TEMA 2, parte 02 (pdf, 15 MB)

Área temática 2 - PARTE 2

GESTIÓN PARA LA SOSTENIBILIDAD Y LA ADAPTACIÓN ANTE EL CAMBIO GLOBAL

COMUNICACIONES DESDE 2.25 A 2.56

© 2012 Los autores. Prohibida su reproducción en cualquier medio sin mencionar su fuente o su utilización con objetivos comerciales sin la autorización previa por parte de sus autores. Los responsables de la presente publicación agradecen la desinteresada colaboración de los ponentes y de los asistentes al Congreso de Gestión Integrada de Áreas Litorales, GIAL 2012, celebrado en Cádiz (España) del 25 al 27 de enero de 2012. Grupo de Investigación en Gestión Integrada de Áreas Litorales, Universidad de Cádiz, España: www.gestioncostera.es También en el blog del Congreso, en www.gial2012.com Cualquier sugerencia u observación, rogamos la hagan llegar al Grupo a través de cualquiera de ambos canales telemáticos.

I Congreso Iberoamericano de Gestión Integrada de Áreas Litorales ‐ 2012

646

2.25. ANÁLISIS DE LA EVOLUCIÓN DE LA FLECHA LITORAL DEL ROMPIDO ENTRE 1956 Y 2009 MEDIANTE DIGITAL SHORELINE ANALYSIS SYSTEM (DSAS)

D. García1, L. M. Cáceres2

1 Estudiante de Posgrado de Geografía, Universidad de Sevilla; c/ María de Padilla s/n.41004. Sevilla, España. [email protected] 2 Departamento de Geodinámica y Paleontología, Universidad de Huelva, Avda. Tres de Marzo, s/n, 21071‐Huelva, España. [email protected] Palabras Clave: Costa de Huelva, Flecha del Rompido, GIS, DSAS.

RESUMEN

La flecha litoral del Rompido se encuentra ubicada al suroeste de la provincia de Huelva. Constituye un gran cuerpo arenoso que se extiende paralelo a la costa, separando y cerrando el estuario del río Piedras del océano Atlántico. Esta formación sedimentaria constituida a partir de antiguas islas barrera, se encuadra en un área de clima mediterráneo con marcada influencia oceánica. Respecto a los factores hidrodinámicos destaca por su papel en la configuración de la flecha, los vientos dominantes del Suroeste que originan un oleaje medio del tercer cuadrante, así como una deriva litoral resultante que discurre paralela a la costa en sentido oeste‐este. También hay que resaltar un régimen mareal definido como mesomareal semidiurno, con un rango medio en torno a los 2 m.

El conjunto de la flecha constituye un enclave de enorme valor paisajístico y ambiental, siendo único en todo el litoral andaluz, tanto por sus dimensiones (más de 10 km de longitud y entre 350‐750 m de anchura) como por su geodinámica y geomorfología peculiares. Estas características unida a la riqueza de su flora y fauna llevaron al conjunto (2.530 ha) a ser declarado Paraje Natural mediante la Ley 2/1989, de 18 de julio, por la que se aprueba el inventario de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía. También es destacable, y ha sido parte del estudio, los cambios en los usos del suelo provocados por la intensa ocupación antrópica, fundamentalmente con fines turísticos, de este tramo del litoral.

El presente trabajo se ha realizado principalmente utilizando la extensión gratuita de ArcGis Digital Shoreline Analysis System (DSAS), la cual permite bajo un entorno GIS, el trazado de unos transectos sobre distintas líneas de costa y el cálculo de varios parámetros estadísticos sobre los cambios entre ellas. En este caso las líneas de costa analizadas han sido las correspondientes a 1956, 1977, 1998 y 2008, previamente digitalizadas a partir de las ortofotos disponibles vía wms en la Red de Información Ambiental de la Junta de Andalucía (REDIAM). Este análisis ha permitido distinguir distintos sectores según las tasas de cambio anual. Así, destaca sobremanera el extremo de la flecha (con valores de avance de hasta 31.1 m/año), mientras que en la cara de mar abierto se registran avances mucho más bajos (en la mayor parte de su extensión menos de 2 m/año) y en el lado estuarino incluso valores negativos (con retrogradación de hasta 2.15 m/año). Se han detectado también grandes diferencias en los periodos intermedios analizados (1956‐1977, 1977‐1998 y 1998‐2008), observándose en este caso una clara tendencia a un retroceso en el crecimiento de la flecha. Los valores de avance en el extremo de la flecha han pasado de 40.4 m/año en el periodo 1956‐1997, a 27.3 m/año en el periodo 1977‐1998 y 26.6 m/año en el periodo 1998‐2008. Estos valores pueden explicarse por las actuaciones antrópicas que han ido salpicando el litoral onubense, y que en resumen se traducen en un menor volumen de arena disponible, alterando el equilibrio y las tendencias naturales de las formaciones litorales.

En consonancia con estos resultados, se han constatado otros 2 fenómenos: La apertura del ángulo de la flecha, que se ha ido abriendo progresivamente desde N 80º E en 1956 a 96º en 2008, en un desplazamiento hacia el SW como resultado de su tendencia a guardar una disposición paralela a


647

la costa. Y finalmente la flecha presenta una evolución más reciente hacia una disminución en su anchura, aunque si bien en un primer momento creció en su eje central desde 437 m en 1956 hasta 571 m de anchura en 1977, descendió posteriormente hasta 507 m en 1998 y a 467 m en 2008. 1. INTRODUCCIÓN

La mega‐forma costera que es la flecha del Rompido presenta un crecimiento espectacular en el periodo 1956‐2009, con un valor máximo en su extremo de 31.09 m/año. Sin embargo este crecimiento de la flecha se ve contrarrestado por su tendencia a volverse más estrecha, de modo que la mayoría de los transectos realizados tienen valores retrogradantes.

Esta evolución general se ve matizada en el análisis por periodos, pasando el crecimiento máximo de 40.4 m/año entre 1956‐1977 a 27.3 m/año en el periodo 1977‐1998 y 26.6 m/año en el periodo 1998‐2008. Igualmente la tendencia a la retrogradación citada, parece verse reforzada según avanzan los años. Lo cual parece muy consecuente con el aumento en el número de embalses, espigones y otras actuaciones antrópicas que evitan y alteran la circulación de sedimentos al sistema costa/océano, y que no tienen más posibilidad que reflejarse en fenómenos como los que estamos comentando.

En el presente trabajo se ha realizado un estudio del conjunto de la flecha, de modo que junto con el llamativo y espectacular crecimiento del extremo, se tenga también constancia de lo que está sucediendo en el resto de la flecha. 2. ZONA DE ESTUDIO

La flecha litoral del Rompido se encuentra ubicada al suroeste de la provincia de Huelva (Fig. 1). Constituye un gran cuerpo arenoso que se extiende paralelo a la costa, separando y cerrando el estuario del río Piedras del océano Atlántico. Esta mega‐formación sedimentaria constituida a partir de antiguas islas‐barrera, se encuadra en un área de clima mediterráneo con marcada influencia oceánica.

El conjunto de la flecha constituye un enclave de enorme valor paisajístico y ambiental, siendo único en todo el litoral andaluz, tanto por sus dimensiones (más de 10 km de longitud y entre 350‐750 m de anchura) como por su geodinámica y geomorfología peculiares. Estas características unida a la riqueza de su flora y fauna llevaron al conjunto (2.530 ha) a ser declarado Paraje Natural mediante la Ley 2/1989, de 18 de julio, por la que se aprueba el inventario de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía. También es destacable el cambio en los usos del suelo provocados por la intensa ocupación antrópica, fundamentalmente con fines turísticos, de este tramo del litoral.

Respecto a los factores hidrodinámicos destacan por su papel en la configuración de la flecha, los vientos dominantes del suroeste. Este régimen eólico origina un oleaje medio del tercer cuadrante con una frecuencia del 74% de los días (Borrego et al. 1992). Como consecuencia de este oleaje dominante, se genera una deriva litoral que discurre paralela a la costa en sentido oeste‐este y que según Peñas Olivas y Medina Villaverde (1992) citados por Vallejo (2007), genera un transporte potencial de aproximadamente 300.000 m3/año. Este movimiento es contrario a la propagación de la marea que viene subiendo en sentido sureste‐noroeste desde el Estrecho de Gibraltar, a partir del punto anfidrómico que se sitúa aproximadamente en las islas azores (Pendón 1999). En cuanto al régimen mareal se trata de una costa de régimen mesomareal semidiurno, con un rango medio en torno a los 2 m, que puede llegar hasta los 3.6 m en mareas vivas (Borrego y Pendón, 1989).

Finalmente junto a los factores de índole físico no hay que desdeñar el factor antrópico, que especialmente en los años de estudio ha modificado el territorio y alterado las condiciones naturales. Particularmente relevantes para este caso son la construcción de los numerosos espigones que encontramos en la costa de Huelva, así como las abundantes presas que cortan el flujo de los sedimentos hacia la costa, evitando su puesto en juego mediante la deriva litoral. Cronológicamente las actuaciones locales más relevantes han sido: La presa del Piedras (1968), el


648

espigón Juan Carlos I en la desembocadura de la ría de Huelva (1981), el espigón del Guadiana (1982), el espigón de Punta Umbría (1987), las presas del sistema Chanza‐Andévalo (1989 y 2003) y la presa de Alqueba (2002).

Figura 1. Ubicación de la zona de estudio

3. METODOLOGÍA

El presente trabajo se ha realizado principalmente utilizando la extensión gratuita de ArcGis Digital Shoreline Analysis System (DSAS). Esta extensión constituye una herramienta muy práctica para llevar a cabo estudios de cambios en la línea de costa (Fig. 2), ya que a partir de una línea base o Baseline, genera una serie de transectos, con el intervalo espacial elegido, que cortan las diferentes líneas de costa digitalizadas o Shorelines. A partir de esa base, la herramienta ofrece 3 estadísticos fundamentales: • Shoreline Change Envelope (SCE): Muestra la distancia entre las líneas más alejadas entre sí para

cada transecto, indica el dinamismo de la línea de costa en ese transecto sin tener en cuenta las fechas.

• Net Shoreline Movement (NSM): Muestra la distancia entre las fechas más antigua y más reciente, sin tener en cuenta si coinciden o no con las líneas más distantes entre sí en el transecto.

• End Point Rate (EPR): Muestra el valor del NSM, dividido por el número de años transcurridos en cada periodo, de modo que es un índice o tasa anual de movimiento Obviamente el SCE y NSM son estadísticos que solo tienen sentido para un periodo de estudio

que a su vez se subdivida en otras fechas intermedias, mientras que el EPR puede generarse para cada uno de los sub‐periodos, siendo muy útil para estudiar distintas tendencias dentro de un periodo general de estudio.

