CASCAIS WORLD FORUM 2012

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1 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, Setembro 2012 PROCEEDINGS E-BOOK / ISBN: Lisboa, Maio de 2014

2 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

3 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 1. Câmara Municipal de Cascais, Portugal ( 2. Associação Portuguesa de Corredores Verdes (APCV), Portugal ( 3. Associação Portuguesa de Ecologia da Paisagem (APEP), Portugal ( 4. Centro Ibérico de Restauração Fluvial (CIREF), Portugal and Spain ( 5. Associação Ibérica de Limnologia (AIL), Portugal and Spain ( 6. Associazione Italiana per la Ingegneria Naturalistica (AIPIN), Italy ( 7. Verein für Ingenieurbiolgie, Switzerland ( 8. Gesellschaft für Ingenieurbiologie e.v., Germany ( 9. Association Française de Génie Biologique pour le Contrôle de l Érosion des Sols (AGEBIO), France ( 10. Fachvereinigung Betriebs- und Regenwassernutzung (FBR), Germany ( 11. Universidade Católica Portuguesa Faculdade de Engenharia, Lisbon, Portugal ( 12. Universidade Técnica de Lisboa Instituto Superior de Agronomia, Lisbon, Portugal ( 13. Universidade de Trás-os-Montes e Alto Douro (UTAD) ( 14. Universidade de Lisboa Centro de Estudos Geográficos (UL-CEG), Portugal ( 15. Universität für Bodenkultur Wien (BOKU), Austria ( 16. Technische Universität Berlin, Berlin, Germany ( 17. University of California Berkeley, USA ( 18. Universidade Federal do Paraná, Curitiba, Brasil ( 19. University of Florida, USA ( 20. Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, Brasil ( 21. University of New Orleans - Pontchartrain Institute for Environmental Sciences (UNO-PIES), USA ( E-BOOK / ISBN:

4 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 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

5 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 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

6 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 ( 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

7 CONTENTS/ÍNDICE WATER RESOURCES PLANNING WITH THE AID OF NUMERICAL MODELS MCCORQUODALE, J.A.; PEREIRA, J.F.; MESELHE, E.A. ONE-DIMENSIONAL HYDRODYNAMIC AND SEDIMENT TRANSPORT MODELING OF THE LOWER MISSISSIPPI RIVER BELOW BELLE CHASSE 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. PESQUISA E APLICAÇÃO DA ENGENHARIA NATURAL NO BRASIL RESEARCH AND APPLICATION OF SOIL BIOENGINEERING IN BRAZIL 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 SARRIEGI, M.; AGIRRE, K.; BAÑARES I.; DÍEZ J.; ELOSEGI, A.; KAIL J. TECHNIQUES AND EXPERIENCES OF SOIL BIO-ENGINEERING USING STEEL WIRE PRODUCTS VICARI, M.; PORTELA, J.C. HYDRAULIC AND FOREST WORKS WITH SOIL BIOENGINEERING TECHNIQUES FOR HYDROGEOLOGICAL RISK MITIGATION AND ENVIRONMENTAL RESTORATION IN CAMPANIA (ITALY) COSTAGLIOLA, C.; DORONZO, G. NEW APPROACHES ON WATER MANAGEMENT INFRASTRUCTURE. MATOS SILVA, M. 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 SAULI, G. A REVIEW OF THE EFFECT OF TERRACING ON EROSION DORREN, L.; REY, F. AN OVERVIEW OF THE USE OF SOIL BIOENGINEERING IN NORTHEASTERN BRAZIL HOLANDA, F.; SUTILI, F.J.; ROCHA, I.P.; FILHO, R.N.; BELARMINO, A.H.; CRUZ, J.F. INVESTIGACIONES EN LA PARTE VIVA Y ESTRUCTURAL DE LAS INTERVENCIONES DE BIOINGENIERÍA CORNELINI, P. RAÍZES ADVENTÍCIAS AO LONGO DO CAULE DAS PLANTAS PARA A CONSOLIDAÇÃO DOS TALUDES CONSOLIDATING SLOPES WITH PLANT S STEM ADVENTITIOUS ROOTS

8 BIFULCO, C.; REGO, F. CONTROLO DE EROSÃO E INTEGRAÇÃO AMBIENTAL DA SCUT AÇORES FONSECA, G.; NAVARRO TENA, P. ESTABILIZACIÓN DE LADERAS MEDIANTE LAS TÉCNICAS DE BIOINGENIERÍA SANGALLI, P.; CORNELINI, P.; VALENZUELA, M.; IBARBIA, I.; NAVARRO, J.A. BIOTECHNICAL SLOPE STABILIZATION MEASURES IN THE PHLEGRAEAN DISTRICT (ITALY) DORONZO, G. 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.; AZAMBUJA, S.T. GRAZED LANDSCAPES: THE IMPORTANCE OF LAND MANAGEMENT VALADA, T.; TEIXEIRA, R.; MARTINS, H.; RIBEIRO, M.; DOMINGOS, T. SUSTAINABILITY AND RESILIENCE IN WATERSHED MANAGEMENT. THE CASE STUDY OF ALENQUER REGION, PORTUGAL CAMPO, S.; MATOS SILVA, J. RESURRECTING RIVERS IN CITIES 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 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 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 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 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

9 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.; 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 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

10 WATER RESOURCES PLANNING WITH THE AID OF NUMERICAL MODELS MCCORQUODALE, J.A. University of New Orleans, Department of Civil and Environmental Engineering 2000 Lakeshore Drive, New Orleans, LA 70148, U.S.A. PEREIRA, J.F. The Water Institute of the Gulf One American Place 301 N. Main St., Suite 2000, Baton Rouge, LA 70825, U.S.A. MESELHE, E.A. The Water Institute of the Gulf One American Place 301 N. Main St., Suite 2000, Baton Rouge, LA 70825, U.S.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 km 2 /y) in the Mississippi River Delta. The scheme involves a holistic approach that uses multiple submodels to 1

11 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 years Switching & Abandonment Period years Regression and formation of barrier islands with progressive land loss Re-occupation 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

12 Figure 1 - Delta Lobe Switching in the Mississippi River Delta. Legend: 1) 4600 years BP, 2) BP, 3) BP, 4) BP, 5) BP, 6) BP, 7) 550-BP. Reference: Dr. Robert Twilley, 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] Q s D 50 S Q in which Q s = sediment load; D 50 = 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 R K S K f s K K Q f fs Q s 1/2 1/3 5/3 D / f 50 /Q s 1/6 3 1/3

13 where P = wetted perimeter; Q = dominant discharge; R=hydraulic Radius; S= channel slope; D 50 = median grain size in the bed; f s =silt factor and K values are define in Table 1. Table 1 - Coefficients in Lacey Equations US (cfs) SI (m3/s) K K K K fs 8 for D50 inches 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 Percent Silt-Clay in Channel Percent Bed Material Load to Total Load Load Type Braided <5 >11 Bed Load Straight Mixed Load Meandering >20 <3 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

