo podemos afirmar em relação à P.
angustifolia que obteve uma percentagem de enraizamento de apenas 3%. Não recomendamos
portanto a utilização destas duas espécies quando utilizada a propagação por via vegetativa até
que se consiga compreender como obter maiores percentagens de enraizamento das suas estacas.
A elevada percentagem de enraizamento da D. viscosa é uma boa indicação de que esta
espécie será bastante fácil de propagar vegetativamente facto que, aliado à ampla distribuição em
Portugal continental, qualifica esta espécie como de grande interesse para a EN. Para isso também
contribui o seu carácter pioneiro, reconhecido por Brullo e Marco (2000), em conjunto com a sua
capacidade de habitar solos bastante pedregosos e desprovidos de matéria orgânica, capacidades
que explicam a sua aplicação em projectos de recuperação de pedreiras (Kabas et. al., 2010).
Os resultados da C. glauca e da M. communis ficaram próximos das percentagens de
enraizamento da bibliografia consultada. Para que fossem comparáveis os resultados por nós
obtidos com os de Costa et. al. (2000), uma vez que estes autores dividiram as estacas quando à
sua dureza e quanto à utilização ou não de hormonas de enraizamento, calculámos a média das
percentagens de enraizamento por espécie para os valores das estacas sem utilização de hormonas
de enraizamento. Deste cálculo resultaram os valores de 28% para a C. glauca e de 21% para a
M. communis, próximos dos 30% para a C. glauca e 20% M. communis por nós obtidos neste
trabalho.
Ao revelar que as diferentes classes de diâmetro das estacas instaladas não resultaram em
associações estatisticamente significativas para a variável enraizamento, está-se a rejeitar a
hipótese de que, para estas espécies, a idade das estacas tem influência na percentagem de
enraizamento. No entanto, analisando os dados médios de enraizamento por classe de diâmetro,
podemos tirar diferentes conclusões para as diferentes espécies.
A tendência da C. glauca para enraizar com melhores resultados nas classes de diâmetro
de estaca mais pequenas parece ir de encontro aos resultados de Hartmann e Kester, (1983) e
Pignatti e Crobeddu (2005) que definem as estacas mais jovens como as que têm maiores
percentagens de enraizamento. Por sua vez, os resultados da D. viscosa indicam uma tendência
contrária, referida por Schiechtl (1973), em que as maiores percentagens de enraizamento
registaram-se para as estacas mais velhas, neste caso as classes de maior diâmetro. Neste aspecto,
os resultados da M. communis e da P. angustifolia foram pouco conclusivos. Tudo indica que a
associação entre idade da estaca e sucesso do enraizamento deverá ser variável consoante a
espécie.
Características biotécnicas
Além da elevada percentagem de enraizamento, as características radicais da D. viscosa
são também assinaláveis. Das três espécies mais enraizadas, esta foi a que obteve um valor mais
reduzido para o parâmetro diâmetro radical médio. Se as raízes de menor diâmetro contribuem
para uma maior agregação do solo e têm uma maior resistência ao arranque e ao corte (Abe &
Ziemer, 1991; Gray e Sotir, 1996), podemos deduzir que, para este parâmetro a D. viscosa é a
espécie que apresenta um maior potencial de agregação do solo. Pela análise estatística, podemos
ainda afirmar que a espessura média das raízes adventícias é uma característica que, mesmo numa
fase de desenvolvimento inicial, já apresenta diferenças interespecíficas.
Segundo Stokes et. al. (2009), as espécies com raízes mais finas atingem valores mais elevados de
comprimento específico, pelo que neste parâmetro, a D. viscosa foi também a espécie que
apresentou resultados que indicam um maior potencial de agregação do solo.
A superfície radical total é uma característica que não terá um impacte directo na fixação
do solo mas antes por via indirecta. Quanto maior for a superfície radical de uma planta, maior
será a absorção potencial de água e nutrientes de uma planta (Himmelbauer et. al., 2004). Nesta
característica destacou-se positivamente a C. glauca, ao atingir o maior valor de superfície
radical total, mais-valia esta que poderá ser bastante útil no desenvolvimento inicial das raízes
259
adventícias. Este desenvolvimento é da maior importância para que, no início da estação seca, as
raízes apresentem o maior desenvolvimento possível, por forma a conseguirem captar a água que,
nessa estação, se poderá encontrar a maiores profundidades.
O comprimento radical total é uma medida que representa o alcance do poder de fixação
ao solo de uma determinada planta. O comprimento do aparelho radical está à resistência ao
arranque da planta até um determinado comprimento crítico, a partir do qual as raízes quebram
em vez de deslizarem no solo (Stokes et. al., 2009). O valor mais elevado atingido pela
leguminosa C. glauca¸ poderá ser explicado pela simbiose entre as raízes da planta e rhizobia
(Figura 12) que conseguirão assim um maior desenvolvimento radical para o mesmo esforço
despendido que as outras espécies, além de aumentarem do teor de azoto utilizável no terreno,
disponibilizando-o para outras plantas. Também por ser a espécie que atingiu o valor mais
elevado, podemos afirmar que, relativamente a este parâmetro, a C. glauca é a espécie que terá
um maior poder de estabilização do solo na sua fase inicial de desenvolvimento.
Figura 12 - Pormenor dos nódulos de rizhobium assinalados a vermelho nas raízes da C. glauca
Sendo a parte radical a responsável pela fixação da planta ao solo e da agregação deste, as
espécies mais aptas para intervenções de EN serão as que apresentem maiores valores de relação
root/shoot. Este parâmetro ganha ainda mais importância para plantas mediterrânicas onde o
desenvolvimento precoce do aparelho radical pode ser determinante para a sobrevivência à
primeira estação seca (Silva, 2002). No caso de se pretender controlar a erosão por salpico, a
parte aérea da planta é a característica mais importante a ter em conta na escolha das espécies
(Poesen e Baets, 2007). Para este parâmetro podemos, mais uma vez, definir a C. glauca como a
espécie que apresenta, das três mais enraizadas neste trabalho, um maior potencial de
estabilização do solo.
Apesar dos resultados das características biotécnicas obtidos pela M. communis não
serem tão favoráveis como os resultados obtidos pelas outras espécies, o seu sistema radicular
contribui positivamente para a estabilização do solo.
260
Por conseguirem aliar a boas características biotécnicas, a capacidade de reprodução
vegetativa, podemos concluir que a Coronilla glauca, a Dittrichia viscosa e a Myrtus communis
são espécies indicadas para utilização em intervenções de EN.
Não estamos, no entanto, a defender a utilização exclusiva destas espécies. Estas espécies
deverão ser utilizadas em associação com outras, desde que, respeitem o critério já referido da
fitocenose local e as possíveis séries de sucessão ecológica. Deve também ser continuada a
experimentação de espécies da flora portuguesa com o objectivo de recuperar áreas degradadas
ou instáveis, direccionando-o sobretudo para espécies com amplas distribuições geográficas,
adaptadas a zonas não adjacentes a linhas de água e para as quais a bibliografia ainda é escassa.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABE, K.; ZIEMER, R. R., (1991), “Effect of tree roots on shallow-seated landslides.” in RICE,
Raymond M. [Coord. Téc.) “Proceedings of the IUFRO Technical Session on Geomorphic
Hazards in Managed Forests”; Pacific Southwest Research Station, Forest Service, U.S.
Department
of
Agriculture,
California,
11-22,
<http://www.fs.fed.us/psw/publications/documents/psw_gtr130/psw_gtr130.pdf> (19 Jul. 2012).
BIFULCO, C.; REGO, F. C., (2012), “Seleção de espécies lenhosas da flora portuguesa
adequadas às técnicas de engenharia natural: revisão do conhecimento sobra a sua capacidade de
enraizamento.” Artigo submetido e aceite para publicação.
BINGRE, P.; AGUIAR. C.; ESPÍRITO-SANTO, D.; ARSENIO, P.; MONTEIRO-HENRIQUES,
T., (2007), “Guia de campo – As árvores e os arbustos de Portugal continental”, Jornal Publico/
Fundação Luso-Americana para o Desenvolvimento/ Liga para a Proteção da Natureza, Lisboa,
462 pp.
BRULLO, S.; MARCO, G., (2000), “Taxonomical revision of the genus Dittrichia (Asteraceae).”
in vol. 19, nº1-4, de “Portugaliae Acta Biologica” Publicação do Museu, Laboratório e Jardim
Botânico da Universidade de Lisboa, Lisboa, 341-354.
CABRAL, F. C. cit por Lecoq, N., (2008), “Vegetação em Espaço Urbano.” Sebenta da unidade
curricular de Vegetação em Espaço Urbano, Lisboa.
CASTROVIEJO, S. (Coord.), (1986), “Flora iberica”. < http://www.floraiberica.org/> (16 Fev. 2012).
COSTA, J.; COSTA, M.; MONTEIRO, I.; FARINHÓ, M., (2000), “Relatório final do Projecto
INTERREG II Estudo de diversas espécies da flora autóctone mediterrânea com interesse
ornamental
(1998-2000)”.
http://www.drapalg.minagricultura.pt/downloads/projectos/InterregII_Flora_Autoctone/Brochura_Flora_Autoctone.pdf (17 Jul. 2012).