Respecto a las fechas analizadas han sido las correspondientes a 1956, 1977, 1998 y 2009, previamente digitalizadas a partir de las ortofotos disponibles vía wms en la Red de Información Ambiental de la Junta de Andalucía1 (REDIAM). Estas fechas determinan 3 sub‐periodos de 21 años (1956/77), 21 años (1977/98) y 11 años (1998/2009).

La línea de costa empleada para la digitalización ha sido el wet/dry line o límite húmedo/seco. Esta línea marca el límite superior del foreshore y determina pues, el comienzo de la playa alta o

1 http://www.juntadeandalucia.es/medioambiente/site/rediam/portada/


649

playa seca (Ojeda, 2000). Se ha optado por esta línea frente a otra más estable como es la línea de vegetación, dado el fuerte dinamismo que presenta la flecha y que hace que avance varias decenas de metros antes de que la vegetación tenga siquiera tiempo de asentarse, y por tanto de constituirse como criterio delimitador de unidades.

Figura 2. Ejemplo del funcionamiento de la herramienta DSAS.

La escala de digitalización de las líneas de costa sobre las ortofotos ha sido de 1:2000 y la distancia empleada entre cada transecto ha sido de 10 m, lo que da un total de 1415 transectos en el tramo de flecha analizado. De cara a una mayor comprensión de la evolución de la flecha se ha dividido la zona de estudio en 3 sectores (Fig. 3): • La parte más externa de la flecha, que abarcaría desde la punta de 2009 hasta 1 kilómetro al

interior (hacia el oeste) de la punta de 1956. Esta zona se extiende un total de 5.5 km repartidos a ambos lados de la flecha.

• La fachada estuarina, que se extiende durante 6.2 km desde el fin de la zona anterior hasta el comienzo de las marismas en la orilla sur del río Piedras.

• La fachada oceánica, que discurre paralelo a la zona anterior en la orilla atlántica de la flecha.

Figura 3. Delimitación de las zonas de estudio empleadas

Junto a estos estudios de evolución de la línea de costa, se han constatado otros 2 fenómenos: La

apertura del ángulo en el extremo de la flecha (Fig. 4), que se ha ido abriendo progresivamente desde 79º en 1956 hasta 95º en 2008, en un desplazamiento hacia el SW como resultado de su tendencia a guardar una disposición paralela a la costa, que presenta la misma inclinación hacia el SW; y la disminución en su anchura, aunque si bien en un primer momento creció en su eje central desde 437 m en 1956 hasta 571 m de anchura en 1977, descendió posteriormente hasta 507 m en 1998 y a 467 m en 2008.


650

Figura 4. Esquema de la apertura del ángulo de la flecha

4. ANÁLISIS

A grandes rasgos se aprecian importantes diferencias, sobre todo entre el extremo de la flecha y las fachadas estuarina y oceánica, aunque también hay diferencias entre estas dos últimas. En la tabla 1 se exponen los valores principales de las 3 zonas para el periodo 1956‐2009. A continuación se hará un resumen de la evolución de cada zona detallando los valores obtenidos en los sub‐periodos 1956/77, 1977/98 y 1998/08.

Tabla 1. Estadísticos de cada zona para el periodo 1956‐2009 PERIODO 1956‐2008

Estadísticos EPR (tasa anual en

m/año)

SCE (metros entre las líneas más distantes entre

sí)

NSM (metros entre las fechas más distantes)

Zona

Punta de la

Flecha

Fachada Oceánic

a

Fachada Estuarin

a

Punta de la Flecha

Fachada Oceánic

a

Fachada Estuarin

a

Punta de la Flecha

Fachada Oceánic

a

Fachada Estuarin

a

Media 1.55 ‐0.09 ‐0.03 147.95 34.83 13.01 80.68 ‐4.86 ‐1.60

Mediana 1.23 ‐0.08 ‐0.05 100.08 34.90 11.58 64.03 ‐4.04 ‐2.64

Rango 33.23 2.13 1.41 1603.0

3 80.88 37.45

1727.75

111.00 73.69

Mínimo ‐2.14 ‐1.13 ‐0.68 13.68 5.20 0.70 ‐

111.04 ‐58.80 ‐35.54

Máximo 31.09 1.00 0.73 1616.7

1 86.08 38.15

1616.71

52.20 38.15

Percentiles

25

‐0.54 ‐0.54 ‐0.21 36.37 24.12 7.11 ‐27.86 ‐27.98 ‐10.71

50

1.23 ‐0.08 ‐0.05 100.08 34.90 11.58 64.03 ‐4.04 ‐2.64

75

2.00 0.34 0.15 159.88 43.61 17.43 103.94 17.53 7.65


651

Como se observa en la Tabla 1, la única zona del conjunto de la flecha con valores progradantes ha sido el extremo de la flecha (1.55 m/año), el grueso del cuerpo de la flecha presenta valores retrogradantes, aunque con valores muy bajos (‐0.09 m/año en la fachada oceánica y ‐0.03 en la fachada estuarina). No obstante el estadístico NSM indica una retrogradación bastante más acusada en la fachada oceánica, con un valor medio de ‐4.86 m frente a los ‐1.6 m que presenta la fachada estuarina, la punta de la flecha presenta en este periodo un valor progradante de 80.68 m. El SCE que muestra el dinamismo de la costa presenta unas diferencias aún mayores, con un valor de 147.95 m en la punta, 34.83 m en la fachada oceánica y 13.01 m en la fachada estuarina.

Figura 5. EPR de la flecha para el periodo 1956‐2009

En la figura 5 se muestra el EPR del conjunto de la flecha, en tonos más oscuros se encuentran los

transectos que han presentado valores progradantes en dicho periodo, mientras que los tonos claros muestran los transectos en los que ha habido retrogradación.

El hecho de representar en la misma figura los valores del extremo de la flecha, que como se ha visto son muy superiores a los del resto de la flecha dificulta la creación de clases, ya que provoca una tendencia a la homogeneización del resto de la flecha. Así se ve como los 2 grupos extremos (< ‐1.5 m/año y > 1.5 m/año) solo se dan en la punta de la flecha2.

En el resto de la flecha vemos 2 grupos muy diferenciados con transectos retrogradantes de valores entre ‐1.5 m y 0 m/año y otro grupo progradante con valores entre 0 y 1.5 m/año. En principio llama la atención el hecho de que ambos grupos parecen adoptar una disposición complementaria en su lado de la flecha, ya que en la fachada oceánica los valores retrogradantes se dan en el tramo central de la flecha, mientras que en la fachada estuarina esos valores se dan sobre todo en el extremo más cercano a la desembocadura y en menor medida en el tramo más interno. 4.1. Evolución de la Punta de la Flecha

Del periodo completo 1956‐2009 se obtiene una tasa media de crecimiento o EPR para la punta de la flecha de 1.55 m/año. Se trata de un valor con una gran dispersión, ya que hay transectos en los que el valor supera los 1600 m de avance total (31.09 m/año), mientras que hay otros en los que se dan valores por debajo de los ‐2 m/año (el retroceso más importante de la línea de costa se da en esta zona, con un valor total de ‐111.04 m).

Es importante y muy clarificador el hecho de que el estadístico NSM, muestre como frecuencia dominante valores negativos, de hecho éste ha sido el caso de 89 de los 189 transectos que se han

2 Los valores más altos se dan lógicamente en la punta, mientras que los valores más bajos se dan en la zona que puede verse en la figura 4, debido al giro de la flecha hacia el SW ya comentado y que produjo un retroceso de más de 100 m en esa zona de la costa.


652

generado en esta zona. La media del NSM en esos 89 transectos retrogradantes ha sido de ‐43 m/año, valor sin duda muy elevado.

En la figura 6 se aprecian en color blanco los transectos retrogradantes que se encuentran en la parte interna de esta zona, en tono gris claro se señalan los transectos del inicio de la punta de la flecha, que presentan valores medios progradantes para el periodo completo, y en tonos oscuros los transectos con valores de progradación más elevados, que se corresponden con el extremo de la flecha.

Figura 6. Transectos de la punta de la flecha

4.1.1. Sub‐Periodos

Para el análisis por periodos hay que recurrir al EPR como único estadístico válido para comparar periodos de distinta duración. El resultado confirma lo expuesto hasta ahora, quedando aún más patente la ralentización en el crecimiento de la flecha, de modo que podríamos hablar incluso de una retrogradación a nivel general, tal y como queda patente con los histogramas y los estadísticos de la Figura 7.

En el histograma del periodo 1956‐1977 vemos como, a pesar de que la frecuencia más repetida corresponde a los valores entre ‐2.5 y 0 m/año, hay una gran abundancia de valores positivos, especialmente abundan los valores entre 5 y 15 m/año. La media es de 4.67 m/año, el máximo es de 40.4 m/año (8 transectos con tasas por encima de los 30 m/año) y el mínimo de ‐3.91 m/año. Solo el primer cuartil es negativo.

En el histograma del periodo 1977‐1998 se observa como los valores negativos (retroceso de la línea de costa) se disparan, hasta llegar a casi 170 de los 189 transectos. La media de los transectos es negativa (‐0.72 m/año), el valor máximo es de 27.36 m/año y el mínimo de ‐3.52 m/año. Es también destacable el que todos los cuartiles presenten valores negativos.

En el histograma del periodo 1998‐2008 se aprecia un ligero repunte con respecto a los valores del periodo anterior. No obstante la media sigue siendo negativa (‐0.24 m/año) y el aumento en ella se debe a un gran número de transectos con valores de avance muy bajos, entre 0 y 2.5 m/año (la


653

mayoría por debajo de 1 m/año). El valor máximo ha sido de 26.62 m/año y el mínimo, (que ha sido con diferencia el valor mínimo de los 3 periodos), de ‐11.92 m/año. Solo el último cuartil es positivo.

Figura 7. Histogramas y estadísticos por periodos

4.2. Evolución de las Fachadas Oceánica y Estuarina

Los valores para el periodo 1956‐2009 indican una tendencia estable o levemente retrogradante, con valores de ‐0.09 en el EPR, 34.83 m en el SCE y ‐4.86 m en el NSM en la fachada oceánica y de ‐0.03 de EPR, 13.01 de SCE y ‐1.6 de NSM en la fachada estuarina. Se trata de valores que en ambos casos (aún más en la fachada estuarina) muestran el poco dinamismo de estas 2 zonas.

La figura 8 ilustra otra de las características de estas fachadas, tanto para el periodo general 1956‐2009, como para los distintos sub‐periodos. Dicha característica es la existencia de cierta simetría en ambas fachadas costeras, con valores que tienden a contrarrestarse a cada lado de la flecha.