14 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

15 Manning's n Flat Ripples Dunes Transitional Flat Antidunes 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

16 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 t ( 1 m) x bed elevation m porosity grain density q s BM s BM bed material transport rate per unit width [4] q BM = Q BM /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= Critical shear -1 c 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

17 [6] [7] and Bed Material Load Q FQC Near Bed Concentration C F = Vertical distribution function N 1.5 BM a T N 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. a 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-D MODELS --- Dynamic: Water and Sediment e.g. HECRAS, CHARIMA years Coast wide, Delta 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

18 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 km 2 /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

19 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). 10

20 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] Q i A R n S y 1 u 1 u x 2g x g t 2/ 3 2 i i o 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 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 km 2 over the next 50 years. 11

21 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

22 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

23 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 m 3 /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

24 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) 68 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

25 Figure 19 - Sample Sand Diversion Rating Curves from ECOMSED Model 3-D ECOMSED Modeling 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

26 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 , (pb: ). 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 , 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 , (pb: ). 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 LANE, E.W., (1955), Design of Stable Channels, Transactions of the American Society of Civil Engineers, Vol. 120, No. 1, January 1955, pp LACEY, G., (1946), "A general theory of flow in alluvium,j. Inst. Civ. Engrs., London, England, Nov. Louisiana State Coastal Master Plan master-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 Master Plan for a Sustainable Coast: 17

27 SCHUMM, S. A., (1967), Meander wavelengths of alluvial rivers. Science 157(3796): SHEN, H.W., (1971, River Mechanics, published by H.W.Shen, Fort Collins, CO, SIMONS, D. and SENTURK F., (1992), Sediment Transport Technology, Water ResourcePublications, U.S. Environmental Protection Agency, (2006) URL: U.S. Environmental Protection Agency, (2010). URL: VAN RIJN, L.C., (1984), Sediment Transport, Part II: Suspended Load Transport, J. of Hydraulic Engineering, 110(11),

28 ONE-DIMENSIONAL HYDRODYNAMIC AND SEDIMENT TRANSPORT MODELING OF THE LOWER MISSISSIPPI RIVER BELOW BELLE CHASSE PEREIRA, J.F. The Water Institute of the Gulf One American Place 301 N. Main St., Suite 2000, Baton Rouge, LA 70825, U.S.A. MCCORQUODALE, J.A. University of New Orleans, Department of Civil and Environmental Engineering 2000 Lakeshore Drive, New Orleans, LA 70148, U.S.A. GEORGIOU, I.Y. University of New Orleans, Department of Earth and Environmental Sciences 2000 Lakeshore Drive, New Orleans, LA 70148, U.S.A. MESELHE, E.A. The Water Institute of the Gulf One American Place 301 N. Main St., Suite 2000, Baton Rouge, LA 70825, U.S.A. ALLISON, M.A. The Water Institute of the Gulf One American Place 301 N. Main St., Suite 2000, Baton Rouge, LA 70825, U.S.A. HOLLY, F.M. Forrest Holly & Associates 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

29 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 Estimated Peak Flow Source cfs Bohemia Spillway 10,000 to 40,000 Lopez et al. (2012) Bohemia Spillway <20,000 Georgiou and Trosclair (2011) Bayou Lamoque to Fort St Philip ~70,000 Georgiou and Trosclair (2011)/ Nittrouer et al. (2011) Fort St Philip 70,000 to 90,000 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

30 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 m 3 /s (1.2x10 6 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 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) Engelund- Hansen 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 (K s ) 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

31 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

32 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 Site Q maximum Q minimum Q average (m 3 /s, cfs) (m 3 /s, cfs) (m 3 /s, cfs) Belle Chasse* (RM 76) 33, x , ,919 23, ,048 White Ditch and Naomi (RM 65) West-Pointe-A-La-Hache (RM 49) *Upstream Boundary Table 3 Stage Boundary Conditions - Existing Outflows Case 1-D Calibration Site Stage maximum (m, ft) Stage minimum (m, ft) Stage average (m, ft) 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) *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 Q Site s maximum Q s minimum (metric tons/day, cfs) (metric tons/day, cfs) Belle Chasse (RK 121, RM 76) Q s average (metric tons/day, cfs) 282, ,

33 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 (K s = 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 Average Weir Crest Width Site Weir Crest Elevation (m, ft) (m, ft) Discharge Coefficients (submerged, free-flow) Bohemia D/S (Link 14) 1,036 3, Bohemia Intermediate (Link 24) Bohemia U/S (Link 32) 396 1, Table 6 Gates Parameters - Existing Outflows Case 1-D Hydrodynamics Calibration Site Gate Sill Width Gate Sill Elevation Discharge Coefficients (m, ft) (m, ft) (submerged, free-flow) Bayou Lamoque South (Link 19) Bayou Lamoque North (Link 28) For all mobile-bed simulations, a sediment control volume depth of 30 m (maximum scour depth), and a uniform D m = mm for the suspended sand inflow were used. Initially, bed materials with a uniform D m = 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 D m = mm was used to account for the local unrealistically high shear stress which was originated from the low K s values. 24

34 Stage (m) Table 7 Bed load diameters used in the 1-D CHARIMA Model River Mile Channel D 50 (mm) Mississippi River* (RM 76 to 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) *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) /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

35 Scofield South (RM 16) Stage (m) /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 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: Root Mean Square Error (RMSE) = N i 1 ( O i N P ) i 2 (1) Coefficient of Efficiency = 1.0 N i 1 N i 1 ( O i ( O i P ) i O) 2 2 (2) Bias Error = N ( Oi Pi ) i N (3) where O i is the observed value, in this case taken as the result obtained with the HEC-RAS modeling by McCorquodale et al. (2011); P i 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

36 Q (m3/s) Q (m3/s) Table 8 RMSE and Coefficient of Efficiency for the Stage 2008 Calibration Mississippi River Location RMSE (m) RMSE (ft) Efficiency Bias Error (m) Bias Error (ft) Belle Chasse (RM 76) West Pointe-Á-La-Hache (RM 49) Scofield North (RM 24) Scofield South (RM 16) 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 /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 5 Outflow at Fort St. Philip for the 1-D Mobile-Bed Calibration 2008 Baptiste Collette /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 6 Outflow at Baptiste Collette for the 1-D Mobile-Bed Calibration