GALKOVSKYI, T., MILEYKO, Y., BUCKSCH, A., MOORE, B., SYMONOVA, O., PRICE,
C., TOPP, C., IYER-PASCUZZI, A., ZUREK,P., FANG, S., HARER, J., BENFEY J., WEITZ,
J., (2012). “GiA Roots: Software for the High Throughput Analysis of Plant Root System
Architecture
(manuscript)”.
<http://www.rootnet.biology.gatech.edu/giaroots/download/recent/gia_roots_manual.pdf> (17 Fev. 2012).
GRAY, D.; SOTIR, R., (1996), “Biotechnical and soil bioengineering slope stabilization: A
practical guide for erosion control”, Wiley-Interscience, New York.
HARTMANN, H. T.; KESTER, D. E., (1983); “Plant Propagation: Principles and Practices”,
Prentice Hall, New Jersey.
261
HIMMELBAUER, M. L.; LOISKANDL, W.; KASTANEK, F., (2004); “Estimating length,
average diameter and surface area of roots using two different Image analyses systems”, in vol.
260, de “Plant and Soil” Springer, Países Baixos, 111-120.
KABAS, S., ACOSTA, J., ZORNOZA, R., CARMONA, D., MARTINEZ-MARTINEZ, S., FAZ
CANO, A., (2010), “Reclamation and Landscape Design Suggestions for a Mine Tailing in
Cartagena, SE Spain,” WSEAS Press. <http://www.wseas.us/e-library/conferences/2010/Faro/URES/URES27.pdf> (19 Jul. 2012).
PIGNATTI, G.; CROBEDDU, S., (2005), “Effects of rejuvenation on cutting propagation of
Mediterranean shrub species”. Forest@, <http://www.sisef.it/forest@/pdf/Pignatti_308.pdf> (14 Fev. 2012).
POESEN, J.; Baets, S., (2007), “The Effects of Plant Root Characteristics on Soil Erosion. in
Conditions for Restoration and Mitigation of Desertified Areas Using Vegetation (RECONDES):
Review of literature and present knowledge”, Office for Official Publications of the European
Communities,
Luxemburg,
123-134,
<http://www.lu.lv/materiali/biblioteka/es/pilnieteksti/vide/Conditions%20for%20Restoration%20and%20Mitigation%2
0of%20Desertified%20Areas%20Using%20Vegetation%20(RECONDER).pdf> (23 Jul. 2012).
SCHIECHTL, H. M., (1973), “Bioingegneria forestale: basi - materiali da costruzione vivi –
metodi”, Edizioni Castaldi, Feltre.
STOKES, A., ATGER, C., BENGOUGH, A., FOURCAUD, T., SIDLE, C., (2009), “Desirable
plant root traits for protecting natural and engineered slopes against landslides”, in vol. 324, de
“Plant and Soil” Springer, Países Baixos, 1-30
SILVA, J. M. S., (2002). “Estrutura dos Sistemas Radicais e Dinâmica da Água no Solo numa
Comunidade Arbustiva da Tapada Nacional de Mafra”, Universidade Técnica de Lisboa, Lisboa,
Tese de doutoramento em engenharia florestal.
UTAD, (2007), Flora digital de Portugal, http://www.jb.utad.pt/pt/herbario/cons_reg.asp (16/02/2012).
262
REGENERAÇÃO NATURAL DE ESPÉCIES EM
UMA ÁREA DEGRADADA SOB PROCESSO DE
RECUPERAÇÃO
NATURAL REGENERATION OF SPECIES IN AN
AREA DEGRADED UNDER RECOVERY PROCESS
COSTA, C. D. O.
Doutoranda da FCA/UNESP ([email protected]); Rua José Barbosa de Barros, 1780,
Fazenda Experimental Lageado, 18610-303, Botucatu, SP, Brasil
ALVES, M. C.
Professora Titular da FEIS/UNESP ([email protected]); Avenida Brasil, 56, Centro,
15385-000, Ilha Solteira, SP, Brasil
RESUMO
O presente trabalho foi realizado em uma área degradada pela construção da Usina
Hidrelétrica de Ilha Solteira, SP, Brasil, estando a mesma em processo de recuperação há 15 anos.
Durante esse período foram implantadas espécies de adubos verdes e, atualmente, está sendo
cultivada com Brachiaria decumbens Stapf. Este trabalho teve por objetivo fazer o levantamento
fitossociológico das espécies arbóreas que surgiram espontaneamente nessa área em processo de
recuperação. A amostragem fitossociológica contou com 28 parcelas com dimensão de 10x10m.
Em cada parcela foi realizado um levantamento das espécies existentes, sendo as mesmas
classificadas. Foram também obtidos os parâmetros fitossociológicos das espécies. No
levantamento fitossociológico foram amostradas 88 plantas, sendo a espécie Machaerium
acutifolium Vogel de maior importância sociológica, apresentando maiores densidade, frequência,
dominância, e índice de valor de cobertura. No geral, a área em estudo apresentou baixa
diversidade, pois das 88 plantas amostradas, 85 pertenciam à espécie Machaerium acutifolium
Vogel. As medidas tomadas para recuperação da área estudada favoreceu a regeneração natural
dessas espécies. A baixa altura média das plantas, a predominância de diâmetros de caule
pequenos, e a baixa diversidade arbórea, indicam que a área está em um estágio sucessional
inicial.
Palavras-chave: Degradação, espécies espontâneas, fitossociologia.
ABSTRACT
This study was conducted in an area degraded by the construction of Hydroelectric of
Ilha Solteira, SP, Brazil, being in recovery process for 15 years. During this period were
implemented green manure species and currently being planted with Brachiaria decumbens Stapf.
This work objetive to make the phytosociological survey of tree species that arose spontaneously
in this area in the recovery process. The phytosociological sampling included 28 plots with
dimension of 10x10m. In each plot a survey of existing species, which are then classified.
Parameters were also obtained phytosociological species. The phytosociological survey sampled
88 plants and the species Machaerium acutifolium Vogel greater sociological importance,
showing higher density, frequency, dominance, and index value of coverage. Overall, the study
263
area had low diversity because of the 88 plants sampled, 85 belonged to the species Machaerium
acutifolium Vogel. Measures taken for recovery of the area studied favored the natural
regeneration of these species. The low average plant height, the predominance of small stem
diameters, and low tree diversity, indicating that the area is in an early successional stage.
Keywords: Degradation, spontaneous species, phytosociology
INTRODUÇÃO
Áreas degradadas são extensões naturais que perderam a capacidade de recuperação
natural após sofrerem distúrbios. A degradação é um processo induzido pelo homem ou por
acidente natural que diminui a atual e futura capacidade produtiva do ecossistema (MOREIRA,
2004).
O surgimento de áreas degradadas no Brasil tem aumentado consideravelmente ao longo
dos anos, ocasionando inúmeros prejuízos ao meio ambiente. A degradação, na maioria das
vezes, está relacionada às atividades antrópicas, como construção de estradas e barragens,
mineração e áreas agrícolas mal manejadas (Duda et al., 1999).
Em particular, a obra de engenharia construída com o objetivo de gerar energia,
utilizando-se da queda de água em um curso natural, leva a um grande impacto ambiental. Isso
porque grandes áreas são inundadas e grandes volumes de solos são removidos para a execução
dos terraplenos e fundações, dando origem às chamadas “áreas de empréstimos” (Alves, 2001).
A recuperação dessas áreas é possível, porém, é um processo lento e difícil, sendo
necessário a escolha de plantas com boa capacidade de desenvolvimento nesses ambientes
degradados, bem como manejos do solo que favoreçam sua recuperação (Alves, 2006).
Para se determinar quais espécies, como e quando introduzir na área a ser restaurada, é
muito mais importante levar em consideração como é a sucessão natural da área, do que se
restringir às espécies de acordo com sua classificação em grupos ecológicos sucessionais. A
sucessão natural é a base conceitual mais forte da restauração, o qual os ecossistemas se
recuperam de distúrbios naturalmente (Engel e Parrota, 2003).
Em áreas submetidas ao processo de regeneração por ações antrópicas, nota-se um
melhor efeito sobre a regeneração natural de espécies. A regeneração natural tem recuperado
grandes áreas de vegetação degradada, tanto em função da ação antrópica quanto em
consequência de cataclismas naturais. No processo de regeneração natural, as características das
espécies, principalmente quanto à dispersão das sementes e sua posição dentro das fases, são de
principal importância, definindo o sucesso ou insucesso de um programa de recuperação de áreas
degradadas (Seitz, 1994).
A degradação da área em estudo foi gerada em consequência da construção da Usina
Hidrelétrica de Ilha Solteira, SP. A mesma passou por um processo de recuperação, no qual foram
utilizadas algumas espécies de adubos verdes com a finalidade de melhorar as características do
solo e, atualmente, está sendo cultivada com Brachiaria decumbens Stapf. Decorridos cerca de 15
anos do início do processo de recuperação, ocorreu o aparecimento de algumas espécies arbóreas
na área experimental. Este trabalho teve como objetivo realizar o levantamento fitossociológico
dessas espécies.
MATERIAL E MÉTODOS
O presente trabalho foi realizado na Fazenda de Ensino e Pesquisa, no Setor de Produção
Animal, da Faculdade de Engenharia, campus de Ilha Solteira, pertencente à Universidade
264
Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho”, UNESP. A área em estudo localiza-se no município
de Selvíria, MS, Brasil, apresentando como coordenadas geográficas 51º22’ de longitude Oeste e
20º22’ de Latitude Sul, com 335 metros de altitude. O clima é classificado, segundo Köppen,
como tropical úmido (Aw), apresentando duas estações bem distintas: chuvosa no verão e seca no
inverno. A temperatura média anual é de 23,5ºC, sendo a precipitação média anual de 1.370 mm e
a umidade relativa do ar média, entre 70 e 80%.