Las zonas de depósito se reparten sobre todo en la base y el extremo de la flecha en la fachada estuarina y en la parte más interna de la misma en la fachada estuarina, concentrándose aquí la erosión en la parte más próxima a la salida del Piedras


654

4.2.2. Sub‐Periodos

El análisis de los sub‐periodos señala una tendencia similar a la ya vista en la punta de la flecha, donde tras un primer periodo de crecimiento (en este caso estabilidad), se genera un periodo muy erosivo (Tablas 2 y 3) al que sucede un periodo en el que hay una tendencia hacia los valores más naturales del primer periodo. De cualquier forma, los valores mínimos del tercer periodo son los más bajos de los tres, pero esto se ve contrarrestado por el menor número de transectos retrogradantes que existen en este periodo (51.3% en la punta de la flecha, 58.1% en la fachada estuarina y tan solo el 25.6% en la fachada oceánica).

Puede verse también a través del rango existente en los datos, como se ha producido una reactivación de la dinámica de la flecha, ya que se dan en el periodo más reciente valores muy próximos (incluso superiores en las fachadas oceánica y estuarina), a los que se dieron en el periodo 1956‐1977.

Tabla 2. Resumen de los valores del EPR (m/año) por periodos y zonas en las fachadas

oceánica y estuarinas

Periodo Estadístico Punta de la

Flecha Fachada Oceánica

Fachada Estuarina

1956‐1977

Media 4.67 0.003 0.39 Mínima ‐3.91 ‐1.6 ‐0.88 Máxima 40.4 4 1.52 Rango 44.32 5.7 2.4

1977‐1998

Media ‐0.72 ‐0.77 ‐0.57 Mínima ‐3.52 ‐2.2 ‐0.94 Máxima 27.36 0.56 0.85 Rango 30.89 2.8 1.7

1998‐2008

Media ‐0.24 1.02 ‐0.11

Mínima ‐11.92 ‐2.03 ‐2.4

Máxima 26.62 0.7 1.5

Rango 38.55 5.9 3.9

En general, lo que se aprecia en los datos es la transición entre una situación en estado próximo al natural, hacia un estado muy alterado en el que la mayoría de la línea de costa presenta retroceso (809 de los 1415 transectos del total de la flecha retrogradaron en el periodo 1977‐1998), el cual parece que tiende a recuperarse en los últimos años.

En cualquier caso, hay que tener en cuenta que a pesar de estar analizando una tasa anual, el último periodo abarca prácticamente la mitad de los otros 2 periodos, lo que podría estar ocultando cambios de las medias ante procesos meteorológicos concretos.

Tabla 3. Transectos retrogradantes por zona y periodo.

Transectos Retrogradantes

Zonas Punta de la Flecha

% del total de

transectos

Fachada Oceánica

% del total de

transectos

Fachada Estuarina

% del total de

transectos

Suma Periodo

% del total de

transectosPeriodos

1956‐1977 82 43.4 385 62.3 333 54.8 800 56.5

1977‐1998 165 87.3 529 85.6 325 53.5 1019 72.0

1998‐2009 97 51.3 158 25.6 353 58.1 608 43.0

Media Zona 115 60.7 357 57.8 337 55.4 809 57.2


655

Figura 8. Evolución de las fachadas oceánica y estuarina


656

5. CONCLUSIONES

La conclusión principal de este estudio es que, aunque no hay duda de que la flecha del Rompido presenta un crecimiento espectacular en su extremo, hay razones para hablar de que en el conjunto de esta forma costera se está produciendo una retrogradación, que además se está viendo agravada con el transcurrir de los años. Especialmente importante fue el retroceso visto en el periodo 1977‐1998, algo lógico teniendo en cuenta que se corresponde con la época en la que comenzaron a funcionar la mayoría de las actuaciones antrópicas citadas al principio de este trabajo.

Parece existir en el periodo más reciente una recuperación del ritmo de crecimiento, no obstante en 2 de las 3 zonas (punta de la flecha y fachada estuarina) los valores medios siguen siendo retrogradantes. Tan solo en la fachada oceánica se dan valores progradantes en este periodo, quizás influenciado por los efectos del dragado del canal del Piedras.

Otro factor a considerar es el “juego” o equilibrio que parece haber entre las fachadas estuarina y oceánica de la flecha, ya que tanto en los mapas como en los valores generales mostrados en las Tablas 2 y 3, se observa que parece existir una respuesta contraria en estas fachadas, tanto en los valores como en las zonas de erosión/depósito.

Otra conclusión importante es la necesidad de hacer un seguimiento con una escala temporal mucho más reducida, a ser posible anual, de modo que permita elaborar un modelo de comportamiento en función de las condiciones climáticas, que se han obviado en este trabajo.

Finalmente puede ser preocupante, en el contexto del Cambio Climático y posible subida del nivel del mar en el que nos encontramos, el hecho de que la mayoría de la flecha presente valores retrogradantes, más aun teniendo en cuenta la apertura del ángulo de la flecha ya visto, que parece conllevar también un estrechamiento. Estos fenómenos podrían tal vez concluir con la ruptura de la flecha, o cuando menos a hacerla más vulnerable, ante episodios de alta energía. BIBLIOGRAFÍA • Borrego J., Morales J.A. y Pendón J.G., 1992, Efectos derivados de las actuaciones antrópicas sobre los ritmos de crecimiento de la flecha litoral de El Rompido (Huelva). Geogaceta, 11, pp. 89‐92. • Ojeda Zújar, J., 2000, Métodos para el cálculo de la erosión costera. Revisión, tendencias y propuestas. Boletín de la Asociación de Geógrafos Españoles, nº 30, pp 103‐119. • Pendón J.G., 1999, La costa de Huelva. Ed. Servicio de Publicaciones de la Universidad de Huelva, Huelva. • Peña Olivas, J.M. y Medina Valverde, J.M., 1992, Dinámica sedimentaria exterior del canal de Huelva. Ingeniería Civil, 85. pp 45‐50. • Rodríguez Ramírez A., Cáceres L. M., Rodríguez Vidal J., Flores E., Cantano M y Guerrero V., 1997, Cambios Morfológicos y tasas recientes de erosión‐depósito en la costa atlántica oriental de Huelva (España). Geogaceta, 21, pp. 187‐189. • Rodríguez Ramírez A., Cáceres Puro L.M., Rodríguez Vidal J. y Flores Hurtado E., 1999, Modificación Antropogénica de la dinámica marina en la costa de Mazagón (Huelva). Avances en el estudio del cuaternario español, pp. 43‐48. • Rodríguez Ramírez A., Cáceres L. M., Rodríguez Vidal J. y Cantano M., 2000, Relación entre clima y génesis de crestas/surcos de playa en los últimos 40 años (Huelva, Golfo de Cádiz). Rev. C. & G., 14 (3‐4), pp.109‐113. • Vallejo, I., 2007, Caracterización Geomorfológica y Análisis de la Evolución Reciente del Sistema de Dunas Activas del Parque Nacional de Doñana. Tesis Doctoral. Universidad de Sevilla.


657

2.26. FLORÍSTICA E ESTRUTURA DE UMA FLORESTA PALUDOSA INSERIDA NO PARQUE ESTADUAL DA RESTINGA DE BERTIOGA (SÃO PAULO, BRASIL)*

F. A. Pinto‐Sobrinho1, C. R. de G. Souza1,2

1Departamento de Geografia Física‐FFLCH/Universidade de São Paulo. Av. Prof. Lineu Prestes, 338. 05508‐080. São Paulo (SP). [email protected] 2Instituto Geológico‐SMA/SP. Avenida Miguel Stéfano, 3900. 04301‐903. São Paulo (SP). [email protected] ; [email protected] * Financimento Fapesp: proc. n008/56341/2 e proc. nº 08/58549‐0) Palavras‐chave: Floresta Paludosa, planície costeira, florística, estrutura, Bertioga (Brasil). RESUMO O recém‐criado Parque Estadual da Restinga de Bertioga (PERB), com área de 9.312,32 hectares (ha), está inserido na planície costeira de Bertioga (SP) e foi criado com o objetivo de preservar 98% dos remanescentes de mata de planície costeira da Baixada Santista. Nesse parque são encontradas praticamente todas as fitofisionomias florestais descritas na Resolução Conama nº 07/1996 (descreve os tipos fitofisionômicos de vegetação de “restinga” do Estado de São Paulo e seus diferentes estágios sucessionais), dentre elas a Floresta Paludosa, objeto do presente estudo. Toda essa matriz vegetacional guarda estreita relação com todos os registros geológicos‐geomorfológicos da evolução quaternária da planície costeira paulista. A Floresta Paludosa estudada, também conhecida como “caxetal” devido à alta densidade de caxeta (árvores pertencentes à espécie Tabebuia cassinoides Lam.), localiza‐se na parte central da bacia do Rio Itaguaré, onde há uma depressão paleolagunar‐ estuarina de idade holocênica, coberta por sedimentos paludiais e organossolos, em ambiente altamente redutor e com lençol freático aflorante. A composição florística e a estrutura fitossociológica dessa floresta foram investigadas através da amostragem por parcelas, sendo incluídos todos os indivíduos com 10 cm ou mais de diâmetro a 1,3 cm de altura do fuste (DAP). Um total de 20 espécies e 11 famílias botânicas foram coletadas, resultando em uma densidade total de 144 ind/ha. A amostragem foi suficientemente representativa da diversidade de espécies arbóreas locais. A família com maior riqueza de espécie foi Myrtaceae. Tabebuia cassinoides foi a espécie que apresentou o maior índice de valor de importância (VI). A sua grande densidade torna‐a a espécie indicadora dessa tipologia florestal. A relação alométrica entre a altura e o diâmetro dos indivíduos sugere uma correlação positiva (r= 0,609, p<0,0001), mostrando a estreita relação entre o crescimento diamétrico e a altura das árvores. Além do potencial econômico reconhecido das florestas paludosas costeiras, devido às pressões pela utilização da madeira da caxeta para diversos fins comerciais, elas merecem especial atenção pela sua particular fragilidade. Assim, estudos dessa natureza são de grande importância para o melhor entendimento desses sensíveis ecossistemas, pois criam um arcabouço científico útil para a conservação, o manejo e a recuperação dos mesmos. Os resultados obtidos poderão subsidiar o futuro Plano de Manejo do PERB. 1.INTRODUÇÃO

O litoral Brasileiro pode ser definido atualmente como uma zona de usos múltiplos, pois em sua extensão é possível variadíssimas formas de ocupação do solo e a manifestação das mais diferentes atividades humanas. Defronta‐se na zona costeira, desde a presença de tribos coletoras quase isoladas até plantas industriais de última geração, desde comunidades vivendo em gêneros de vidas tradicionais até metrópoles dotadas de toda modernidade que lhes caracteriza. Enfim trata‐se de um universo marcado pela diversidade e convivência de padrões díspares, redundando em uma alta conflituosidade potencial no uso do solo (MORAES, 2007).