37 Table 9 RMSE and Coefficient of Efficiency for the Outflows 2008 Calibration Site RMSE RMSE Bias Bias Efficiency (m3/s) (cfs) (m 3 /s) (cfs) Bohemia U/S (RM 34) 151 5, ,775 Bayou Lamoque North (RM 33) Bohemia Spillway Intermediate (RM 32.5) Bayou Lamoque South (RM 32) Bohemia Spillway D/S (RM 31) Fort St. Philip (RM 20) 29 1, Baptiste Collette (RM 12) 118 4, ,521 Tiger Pass (RM 10) 76 2, Grand Pass (RM 10) 75 2, ,083 West Bay (RM 4) 93 3, ,662 Main Pass (RM 4) 75 2, ,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 Q minimum Q average (m 3 /s, cfs) (m 3 /s, cfs) (m 3 /s, cfs) Belle Chasse* (RM 76) 33, x , ,919 23, ,048 White Ditch & Naomi (RM 65) West-Pointe-Á-La-Hache (RM49) Bohemia U/S (RM 34) , ,047 Bohemia Int. (RM 32.5) , ,065 Bohemia D/S (RM 31) -1,426-50, ,144 Bayou Lamoque N (RM 33) -60-2, ,469 Bayou Lamoque S (RM 32) -39-1, Fort St. Philip** (RM 20) -2,551-90, ,113-1,598-56,420 Baptiste Collette** (RM 12) -4, ,127-1,441-50,889-3, ,960 Grand Pass** (RM 10) -1,701-60, ,561-1,207-42,638 Tiger Pass** (RM 10) -1,610-56, ,215-1,115-39,386 West Bay (RM 4) -1,324-46, , ,827 Main Pass** (RM 4) -3, ,974-1,075-37,957-2,383-84,151 D/S of Main Pass*** (RM 3) -15, ,754-5, ,629-11, ,957 *Upstream Boundary **Natural Outflows (Distributaries) ***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

38 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) Date/Station Myrtle Grove (RM 59) Scofield (RM 16-24) Observed + * Simulated Observed + Simulated 1/10/ ** 3/10/ * /15/ ** +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 Cs Sand (mg/l) River Mile Observed Simulated Figure 7 1-D Existing Outflows Suspended Sand Concentration at Low Flows Calibration 29

39 Intermediate Flows (Q ~ 750,000 cfs) - March Cs Sand (mg/l) River Mile Observed Simulated Figure 8 1-D Existing Outflows Suspended Sand Concentration at Intermediate Flows Calibration Peak Flows (Q ~1.2x10 6 cfs) - April Cs Sand (mg/l) 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

40 Qs (tons/day) Myrtle Grove (RM 59) Cs (mg/l) /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 Scofield South (RM 16) Cs (mg/l) /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. Myrtle Grove (RM 59) 400, , , , /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

41 400, ,000 Qs (tons/day) Cs Sand (mg/l) Scofield South (RM 16) 200, , /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. Existing Outflows Test Sand Concentration Peak Flows (Q ~1.2x10 6 cfs) - April Outflow (River Mile) Figure 14 1-D Simulations - Existing Outflows Outflows Suspended Sand Concentration at Peak Flows 32

42 Existing Outflows Test Sand Concentration Intermediate Flows (Q ~750,000 cfs) - March Cs Sand (mg/l) Outflow (River Mile) 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

43 Q s (tons/day) 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) 200, , /1/2008 1/26/2008 2/20/2008 3/16/2008 4/10/2008 5/5/2008 5/30/2008 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 Date 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 Peak Flows (Q ~1.2x10 6 cfs) - April Outflow (River Mile) Figure 18 1-D Simulations - Outflows Suspended Sand Load at Peak Flows (Brown = MLODS; Green = Existing) 34

44 Existing Outflows vs Proposed Diversions - Suspended Sand Load Intermediate Flows (Q ~750,000 cfs) - March Q s (tons/day) Outflow (River Mile) 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 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

45 80000 Qs Sand (tons/day) Qs Sand (tons/day) ECOMSED vs CHARIMA - Existing Conditions - Suspended Sand Load Peak Flows (Q ~ 1.2x10 6 cfs) Outflow (River Mile) 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 ~ 1.2x10 6 cfs) Outflow (River Mile) 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

46 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; 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, , 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

47 Mahwah, New Jersey, pp 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, 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 , 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 U.S. ARMY CORPS OF ENGINEERS, New Orleans District (USACE NOD), (2007). Mississippi River Hydrographic Survey: ; 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 38

48 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 New Orleans, LA 70148, USA PEREIRA, J.F. The Water Institute of the Gulf Baton Rouge, LA 70825, USA MCCORQUODALE, J.A. Department of Civil and Environmental Engineering, University of New Orleans New Orleans, LA 70148, USA GURUNG, T.T. Department of Civil and Environmental Engineering, University of New Orleans New Orleans, LA 70148, USA MESELHE, E.A. The Water Institute of the Gulf 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

49 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

50 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

51 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

52 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 to 0.026, and for the outlets varied from 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 ADCIRC Boundary Delft3D Boundary RMSE (m) Efficiency RMSE (m) Efficiency New Orleans (RK 165, RM 103) Bonnet Carré (RK 204, RK 127) Reserve (RK 223, RM 139) Baton Rouge (RK 367, RM 228)

53 Table 2 Statistical Analysis of the differences between Measured and Simulated Stage for Hurricane Gustav (2008) River Stations RMSE (m) Efficiency 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) 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

54 During both hurricanes there was reverse flow for the outlets. The outlet with highest reverse flow was the Bohemia Spillway with more than 30,000m 3 /s for Gustav (Figure 9), which is the value obtained for flooding periods, and more than 80,000m 3 /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

55 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 80,000m 3 /s for Katrina, and 30,000m 3 /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 HU, K.; CHEN, Q.; KIMBALL, K.S., (2012), "Consistency in hurricane surface wind forecasting: An improved parametric model", Natural Hazards, 61:

56 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 VISIBLE EARTH: Mississippi River Sediment Plume. (2010). Visible Earth: Home. Retrieved March 17, 2010, Available at 47

57 PESQUISA E APLICAÇÃO DA ENGENHARIA NATURAL NO BRASIL RESEARCH AND APPLICATION OF SOIL BIOENGINEERING IN BRAZIL SUTILI, F.J. UFSM Universidade Federal de Santa Maria (fjsutili@gmail.com); Av. Roraima, Bairro Camobi, CEP , Santa Maria, Rio Grande do Sul, Brasil. GAVASSONI, E. PETROBRAS Transporte (gavassoni@petrobras.com.br); Av. Nossa Senhora da Penha 688, , 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

58 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

59 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

60 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

61 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

62 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 (msarriegi@basoinsa.com); Dr. Luis Bilbao Líbano 11, Leioa, Spain; AEIP (Asociación Española de Ingeniería del Paisaje), Spain AGIRRE, K. Ekolur S.L.Guipúzcoa, Spain (kori@ekolur.com) BAÑARES, I. Servicio de Fauna y Flora Silvestre, Diputación Foral de Gipuzkoa (ibanares@gipuzkoa.net) DÍEZ, J. Departamento de Didáctica de las Matemáticas y de las Ciencias Experimentales, Universidad del País Vasco (joseramon.diez@ehu.es) ELOSEGI, A. Departamento de Biología Vegetal y Ecología, Universidad del País Vasco (arturo.elosegi@ehu.es) KAIL, J. Departamento de Zoología Aplicada e Hidrobiología de la Universidad de Duisburg-Essen, Alemania (jochem.kail@igb-berlin.de)amalia SOLOAGA 1 RESUMEN Los tramos guipuzcoanos de los ríos Añarbe y Araxes (País Vasco), forman parte de la red Natura 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 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 Palabras Clave: restauración, río, madera, ictiofauna. 53