A vegetação natural é descrita como cerrado, e a área está localizada no Planalto da Bacia
Sedimentar do Paraná, apresentando declives muito suaves, relevo plano a suavemente ondulado
(Alves, 2001). O solo original da área de estudo foi classificado como Latossolo VermelhoEscuro álico, textura média (20 - 35% argila), muito profundos, ricos em sesquióxidos de Fe e Al.
A degradação da área foi gerada em consequência da construção da Usina Hidrelétrica de
Ilha Solteira, SP, que teve início na década de 60. Da área em estudo foi retirado solo para o
terrapleno e fundação da barragem, dando origem a uma área degradada. Foi removida uma
camada de 5 a 8 metros do perfil do solo original, sendo que o subsolo estava exposto desde 1969
(Alves, 2001). Algumas características físicas e químicas do solo, após ser degradado, encontramse na Tabela 1.
Tabela 1 - Características do solo da área degradada em duas profundidades.
Prof.
(m)
0,00-0,20
0,20-0,40
Presina
mg.dm-3
1
0
M.O.
g.dm-3
7,0
4,0
pH
CaCl2
4,0
4,2
K
Ca
0,2
0,2
2,0
2,0
Mg
H + Al
mmolc.dm-3
1,0
20,0
1,0
20,0
SB
CTC
3,2
3,2
23,2
23,2
V
%
14
14
Foi realizado um levantamento das espécies arbóreas que se regenerou naturalmente na
área, a amostragem fitossociológica contou com 28 parcelas com dimensão de 10 m x 10 m.
Dentro de cada parcela experimental, foi realizado o levantamento das espécies existentes,
compreendendo plantas lenhosas, arbustivas ou arbóreas, quer fossem adultos ou indivíduos
jovens, não considerando as plantas daninhas presentes na área do experimento.
As plantas foram enumeradas com plaquinhas de metal o qual foram amarradas com um
arame. As espécies foram plaqueadas sempre de frente para a parcela, através de caminhadas da
direita para a esquerda. Dentro de cada parcela foram contados o número de plantas presentes,
sendo também mensuradas suas alturas e diâmetros a 10 cm acima do nível do solo. Essa medida
foi adotada, pois a maioria dos indivíduos presentes nas parcelas possuíam altura inferior a 1
metro.
A identificação das espécies presentes na área foi realizada primeiramente no campo,
com base nos aspectos dendrológicos das espécies, sendo posteriormente, coletado material
botânico para identificação em laboratório com base em Lorenzi (1998; 2002). As plantas foram
classificadas com o seu nome comum, nome científico e família as quais pertencem.
Os parâmetros fitossociológicos (densidade, dominância, frequência, índices de valor de
importância – IVI, e de cobertura – IVC) foram obtidos de acordo com as fórmulas usuais
(Mueller-Dombois e Ellenberg, 1974; Martins, 1991).
A densidade relativa (DR) indica em % a proporção entre o número de indivíduos de uma
determinada espécie (ni) e o número de indivíduos amostrados (N) de todas as espécies
representadas na amostragem. Este parâmetro é calculado pela fórmula (1):
(1)
DR = ni x 100
N
265
A frequência relativa (FR) indica em % a proporção entre a frequência absoluta de
determinada espécie (FAi) e a frequência absoluta total (FAt), que é o somatório das frequências
absolutas de todas as espécies amostradas, sendo calculada pela fórmula (2):
(2)
FR = FAi x 100
FAt
A dominância relativa (DoR) é dada em %, e é a proporção entre a área basal de uma
espécie considerada (ABi) e a área basal total (ABt) de todas as espécies amostradas, sendo
calculada pela fórmula (3):
(3)
DoR = ABi x 100
ABt
O índice de valor de importância (IVI) é representado pela soma dos valores relativos de
densidade, frequência e dominância de cada espécie, o qual é calculado pela fórmula (4):
(4)
IVI =DR +FR + DoR
O índice de valor de cobertura (IVC) é representado pela soma dos valores relativos de
densidade e dominância de cada espécie, conforme a fórmula (5):
(5)
IVC =DR + DoR
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Verificou-se, dentre as plantas espontâneas na área de estudo, o aparecimento de 3
espécies. Foram identificadas no total, 88 plantas, sendo: 85 pertencentes à espécie Machaerium
acutifolium Vogel, 2 à Solanum lycocarpum St. Hil., e 1 à Mimosa lacticifera Rizzini e Mattos
Filho (Tabela 2).
Tabela 2 - Espécies identificadas na área em estudo.
Espécie
No Pl.
Machaerium acutifolium Vogel
Solanum lycocarpum St. Hil.
Mimosa lacticifera Rizzini e
M.Filho
Diâm.
(cm)
3,35
1,15
Nome Popular
Família
85
2
Alt.
(m)
2,30
0,43
Jacarandá do Campo
Fruta do lobo
1
1,85
3,9
Vinhático de Espinho
Fabaceae
Solanacea
e
Fabaceae
266
A espécie Machaerium acutifolium Vogel apresentou a maior altura média em relação as
outras espécies encontradas. Quanto ao diâmetro, o maior valor foi observado para a espécie
Mimosa lacticifera Rizzini e Mattos Filho.
Sena e Pinto (2008) avaliando a regeneração natural de espécies com alturas inferiores a
1,0 m, em uma área de empréstimo, encontraram 90 plantas distribuídas em 8 espécies. Os
mesmos, também encontraram na área estudada as espécies Machaerium acutifolium Vogel e
Solanum lycocarpum St. Hil., evidenciando a importância de tais espécies para recuperação de
áreas perturbadas.
No levantamento quantitativo, realizado na área experimental, foram amostradas 88
plantas, sendo encontradas 3 espécies distribuídas em 2 famílias (Fabaceae e Solanaceae). A
espécie que apresentou maior número de indivíduos foi Machaerium acutifolium Vogel
(Tabela 3).
Tabela 3 - Parâmetros fitossociológicos das espécies em regeneração.
Espécie
Machaerium acutifolium Vogel
Solanum lycocarpum St. Hil
Mimosa lacticifera Rizzini & Mattos
Filho
N
85
2
1
DR
96,6
2,3
1,1
FR
91,7
4,2
4,2
DoR
98,5
6,3
1,3
IVI
286,7
6,7
6,6
IVC
195,1
2,5
2,4
N = Número de Indivíduos encontrados da Espécie; DR = Densidade relativa (plantas/ha); FR = Freqüência relativa;
DoR = Dominância relativa; IVI = Valor de Importância (DR + DoR + FR); IVC = Valor de Cobertura (DR + DoR).
Como observado, duas das espécies encontradas na área, pertenciam à Família Fabaceae.
As Fabáceas são consideradas essenciais para o sucesso de recuperação de uma área degradada,
pela sua rusticidade e alta capacidade de adicionar matéria orgânica ao solo. Reis et al. (2003), ao
estudar a revegetação de uma área degradada pela extração de areia encontraram resultados
semelhantes, pois dentre as espécies espontâneas na área em estudo verificou-se o crescimento de
Fabáceas. Pimentel et al. (2008) estudando a regeneração natural de espécies concluíram que
dentre as famílias encontradas, a Fabaceae foi a de maior importância e riqueza florística. Além
disso, Kozera et al. (2006) ao realizarem um estudo fitossociológico de espécies arbóreas,
constataram que a Família Fabaceae estava entre as mais ricas em espécies encontradas na área
em estudo, incluindo seis espécies.
Rodrigues e Galvão (2006) analisando a fitossociologia de uma área de reserva legal
recuperada encontraram o maior número de representantes na Família Fabaceae, no qual foram
encontradas três espécies, confirmando assim, o fato de que, essa família é muito importante nos
processos de recuperação de áreas degradadas, e que as mesmas, possuem um alto grau de
regeneração natural, uma vez que, muitos autores citam o aparecimento de espécies dessa família
na maioria das áreas em processo de recuperação.
Essas plantas podem ter chegado à área experimental através da dispersão das sementes,
trazidas pelo vento, já que é uma espécie anemócora. Isso evidencia a importância da dispersão
nos processos de regeneração de uma área degradada. Nesta pesquisa ocorreram resultados que
confirmam a informação de Seitz (1994), no qual, o mesmo afirma que, as espécies anemócoras
tendem a ser as primeiras a se estabelecerem após a destruição total da vegetação.
Silveira e Durigan (2004) concluíram que, cerca de 62% das espécies em regeneração
natural dentro de um experimento no qual os mesmos realizaram, não correspondia às espécies
plantadas há 10 anos naquele local, e sim, espécies oriundas de fragmentos naturais
remanescentes nos arredores da área experimental. Silva (2003) afirma que, quanto mais próxima
uma área a ser recuperada estiver de uma área com vegetação nativa, mais rápida e intensa deve
ser a chegada das sementes trazidas pelos dispersores. E que a dinâmica da regeneração nessas
267
áreas vai depender da quantidade, da qualidade e da distância dos trechos de vegetação
circunvizinhos.