658

A gestão e conservação das Zonas Costeiras brasileiras é assegurada pela Lei Federal nº. 7.661, de 16.05.1988 que institui o Plano Nacional de Gerenciamento Costeiro (PNGC) e posterior resolução 005/97, que definiu o II PNGC. O artigo 3° dessa lei atribui como função do PNGC o zoneamento de usos e atividades na Zona Costeira dando prioridade à conservação e proteção, entre outros, dos recursos naturais, renováveis e não renováveis; recifes, parcéis e bancos de algas; ilhas costeiras e oceânicas; sistemas fluviais, estuarinos e lagunares, baías e enseadas; praias; promontórios, costões e grutas marinhas; restingas e dunas; florestas litorâneas, manguezais e pradarias submersas; sítios ecológicos de relevância cultural e demais unidades naturais de preservação permanente; monumentos que integrem o patrimônio natural, histórico, paleontológico, espeleológico, geológico, arqueológico, étnico, cultural e paisagístico. Apesar da legislação vigente descrita acima proteger as zonas costeiras, a mesma continua passando por uma série de conflitos de uso e ocupação do solo e conservação dos seus recursos naturais.

Figura 1. Setorização do litoral do Estado de São Paulo, Sudeste do Brasil

Fuente: Souza et al. 2008.

O estado de São Paulo possui um longo litoral dividido politicamente em três setores (Figura 1):

Litoral Sul, Baixada Santista e Litoral Norte. Segundo dados da SEAD (2008) um total de 2.000.000 de habitantes vivem nos 16 municípios litorâneos paulista. Souza & Luna (2008) com base nos dados da SEAD (2008) alertam para a elevada taxa de crescimento demográfico que o litoral vem apresentando, muito acima da média estadual. Juntamente com esse crescimento demográfico desordenado é de se esperar uma série de problemas socioambientais. Souza et al. (2001) associa o processo acelerado de degradação ambiental e outros impactos negativos no litoral paulista às pressões socioeconômicas decorrentes do crescimento populacional.

Dentre os problemas ambientais mais ocorrentes devido à ocupação desordenada dessas áreas costeiras tanto no litoral Paulista como em todo o País pode‐se citar, poluição de praias, ocupação de vertentes, campos de dunas, planícies fluviais, aterramento de mangues, contaminação de rios, lagos e lagoas e derrubada da vegetação existente sobre as planícies costeiras. Apesar desse quadro, a zona costeira de São Paulo segundo Souza & Luna (2007) ainda guarda grande diversidade de ambientes naturais, evidenciados pela presença de extensos maciços preservados de Mata Atlântica e fragmentos de seus ecossistemas associados, esses representados por manguezais e as diversas fitofisionomias que recobrem as planícies costeiras e as baixas e médias


659

encostas da Serra do Mar, denominadas de “Vegetação de Restinga” pela Resolução Conama nº 7 de 23 de julho de 1996.

Dentre as áreas costeiras que se encontram bem preservadas no estado de São Paulo pode‐se destacar o município de Bertioga que fica inserido no litoral central de São Paulo, essa região formada por três bacias hidrográficas (Itapanhaú, Itaguaré e Guaratuba) possui uma extensa planície costeira formada, segundo Souza et al. (2009), por uma grande geodiversidade de ambientes sedimentares que foram deposicionados em diferentes épocas desde o quaternário (Pleistocêno e Holocêno) até o momento atual. Sobre esses ambientes sedimentares esta presente um grande mosaico de vegetação que segundo Souza et al. (2009) é influenciada pelo tipo de sedimento e solos. Essa vegetação conforme descrita por Lopes (2007) compreende desde forma herbácea até florestais.

De acordo com dados da WWF‐Brasil (2011) a vegetação presente na planície costeira de Bertioga apresenta grande diversidade de fitofisionomias representada por uma flora vascular riquíssima, com aproximadamente 1.000 espécies e 140 famílias botânicas, sendo aproximadamente 13% das espécies referidas para o Estado de São Paulo. Além da elevada riqueza, 44 espécies ameaçadas de extinção foram encontradas na região, algumas delas citadas como em perigo ou criticamente em perigo de extinção. Além destas, foram registradas 17 espécies endêmicas dos Estados de São Paulo e Rio de Janeiro. Atualmente devido a essas particularidades ambientais grande parte dessa região esta inserida no recém criado Parque Estadual da Restinga de Bertioga (PERB), que apresenta área total de 9.312,32 hectares (ha).

Na Planície Costeira de Bertioga mais especificamente nas bacias hidrográficas dos rios Itaguaré e Guaratuba, que fazem parte do PERB, Lopes (2007) descreveu com base na classificação da Resolução Conama nº 7 de 23 de julho de 1996 seis tipologias florestais: Floresta baixa de Restinga, Floresta alta de Restinga, Floresta alta de Restinga úmida, Floresta Aluvial, Floresta de Transição Restinga – encosta da Serra do Mar e a Floresta Paludosa, alvo do presente estudo.

A Floresta Paludosa também conhecida como “caxetal” devido à alta densidade de caxeta (árvores pertencentes à espécie Tabebuia cassinoides Lam.) ocorre em ambientes onde o lençol freático é afloreante praticamente o ano todo. Devido a esse ambiente altamente redutor apenas espécies adaptadas conseguem se estabelecer, fator esse que justifica a baixa diversidade de espécies arbóreas (ASSIS, 1999; VANINI, 1999; GALVÃO, 2002; PINTO‐SOBRINHO, 2011).

Com distribuição atual fragmentada e restrita essa tipologia ocorre no Brasil segundo Gentry (1992) do norte do Espirito Santo até o Paraná. Além do potencial econômico reconhecido desse tipo de florestas devido à ampla utilidade da madeira da caxeta (ASSIS, 1999; VANINI, 1999; GALVÃO, 2002), fato esse que causou uma exploração excessiva dessa espécie, pelas industrias de calçados, lápis e artesanato, num passado recente, devido a qualidade da madeira dessa espécie, a Floresta Paludosa merece especial atenção devido a sua particularidade e fragilidade, uma vez que se encontram em áreas de planície costeira, uma das mais afetadas pela ocupação antrópica.

Nesse sentido o presente estudo objetivou caracterizar a estrutura florística e fitossociológica de uma Floresta Paludosa inserida no interior da Planície Costeira da Bacia do Rio Itaguaré, município de Bertioga, Estado de São Paulo (Brasil). Esses resultados poderão ser úteis para o plano de manejo do PERB, além de servir como subsídios para projetos de restauração e conservação das Florestas Paludosas do estado de São Paulo. 2. MATERIAL E MÉTODOS

O município de Bertioga possui área total de 482 km2, que correspondem a 20,3% de todo o território da Região Metropolitana da Baixada Santista (Litoral central de São Paulo), sendo drenado pelas bacias hidrográficas, dos rios Itapanhaú, Itaguaré e Guaratuba.

De acordo com as Normais Climatológicas do INMET, obtidas entre 1961 e 1990, o município de Bertioga apresenta temperatura média anual entre 20°C e 22°C. As médias mensais mais altas ocorrem nos meses de dezembro a março com valores entre 22°C e 24°C, e as mais baixas nos meses de junho a agosto com valores entre 16°C e 18°C. Os meses mais quentes são também os mais


660

úmidos. Os dados de chuva acumulada de Bertioga do posto São Lourenço ‐ DAEE – SP (prefixo E125, Latitude 23°48’ e Longitude 46°00’), série histórica de 1970 a 1994, apresentam a maior pluviosidade média no mês de janeiro com 283,68 mm. Esse valor vai baixando até agosto, quando a pluviosidade média é de 77,85 mm (PEREIRA & SOUZA, 2010).

A Floresta Paludosa estudada esta situada na bacia do Rio Itaguaré, a qual ocupa 89,91 km², correspondente a 18,7% do território municipal. Esta bacia está quase em sua totalidade recoberta por vegetação nativa, agora protegida integralmente pelo PERB.

Na planície costeira do Itaguaré afloram quatro gerações de depósitos marinhos quaternários, duas pleistocênicas e duas holocênicas, depósitos paleolagunares‐ estuarinos, paludiais, fluviais e coluviais (SOUZA, 2007).

Associado a esses depósitos estão sete tipologias florestais, entre elas a Floresta Paludosa (LOPES,2007; SOUZA ET AL., 2009).

A Floresta Paludosa está presente no meio da planície costeira, associada às porções mais profundas de uma depressão Paleolagunar estuarina holocênicas, onde atualmente afloram sedimentos paludias com Organossolos Sápricos e Gleissolos Melânicos e, localmente Gleissolos Háplicos quando associada a pequenos canais fluviais atuais (SOUZA ET AL., 2009). Essas áreas ficam permanentemente inundadas devido ao afloramento do lençol freático.

A vegetação foi inventariada pelo método de parcelas (BRAUN‐BLANQUET,1979). Foram alocadas sistematicamente 8 parcelas de 10 x12,5m. Todos os indivíduos arbóreos com DAP ≥ 10 cm foram mensurados e coletados ramos para amostra botânica.

A identificação do material botânico foi feita com base na bibliografia especializada, e por comparação com exsicatas dos Herbário Dom Bento Pickel (SPSF) do Instituto florestal de São Paulo. O sistema de classificação adotado foi o APG II (2003).

Os parâmetros fitossociológicos estimados, segundo Mueller‐Dombois e Ellenberg (1974) foram densidade, frequência e dominância, sobre os quais foi calculado o valor de importância. Para calcular os referidos parâmetros, utilizou‐se o software MATA NATIVA 2.

A diversidade da área foi estimada com base no índice de Shannon (H’) (MAGURRAN, 1988). Para analisar a estrutura vertical da área, utilizou‐se o critério recomendado por Souza (1996), em

que o perfil vertical é dividido nos seguintes estratos de altura: estrato inferior (EI), estrato médio (EM) e estrato superior (ES), sendo as alturas dos limites entre os três estratos assim calculados: EI = H <(Hm – 1s); EM = (Hm – 1s) ≤ H< (Hm + 1s); ES = H ≥ (Hm + 1s), sendo H a altura total, Hm a altura média e s o desvio padrão das alturas. 3. RESULTADOS E DISCUSSÃO

A floresta estudada se caracterizou por uma baixa riqueza de espécies totalizando 20 espécies distribuídas na tabela 1. Uma baixa riqueza de espécies também caracterizou os estudos em florestas paludosas no estado de São Paulo (VANINI, 1999 encontrou 20 espécies na Fazenda Retiro no município de Iguape, 19 spp na Estação Ecológica Chauás e 35 spp na Estação Ecológica Juréia‐Itatins; Assis, 1999 em Pinciguaba encontrou 16 espécies) e Paraná (Galvão et al. 1999 encontrou uma baixa riqueza florística nas sete florestas paludosas estudadas no estado do Paraná)

A família com maior riqueza específica foi Myrtaceae, representada por quatro espécies vindo em seguida Leguminosae com três. Myrtaceae também aparece como família mais importante nas Florestas paludosas estudadas por Vanini (1999) no Vale do Ribeira em São Paulo e em todas as áreas paludosas estudadas por Galvão (1999) no estado do Paraná.