63 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 ( ) 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

64 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

65 Figura 2 - Estructura de troncos para función de presa. Figura 3 - Presa de troncos en arroyo Seguimiento y control Durante los años 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

66 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 ( ) 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 km 2 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 mm/año de precipitación. Desde el punto de vista geológico, el tramo del río en estudio 57

67 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 m, con una pendiente media de 0,007 m/m y una superficie de cuenca asociada de 75,56 Km 2. Los caudales anuales son Qm= 2,62 m 3 /s y Qmax= 35,9 m 3 /s y la potencia hidráulica calculada para el tramo de estudio es de 251,3 W/m 2. 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 58

68 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. 59

69 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 cm de diámetro y de 6-14 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 cm de diámetro basal y 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

70 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. 61

71 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 ( ). 62

72 Figura 10 - Estructura E07 tras la avenida excepcional de noviembre ( ). Figura 11 - Estructura E07 tras un año de funcionamiento ( ). 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 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%. 63

73 % Composición granulométrica Araxes 25,0 20, ,0 10,0 5,0 0,0 Arena cm Grava Guijarro cm pequeño 2-10 cm Guijarro grande cm Bloque pequeño cm Bloque grande >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. 64

74 Figura 13 Estrutctura de las poblaciones de trucha en el rio Araxes: años 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

75 TECHNIQUES AND EXPERIENCES OF SOIL BIO- ENGINEERING USING STEEL WIRE PRODUCTS VICARI, M. OFFICINE MACCAFERRI Via Kennedy 10, Zola Predosa, Italy PORTELA, J. C. BIANCHINI INGENIERO Diputació 279, 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 CO 2 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 66

76 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= mm) and a rip-rap protection 1 m thick (d= 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 (R ck 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 67

77 Resulting emission factors are calculated in tons of CO 2 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 tco 2 /m 2, approximately half the quantity of the 29 tco 2 /m 2 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 /m 2 only. For walls, the gabion solution is characterized by an emission of 95 tco 2 /m 2 instead of the 665 tco 2 /m 2 released with the concrete wall solution. When using locally available stones the carbon footprint for gabion walls drops to 58 tco 2 /m 2 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 - CO 2 emissions for gabions vs. traditional solutions 68

78 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 69

79 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 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

80 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

81 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 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

82 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 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/m 2 ). 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

83 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

84 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 CO 2 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

85 HYDRAULIC AND FOREST WORKS WITH SOIL BIOENGINEERING TECHNIQUES FOR HYDROGEOLOGICAL RISK MITIGATION AND ENVIRONMENTAL RESTORATION IN CAMPANIA (ITALY). COSTAGLIOLA, C. Provincia di Caserta DORONZO, G. 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 4 th, 1906 that, as it will be explained later, were lessened through such techniques that, nowadays, can be defined as of soil bioengineering. 76

86 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 Excavation in the inhabitated protohistoric area of Poggiomarino (NA) (source 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

87 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 ) 78

88 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 ) 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

89 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. a b 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

90 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

91 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

92 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 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

93 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

94 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

95 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

96 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

97 NEW APPROACHES ON WATER MANAGEMENT INFRASTRUCTURE MATOS SILVA, M. PhD Student - Universitat de Barcelona (m.matosilva@fa.utl.pt); 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

98 Figure 1 Flood management infrastructure evolution. Source: author, 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 19 th 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

99 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

100 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; 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

101 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 Environmental Change United Kingdom Climate UKCIP National programme Institute at the University of Impacts Programme Oxford ESPACE Future Flooding AMICA WeADAPT ADAM ClimWatAdapt European Spatial Planning: Adapting to Climate Events 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 European project Hampshire County Council 2004 Report European project European project 2010 European project UK Government Office for Science Climate Alliance / Klima- Bündnis, Alianza del Clima Oxford Office of the Stockholm Environment Institute Tyndall Centre for Climate Change Research European Commission Directorate-General Environment Toolbox Toolbox on adaptive measures 2011 Report Doepel Strijkers Architects EEA European Environment Agency report 2012 Report 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

102 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), and Author s archive, 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

103 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

104 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

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107 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 SAULI, G. AIPIN, ; Via del Monte, 2, 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 Udine- Tarviso- 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

108 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

109 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

110 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

111 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

112 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

113 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

114 A REVIEW OF THE EFFECT OF TERRACING ON EROSION DORREN, L. Cemagref Grenoble, France, tel , REY, F. Cemagref Grenoble, France, tel , 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 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

115 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 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

116 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

117 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

118 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

119 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

120 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

121 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: 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): 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): 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 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): 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): 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: 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): 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: /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: 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: 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:

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125 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 SUTILI, F.J. Associate Professor, Universidade Federal de Santa Maria, Brazil ROCHA, I.P. Forest Engineer, PhD student, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Brazil FILHO, R.N. Forest Engineer, PhD student, Universidade Federal Rural de Pernambuco, Brazil BELARMINO, A.H. Forest Engineering student, Universidade Federal de Sergipe, Brazil CRUZ, J.F. Forest Engineering student, Universidade Federal de Sergipe, Brazil 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

126 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 m (longest distance) to 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

127 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

128 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 Particle Density Soil Void Rate Saturation Degree Moisture kpa g cm - 3 % % % b 0.82 b 62.9 b b b 0.84 b 58.9 b b b 0.78 b 60.8 b 18.2 b b 0.76 b 56.9 b b ab 0.67 ab 84.8 ab ab ab 0.68 ab 83.2 ab 21.6 ab ab 0.72 ab 87.4 ab ab ab 0.75 ab 79.3 ab ab a 0.53 a 97.9 a a a 0.68 a 94.5 a a a 0.70 a 85.5 a a a 0.73 a 82.6 a a CV (%) 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

129 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

130 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

131 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 Growth Habit Family Specie Growth Habit Combretaceae Terminalia catalpa L. Tree Rubiaceae Anisomeris sp Shrub Araceae Montrichardia linifera Aquatic Moraceae Ficus eximia Tree Schott Annonaceae Annona cacans Tree Mimosaceae Inga edulis Tree Graminae Oryza sativa L. 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

132 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 TECHNIQUES IN NORTHEASTERN BRAZIL 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 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 m 2 (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 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

133 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

134 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), 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), 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), 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), 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, 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,

135 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), MCCORMACK, D. E.; WILDING, L. P., (1979), Soil properties influencing strength of Cranfield and Geeburg soils, Soil Sci Soc Am J, (43), 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), 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, 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), SWEENEY, B. W.; CZAPKA, S. J., (2004), Riparian forest restoration: why each site needs an ecological prescription, Forest Ecology and Management, 192, TESTONI, A. J., (2010), A importância da topografia na recuperação de áreas degradadas, Unoesc & Ciência ACET, 1(1), THORNE, C. R., (1981), Field measurements of rates of bank erosion and bank material strength, Erosion and Sediment Transport Measurement Symposium, Florence,