A espécie Machaerium acutifolium Vogel apresentou maiores densidade, frequência e
dominância relativa em relação às outras 2 espécies presentes na área, sendo esta, também, a
espécie com maior índice de importância sociológica e a que apresentou maior índice de
cobertura.
Observou-se uma baixa diversidade de espécies na área, uma vez que, das 88 plantas
identificadas, 85 delas pertencem a uma mesma espécie, Machaerium acutifolium Vogel, que
correspondeu a 97% das plantas em regeneração natural presente na área. Leite et al. (1992)
também encontraram baixa diversidade de espécies em seu trabalho com recuperação de uma área
degradada pela mineração. Resultados semelhantes foram encontrados por Silveira e Durigan
(2004), no qual 53% dos indivíduos em regeneração correspondiam a apenas 2 espécies,
evidenciando à baixa diversidade florística. Durigan et al. (2004) em seu estudo com regeneração
natural em uma área utilizada como pastagem por um longo período, concluíram que 74% das
plantas em regeneração correspondiam a apenas 2 espécies, determinando a baixa diversidade na
área experimental como um todo.
Considerando que a altura média das plantas encontradas na área em estudo é baixa e,
levando em consideração a predominância de diâmetros de caule pequenos, associados à baixa
diversidade arbórea, pode-se observar que a vegetação na área em estudo encontra-se em um
estágio sucessional inicial de recuperação. Em áreas que tenham sofrido alto grau de degradação,
como é o caso de área de empréstimo, este processo de regeneração natural requer um maior
período de tempo. Resultados semelhantes foram encontrados por Pereira (1990), em sua
pesquisa realizada no Distrito Federal, onde foram estudadas a regeneração natural de seis áreas
de empréstimo, sendo estas submetidas a desaterros e abandonadas por mais de 15 anos. O
mesmo constatou que a recuperação de áreas degradadas, medida pelo número de espécies,
volume cilíndrico, área basal, porcentagem de cobertura do solo, era muito lenta.
Moreira (2004), em uma pesquisa com recuperação de área degradada pela extração de
bauxita, afirma que solos degradados possuem limitações para o estabelecimento e regeneração
natural da cobertura vegetal por ter sido eliminada a camada superficial do solo e possível banco
de sementes, ficando o subsolo com baixos teores de nutrientes e matéria orgânica e,
consequentemente, baixa fertilidade.
Essas áreas, as quais sofreram grandes impactos possuem baixa resiliência, isto é, seu
retorno ao estado anterior pode não ocorrer ou ser extremamente lento, porém, a ação antrópica
pode auxiliar na recuperação das mesmas. Na área estudada, os manejos de solo adotados
favoreceu o aparecimento das espécies, uma vez que, as características físicas e químicas dos
mesmos foram melhoradas, criando-se assim, um ambiente favorável ao surgimento de tais
espécies.
No geral, as espécies encontradas na área, são espécies nativas do cerrado, e apresentam
características de estágios sucessionais iniciais. Elas podem ser consideradas como boas
colonizadoras de ambientes degradados e, portanto, devem ser selecionadas para plantio em áreas
degradadas em processo de recuperação.
CONCLUSÕES
No levantamento fitossociológico foram encontradas as seguintes espécies: Machaerium
acutifolium Vogel, Solanum lycocarpum St. Hil., e Mimosa lacticifera Rizzini e Mattos Filho;
sendo estas distribuídas em 2 famílias (Fabaceae e Solanaceae).
A espécie Machaerium acutifolium Vogel apresentou maior importância sociológica,
obtendo as maiores densidade, frequência, dominância relativa, e o maior índice de cobertura.
268
A área em estudo apresentou baixa diversidade, uma vez que, das 88 plantas amostradas,
85 pertenciam à espécie Machaerium acutifolium Vogel.
A recuperação de áreas degradadas é um processo extremamente lento, mas as medidas
tomadas para recuperação da área estudada favoreceu a regeneração natural de espécies, pois
beneficiou o aparecimento das mesmas na área.
Devido à baixa altura média das plantas encontradas e a predominância de diâmetros de
caule pequenos, e, além disso, a baixa diversidade arbórea, pode-se afirmar, que trata-se de uma
área em processo de recuperação em estágio inicial.
REFERÊNCIAS
ALVES, M.C., (2001), “Recuperação do subsolo de um Latossolo Vermelho usado para
terrapleno e fundação da usina hidrelétrica de Ilha Solteira, SP”, Tese de Livre Docência,
Universidade Estadual “Júlio de Mesquita Filho”, UNESP, Ilha Solteira, São Paulo, Brasil.
ALVES, M.C., (2006), “Recuperação dos solos degradados pela agricultura”, Anais do V
Encontro Nacional sobre Educação Ambiental na Agricultura, Instituto Agronômico de
Campinas, Campinas, São Paulo, Brasil, disponível em: http: www.iac.sp.gov.br.
DUDA, G.P.; CAMPELLO, E.F.C.; MENDONÇA, E.S.; LOURES, J.L.; DOMINGOS, M.,
(1999), “Avaliação de frações de matéria orgânica do solo para a caracterização de áreas
degradadas”, Revista Brasileira de Ciência do Solo, 23, 723-728.
DURIGAN, G.; MELO, A.C.G.; CONTIERI, W.A.; NAKATA, H., (2004), “Regeneração
Natural da Vegetação de Cerrado sob Florestas Plantadas com Espécies Nativas e Exóticas”. In:
Pesquisas em Conservação e Recuperação Ambiental no Oeste Paulista, Páginas & Letras Editora
e Gráfica, São Paulo, 349-362.
ENGEL, V.L.; PARROTA, J.A., (2003) “Definindo a Restauração Ecológica: tendências e
perspectivas mundiais”. In: Restauração Ecológica de Ecossistemas Naturais, FEPAF, Botucatu,
São Paulo, 3-26.
KOZERA, C.; DITTRICH, V.A.O.; SILVA, S.M., (2006), “Fitossociologia do componente
arbóreo de um fragmento de floresta ombrófila mista montana, Curitiba, Paraná, Brasil”, Revista
Floresta, 36, 225-237.
LEITE, L.L.; MARTIN, C.R.; HARIDASAN, M., (1992), “Propriedades Físico-hídricas de uma
cascalheira e de áreas adjacentes com vegetação nativa de campo sujo e cerrado no Parque
Nacional de Brasília”, Anais do Simpósio Nacional sobre Recuperação de Áreas Degradadas,
Curitiba, UFPR & Fundação de Pesquisas Florestais do Paraná, 392-399.
LORENZI, H., (2002), “Árvores Brasileiras: Manual de Identificação e Cultivo de Plantas
Arbóreas Nativas do Brasil”, 4 ed. v.1, Instituto Plantarum, Nova Odessa, São Paulo, 368p.
LORENZI, H., (1998), “Árvores Brasileiras: Manual de Identificação e Cultivo de Plantas
Arbóreas Nativas do Brasil”, 2 ed. v.2, Editora Plantarum, Nova Odessa, São Paulo, 368p.
MARTINS, F.R., (1991), “Estrutura de uma floresta mesófila”, UNICAMP, Campinas, São
Paulo, 246 p.
MOREIRA, P.R., (2004), “Manejo do Solo e Recomposição da Vegetação com vistas a
Recuperação de Áreas Degradadas pela extração de bauxita, Poços de Caldas, MG”, Tese de
Doutorado, Universidade Estadual “Júlio de Mesquita Filho”, UNESP, Rio Claro, São Paulo,
Brasil.
269
MUELLER-DOMBOIS, D.; ELLENBERG, H., (1974), “Aims and methods of vegetation
ecology” New York, John Willey & Sons, 547 p.
PEREIRA, R.A., (1990), “Influência de Fatores Edáficos sobre a Revegetação Natural de Áreas
de Empréstimo em Latossolos sob Cerrado”, Dissertação de Mestrado, Universidade de Brasília,
UNB, Brasília, Distrito Federal, Brasil.
PIMENTEL, A.; PUTTON, V.; WATZLAWICK, L.F.; VALÉRIO, A.F.; SAUERESSIG, D.,
(2008), “Fitossociologia do sub-bosque do parque ambiental Rubens Dallegrave, Irati, PR”,
Revista Floresta, 38, 479-486.
REIS, B.J.; BATISTA, G.B.; DIAS, A.J., (2003), “Recuperação de área degradada pela extração
de areia no vale do Paraíba Paulista”, CETESB, Taubaté, disponível em: http: www.ceivap.org.br.
RODRIGUES, E.R.; GALVÃO, F., (2006), “Florística e fitossociologia de uma área de reserva
legal recuperada por meio de sistema agroflorestal na região do Pontal do Paranapanema, São
Paulo”, Revista Floresta, 36, 295-303.
SEITZ, R.A.A., (1994), “A regeneração natural na recuperação de áreas degradadas”, Anais do I
Simpósio Sul Americano, II Simpósio Nacional, e I Simpósio de Recuperação de Áreas
Degradadas, Foz do Iguaçu, FUPEF, 103-110.
SENA, A.L.M.; PINTO, J.R.R., (2008), “Regeneração natural em áreas degradadas com enfoque
na capacidade de resiliência das espécies lenhosas do cerrado”, Anais do IX Simpósio Nacional
Cerrado, e II Simpósio Internacional Savanas Tropicais, Brasília, ParlaMundi,1-8.