661

Tabela 1. Listagem florística das espécies amostradas na Floresta paludosa presente na planície costeira da bacia do rio Itaguaré, Bertioga (SP)

BIGNONIACEAE MYRTACEAETabebuia alba (Cham.) Sandw. Calyptranthes lucidaMart. ex DC. Tabebuia cassinoides (Lam.) DC Eugenia sulcata Spring ex. Mart. BOMBACACEAE Myrcia bicarinata (O. Berg) D. Legrand Eriotheca pentaphylla (Vell.) A.Robyns Myrcia pubipetalaMiq. CLUSIACAEA NYCTAGINACEAECallophyllum brasiliense Cambess Guapira noxia (Netto) Lundell Garcinia gardineriana (Planch. & Triana) Zappi Guapira opposita (Vell.) ELAEOCARPACEAE Nyctaginaceae sp1Sloanea guianensis (Aubl.) Benth. SAPINDACEAEEUPHORBIACEAE Matayba guianensis Aubl. Alchornea triplinervea (Spreng.) Müll.Arg. SOLANACEAELEGUMINOSAE Solandra aff. grandiflora Sw. Balizia pedicellaris (DC.) Barneby & J.W.Grimes SAPOTACEAELeguminosa sp1 Manilkara subsericea (Mart.) Dubard MELIACEAE Guarea macrophylla Vahl.

Foi estimada uma baixa densidade de indivíduos por hectare (450 ind/ha‐1) na área, o DAP médio estimado foi de 22 cm perfazendo uma área basal de 22,2 m2/ha, as árvores se distribuem de forma bastante espaçada formando um dossel bem aberto.

Comparando os parâmetros estruturais (DAP e altura) da presente área com os descritos pela Resolução CONAMA n07 de 23 de Julho de 1996 para as Florestas Paludosas do estado de São Paulo percebe‐se uma maior maturidade estrutural na área de estudo, tanto em altura, onde a média é de 18m, ultrapassando os 10m descritos pela Resolução quanto em DAP, onde os indivíduos atingem classes diamétricas superiores (Figura 2) à descrita pela resolução que caracteriza o diâmetro das árvores em torno de 15 cm. Vanini (1999) também encontrou florestas mais desenvolvidas estruturalmente, com espécies atingindo alturas médias variando de 10‐15 m e indivíduos emergentes ultrapassando os 20 m. Tabela 2. Tabela da análise fitossociológica da Floresta Paludosa amostrada na planície costeira da

bacia do rio Itaguaré, Bertioga (SP). DA = densidade de indivíduos por hectare; DoA = área basal por hectare; DR = densidade relativa; FR = frequência relativa; DoR = dominância relativa; VI (%) = valor de

importância relativo.

Nome Científico DA DoA DR FR DoR VI VI (%)Tabebuia cassinoides 130 3,6 28,9 12,5 16,4 57,7 19,3Manilkara subsericea 30 3,6 6,7 6,3 16,4 29,3 9,8Callophyllum brasiliense 10 4,7 2,2 3,1 21 26,4 8,8Eriotheca pentaphylla 40 0,9 8,9 9,4 4,2 22,4 7,5Balizia pedicellaris 20 2,5 4,4 6,3 11,1 21,8 7,3Eugenia sulcata 40 0,6 8,9 9,4 2,6 20,9 7Calyptranthes lucida 20 0,8 4,4 6,3 3,8 14,5 4,8Tabebuia alba 20 0,7 4,4 6,3 3,1 13,8 4,6Sloanea guianensis 20 0,7 4,4 6,3 3 13,7 4,6Myrcia bicarinata 20 0,9 4,4 3,1 4,2 11,7 3,9Matayba guianensis 10 0,7 2,2 3,1 3 8,3 2,8


662

Guapira opposita 10 0,6 2,2 3,1 2,5 7,9 2,6Guapira noxia 10 0,5 2,2 3,1 2,2 7,6 2,5Alchornea triplinervea 10 0,4 2,2 3,1 1,9 7,3 2,4Myrcia pubipetala Miq. 10 0,3 2,2 3,1 1,5 6,8 2,3Solandra aff. grandiflora 10 0,2 2,2 3,1 0,9 6,3 2,1Guarea macrophylla 10 0,2 2,2 3,1 0,8 6,1 2Leguminosa sp1 10 0,2 2,2 3,1 0,7 6,1 2Nyctaginaceae sp1 10 0,1 2,2 3,1 0,4 5,7 1,9Garcinia gardineriana 10 0,1 2,2 3,1 0,4 5,7 1,9Total 450 22,2 100 100 100 300 100

Entre as características típicas dessa tipologia descrita pela resolução e também observadas na área de estudo, pode‐se citar o dossel aberto, lençol freático aflorante praticamente o ano todo, árvores bem espaçadas e a presença das espécie indicadoras Tabebuia cassinoides (caxeta) e Callophyllum brasiliensis (guanandi), sendo a primeira, a espécie mais abundante em toda a área (Tabela 2). As mesmas características foram também descritas por Vanini (1999) em todas as áreas estudadas.

No presente estudo Tabebuia cassinoides apresentou a maior densidade relativa (DR=28,9%) em seguida as espécies mais abundantes foram Eriotheca pentaphylla e Eugenia sulcata (DR=8,9%). Vanini (1999) e Assis (1999) no estado de São Paulo e Galvão (1999) no Paraná também encontraram a espécie Tabebuia Cassinoides como a de maior densidade em todas as áreas estudadas.

Referente à dominância tiveram destaque no presente estudo Callophyllum brasiliense (DoR = 21%) e Manilkara subsericea (ambas com DoR = 16,4%), das sete áreas estudadas por Galvão et al., (2002), Callophyllum brasiliense aparece como espécie de maior DoR apenas em duas área (Guaratuba 2 e Alexandra Martinho), Já Tabebuia cassinoides aparece com maior DoA nas cinco áreas restantes. Essa espécie também se destaca como a de maior DoR nos estudos de Assis (1999) e nas três áreas estudadas por Vanini (1999).

Quanto ao valor de importância (VI) teve destaque Tabebuia cassinoides (57,7), vindo em seguida Manilkara subsericea (29,3) e Callophyllum brasiliense (26,4). Tabebuia cassinoides teve seu destaque tanto pela sua grande densidade quanto pela presença de indivíduos na maioria das parcelas acarretando uma alta frequência e também devido ao alto somatório das áreas basais dos indivíduos resultando numa elevada dominância (DoR). Manilkara subsericea e Callophyllum brasiliense tiveram seus elevados valores de VI mais em função da alta dominância. O estudo realizado por Galvão (1999) e por Vanini (1999) também encontraram Tabebuia cassinoides como espécie mais importante, o mesmo ocorreu em seis das sete áreas estudadas por Assis (1999), apenas a área chamada Guaratuba 2 se diferenciou das demais uma vez que o autor encontrou Callophyllum brasiliense como a espécie de maior VI.

A distribuição diamétrica da tipologias estudadas (Figura 2) apresentou um padrão comum às florestas nativas, conhecido como “J”invertido, caracterizado um estoque de indivíduos nas pequenas classes diamétricas onde 84% dos indivíduos estão inseridos nas duas primeiras classes de DAP, e a diminuição dos mesmos nas grandes classes de DAP.


663

Figura 2. Distribuição diamétrica das árvores amostrados na floresta Paludosa presente na planície costeira da bacia do rio Itaguaré, Bertioga (SP)

A ausência de indivíduos em certas classes conforme apresentado no histograma da figura 2 mostra uma distribuição desbalanceada, indicando que o ciclo de vida de algumas espécies que alcançariam diâmetros maiores não esta se completando, fato esse que pode ocorrer devido a distúrbio natural ou antrópico.

Na floresta estudada pode‐se perceber um padrão de distribuição de altura que acompanha no geral o desenvolvimento em diâmetro fato esse comprovado pelo gráfico da relação alométrica entre a altura e o diâmetro (Figura 3), onde ambos possuem uma correlação relativamente alta (r = 0,609, p<0,0001), indicando que na medida em que a floresta se desenvolve em DAP a altura tende a aumentar. A relação alométrica pode ser também uma boa ferramenta para analisar o padrão de estratificação de uma floresta, Pinto‐Sobrinho e Souza (2010) ao utilizarem a relação alométrica entre diferentes florestas de restinga nas bacias dos rios Itaguaré e Guaratuba, também em Bertioga, perceberam diferenças estruturais marcantes e associaram as mesmas com a evolução do solo local e com o tipo de substrato geológico. Christo et al. 2009 utilizou essa análise para identificar descontinuidades no estrato vertical de uma floresta de terras baixas em Silva Jardim, Rio de Janeiro.

Quanto à estrutura vertical (figura 3) percebe‐se que a maior porcentagem de indivíduos arbóreos (60%) se concentram no estrato médio de altura (EM) que engloba as alturas de 11,5 a 24 m. Dentre as espécies mais representativas desse estrato pode‐se citar Tabebuia cassinoides, Eriotheca pentaphylla, Eugenia sulcata e Calyptranthes lucida. No estrato superior (ES) se destacaram dentre as espécies mais presentes Tabebuia cassinoides, Manilkara subsericea e Myrcia bicarinata. De acordo com Souza et al.(2003), a análise da estratificação vertical da floresta é importante pois é um indicador de riqueza, diversidade, crescimento e produção de biomassa, sendo um importante indicador de sustentabilidade ambiental, uma vez que nos estratos verticais de uma floresta natural coexistem diferentes grupos de plantas e animais que ocupam diferentes nichos.


664

Figura 3. Estrutura vertical e relação alométrica entre altura (m) e DAP (cm) dos indivíduos amostrados na floresta Paludosa presente na planície costeira da bacia do rio Itaguaré, Bertioga

(SP). EI = estrato inferior, EM = estrato médio e ES = estrato superior

4. CONCLUSÃO

A área estudada possui uma baixa riqueza de espécies arbóreas, característica que parece ser comum a essa tipologia tanto em São Paulo como no Paraná

Myrtaceae apresentou a maior riqueza específica, aparecendo também como família mais rica em espécie na maioria dos estudos comparados com o presente estudo.