136 INVESTIGACIONES EN LA PARTE VIVA Y ESTRUCTURAL DE LAS INTERVENCIONES DE BIOINGENIERÍA CORNELINI, P. Associazione Italiana Ingegneria Naturalistica AIPIN Via Scandriglia 7, Roma Italia (paolocornelini@libero.it) RESUMEN Se presentan los resultados del control post obra de la flora y vegetación espontánea de taludes de ferrocarril ( ) 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 ( ) 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

137 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 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, ). 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 ). 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 (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

138 Figura 1 - Los terraplenes de Roma Settebagni (Foto Cornelini 1988) Análisis de la vegetación ( , 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 ) 129

139 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

140 Figura 4 - Evolución estrutural de taludes con hydrosiembra inicial a Onobrychis viciifolia en la Roma- Florencia 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 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

141 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 ) 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 y 10-30% para el período ). 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

142 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

143 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 cm Fraxinus ornus 400 Spartium junceum Phyracantha coccinea Sorbus aria 3,5 Prunus mahaleb 350 Fraxinus ornus 3,2 Sorbus aria Acer campestre Cornus sanguinea Phyracantha coccinea Ostrya carpinifolia 300 Quercus ilex 3 Corylus avellana Crataegus monogyna Ligustrum vulgare Viburnum tinus Viburnum tinus Ostrya carpinifolia Spartium junceum Corylus avellana 2,4-2,6 250 Rosa canina Cotinus coggigrya Cotinus coggigrya Prunus mahaleb Acer campestre Salix purpurea Coronilla emerus Salix eleagnos 2 Cytisophyllum sessilifolium Salix apennina Euonymus europaeus Cornus sanguinea Salix apennina 200 Euonymus europaeus 1,4-1,5 Salix purpurea Lonicera etrusca 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

144 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

145 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

146 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

147 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

148 Figura 16 - Placa de anclaje instrumentado. Foto Politécnico de Torino 2012 Figura 17-Pruebas de carga en la loricata. Foto Cornelini

149 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: CORNELINI P., (2009), La nuova palificata viva loricata, Acer n

150 CORNELINI P.; PETRELLA P., (1997), Indagini floristiche negli impianti ferroviari di Roma, Ingegneria ferroviaria n.3: 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 giugno 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

151 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 (carlobifulco@isa.utl.pt); Tapada da Ajuda, Lisboa, Portugal. REGO, F. CEABN Centro de Ecologia Aplicada "Prof. Baeta Neves" - Instituto Superior de Agronomia - Universidade Técnica de Lisboa (frego@isa.utl.pt); Tapada da Ajuda, 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

152 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

153 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

154 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

155 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 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

156 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 Nome comum Espécies adequadas (1) 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

157 Espécies provavelmente adequadas (2) Espécies adequadas a áreas limitadas (3) Espécies a confirmar posteriormente (4) Espécies provavelmente desadequadas (5) Espécies Tamarix africana Poir. Thymus mastichina L. Vitis vinifera ssp. sylvestris L. 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. 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 Nome comum Tamargueira Tomilho alvadio Vinha brava Lódão bastardo Pascoinhas Trovisco Avelaneira Freixo Rosmaninho 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 148

158 Espécies Buxus sempervirens L. Coronilla juncea L. Cytisus arboreus (Desf.) DC. Juniperus oxycedrus L. Myrica faya Aiton Prunus lusitanica L. Nome comum 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

159 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

160 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. (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 Interventi di ingegneria naturalistica nel Parco Nazionale del Vesuvio. Ente Parco Nazionale del Vesuvio, San Sebastiano al Vesuvio, pp 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 ( ). 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. (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. (consultado em 02/02/2011). 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 ( ). (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 ( ). (consultado em 02/02/2011). PIGNATTI G.; CROBEDDU, S., (2005), Effects of rejuvenation on cutting propagation of Mediterranean shrub species. Forest@ 2 (3): (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

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162 CONTROLO DE EROSÃO E INTEGRAÇÃO AMBIENTAL DA SCUT AÇORES FONSECA, G.V.B. Comercial PROJAR, S.A. (gonzalo.fonseca@projar.es); Alto da Bela Vista, 68, Pavilhão 2, Cacém, Portugal. NAVARRO TENA, P. Comercial PROJAR, S.A. (pablo@projar.es); C/ La Pinaeta, s/n, Quart de Poblet, Valência, Espanha. RESUMO A ilha de São Miguel situa-se km a Oeste de Lisboa no arquipélago dos Açores. Ocupa uma superficie de 747 km 2 e tem 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 m 2. 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 km West of Lisbon. The island covers 747 km 2 and has around 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

163 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 m2. 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 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 e está situada a meio do Oceano Atlântico, a 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 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

164 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

165 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

166 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

167 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 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

168 Um equipamento pesado, constituido por uma hidrosemeadora de 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 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

169 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

170 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 m

171 Tabela 1 Composição de hidrosementeira com FGM no eixo Sul COMPONENTES DOSE Primera passagem Sementes 30 gr/m 2 Adubo de lenta libertação 40 gr/m 2 Mulch hidráulico FGM 200 gr/m 2 Ácidos húmicos 10 gr/m 2 Segunda passagem Mulch hidráulico FGM 300 gr/m 2 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 m 2. Tabela 2 Composição de hidrosementeira com BFM no eixo Sul COMPONENTES DOSE Primera passagem Sementes 30 gr/m 2 Adubo de lenta libertação 40 gr/m 2 Mulch hidráulico BFM 200 gr/m 2 Ácidos húmicos 10 gr/m 2 Segunda passagem Mulch hidráulico BFM 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 m 2. Tabela 3 Composição de hidrosementeira nos taludes mais dificeis do eixo Norte COMPONENTES DOSE Primera passagem Sementes 30 gr/m 2 Adubo de lenta libertação 40 gr/m 2 Mulch hidráulico FGM 125 gr/m 2 Ácidos húmicos 10 gr/m 2 Segunda passagem Mulch hidráulico FGM 125 gr/m 2 162

172 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 m 2. Tabela 4 Composição de hidrosementeira nos restantes taludes do eixo Norte COMPONENTES DOSE Primera passagem Sementes 30 gr/m 2 Adubo de lenta libertação 40 gr/m 2 Mulch hidráulico BFM 100 gr/m 2 Ácidos húmicos 10 gr/m 2 Segunda passagem Mulch hidráulico BFM 100 gr/m 2 Figura 16 Talude no eixo Norte Aterros: Foram hidrosemeados um total de m 2 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 DOSE Sementes 30 gr/m2 Adubo de lenta libertação 20 gr/m2 Estabilizante orgânico 10 gr/m2 Mulch de madeira de fibra curta 100 gr/m2 Ácidos húmicos 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

173 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

174 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

175 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 sangalli@sangallipaisaje.com 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