SILVA, W.R., (2003), “A importância das interações planta-animal nos processos de
restauração”, In: Restauração Ecológica de Ecossistemas Naturais, FEPAF, Botucatu, São Paulo,
79-88.
SILVEIRA, E.R.; DURIGAN, G., (2004), “Recuperação de Matas Ciliares: Estrutura da Floresta
e Regeneração Natural aos dez anos”, In: Pesquisas em Conservação e Recuperação Ambiental
no Oeste Paulista, Páginas & Letras Editora e Gráfica, São Paulo, 325-347.
270
ILHAS DE CALOR EM CLIMAS QUENTES:
AMENIZANDO CONSEQUÊNCIAS DE GRANDES
ÁREAS
IMPERMEABILIZADAS
POR
ESTACIONAMENTOS NOS CENTROS URBANOS
URBAN HEAT ISLAND EFFECT IN HOT
CLIMATES: REDUCING THE CONSEQUENCIES OF WIDE
SEALED PARKING AREAS IN THE CITIES
POLBORN CEPPAS, K.
Architekturwerkstatt Vallentin ([email protected]); Munique, Alemanha
SCHMIDT, M.
Berlin Technical University ([email protected]); Berlin, Germany
ABSTRACT
With the intense urban growth, buildings and infrastructure spread out the Earth’s
surface, thus minimising the original green coverage and restraining the soil’s water absorbance.
Consequently, the probability of the rain reaching the subsoil or evaporating has reduced
drastically over the decades.
As part of the built environment – and beyond such highly dense urban conglomerates –
the ”favelas” the cemeteries, front and back gardens, paved streets and sidewalks, amongst others,
also form an impenetrable covering surface. Similar to these examples, large parking areas,
notably the ones belonging to shopping malls and supermarkets, also contribute to such
phenomenon – something, we believe, should be revaluated and optimised. Because of the usual
covering surface (concrete or tarmac), these parking areas accumulate a great quantity of solar
radiance, contributing to create the “urban heat island” we would like to address in this article.
Through photo analysis of an example in Rio de Janeiro, Brazil, we would like to drive
the attention of decision makers and planners to the fact that these vast areas that have been used
merely for parking could be potentially better developed considering their impact on the climate
and urban environment.
Keywords: soil permeability, evapotranspiration, solar radiation balance
RESUMO
Com o intenso crescimento dos centros urbanos, as edificações e a infra-estrutura
avançam sobre a superfície da terra, retirando-lhe a cobertura original de árvores e plantas e ainda
impermeabilizando o solo. Por consequência desse evento, a probabilidade da água da chuva
infiltrar-se no subsolo, ou que a mesma seja evaporada vem sendo drasticamente diminuída.
Entre as áreas construídas, além dos densos conglomerados urbanos com suas
edificações, podemos sobressaltar nesse grupo ainda: as favelas, muitos dos cemitérios existentes,
os pátios e quintais de casas, as ruas e calçadas que formam uma coberta de vedação. Pudemos
perceber ainda entre essas áreas mencionadas acima, uma enorme área que é mundialmente
271
utilizada e de forma parecida, que na opinião dos autores poderia ser re-pensada e optimizada: Os
grandes estacionamentos de shopping centers e hipermercados.
Devido a cobertura de concreto ou asfalto, nesses estacionamentos acontece o acúmulo de
grande quantidade de energia solar, atuando negativamente no micro-clima potencializando o
efeito “ilha de calor“.
Através do levantamento fotográfico de um empreendimento escolhido no Rio de Janeiro
- Brasil, os autores chamam a atenção de planejadores e tomadores de decisão para o montante
de metros quadrados então subjulgados, para que estas áreas sejam re-pensadas e melhor
solucionadas tendo em vista o comprometimento com o meio-ambiente e um melhor clima
urbano.
Palavras-chave: permeabilidade do solo, resfriamento evaporativo, balanço da radiação solar
INTRODUÇÃO
O fenômeno da urbanização vem crescendo mundialmente. Até o ano de 2020 mais de
60% da população global estará vivendo nas grandes cidades. Segundo SCHMIDT (2010) a cada
dia em nosso planeta 350km² de floresta são devastados, 300km² de superfície se tornam desertos
e 150km² estão sendo urbanizados. A consequência desse desenvolvimento é uma perceptível
deturpação no balanço da água e no parâmetro evaporação.
Devido a essa mencionada rápida urbanização, a vegetação se torna escassa em muitas
cidades. Nos centros urbanos a tendência da substituição da vergetação permeável por superfícies
impermeáveis como o asfalto e o concreto é incontestável (Figura 1). Esses materiais têm a
capacidade de armazenar calor e por isso afetam o balanço da radiação solar, influenciando o
micro-clima local, criando um balanço energético bem diferente daquele um dia encontrado nas
áreas de vegetação originais.
272
Figura 1 – Foto aérea do Rio de Janeiro (no sentido horário): Floresta da Tijuca, Cemitério São João
Batista, Favela Cidade de Deus e o centro da cidade
Fonte: Google Earth 07.08.2011
Conglomerados urbanos são conhecidos pela sua reduzida qualidade de vida. Segundo
BRUSE(2003) fenômeno comum aos diferentes sistemas climáticos nos centros urbanos são: uma
maior temperatura do ar e da superfície construída (principalente a noite), uma maior velocidade
de ventos em alguns eventos concentrados e a falta de ventilação suficiente em áreas muito
densas, perda de umidade do ar, alta concentração de gases poluentes na atmosfera, entre outros.
Ademais, o crescimento das taxas de refrigeração (uso de condicionadores de ar) resultante das
altas temperaturas nas cidades nos leva à um consumo elevado de energia elétrica gerando um
ciclo vicioso, uma vez que esses aparelhos liberam caloria significativa como consequência do
seu funcionamento.
Para exemplificar o fenômeno aqui descrito e facilitar uma visualização do problema,
selecionamos parte de um empreendimento, um complexo de lojas e escritórios administrados
pela empresa Multiplan (barrashopping.com.br) na Barra da Tijuca, zona oeste do Rio de Janeiro.
Este shopping foi inaugurado em 1981 e foi sendo expandido com o passar dos anos (Figura 2).
É possível perceber através de fotos que não há nenhum investimento com relação a
fachadas ou tetos com cobertura verde. As árvores que o shopping plantou fazem décadas não
tem a copa suficientemente grande à sombrear estas áreas aqui estudadas, nem tampouco
273
integralmente os carros dos visitantes e funcionários (usuários do empreendimento). Assim como
em muitas ruas e avenidas de nossas cidades, aqui as golas das jardineiras ou caixas de concreto
não permitem que as raízes se desenvolvam, portanto não desencadeiam o crescimento da copa.
Figura 2 – Barra Shopping. Foto aérea e a relação entre a área construída (cinza escuro) e seu
entorno de estacionamentos (cinza claro).
Fonte: Google Earth 09.09.2012, esquema dos autores. Sem escala
ESTUDO DE CASO
Supondo que o empreendimento se propusesse agir de forma amigável ao meio-ambiente,
mas que não houvesse motivação para suntuosas obras de reforma na edificação, por exemplo
para incorporar telhados e fachadas verdes, então poderíamos sugerir uma alteração em seu
entorno através da desobstrução de parte dos 114.500m² de asfalto, hoje dedicados somente às
vagas de estacionamento e ruas internas (estimado pelos autores por meio de fotos aéreas).
Se em cada vaga de estacionamento fosse substituída uma área de 3,50m x 1,50m por blocos de
cimento vazado(elementos também chamados de „concregrama“), teríamos então desempedido
uma área de aproximadamente 28.000m² (5,25m² x 5320vagas), ou quase 25% da área total
mencionada.
Geralmente existe uma relutância na aplicaçao destes tijolos vazados, pois caminhar
sobre esse tipo de pavimento pode ser desconfortável. Dessa maneira recomendamos a aplicaçao
destes tijolos somente sob os carros estacionados, poupando o embarque e desembarque de
passageiros e a carga e descarga na porta traseira do veículo. E ao invés de serem plantadas
mudas de relva nos orifícios, os tijolos seriam preenchidos com barro e cascalho. Dessa forma,
um percentual de água da chuva poderá infiltrar-se no solo e outra parte será retida entre os
elementos vazados (construídos sobrepostos em duas alturas), permitindo posteriormente uma
lenta evaporação da água acumulada. Somente quando houver um volume significativo de
precipitação é que o excedente de água (run-off) será direcionado ao sistema de drenagem
municipal.
Seguindo ainda a mesma linha de pensamento, complementaria a estratégia descrita se
houvesse sobre as vagas um suporte horizontal, tipo pérgula, para que plantas trepadeiras
274
pudessem gerar um sombreamento massivo no estacionamento, evitando o sobre-aquecimento do
piso e dos veículos temporariamente estacionados.
A forma exata da estrutura e do suporte não devem necessariamente seguir um padrão
rígido estipulado como de um produto pronto, mas sim oferecer o máximo de soluções,
garantindo flexibilidade ao conceito desejado. A Figura 3 ilustra esse elemento, que na visão dos
autores leva em conta aspectos estruturais, bem como também o caminho vertical para que as
plantas possam subir no suporte onde se espalharão gerando sombra. Pensando no feitio, bem
como também em função de aumentar a área verde, propusemos o suporte horizontal em forma
de “M“, respeitando a altura mínima de 2,30 m e contemplando por isso também os veículos de
maior dimensão. A diferença entre a área final da pérgula em projeção(planta) e sua medida real é
de aproximadamente 3%, ou 2000m² a mais de área verde caso todas as vagas do shopping
fossem sombreadas.