Tabebuia cassinoides é a espécie indicadora dessas áreas paludosas uma vez que apresenta uma elevada densidade de indivíduos na presente área de estudo e em todas as áreas comparadas no estado de São Paulo e Paraná.

Dentre as espécies arbóreas com potencial para restauração desses ambientes paludiais tomando como base as espécies mais adaptadas devido a alta densidade destacaram‐se Tabebuia cassinoides, Eriotheca pentaphylla, Eugenia sulcata e Manilkara subsericea.

Percebe‐se um padrão de estratificação contínuo através da análise alométrica, onde à medida que as árvores aumentam em DAP tendem no geral a aumentar em altura. Percebe‐se uma clara estratificação vertical na comunidade florestal estudada. AGRADEÇIMENTO

À FAPESP (Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo) pelo auxílio financeiro através das bolsas de pesquisa (proc. n008/56341/2 e proc. nº 08/58549‐0).

BIBLIOGRAFIA

• APG II., 2003. An update of APG classification for the orders and families of flowering plants. Linnean Society. Botanical Journal, London,, v. 141, p. 399‐436, • Assis, M. A., 1999. Florística e caracterização das comunidades vegetais da Planície Costeira de Picinguaba, Ubatuba – SP. Tese de Doutorado, Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 254p. • Braun‐Blanquet, J., (1979) Fitossociologia – Bases para el estudio de las comunidades vegetales. Madrid, H. Blume Ediciones. 440 pp.


665

• Christo, A. G., Guedes‐Bruni, R. R., Fonseca‐Kruel, V. S.,. 2006. Uso de recursos vegetais em comunidades rurais limítrofes à Reserva Biológica de Poço das Antas, Silva Jardim, RJ: Estudo de caso na Gleba Aldeia Velha. Rodriguésia, v. 57, p. 519‐542, 2006. • Galvão, F., Roderjan, C. V., Kuniyoshi, Y. S., Ziller, S. R., 2002. Composição Florística de Caxetais do litoral do estado do paraná ‐ Brasil. Floresta, v.32(1): 17‐39 • Lopes, E.A., 2007. Formações florestais de planície costeira e baixa encosta e sua relação com o substrato geológico nas bacias dos rios Itaguaré e Guaratuba (Bertioga ‐ SP). Instituto de Botânica, São Paulo, Dissertação de Mestrado, 81 p. + anexos. • MAGURRAN, 1988. A. E. Ecological diversity and its measurement. New Jersey:Princeton University Press,. 192 p. • Moraes, A. C. R., 2007., Contribuições para a gestão da zona costeira do Brasil: elementos para uma geografia do litoral brasileiro. 1ª. ed. São Paulo: Annablume, v. 01. 232 p. • Mueller‐Dombois, D.; Ellemberg, H. 1974., Aims and methods of vegetation ecology. New York: J.Wiley & Sons. 547 p. • Pereira, D. S. e Souza. C.R. G., 2010. Variação horizontal da temperatura e da umidade relativa do ar entre a praia e as encostas da Serra do Mar da região de Bertioga (São Paulo, Brasil). In: VI Seminário Latino Americano de Geografia Física e II Seminário Ibero Americano de Geografia Física, Coimbra (Portugal), 26‐30/05/2010, Actas, http://www.uc.pt/fluc/cegot/VISLAGF/actas/tema3/daniel, p.1‐12. • Pinto‐Sobrinho, F. A e Souza, C. R. G. 2011., Aspectos florísticos de uma Floresta Paludosa sobre a Planície Costeira do rio Guaratuba, Bertioga (SP). In: X Congresso de Ecologia, São Lourenço ‐ MG. 2011. • SEADE – FUNDAÇÃO SISTEMA ESTADUAL DE ANÁLISE DE DADOS. 2008. População. Perfil Municipal e Projeções Populacionais. (www.seade.sp.gov.br Acesso em 05/11/2008). • Souza, A. L.; Meira‐Neto, J. A. A.; Schettino, S., 1996. Avaliação fitossociológica. Viçosa, MG, SIF/DEF.. 289 p. Relatório final do Convênio SIF/BSCEL32STO25. • Souza, C. R. G.; Vedovello, R.; Brollo, M. J.; Tominaga, L. K.; Santoro, J. Holl, M. C., 2001. A cartografia geotécnica no sistema integrador de informacoes geoambientais para a zona costeira de Sao Paulo (Projeto SIIGAL). In: ABGE, SIMPÓSIO BRASILEIRO DE CARTOGRAFIA GEOTECNICA, 4, Brasilia. Anais, CD‐ROM. • Souza, C. R. G., Moreira, M. G & Lopes, E. A. 2009. Coastal plain and low‐medium slope sub‐biomes: a new approach based on studies developed in Bertioga (SP). Brazilian Journal of Ecology, v. 8, p. 1‐13. • Souza, C.R. de G., 2007. Ambientes sedimentares de planicie costeira e baixa‐media encosta em Bertioga (SP). In: ABEQUA, CONGRESSO DA ASSOCIACAO BRASILEIRA DE ESTUDOS DO QUATERNARIO, 11, Belem, Anais, CD‐ROM. • Souza D. R., Souza, A. L., Leite, H. G., 2003. Emprego de análise multivariada para estratificaçãoverticalde florestas inequianeas. Revista Árvore, Viçosa, 27(1): 59‐63. • Vanini, A., 1999. Estudo comparativo de dois métodos de amostragem fitossociológica em caixetais (floresta Ombrófila denda permanentemente alagada). Piracicaba, 116p. tese (Mestrado). scola superior de agricultura Luiz de Queiroz. Universidade de são Paulo. • WWF Brasil. 2008. Diagnóstico socioambiental para criação de Unidades de Conservação Polígono Bertioga. Relatório Final. acessado em agosto de 2011. http://assets.wwfbr.panda.org/downloads/diagnostico_socioambiental_para_criacao_de_unidades_de_conservacao.pdf.


666

2.27. GESTIÓN DE LA INVASIÓN DE LA ESPECIE INVASORA SPARTINA DENSIFLORA EN LAS MARISMAS DEL GOLFO DE CÁDIZ. IMPLICACIONES DEL

CAMBIO CLIMÁTICO SOBRE SUS RESPUESTAS ECOFISIOLÓGICAS

E. Mateos‐Naranjo1, L. Andrades‐Moreno1, J. Cambrollé1, M.E. Figueroa1, C. Luque2, E.M. Castellanos2, A. Velez2, A. García2, A. Pérez2, S. Redondo‐Gómez1

1. Departamento de Biología Vegetal y Ecología, Facultad de Biología, Universidad de Sevilla, Apartado 1095, 41080 ‐ Sevilla, España, [email protected]. 2. Departamento de Biología Ambiental y Salud Pública, Facultad de Ciencias Experimentales, Universidad de Huelva, 21071 ‐ Huelva, España, [email protected]. Palabras clave: Invasiones biológicas, gestión, cambio climático. RESUMEN

Las marismas son ecosistemas frontera entre los medios terrestre y costero, que se distribuyen a

lo largo de los estuarios de latitudes medias y altas de todo el mundo. Se trata de ecosistemas de gran importancia tanto ecológica como medioambiental y socio‐económica. A pesar de la importancia de las marismas, son ecosistemas con graves problemas de conservación, derivados principalmente de la actividad humana.

Actualmente, la introducción de especies exóticas invasoras está adquiriendo gran peso en la problemática de la conservación de las marismas. La introducción de seres vivos fuera de su área de distribución natural supone, tras la destrucción de los hábitats, el segundo problema ambiental por orden de magnitud que afecta a la Biosfera a escala global.

Spartina densiflora, es una gramínea de origen sudamericano, que está invadiendo marismas del norte de América, del norte de África y el suroeste de Europa. En Europa, la presencia de esta especie se restringe al Golfo de Cádiz donde invade muchos estuarios con diferente grado e intensidad de invasión. La invasión de S. densiflora en el Golfo de Cádiz es uno de los problemas de conservación más graves a los que se enfrentan las marismas andaluzas, ya que los efectos deletéreos que se derivan de la invasión de esta especie sobre estos ecosistemas son muy variados: (1) la alteración de la red de drenaje; (2) se dan pérdidas de hábitats debido a su forma de crecimiento; (3) esta pérdida de hábitats incide directamente en la pérdida de riqueza específica y diversidad genotípica. (4) Interfiere en los procesos de sucesión primaria y secundaria; (5) se da la disminución de la tasa de descomposición, de la productividad y de la producción y (6) se ha descrito en especies del género Spartina la intervención en procesos de hibridación con especies nativas, que suponen un grave riesgo ecológico para el ecosistema al generarse híbridos fértiles, de gran capacidad competitiva.

En vista de toda la problemática que subyace a la invasión de S. densiflora en los complejos marismeños del Golfo de Cádiz es necesario elaborar un plan de gestión dirigido a luchar eficazmente contra la invasión de esta especie en las marismas andaluzas. Para la elaboración de cualquier programa de gestión de una especie invasora, se marcan diferentes objetivos. Uno de ellos es profundizar en el conocimiento de la biología, ecología y fisiología de la especie objeto de los diferentes programas de gestión.

Uno de los aspectos fundamentales a dilucidar es como el Cambio Climático puede afectar a la invasión de esta especie y en que medida las nuevas condiciones ambientales que se darán podrán alterar los patrones de invasión y tolerancia de esta especie. Para lo cual se ha propuesto un trabajo en el que se ha analizado el efecto del incremento del CO2 atmosférico sobre el crecimiento y la fisiología de esta especie invasora. Nuestros resultados mostraron como el incremento del CO2 tendrá un efecto positivo sobre el desarrollo de esta especie lo que supondrá un favorecimiento del potencial invasor de S. densiflora en las marismas del Golfo de Cádiz. Esta información es de gran


667

utilidad para los gestores de los Espacios Naturales Protegidos la cual se tendrá que tener en cuenta en los futuros planes de gestión de las especies exóticas invasoras a la hora de la priorización en la asignación de recursos para el control o erradicación de dichas especies.

1. INTRODUCCIÓN

Las marismas son ecosistemas frontera entre los medios terrestre y costero, que se distribuyen a

lo largo de los estuarios de latitudes medias y altas de todo el mundo. Presentan una elevada complejidad estructural y funcional derivada de la presencia de una red dendrítica de canales, a través de la cual, se produce el paso de la marea con una periodicidad semidiurna, en nuestra latitud. El efecto de la marea genera una serie de gradientes ambientales muy acentuados perpendiculares a la línea de la marea (de salinidad, de horas de inundación, de potenciales rédox, etc), que son responsables de la zonación característica de las comunidades vegetales en bandas paralelas al límite de la marea.