176 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 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

177 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

178 La estabilización de un deslizamiento de 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 m 2 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 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

179 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

180 - 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 8- Bioingeniería. 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

181 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

182 Biotechnical slope stabilization measures in the Phlegraean district (Italy) DORONZO, G. 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 , 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

183 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 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

184 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

185 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

186 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 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

187 - 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

188 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

189 Table 1 List of vegetative species used in the works FORMA BIOLOGICA TIPO COROLOGICO REGIONE TEMPERATA REGIONE TEMPERATA DI TRANSIZIONE REGIONE MEDITERRANEA DI TRANSIZIONE REGIONE MEDITERRANEA Arbusti utilizzate nelle palificata Arbutus unedo L. P CAESP STENOMEDIT. X X x x Artemisia arborescens L. NP S-STENOMEDIT X x x Atriplex halimus L. * P CAESP STENOMEDIT.- ATL. X x x Arbusti utilizzate nelle gradonate Colutea arborescens L. P CAESP EURIMEDIT X x x S-EUROP.- Cornus mas L. P CAESP SUDSIB. X X X x Crataegus monogyna JACQ. P CAESP PALEOTEMP. X X X X x Cytisus scoparius (L.) LINK P CAESP EUROP. X X X x x Euonymus europaeus L. P CAESP EURASIAT. X X X X x x Ligustrum vulgare L. NP EUROP.- CAUCAS. X X x x Myrtus communis L. P CAESP STENOMEDIT. X x Phillyrea latifolia L. P CAESP STENOMEDIT. X X x Pistacia lentiscus L. P CAESP S- STENOMEDIT. X X x Spartium junceum L. P CAESP EURIMEDIT. X X X X x x Viburnum tinus L. x x Table 2 Mixture of seeds for hydroseeds Graminacee Leguminose Agropyron repens 9% Lotus corniculatus 8% Cynodon dactylon 9% Medicago sativa 8% Dactylis glomerata 10% Medicago lupulina 7% Festuca arundinacea 9% Vicia sativa 7% Lolium multiflorum 8% Trifuliom pratense 6% Lolium perenne 5% Trifolium repens 6% Poa trivialis 8% Sommano 100% 180

190 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, 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: , 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 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

191 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

192 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 (leite.anafilipa@gmail.com);tapada da Ajuda, Lisboa, Portugal AZAMBUJA, S. T. CEABN - Centro de Ecologia Aplicada Prof. Baeta Neves (sazambuja@isa.utl.pt); Instituto Superior de Agronomia/Universidade Técnica de Lisboa, Tapada da Ajuda, 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

193 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

194 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

195 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 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 Possível solução 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 Sintra- Lisboa 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

196 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

197 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

198 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

199 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

200 Tema Estratégia Entidade responsável Prioridade e Afectação Controlo e erradicação do pinheiro bravo e eucalipto Acções de reflorestação com espécies adequadas Médio/ Longo prazo Parque Natural Sintra-Cascais Implementação de um plano de erradicação de invasoras lenhosas (PNSC) em actuação conjunta com Protecção e salvaguarda das linhas de água Médio prazo ICNB Manutenção da área florestal Manutenção do património edificado Promoção do uso e da participação pública Desenvolvimento turístico e regional Controlo e gestão de incêndios e áreas ardidas Constituição de um viveiro Câmara Municipal de Sintra (CMS) Curto prazo 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 Requalificação, recuperação, reconversão e conservação de Quintas de elevado valor cultural e patrimonial Recuperação do património edificado degradado da Vila PNSC PNSC em actuação conjunta com Parques de Sintra Monte da Lua (PSML) CMS em actuação conjunta com PSML Curto prazo Curto/ Médio prazo Curto prazo Curto/Médio prazo Médio prazo Criação de um Centro Interpretativo Acções de reconversão de património edificado em usos de maior PSML Curto/ médio prazo adequação Manutenção do património edificado da Vila CMS Médio/ Longo prazo Desenvolvimento de acções de voluntariado Actuação conjunta entre PSML Curto prazo Criação de acções de formação sobre temáticas relacionadas com a CMS e PNSC paisagem Estudos sobre capacidade de carga da paisagem PNSC em actuação conjunta com Médio prazo PSML Promoção e execução de acções de turismo da natureza e de PNSC em actuação conjunta com Médio prazo ecoturismo Turismo de Portugal Criação de sinalética adequada dentro de perímetro urbano Promoção dos meios de transporte internos de Sintra Inserção de equipamentos de manutenção Curto prazo 191

201 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 Curto prazo 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 Lisboa- Sintra Manter e diversificar a oferta aliada à marca Sintra Capital do Romantismo PNSC Actuação conjunta entre PNSC e CMS CMS em actuação conjunta com Turismo de Portugal Curto/ Médio prazo Médio prazo Curto prazo Curto prazo Curto/ Médio prazo Promoção e divulgação da paisagem Criação de folhetos informativos Publicação de livros e semelhantes Melhoramento e manutenção da informação digital Formalização de contratos com instituições para a fomentação do estudo e investigação científica PSML CMS em actuação conjunta com PSML CMS Actuação conjunta entre PNSC PSML e entidades externas 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

202 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

203 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. < (2012). CÂMARA MUNICIPAL DE SINTRA, (2012), Planos de Ordenamento do Território. < (2012). MARQUES, L.; GOMES, C.; CAMARA, T., (2004), Unidade de Paisagem da Serra de Sintra. < (2012). Plano Regional de Ordenamento Florestal da Área Metropolitana de Lisboa, (PROF-AML). < (2012). UNESCO, Cultural Landscape of Sintra < (2012). Legislação nacional Decreto-Lei 107/ 2001 de 8 de Setembro, Lei de Bases do Património Cultural. < (2012). Decreto-Lei n.º 292/ 81 de 15 de Outubro, Criação da Área Protegida de Sintra-Cascais. < 21&v05=&v06=&v07=&v08=&v09=&v10=&v11='Decreto- Lei'&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. < (2012). Outras fontes PINTO, C., (2012), Comunicação do Arq.º Carlos Pinto, Divisão do PDM de Sintra, Câmara Municipal de Sintra. 194

204 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, 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, Lisboa, Portugal RIBEIRO, M. CERENA, Centre for Natural Resources and the Environment, Instituto Superior Técnico, Technical University of Lisbon; Av. Rovisco Pais, 1, Lisboa, Portugal DOMINGOS, T. CERENA, Centre for Natural Resources and the Environment, Instituto Superior Técnico, Technical University of Lisbon; Av. Rovisco Pais, 1, 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 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

205 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 ( %) (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 CO 2 (IPCC, 2003; 2006), an increase in SOM also represent a carbon sequestration. 196

206 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 CO 2 emissions, AFOLU activities are responsible for CO 2 sequestration in soils and living biomass. Therefore, AFOLU activities (IPCC, 2006) do not promote a decrease in emissions, but rather the sequestration of CO 2. 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 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 m 2, 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 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