Figura 3 – Vista lateral e planta
Fonte: Desenho dos autores. Sem escala
Outro elemento que poderia ser adicionado a proposta seria o uso de placas solares
fotovoltáicas. Nesse exemplo exposto em que as vagas se encontram no sentido oeste-leste, os
275
painéis seriam posicionados com um ângulo apropriado para dispor do sol da tarde, isso é,
voltados para oeste. O uso de fotovoltáicos pode ser considerado como um incentivo a mais ao
empreendimento para a viabilização da proposta aqui sugerida: a recarga de carros elétricos e/ou
a venda de energia excedente à companhia de eletricidade também pode ser visto como grande
benefício. O shopping por sí só já poderia empregar imediatamente essa energia em seu sistema
elétrico, pois o volume de kilowatts gasto com as centrais de ar refrigerado ou com a iluminação
de lojas é desmensurado (também no período diurno).
Para verificarmos se as proporções do elemento mantém a eficácia de sombreamento
desejada, construímos no programa Ecotect(Autodesk) o modelo da pérgula, levando em
consideração a forma e a altura projetadas. É possível ler no gráfico (Figura 4) que as vagas
usufruem de suficiente proteção do sol. A disposição oeste-leste garante que os dois lados do
estacionamento sejam quase igualmente beneficiados, assim aproximadamente 45% da radição
solar poderia ser evitada.
Figura 4 – Simulação da radiação solar acumulada no piso (um módulo somente)
Fonte: Simulação dos autores, Programa Ecotect
A intensidade do sombreamento irá depender fundamentalmente da espécie de planta
aplicada e a densidade de suas folhas. Existem diversas espécies possíveis de serem utilizadas. As
vantagens do sombreamento com plantas podem ser descritas como:
- Trepadeiras são plantas de caule estreito, flexível e capaz de grandes taxas de crescimento
- Maior área sombreada (guiada) através da pérgola se comparada as copas de árvores
- Baixo peso à ser sustentado pela estrutura, pois as raízes estariam localizadas no chão (e não em
substrato suspenso como no caso dos telhados verdes)
- Aumento da reflexão de raios solares em relação a uma superfície asfaltada (Coeficiente de
Albedo)
- Fotosíntese
- Evaporação de água pelas folhas
- Retenção de poeira e partículas suspensas do ar
276
- Aumento da biodiversidade em áreas urbanas
Através da Figura 5 podemos ilustrar algumas espécies de crescimento rápido e baixa
manutenção:
Figura 5 – Exemplos de plantas trepadeiras (no sentido horário): Antigonon leptopus, Thumbergia
grandiflora, Clerodendrum thomsoniae e Congea tomentosa
Uma vez apresentado nosso conceito, gostaríamos ainda de poder demonstrar através de
medições feitas pelos autores no alto verão em Berlim, o balanço da radiação solar observando os
diferentes materiais expostos ao sol. Assim hoje é possível afirmar e justificar de forma adequada
nossa intenção, tendo em vista as consequências energéticas das escolhas feitas. Não se trata
apenas das temperaturas das superfícies estudadas, muito mais das temperaturas e da radiação de
ondas curtas e longas, da reflexão e benefício que a evaporação de água pode trazer ao microclima.
É bem sabido porém que as melhorias subentendidas nos gráficos a seguir (Figura 6) não
podem ser transcritas diretamente nessa solução de pergolados por nós adotada, mas semelhante
deverá ser o resultado uma vez que uma extensa área asfaltada deixa de receber insolação direta
durante o dia. E porquanto houver umidade à ser evaporada nos elementos vazados, ocorrerá a
diminuição do, calor percebido“.
Podemos ver no gráfico exposto o que acontece na prática em um telhado com
impermeabilização de cor preta (manta asfáltica) e outro idêntico com vegetação extensiva. A
277
reflexão dos raios solares é quase duas vezes maior no caso do telhado verde devido ao
Coeficiente de Albedo, contribuíndo para que a energia vinda do sol não seja absorvida pelos
materias de construção. Através da evaporação de água acumulada no substrato, existe o consumo
de energia que ocorre através do processo termodinâmico da água mudando do estado liquido
para gasoso. Notar que o índice „calor percebido“ é reduzido em 52% assim que a „termoregulação“ entra em funcionamento.
Figura 6 – Balanço de energia - médias diárias
Fonte: Medição feita pelos autores no ano de 2000 na UFA-Fabrik, Berlim
278
CONCLUSÕES
É através da soma das estratégias aqui sugeridas que torna possível a obtenção de
resultados significativos para as áreas demasiadamente construídas e impermeabilizadas. Em
cidades como o Rio de Janeiro em que a insolação anual chega a ser quase 70% maior do que em
muitas cidades na Europa, artifícios como estes são de enorme utilidade. Segundo HOBERT
(2000), a inclusão de telhados, paredes e pátios ajardinados são contribuição fundamental e
necessária para situações climáticas urbanas desfavoráveis. Foi em REICHMANN et al. (2010)
que encontramos oito medidas recomendadas pelo governo de Berlim como prioridade ao
combate as mudanças climáticas. As duas mais importantes são: desimpermeabilização do solo,
seguida pelos telhados e fachadas verdes. A evaporação da água da chuva é considerada de forma
global a componente de energia mais importante.
Resumindo, os benefícios deste estudo de caso podemos citar:
- Diminuição significativa do „calor sentido“ devido ao resfriamento evaporativo
- Fonte de umidade e formação de núvens que entregam calor em grandes alturas na atmosfera
- Infiltração de parte da água da chuva no subsolo
- Redução do volume de água nas tubulações públicas de águas pluviais
- Aumento da biodiversidade através de áreas verdes que são suporte e fonte de vida para animais
e insetos- Sombreamento dos veículos estacionados visando carros mais frescos e também
evitando o sobre-aquecimento das superficies construídas
- Pouca necessidade de manutenção pois os blocos de cimento não terão relva plantada nos
orifícios
- Geração de energia através dos módulos fotovoltáicos. Estes se beneficiam com a redução de
temperatura dos módulos, podendo assim produzir segundo KÖHLER et al. (2007) até 6% a mais
de energia elétrica.
- Geração de renda pela venda da energia, motivando a cidade a iniciar o uso de carros elétricos,
bem como a venda do excedente de energia à companhia fornecedora de eletricidade
- Motivação e justificativa à construção da estrutura de pergolados que tira proveito tanto para as
placas fotovoltaicas (produção de energia) como para o sombreamento e a biodiversidade
- Grandes possibilidades de ser pioneiro na implementação de estratégias ecológicas, podendo
assim explorar e se beneficiar do marketing positivo da ação, que em muitos casos pode ser mais
barato e também de maior repercussão em comparação ao investimento em propaganda veiculada
ou impressa.
– Flexibilidade no projeto podendo ser visto como um conceito à ser adaptado em outros climas
e/ou contextos, e não necessariamente como um produto pronto.
BIBLIOGRAFIA
BRUSE, M., (2003). STADTGRÜN UND STADTKLIMA. Landesanstalt für Ökologie
Bodenordnung und Forsten Nordrhein-Westfalen, LOBF-Mitteilung 1/03. Recklinghausen.
HORBERT, M.; (2000), KLIMATOLOGISCHE
LANDSCHAFTSPLANUNG. Berlin.
ASPEKTE
DER
STADT
UND
KÖHLER, M.; WIARTALLA, W.; FEIGE, R.,(2007), “Positive interactions between PVSystems and extensive green roofs “,The Green Roof Infrastructure Monitor Vol.08 N°.01.
KRAVČÍK, M.; POKORNÝ, J.; KOHUTIAR, J., KOVÁČ, M.; TÓTH, E., (2007), “Water for
the recovery of the climate - A New Water Paradigm”, Publisher Municipalia.
279
SEN. STADT, (2010), KONZEPTE DER REGENWASSERBEWIRTSCHAFTUNG
Gebäudebegrünung, Gebäudekühlung Leitfaden für Planung, Bau, Betrieb und Wartung.
Senatsverwaltung für Stadtentwicklung Kommunikation. Berlin.
SCHMIDT, M., (2010),. “A new paradigm in sustainable land use”. Topos 70. Callwey Verlag.
280
ECOLOGICAL RESTORATION OF GUINCHO–
CRISMINA COASTAL SAND DUNE
CORREIA, I., NETO, A., SILVA, V., SARAIVA, S. ROMANA, J., MELO, J.C.,
Cascais
Ambiente
–
Cascais
Municipal
Environment
Company,
[email protected]
LEY, C.
Coastal Ecology S.L., Madrid
CRUZ, C.S.
Department of Landscape, Environment and Planning, University of Évora.
E.M.,S.A.
ABSTRACT
The dunes of Guincho-Crismina are a small portion of the dune complex GuinchoOitavos located in the Natural Park of Sintra-Cascais (Portugal). It is a system subjected to strong
anthropogenic pressure that led to its degradation and that, by its natural values, requires
restoration and protection measures. The habitat management actions aimed essentially to restore
and manage the impacts on the dunes, through the installation of biophysical structures (which
reduce the wind speed and promote the sand deposition), planting of characteristic species
(Elytrigia juncea subsp. boreoatlantica on embryo dune and Ammophila arenaria subsp.
arundinacea on primary frontal dune) plus the removal of non-native species (Acacia sp. pl.,
Carpobrotus edulis and Cortaderia selloana).