Las marismas son ecosistemas de gran importancia tanto ecológica como medioambiental y socio‐económica (ZHARIKOW ET AL., 2005). Se trata de zonas con gran valor ecológico, ya que son hábitat de numerosas especies de plantas y animales muy singulares, muchas de ellas en peligro de extinción, además sirve de zonas de cría y guardería para numerosas especies de animales. Del mismo modo, los elevados valores de producción y productividad que se registran en las marismas, hace que se encuentren entre los ecosistemas con mayores niveles de producción mundial. Esta circunstancia hace que sean la base de las cadenas tróficas de los estuarios, de los mares adyacentes y de otras comunidades que, con carácter temporal, también forman parte de la biocenosis propia de la marisma. Por otro lado, las marismas poseen así mismo importancia económica, social y cultural, ya que muchos de los núcleos familiares del ámbito costero dependen de actividades tradicionales que se desarrollan en este ecosistema (marisqueo, recogida de cebo, extracción de sal, pesca, etc). Además son importantes zonas de cría y de refugio de especies piscícolas de interés comercial. Actualmente se han convertido en zonas idóneas para el turismo de naturaleza. Por último, las marismas cumplen una función de protección, participando crucialmente en la dinámica sedimentaria y controlando la calidad ambiental (LUQUE ET AL., 1999) al tratarse de barreras naturales suavizan los efectos de los temporales y las crecidas fluviales, los cuales pueden ocasionar graves efectos deletéreos para los intereses humanos.

A pesar de la importancia de las marismas, son ecosistemas con graves problemas de conservación, derivados principalmente de la actividad humana, además de por el potencial peligro que supone la subida del nivel del mar asociado al cambio climático, la cual puede provocar la pérdida de numerosos enclaves marismeños. Son muchas las presiones a las que se ven sometidas las marismas, pero las principales son la contaminación (de origen industrial y urbana) con especial interés en la contaminación por metales pesados (MATEOS‐NARANJO ET AL., 2008), la erosión derivada de la creación de infraestructuras (diques que alteran la dinámica sedimentaria del estuario), de actividades como el tráfico de embarcaciones o la subida generalizada del nivel del mar se ha considerado uno de los motivo principales de pérdida de ecosistemas de marismas (CASTILLO ET AL, 2000) y la destrucción y la fragmentación del hábitat, etc.

Actualmente, la introducción de especies exóticas invasoras está adquiriendo gran peso en la problemática de la conservación de las marismas. La introducción de seres vivos fuera de su área de distribución natural supone, tras la destrucción de los hábitats, el segundo problema ambiental por orden de magnitud que afecta a la Biosfera a escala global (UICN, 2000). Las marismas mareales han sido descritas como una de las áreas más afectadas por la introducción de especies exóticas invasoras debido a su carácter de transición entre ecosistemas de diferente naturaleza y por la cercanía de importantes puertos comerciales, los cuales han sido vías de entrada de numerosas especies exóticas en las aguas de lastre de los barcos mercantes. La entrada de especies exóticas en los ecosistemas marismeños pueden tener muchos efectos negativos para la conservación de estos espacios, como la competencia con la flora nativa (KITTELSON Y BOYD, 1997) con la consecuente pérdida de diversidad en ocasiones, la alteración de la cantidad y naturaleza del detritus, la


668

modificación del hábitat para la fauna nativa y la alteración de la dinámica hidráulica y sedimentaria de los estuarios, etc. Aunque son muchas las especies exóticas invasoras que afectan a los ecosistemas costeros andaluces, quizás la invasión de la gramínea Spartina densiflora Brongn. es una de las más graves, debido a la magnitud de la invasión y a la diversidad de efectos deletéreos que se derivan de la presencia de esta especie en nuestros ecosistemas.

Spartina densiflora, es una gramínea de origen sudamericano, que está invadiendo marismas del norte de América, del norte de África y el suroeste de Europa (BORTOLUS, 2006). En Europa, la presencia de esta especie se restringe al Golfo de Cádiz (BORTOLUS, 2006) donde invade muchos estuarios con diferente grado e intensidad de invasión. En el Golfo de Cádiz S. densiflora se extiende principalmente en las Marismas del Odiel (Huelva), donde forma comunidades prácticamente monoespecíficas que ocupan cientos de hectáreas conocidas localmente como ‘mares de Spartina densiflora’.

S. densiflora es un especie clonal muy competitiva con una alta plasticidad fisiológicas, lo que le permite invadir hábitats con características ambientales muy contrastadas, mostrando poblaciones, desde zonas salobres hasta hipersalinas, de zonas intermareales a zonas estrictamente terrestres y asentadas sobre diferentes tipos de sustrato (fangos, arenas, guijarros, etc; BORTOLUS, 2006). Su amplio nicho ecológico se deriva de su elevada eficacia biológica en el uso de los recursos, sustentada en la eficiencia energética de sus fotosistemas, con una alta capacidad de respuesta a rangos muy variados de salinidad y de potenciales redox en el sustrato. Además de por su diseño diseño estructural y modo de crecimiento, conocido como crecimiento clonal en falange (FIGUEROA Y CASTELLANOS, 1988), que le permite crear matas muy densas con un alto índice de área foliar que ocasiona niveles de extensión de luz del 100% (FIGUEROA Y CASTELLANOS, 1988). Todas estas características junto con su elevada producción de semillas de esta especie (BORTOLUS, 2006) le confieren ventajas frente a otras especies presentes en ambientes tan extremos como lo son las marismas, convirtiéndola en un extraordinario competidor.

La invasión de S. densiflora en el Golfo de Cádiz es uno de los problemas de conservación más graves a los que se enfrentan las marismas andaluzas, ya que los efectos deletéreos que se derivan de la invasión de esta especie sobre estos ecosistemas son muy variados: (1) La presencia masiva de S. densiflora modifica la estructura de las marismas, por la alteración de la red de drenaje debido al acúmulo continuado de biomasa y necromasa aérea y enterrada no consumidas, lo que incrementa significativamente las tasas de acreción propiciando la colmatación de microcanales. Esto supone una barrera a sedimentos, nutrientes y energía, que impide también la redistribución de organismos vivos, de semillas y de propágulos, minimizando su dispersión y alterando los ciclos biológicos de las especies nativas. S. densiflora es considerada como una especie ingeniera de ecosistemas que modula y media cambios en la estructura de las comunidades tanto naturales como invadidas. (2) Se dan pérdidas de hábitats debido a su forma de crecimiento en falange (FIGUEROA Y CASTELLANOS, 1988) que posibilitan las formaciones monoespecíficas de esta gramínea, disminuyendo la heterogeneidad ambiental y de hábitats. (3) Esta pérdida de hábitats incide directamente en la pérdida de riqueza específica y diversidad genotípica en nuestras marismas de quenopodiáceas que además se ve afectada por la competencia interespecífica. (4) Interfiere en los procesos de sucesión primaria y secundaria. (5) Se da la disminución de la tasa de descomposición, de la productividad y de la producción, ya que a pesar de que S. densiflora presenta unas tasas de crecimiento muy altas en nuestras latitudes, la acumulación de gran biomasa aérea, la ineficacia de los descomponedores en la marismas y el escaso efecto de la herbivoría, impediría la disponibilidad de nutrientes y energía para otras especies del ecosistema. (6) Por último, se ha descrito en especies del género Spartina la intervención en procesos de hibridación con especies nativas, que suponen un grave riesgo ecológico para el ecosistema al generarse híbridos fértiles, de gran capacidad competitiva (Ayres y Strong, 2001). Esto todavía no se ha detectado para S. densiflora en las costas andaluzas, pero podrían estar produciéndose fenómenos de hibridación, ya que el neófito sudamericano comparte hábitats con la especie autóctona Spartina maritima.

En vista de toda la problemática que subyace a la invasión de S. densiflora en los complejos marismeños del Golfo de Cádiz es necesario elaborar un plan de gestión dirigido a luchar eficazmente


669

contra la invasión de esta especie en las marismas andaluzas. Para la elaboración de cualquier programa de gestión de una especie invasora, se marcan tres como los objetivos fundamentales a seguir para la confección de dichos programas. (1) En primer lugar se marca como objetivo prioritario el conocimiento del estado de la invasión. (2) Otro claro objetivo sería profundizar en el conocimiento de la biología, ecología y fisiología de la especie objeto de los diferentes programas de gestión. Esta información es esencial para optimizar la metodología de gestión y aumentar su eficacia. Finalmente (3), para la elaboración de cualquier programa de gestión de una especie invasora se contempla como objetivo el desarrollo de técnicas de control o erradicación.

Los datos que se aportan en este estudio se encuadran dentro del segundo objetivo segundo para la gestión de las especies invasora. Por lo tanto, aunque se conocen múltiples aspectos de la biología de S. densiflora, hasta ahora se sabía poco sobre el posible efecto de las condiciones del Cambio Climático sobre sus respuestas ecofisiológicas de esta especie. Conocer estas respuestas es de vital importancia para intentar prever la posible evolución de sus poblaciones ante el nuevo escenario ambiental que predice los expertos en Cambio Climático y anticiparnos para aumentar la eficacia de los planes de gestión de esta especie invasora en los estuarios del Golfo de Cádiz donde actualmente presenta poblaciones (figura 1).

El objetivo de este estudio fue investigar si el incremento del CO2 estimulaba el crecimiento de esta especie invasora, y analizar si esta estimulación se relaciona con un favorecimiento de la actividad fotosintética. Del mismo modo, se estudio que papel podía tener el estrés salino en la respuesta de esta especie al enriquecimiento atmosférico de CO2. Los objetivos parciales fueron analizar el crecimiento de la planta en diferentes condiciones de salinidad (entre 0 y 510 mM de NaCl) a concentración de CO2 de 380 y 700 ppm respectivamente. Y por otro lado determinar la extensión de los efectos de estas condiciones sobre la funcionalidad del aparato fotosintético, de la capacidad de intercambio gaseoso y la concentración de pigmentos fotosintéticos, en respuesta a la salinidad y a los diferentes niveles de CO2. Finalmente se analizó el papel de las concentraciones de nutrientes esenciales en los tejidos de S. densiflora a la hora de explicar las posibles respuestas de esta especie al enriquecimiento de CO2 y la salinidad.