207 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 tonco 2.ha -1.yr -1. If the analysis is done by soil type, the carbon sequestration is about 11.2 tonco 2.ha -1.yr -1, for schist and 5.9 tonco 2.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

208 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: 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 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 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, 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 EN/3, 872 pp. Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg. 199

209 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 Est. Octavio Pato, 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 26 th 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/m 2 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

210 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 km 2, 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 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

211 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: 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: are based on Geology maps at 1: and on the studies developed by INAG (1997, 1999, 2000). Geomorphology and geohazard risk assessment maps at 1: are based on the Geomorphology map at 1: 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: 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: are provided by the Instituto Geográfico Português [Portuguese Geographic Institute]. Climate maps at 1: 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: are provided by the existent ( ) and proposed Alenquer Master Plan studies and guidelines. Agricultural productivity maps at 1: 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: are based on quantitative data from Instituto da Água [Water Institute], Instituto de Meteorologia [Metereological Institute], on the Inventário Nacional de Saneamento Básico [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

212 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

213 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 km 2 ) and urban (<1km 2 ) 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 km 2 ) which can aggravate and be severely affected by flooding, while the maintenance of agricultural areas, in a total of 18 km 2, provide a positive impact and should be reinforced; iii) headwater influence areas also suffer the negative impacts from urban (4 km 2 ) and industrial (2,34 km 2 ) 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 km 2 and 12 km 2 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 km 2 ) 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 3 l, 11x10 3 l, and 13x10 3 l for, respectively, the 20, 50, and 100-year flood, and a river discharge of 200 m 3 s -1, 285 m 3 s -1, and 440 m 3 s -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 km 2 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 km 2 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

214 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 Plano de Acção , 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, Cardoso, J.C., (1974), A classificação dos solos de Portugal Nova versão, Boletim de Solos do Serviço Regional de Ordenamento Agrário, 17, 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

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217 RESURRECTING RIVERS IN CITIES KONDOLF, G.M. UNIVERSITY OF CALIFORNIA 202 Wurster Hall, Berkeley CA 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

218 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 20 th 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 19 th 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-20 th 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

219 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 , an enormous amount for a stream with a catchment area of only 2.9 km 2 (Fullmer 2008). 210

220 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 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

221 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

222 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 GARCIA, P.R., (2007), The role of the port authority and the municipality in port transformation: Barcelona, San Francisco and Lisbon, Planning Perspectives 23: 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 KONDOLF, G.M., (2009a), Rivers, meanders, and memory, pp 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 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 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 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 213

223 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 (annaserrallobet@berkeley.edu); 316 Wurster Hall, # Berkeley, CA 94720, USA KONDOLF, G. M. University of California, Berkeley; 316 Wurster Hall, # 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

224 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 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 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

225 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). DISCUSSION AND CONCLUSIONS 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

226 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: EDG-EC (ENVIRONMENT DICTETORATE-GENERAL OF THE EUROPEAN COMMISSION), (2012b), Environment Dictetorate-General. Homepage of EDG-EC, 2012-last update [2012, 02/23]. Available online at: EDG-EC (ENVIRONMENT DICTETORATE-GENERAL OF THE EUROPEAN COMMISSION) (2012c), Environment Dictetorate-General. Homepage of EDG-EC, 2012-last update [2012, 02/23]. Available online at: 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 RAVESTEIJN, W.; KROESEN, O., (2007), Tensions in water management: Dutch tradition and European policy, Water Science and Technology, 56 (4), pp 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

227 WRIGHT, J.M., (2000), The nation's responses to flood disasters: a historical account, Madison, Wisconsin: Association of State Floodplain Managers (ASFPM). 218

228 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 (ekos@ekos-eeco.com); Konbenio 11, Amorebieta-Etxano (Bizkaia, España) HERAS, P. Museo de Ciencias Naturales de Álava (bazzania@arrakis.es); Fra. de las Siervas de Jesús, 24, Vitoria (Álava, España) INFANTE, M. Museo de Ciencias Naturales de Álava (bazzania@arrakis.es); Fra. de las Siervas de Jesús, 24, 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

229 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 _ y la altitud unos 625 m s.n.m. El área de actuación comprende alrededor de

230 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

231 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

232 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 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

233 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 superficie (m 2 ) % superficie (m 2 ) % agua libre , ,13 vegetación flotante 117 0, ,75 cañaveral , ,30 juncal , ,52 sauceda , ,74 pasto , ,65 zarzal-helechal , ,14 restos de bosque , ,22 ceja de turba 317 0, ,

234 La sauceda de Salix atrocinerea es en estos momentos la comunidad vegetal dominante, superando en bastante más del doble la superficie ocupada en 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

235 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

236 Figura 4 Mapa de vegetación del Humedal de Saldropo en

237 Figura 5 Mapa de vegetación del Humedal de Saldropo en

238 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: 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: 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: 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: 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.): 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): 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: 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: INFANTE, M.; HERAS, P., (1988), Estudio briológico del macizo del Gorbea (Alava y Vizcaya). Estudios del Instituto Alavés de la Naturaleza, 3: INFANTE, M., (2000), Las hepáticas y antocerotas (Marchantiophyta y Anthocerotophyta) en la Comunidad Autónoma del País Vasco, Guineana, pp, Servicio editorial de la Universidad del País Vasco. 229

239 PEÑALBA, M.C., (1988), Analyse pollinique de quatre tourbières du Pays Basque espagnol, Actes Xe Symposium APLF. Bordeaux, 28 Sept. - 2 Oct Inst. fr. Pondichéry, trav. sec. sci. tech., 25: 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: , 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

240 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 (bbarbosa5@hotmail.com;); Quinta da Torre, Caparica, Portugal MENDES, B. Departamento de Ciências e Tecnologia da Biomassa/ Unidade de Biotecnologia Ambiental, Faculdade de Ciências e Tecnologia. Universidade Nova de Lisboa (bm@fct.unl.pt); Quinta da Torre, Caparica, Portugal FERNANDO, A.L. Departamento de Ciências e Tecnologia da Biomassa/ Unidade de Biotecnologia Ambiental, Faculdade de Ciências e Tecnologia. Universidade Nova de Lisboa (ala@fct.unl.pt); Quinta da Torre, 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

241 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_nh 4.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_nh 4.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 P 2 O 5.m -2 ), K-fertilizer (12 g K 2 O.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

242 Table 1 Experimental layout. Essay [NH4] (mg.dm -3 ) Fertilization Control 0 NPK N N15 + NPK 15 NPK N N30 + NPK 30 NPK N N60 + NPK 60 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 ( 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 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

243 N60 + NPK N30 N60 Control N15 N15 + NPK N30 + NPK N60 + NPK N30 N60 Control N15 N15 + NPK N30 + NPK Root density 5 g/dm 3 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Figure 1 Kenaf root density (g dm -3, dry weight), ninety days after sowing. Root productivity 1000mg/plant 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 b a a,b b b 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) b,c c Control N15 N15 + NPK 234