The biophysical structures were built with dry wicker (willow) and installed on the
embryo dune and primary frontal dune in parallel tracks with a spacing of 9-12m between rows,
perpendicular to the prevailing wind direction. After the period of greatest sand accumulation
(summer) the plantation of dune species was performed.
The levels of sand accumulated by the biophysical structures were monitored through
rulers distributed uniformly over the area of intervention. In the first 12 months it was registered
about 1.7m high of sand deposition behind the first row.
The planted vegetation is well established, although it has been necessary to replace some
plants after this period of one year. The natural vegetation occurs spontaneously in the first three
rows, with the presence of E. juncea subsp. boreoatlantica and Cakile maritima.
Keywords: Dune restoration, sand deposition, biophysical structures, vegetation.
INTRODUCTION
The dunes of Guincho-Crismina are a small portion of the dune complex GuinchoOitavos located in the Natural Park of Sintra-Cascais (Portugal) (Figure 1). It is a system
subjected to strong an anthropogenic pressure that led to its degradation and that, by its natural
values, requires restoration and protection measures (ICN, 2003).
The habitat management actions aimed essentially to restore and manage the impacts on
the dunes, through the removal of non-native species plus the installation of biophysical
structures that occurred in two different interventions to reduce the wind velocity and promote the
sand deposition and the planting of characteristic dune species (SILVA et al., 2012;).
The sand capture system used in this study is unprecedented in Portugal, where
traditionally it has been implemented a technique called "ripado móvel" which uses wooden
281
stakes measuring 2-3 m height (MARTINS, 1989). The dry wicker biophysical structures used
have low cost, simple acquisition and simple assembly without damage to the environment. This
system counteracts
wind erosion and produces a more stretched and
homogeneous accumulation, achieving a much
more aerodynamic and stable topography. It
replaces the function that, naturally, the pioneer
vegetation plays in the dunes formation. Its
function is to reduce the wind speed and thus
reduce the sand transportation, allowing the sand
deposition, increasing its height and width. With
these flexible biophysical structures, sand
sedimentation is more regular and occurs on the
lee side of the rows with an expected width of
eight meters height (GÓMEZ-PINA et al., 2002;
LEY et al., 2007).
The main purpose of this study is to
analyze the response to the biophysical structures
placement in sand dunes (embryonic and
primary) in order to promote the sand deposition
Figure 1 – Location of the intervention area.
and the dune vegetation restoration. In this
analysis was only taken into account the
intervention in the Guincho beach dunes area
(Figure 1 – Area I).
DATA AND METHODS
STUDY AREA
The Guincho-Crismina coastal dune system is quite particular because the sand of these
beaches returns to the sea further south between Oitavos and Guia, after migrating through the
Cabo Raso flattened rocky platform. This system is called Crismina-Oitavos aeolian dune field. It
is an active, semi-open, extremely unstable system due to coastal morphology; orientation and
constant sand mobilization by the prevailing wind (NW-SE) (REBÊLO, 1992; REBÊLO et al.,
2002).
The existence of impermeable barriers (e.g., Guincho road, restaurant and support
structures) narrowed the sand transport corridor hastening its dynamic, thereafter the sediments
deposition occured in an area further from the coastline. These factors combined with the
excessive trampling and introduction of species without conservation interest led to the system
degradation and to fragmentation of the dune vegetation (ICN, 2003).
The potential natural vegetation was determined based on a simplified model of
correspondences between geology (sand dunes and beaches consolidated on Quaternary Period),
sandy soils, bioclimatology (Termomediterranean stage) and the series of vegetation
(COSTA et al., 1998; COSTA et al., 2012; CRUZ, s.d.) (Figure 2).
At the seashore exposed to wind and occasionally submerged occurs the halonitrophile
vegetation Salsolo kali-Cakiletum maritimae the first dune community but currently lacking due
to high anthropogenic pressure, punctually one can identify Cakile maritime. On the embryonic
dune one can find formations of E. juncea subsp. boreoatlantica (Elytrigietum junceoboreoatlantici) which are punctually at the base of what is left of the primary dunes
(COSTA et al., 2005).
282
On the primary dune there are communities of Ammophila arenaria subsp. arundinacea,
Lotus creticus, Otanthus maritimus, Eryngium maritimum and Pancratium maritimum (Lotocretici Ammophiletum australis) mainly in the dune ridges throughout the system (COSTA et al.,
2000).
The sands of fixed dunes of Guincho and Crismina beaches are occupied by a
psamophilous vegetation series where the mature stage consists in a thicket of Juniperus
turbinate (Osyrio quadripartitae-Juniperetum turbinatae) (RIVAS-MARTÍNEZ et al., 1990).
When the sands are less cohesive there emerges a community of Armeria welwitschii
with an annual primocolonizing meadow of Tuberarietea guttatae in the clearings. In water line
stretches, suffering long drought periods, appears Tamarix africana and/or T. gallica (Polygono
equisetiformis-Tamaricetum africanae) characteristic of sub-saline soils (ACN, 2011).
Figure 2 – Natural vegetation of Guincho-Crismina coastal sand dune.
The sea-inland vegetation gradient should reflect the coastal vegetation zonation from
annual beach communities to shrub-covered fixed dunes, however due to disturbance effects
(coastal erosion, agriculture, forestry, urban development and tourist pressure) some cases of
fragmentation and regression occur (ACOSTA et al., 2007). The community types have all
correspondent habitats of Community Interest Natura 2000 (ALFA, 2004). In terms of
conservation regarding the higher species richness (biodiversity) and lower resilience, it is the
community of Armeria welwitschii that presents the higher value (MARTINS et al., 2013).
MANAGEMENT ACTIONS
Regarding the ecological restoration of Guincho-Crismina coastal sand dune and the
vegetation establishment, three main habitat management actions were developed (Figure 3) by
the following order (ACN, 2011):
1. Eradication of invasive species such as Acacia spp., Cortaderia selloana and
Carpobrotus edulis plucked manually including the rooting;
2. Biophysical structures placement on the embryonic and primary dune, where
vegetation was absent, built with dry wicker (willow) with 1.80 m long (0.50 m buried), in
parallel tracks with a spacing of 9-12 m between rows, perpendicular to the prevailing wind
direction (NW-SW), placed vertically and distributed homogeneously at a rate of 3 kg per linear
meter. The first application occurred in late October 2010 (Figure 4) and after losing its function
due to being buried new structures were implemented in January 2012 using the same material
and technique on top of the sand deposition of the first three rows to proceed with the sand
deposition.
3. Plantation of perennial herbaceous dune species (5.8 ha) during the dormancy period
(January), with 1-2m between plants. The species planted on the embryonic dune and on the base
of the primary dune were E. juncea subsp. boreoatlantica (8640 plants). On the primary dune it
was planted Ammophila arenaria subsp. arundinacea (42000 plants), Lotus creticus (7182 plants)
and Eryngium maritimum (702 plants). This action aimed to assist the natural process of
establishment of other species such as Pancratium maritimum, Otanthus maritimus and Artemisia
crithmifolia.
283
In addition fences and gates were placed in the study area along with raised wood
walkways to avoid trampling and car access which cause profound changes in the system
dynamics, as well as the placement of wooden benches, litter bins and interpretive panels of the
Guincho-Crismina dune system in order to uphold the visitation.
Figure 3 – Habitat management actions.
Figure 4 – Biophysical structures first intervention.
DATA COLLECTION
In order to start monitoring the sand accumulation levels 52 nozzled wooden sticks
(rulers) treated in autoclave with 140x20x10 cm (length, width and thickness) were previously
graduated and painted with wood oil protective to enhance their durability. Then they were placed
on the study area in rows parallel to the biophysical structures from the beach to the inland,
spaced about 12 meters each. The rulers were distributed uniformly in alternate rows to fully
cover the area but at the same time making the measurement process less time-consuming. All
rulers were spatially referenced using Global Positioning System (GPS) and later through a
topographic survey, in order to improve their planimetric and altimetric coordinates accuracy
(GALLEGO-FERNÁNDEZ et al., 2011; LEY, pers. comm.).
The measurement process started in November 2010 until December 2012 and during this
period the rulers were monthly monitored on site and the sand accumulation levels registered. All
the stolen, broken or vandalized rulers were replaced in the shortest time possible.
Summary data of the development and establishment of spontaneous vegetation and the
planted species was also registered.
DATA ANALYSES
All ruler measurements were kept in a spreadsheet, separated by date and containing their
planimetric coordinates. Due to the constant disappearance and vandalism of the rulers during the
monitoring periods, it was not possible to keep a continuous register of the total sand
accumulation on each ruler. To overcome this difficulty it was accepted that the sand deposition
height (m) was monthly calculated for each ruler relatively to the previous measurement, without
considering situations with no data owing to ruler absence. Using a script in a Geography
Information System (GIS), a spatial analysis model (Figure 5) was done to create expected
284
deposition surfaces of the total study area for each of the measurement dates and sum them by
longer periods for comparing. In order to create smooth surfaces that are fitted to the
measurement points, spline interpolation method was chosen.
Figure 5 – Data analysis procedure
RESULTS
After the first application of the biophysical structures it followed a one year
measurement period (Nov 2010 till Dec 2011) (Figure 6). During this period the maximum
incidence of sand deposition was observed in the dune ridge front reaching 197 cm high, the
minimum reached -25 cm, which on average represents 16 cm of sand deposition (Figure 7).
After the second intervention in January 2012 followed a second measurement period
(Jan 2012 till Dec 2012) (Figure 6) where the maximum incidence of sand deposition reached 82
cm high in the dune ridge front, the minimum reached about -27 cm, which on average represents
3 cm of sand deposition (Figure 8).
In the highly mobile frontal dune, the planted vegetation was partly lost due to their lower
development in comparison to the dune movement which buried the plants. The plants were not
able to adapt to the sudden sand deposition. The loss of sand from the root area was also observed
on the intradune depression plantation.
285
Figure 6 – Expected deposition surfaces.
Dec 2011
Figure 7 – Sand deposition on biophysical structures in Dec 2011.
Dec 2012
Figure 8 – Sand deposition on biophysical structures in Dec 2012.
CONCLUSIONS
This type of biophysical structures built with dry wicker (willow) were chosen based on
bibliography research and because this flexible structure originates a more efficient and
homogeneous sand deposition on the lee side of the rows, similar to what naturally occurs in the
dune system Guincho-Crismina. It proved to be an effective and reliable method to promote the
recuperation of the dune ridge, environmentally sustainable for it is not necessary to use nails or
wire and with low maintenance cost.
The plantation area was excessive. It should have been gradually implemented in the first
25 m of the dune ridge front, where a greater sand accumulation occurred.
The high susceptibility of the nozzled wooden sticks (rulers) to vandalism despite the
placement of fences and gates, questioned the sand measurement method due to its influence in
the monitoring results, however it proved to be a prompt method to obtain sand accumulation
286
levels in a short-term period of time to support subsequent management actions. Nevertheless it is
necessary to seek for a more accurate and efficient measurement method.
ACKNOWLEDGMENTS
Promoted by the Municipality of Cascais in partnership with the Institute for Nature and
Forest Conservation (ICNF), it was 50% co-financed by the FEDER under the POR Lisboa, in
connection with the Tourist Intervention Program (PIT). Operation code: LISBOA-02-2507FEDER-000209.
REFERENCES
ACN, (2011),“Projeto de Recuperação da Duna da Cresmina”, Guia da visita de estudo do 2º
Curso de Restauração Ecológica de Sistemas Dunares organizado pela SPECO, Agência Cascais
Natura, Cascais, 10 pp.
ALFA, (2004), “Tipos de Habitat Naturais e Semi-Naturais do Anexo I da Directiva 92/43/CEE
(Portugal continental): Fichas de Caracterização Ecológica e de Gestão para o Plano Sectorial da
Rede Natura 2000”, Relatório, Lisboa.
ACOSTA, A.; ERCOLE, S.; STANISCI, A.; PILLAR, V.D.P.; BLASI, C., (2007), “Coastal
vegetation zonation and dune morphology in some Mediterranean Ecosystems”, Journal of
Coastal Research, 23(6), 1518–1524.
COSTA, J.C.; AGUIAR, C.; CAPELO, J.; LOUSÃ, M.; NETO, C., (1999), “Biogeografia de
Portugal continental”. Quercetea, 0, 5-56.
COSTA, J. C.; NETO, C.; LOUSÃ, M.; CAPELO, J.; RIVAS-MARTÍNEZ, S., (2005),
“Elytrigietum junceo-boreoatlantici: nova associação das dunas embrionárias da Província
Lusitano-Andaluza Litoral”, Silva Lusitana, 13(1), 125-138.
COSTA, J.C.; LOUSÃ, M.; CAPELO, J.; ESPÍRITO-SANTO, M.D.; IZCO, J.; ARSÉNIO, P.,
(2000), “The coastal vegetation of the Portuguese Divisory Sector: dunes, cliffs and low-scrub
communities”, Finisterra XXXV, 69, 69-93.
COSTA, J.C.; NETO, C.; AGUIAR, C.; CAPELO, J.; ESPÍRITO SANTO, M.D.; HONRADO,
J.; PINTO-GOMES, C.; MONTEIRO-HENRIQUES, T.; MENESES DE SEQUEIRA, M.;
LOUSÃ, M., (2012), “Vascular Plant Communities in Portugal (Continental, the Azores and
Madeira)”, Global Geobotany, 2, 1-180.
CRUZ, C. S., (s.d.), “Algumas notas sobre a vegetação das dunas litorais”, Universidade de
Évora.
GÓMEZ-PINA, G.; MUÑOZ-PÉREZ, J.J.; RAMÍREZ, J.L.; LEY, C., (2002), “Sand dune
management problems and techniques, Spain”, Journal of Coastal Research, Special Issue, 36,
325-332.
GALLEGO-FERNÁNDEZ, J.B.; SÁNCHEZ, I.A; LEY, C., (2011), “Restoration of isolated and
small coastal sand dunes on the rocky coast of northern Spain”, Ecological Engineering, 37,
1822– 1832.
287
ICN, (2003), “Plano de Ordenamento do Parque Natural Sintra-Cascais – Relatório”, Instituto da
Conservação da Natureza, Ministério das Cidades, Ordenamento do Território e Ambiente,
Lisboa.
LEY, C.; GALLEGO-FERNÁNDEZ, J.B.;VIDAL, C., (2007), “Manual de Restauración de
Dunas Costeras”, Ministerio de Medio Ambiente. Santander, 251 pp.
MARTINS, F., (1989), “Morphology and management of dunes at Leiria district, Portugal. In: F.
van der Meulen, P.D. Jungerius & J. Visser, eds., Perspectives in coastal dune management (pp.
1-9), SPB Academic Publishing, The Hague.
MARTINS, M.C.; NETO, C.S.; COSTA, J.C., (2013), “The meaning of mainland Portugal
beaches and dunes psammophilic plant communities: a contribution to tourism management and
nature conservation”, Journal of Coastal Conservation (in press).
REBÊLO, L.P., (1992), “Estudo do Sistema Dunar do Guincho-Cresmina”, Relatório de
Progresso, Serviços Geológicos de Portugal, Lisboa, 72 pp.
REBÊLO, L.P.; BRITO, P.O.; MONTEIRO, J.H., (2002), “Monitoring the Cresmina dune
evolution (Portugal) using differential GPS”, Journal of Coastal Research, 36, 591-604.
RIVAS-MARTINEZ, S.; LOUSÃ., M.; DIAZ, T.E.; FERNANDEZ-GONZÁLEZ, F.; COSTA,
J.C., (1990), “La Vegetación del Sur de Portugal (Sado, Alentejo y Algarve)”, Itinera
Geobotanica, 3, 5-126.
SILVA, V.; SARAIVA, S.; ROMANA, J.; NETO, A.; CORREIA, I.;CARDOSO MELO, J,
(2012), “Projeto: Recuperação do sistema dunar Guincho-Cresmina”, Ecologia, 5, 88.
288
Índice de Autores
AGIRRE, K.
53
ALLISON, M.A.
19
ALVES, M.C.
264
ANTUNES, C.R.
239
AZAMBUJA, S.T.
183
BAÑARES, I.
53
BARBOSA, B.
231
BARRAQUETA, P.
219
BELARMINO, A.H.
116
BIFULCO, C.
142, 248
CAMPO, S.
200
CORNELINI, P.
127
CORREIA, F.C.
248
CORREIA, I.
281
COSTA, C.D.O.
264
COSTAGLIOLA, C.
76
COUTINHO, M.J.A.
239
COUTINHO, M.A.
239
CRUZ, C.S.
281
CRUZ, J.F.
116
DÍEZ, J.
53
DOMINGOS, T.
195
DORONZO, G.
76, 173
DORREN, L.
105
ELOSEGI, A.
53
FERNANDO, A.
231
FILHO, R.N.
116
FONSECA, G.
153
GAVASSONI, E.
48
GEORGIOU, I.Y.
19
GURUNG, T.T.
39
289
HERAS, P.
219
HOLANDA, F.
116
HOLLY, F.M.
19
IBARBIA, I.
166
INFANTE, M.
219
KAIL, J.
53
KONDOLF, G.M.
208, 214
LEITE A.F.
183
LEY, C.
281
MARTINS, H.
195
MATOS SILVA, J.
200
MATOS SILVA, M.
88
MCCORQUODALE, J.A.
1, 19, 39
MELO, J.C.
281
MENDES, B.
231
MESELHE, E.A.
1, 19, 39
MIEMBROS DE SALDROPO
219
NAVARRO, J.A.
166
NAVARRO TENA, P.
153
NETO, A.
282
PEREIRA, J.F.
1, 19, 39
POLBORN CEPPAS, K.
271
PORTELA, J.C.
66
REGO, F.
142
REY, F.
105
RIBEIRO, M.
195
ROCHA, I.P
116
ROMANA, J.
281
SANGALLI, P.
166
SARAIVA, S.
282
SARRIEGI, M.
53
SAULI, G.
98
SCHMIDT, M.
271
290
SERRA-LLOBET, S.
214
SILVA, V.
281
SOUSA, G.
239
SUTILI, F.J
48, 116
TEIXEIRA, R.
195
TERAN, G.A.
39
VALADA, T.
195
VALENZUELA, M.
166
VICARI, M.
66
291

cascais world forum 2012

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