244 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, % 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 NH 4 ) 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

245 N30 N30 + NPK N60 N60 + NPK Control N15 + NPK N15 N30 Control N30 + NPK N60 N60 + NPK N15 N15 + NPK kg biomass m - 4,50 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 200 kg kg-1 N 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. DISCUSSION AND CONCLUSIONS 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 ( g m -2 ), and the plant was capable to incorporate biomass at an 236

246 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), ABE, K.; OZAKI, Y., (2007), Wastewater treatment by using Kenaf in paddy soil and effect of dissolved oxygen concentration on efficiency, Ecological Engineering, 29, 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, BAÑUELOS, G.; BRYLA, D.; COOK, C., (2002), Vegetative production of kenaf and canola under irrigation in central California, Industrial Crops and Products, 15, 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, 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, D ODORICO, P.; BHATTACHAN, A.; DAVIS, K.; RAVI, S.; RUNYAN, C., (2012), Global desertification: Drivers and feedbacks, Advanced Water Resources, 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, 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, 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,

247 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), 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, PEREIRA, L.; OWEIS, T.; ZAIRI, A., (2002), Irrigation management under water scarcity, Agricultural Water Management, 57, 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

248 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 (cmantunes@ualg.pt); Campus de Gambelas, Faro COUTINHO, M. J. A. Instituto Superior Técnico, DECivil, Secção de Hidráulica e Recursos Hídricos e Ambientais (macout@civil.ist.utl.pt); Av. Rovisco Pais, Lisboa. COUTINHO, M. A. Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Sorraia (miguel@arbvs.pt); Rua 5 de Outubro, Apartado 51, Coruche. SOUSA, G. Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Sorraia (goncalo@arbvs.pt); Rua 5 de Outubro, Apartado 51, 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

249 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

250 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

251 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

252 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

253 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

254 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

255 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

256 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

257 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 (fchagascorreia@gmail.com); Tapada da Ajuda, Lisboa, Portugal. BIFULCO, C. Centro de Ecologia Aplicada "Prof. Baeta Neves" (CEABN) - Instituto Superior de Agronomia - Universidade Técnica de Lisboa (carlobifulco@isa.utl.pt); Tapada da Ajuda, 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

258 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

259 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 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 centímetros (Figura 1). Figura 1 - Preparação das estacas de Dittrichia viscosa. Estacas com diâmetro decrescente da esquerda para a direita. 250

260 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 cm 3 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

261 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) Variabilidade nas Condições de Imagem Alta (imagens de campo com fundos variáveis) Baixa (câmara fixa em condições de laboratório) Software ImageJ Análise manual Software ImageJ Software GiA Roots Abordagem seriamente desaconselhada Software GiA Roots Baixo (< 10) Alto (> 100) Número de Imagens 252

262 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 (c 2 ) 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 Enraizamento Estacas enraizadas Estacas ensaiadas Coronilla glauca 30,00% 9 30 Daphne gnidium 0,00% 0 40 Dittrichia viscosa 85,00% Myrtus communis 20,00% 6 30 Phillyrea angustifolia 3,33% 1 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

263 Segundo o teste de qui-quadrado, existe uma associação estatisticamente significativa entre as espécies estudadas e a sua capacidade de enraizamento, c 2 (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, ,050 Daphne gnidium a Dittrichia viscosa 1, ,779 Myrtus communis 6, ,185 Phillyrea angustifolia 3, ,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

264 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

265 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 0,75 #N/D 0,63 0,86 0,88 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 cm 2 e 31,08 cm 2 respectivamente, mas de 51,33 cm 2 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 51,33 40,00 30,00 32,16 31,08 20,00 10,00 0,00 Coronilla glauca #N/D Daphne gnidium Dittrichia viscosa Myrtus communis 0,98 Phillyrea angustifolia Superfície radical total (cm²) Figura 8 - Gráfico da média da superfície radical por espécie 256

266 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/cm 3. A C. glauca obteve 195 cm/cm 3 e a M communis 150 cm/cm 3 (Figura 10). Figura 10 - Gráfico da média do comprimento radical específico por espécie 257

267 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 Coronilla glauca #N/D Daphne gnidium 0,132 0,131 Dittrichia viscosa Myrtus communis 0,004 Phillyrea 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

268 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

269 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

270 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, < (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, 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. < (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 ( ). (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). < (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

271 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, 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. < 27.pdf> (19 Jul. 2012). PIGNATTI, G.; CROBEDDU, S., (2005), Effects of rejuvenation on cutting propagation of Mediterranean shrub species. Forest@, < (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, , < 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, (16/02/2012). 262

272 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 Rua José Barbosa de Barros, 1780, Fazenda Experimental Lageado, , Botucatu, SP, Brasil ALVES, M. C. Professora Titular da FEIS/UNESP Avenida Brasil, 56, Centro, , 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

273 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

274 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 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 Vermelho- Escuro 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. P resina M.O. ph K Ca Mg H + Al SB CTC V (m) mg.dm -3 g.dm -3 CaCl 2 mmol c.dm -3 % 0,00-0,20 1 7,0 4,0 0,2 2,0 1,0 20,0 3,2 23,2 14 0,20-0,40 0 4,0 4,2 0,2 2,0 1,0 20,0 3,2 23,2 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

275 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 N o Pl. Alt. Diâm. Nome Popular Família (m) (cm) Machaerium acutifolium Vogel 85 2,30 3,35 Jacarandá do Campo Fabaceae Solanum lycocarpum St. Hil. 2 0,43 1,15 Fruta do lobo Solanacea e Mimosa lacticifera Rizzini e M.Filho 1 1,85 3,9 Vinhático de Espinho Fabaceae 266

276 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 N DR FR DoR IVI IVC Machaerium acutifolium Vogel 85 96,6 91,7 98,5 286,7 195,1 Solanum lycocarpum St. Hil 2 2,3 4,2 6,3 6,7 2,5 Mimosa lacticifera Rizzini & Mattos Filho 1 1,1 4,2 1,3 6,6 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

277 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

278 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: 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, 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, 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, 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, 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, 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

279 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, 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: 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, 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, 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, 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,

280 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 Munique, Alemanha SCHMIDT, M. Berlin Technical University 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

281 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

282 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 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

283 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 , 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 m² 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 m² (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

284 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

285 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

286 - 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

287 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

288 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 ASPEKTE DER STADT UND LANDSCHAFTSPLANUNG. Berlin. KÖHLER, M.; WIARTALLA, W.; FEIGE, R.,(2007), Positive interactions between PV- Systems 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

289 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

290 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, E.M.,S.A. LEY, C. Coastal Ecology S.L., Madrid CRUZ, C.S. Department of Landscape, Environment and Planning, University of Évora. ABSTRACT The dunes of Guincho-Crismina are a small portion of the dune complex Guincho- Oitavos 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 Guincho- Oitavos 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

291 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 and the dune vegetation restoration. In this Figure 1 Location of the intervention area. 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

292 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

293 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

294 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