2. MATERIAL Y MÉTODOS

En diciembre de 2006 se recolectaron semillas de S. densiflora de las marismas del Odiel (37º15’

N, 6º58’; Suroeste de España), y se almacenaron a 4ºC durante 3 meses. Después del periodo de almacenaje, se germinaron las semillas y las plántulas se plantaron en macetas individuales de plástico utilizando perlita como sustrato. Después estas macetas fueron llevadas a un invernadero, donde se mantuvieron a una Temperatura de entre 21 y 25ºC, una humedad relativa de entre 40‐60% y luz natural (mínima y máxima: 200 and 1000 μmol m‐2 s‐1). Las planta se mantuvieron durante en un mes en estas condiciones y fueron regadas con solución nutritiva Hoagland. Después de este periodo, las macetas fueron sometidas a los diferentes tratamientos, así se establecieron tres tratamientos de NaCl (0, 171 and 510 mM). Y además las plantas se dividieron en dos bloques expuestos a una concentración de CO2 de 380 ± 10 ppm y a 700 ± 10 ppm en una cámara ambiental preparada para similar dichas concentraciones de CO2. Al inicio y al final del experimento, 3 y 7 plantas de cada uno de los tratamientos fueron cosechadas y secadas a 80ºC durante 48 horas para obtener los valores de peso seco inicial y final. Con estos datos de peso seco se realizó un análisis clásico de crecimiento. Por otro lado se realizaron medidas de intercambio gaseoso y de fluorescencia de la clorofila en hojas de S. densiflora seleccionadas al azar en cada uno de los tratamientos (n = 10) y utilizando una analizador de gases por infrarrojo en sistema abierto (Li‐6400I y un fluorímetro portátil (FMS‐2) respectivamente después de 7, 30 y 90 días de crecimiento de las plantas en las condiciones anteriormente descritas. Además al final del experimento se realizaron medidas de la concentración de pigmentos fotosintéticos en hojas de S. densiflora sometidas a las diferentes condiciones (n = 5) utilizando 0.05 g de peso fresco y 10 ml de acetona al 80%. Finalmente se determinó la concentración de calcio, potasio, magnesio, sodio, fosforo y zinc en las tejidos de S.


670

densiflora mediante medidas de espectrofotometría de masas (ICP). Y además de cuantificó las concentraciones de nitrógeno y carbono en los tejidos mediante un analizador elemental.

Figura 1. Distribución de Spartina densiflora en el Golfo de Cádiz

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Se observó un efecto significativo de la concentración de CO2 sobre el crecimiento de Spartina

densiflora, de forma que las plantas crecidas a alta concentración de CO2 produjeron un 35% y un 20% más de biomasa cuando crecieron en los tratamientos salinos de 0 y 171 mM de NaCl respectivamente que las plantas crecidas bajo una concentración de CO2 de 380 ppm, sin embargo este efecto no se registró en el tratamiento de alta salinidad (510 mM NaCl), donde la tasa relativa de crecimiento (RGR) de todas las plantas sometidas a este tratamiento fue similar tanto en el tratamiento de alto como bajo CO2. La diferencia de biomasa entre los dos tratamientos de CO2 se evidenció tanto en RGR, en el área total de las hojas, en la tasa de elongación de la hoja y además en el número de tallos producidos por las diferentes plantas (figuras, 2A, B, E, F). La estimulación del crecimiento de S. densiflora a elevada concentración de CO2 y en el tratamiento salino de 171 mM de NaCl, estuvo asociado con una mayor tasa foliar específica (figura, 2C), mientras que el peso específico de la hoja no varió a lo largo de los diferentes tratamientos salinos y de concentración de CO2.

A B

C

D


671

Figura 2. Análisis del crecimiento de Spartina densiflora en respuesta a un tratamiento con un rango de salinidades a concentración ambiente (○) y elevada (●) de CO2 a lo largo de 90 días.

Tasa relativa de crecimiento (A), area total de las hojas (B), area específica foliar (C), tasa por unidad de hoja (D), tasa de elongación foliar (E) y número de tallos. Los valores representan la media y el error estándar medio (n = 7 y n = 14, para el area total de hojas. Los análisis se realizaron con pesos secos libres de semillas.

La concentración elevada de CO2 estimuló la tasa de fotosíntesis neta (A) en las plantas tratadas

con salinidad moderada (171 mM NaCl) después de 30 días de tratamiento. Sin embargo la estimulación registrada no se observe después de 90 días de tratamiento (figuras, 3A‐C). En cada uno de los tres tiempos del experimento en los que se realizaron medidas, la conductancia estomática (Gs) mostró la misma tendencia en respuesta a la salinidad la cual fue muy parecida a la registrada en el caso de la fotosíntesis neta a ambas concentraciones de CO2 (figuras, 3D‐F). Sin embargo Gs fue menor a 700 ppm CO2 después de 30 y 90 días de tratamiento. Por otro lado la concentración de CO2 intercelular (Ci) en el tratamiento de 700 ppm CO2 respondió de forma diferente a la salinidad al inicio que al final del experimento, de forma que la salinidad no tuvo ningún efecto sobre Ci después de 7 y 30 días de tratamiento. Pero Ci mostró un pico en el tratamiento de 171 mM NaCl después de 90 días de tratamiento (figuras, 3G‐I). Por otro lado nuestros resultados mostraron que Ci fue mayor a 700 ppm de CO2 en cada uno de los momentos de muestreo en todas las salinidades.


672

Figura 3. Tasa de fotosíntesis neta

A (A‐C) conductancia estomática, Gs (D‐F), y concentración intercellular de CO2, Ci (G‐I) en la penúltima hoja completamente desplegada de Spartina densiflora elegida al azar en respuesta a un tratamiento con un rango de concentraciones de NaCl a concentración ambiente (○) y elevada (●) de CO2 después: de 7 días (A, D, G); 30 días (B, E, H); y 90 días (C, F, I). Los valores representan la media y el error estándar medio (n = 10).

Las plantas crecidas en unas condiciones atmosféricas de 700 ppm mostraron considerablemente

una mayor eficiencia en el uso del agua (WUE) y un mayor contenido hídrico en las hojas para todos los tratamientos salinos después de 90 días de tratamiento (figura, 4). Además el contenido hídrico en las hojas fue mayor en el tratamiento de 171 mM NaCl en ambas concentraciones de CO2.


673

Figura 4. Eficiencia en el uso del agua, WUE (A) y contenido en agua de la hoja (B) en la penúltima

hoja completamente desplegada de Spartina densiflora elegida al azar en respuesta a un tratamiento con un rango de concentraciones de NaCl a concentración ambiente (○) y elevada (●)

de CO2 después: de 90 días

Los valores representan la media y el error estándar medio (n = 10 para eficiencia en el uso del agua; n = 7 para el contenido en agua, respectivamente).

Por otro lado nuestros resultados mostraron que la elevada salinidad y el incremento de la

concentración de CO2 afectaron a la integridad o a la funcionalidad del aparato fotoquímico de S. densiflora a largo plazo y además uso un afecto de estas condiciones sobre la concentración de clorofilas en las hojas de S. densiflora. Nuestros resultados de fluorescencia mostraron que hubo un efecto de la salinidad y el CO2 sobre Fv/Fm al mediodía el cual fue muy significativo desde de 90 días de tratamiento (figura, 5C). Además, los valores de la eficiencia real del fotosistema II (ΦPSII) aumentaron al mediodía con el increment de la salinidad en las plantas crecidas a 380 ppm de CO2 después de 90 días de tratamiento (figura, 5F); y los valores de ΦPSII fueron menores a 700 ppm CO2 en presencia de sal que a 380 ppm de CO2. Finalmente la concentración de clorofilas en las hojas de S. densiflora aumentó con el incremento de la salinidad; sin embargo a alta concentración de CO2 este incremento fue sólo registrado en las plantas crecidas a 510 mM de NaCl (figura, 6).


674

Figura 5. Máxima eficiencia cuántica del fotosistema II, Fv/Fm (A‐C) y eficiencia cuántica del fotosistema II, ΦPSII (C‐E) al mediodía en la penúltima hoja completamente desplegada de

Spartina densiflora elegida al azar en respuesta a un tratamiento con un rango de concentraciones de NaCl a concentración ambiente (○) y elevada (●) de CO2 después: de 7 días (A, C); 30 días (B, D);

y 90 días (C, E). Los valores representan la media y el error estándar medio (n = 10)

Figura 6. Concentración de clorofila a, chl a (A), clorofila b, chl b (B), y carotenoides Cx+c (C) en la penúltima hoja completamente desplegada de Spartina densiflora elegida al azar en respuesta a un tratamiento con un rango de concentraciones de NaCl a concentración ambiente (○) y elevada (●) de CO2 después de 90 días. Los valores representan la media y el error estándar medio (n = 5).

Por otro lado, el análisis de nutrientes mostró como el contenido en cenizas tanto en hojas como

en raíces fue mayor en las plantas crecidas a 380 ppm de CO2, y aumentó con el incremento de la


675

[CO2] (ppm) 380 700 Tejidos Hojas Raíces Hojas Raíces Salinity (mM) 0 171 510 0 171 510 0 171 510 0 171 510

Ash (%) 13.4(0.03) 15.8 (0.13) 15.4 (0.02) 19.0 (0.22) 19.4 (0.39) 23.8 (0.43) 11.3 (0.05) 15.4 (0.15) 16.9 (0.27) 11.3 (0.36) 12.9 (0.42) 21.2 (0.48) Na (mg g-1) 8.5 (0.10) 31.9 (0.10) 47.4(0.27) 5.5 (0.04) 23.8(0.05) 38.2 (0.22) 6.3 (0.02) 36.3 (0.29) 47.8(0.64) 5.4 (0.05) 23.6 (0.42) 44.5(0.40) K (mg g-1) 53.8(1.24) 24.8 (0.62) 14.7 (0.12) 41.6 (0.17) 37.7 (0.30) 50.1 (0.58) 32.8 (0.62) 17.4 (0.16) 10.6 (0.15) 30.3 (0.87) 19.6 (0.36) 25.4 (0.23) Ca (mg g-1) 7.9 (0.05) 6.2 (0.02) 3.8 (0.00) 3.8 (0.02) 2.1 (0.00) 1.7 (0.00) 6.7 (0.00) 5.0 (0.00) 4.2 (0.00) 2.6(0.00) 1.5 (0.00) 1.2 (0.00) Mg (mg g-1) 3.6 (0.02) 4.1(0.01) 2.0(0.01) 6.1 (0.03) 5.2 (0.01) 2.2 (0.00) 2.7(0.03) 3.7(0.04) 2.5(0.02) 3.7 (0.05) 3.9 (0.03) 2.9 (0.02) Zn (mg Kg-1) 40.7(0.93) 30.9(0.56) 41.8(0.23) 44.2(0.56) 40.0(0.26) 87.7(1.24) 20.2(0.04) 21.6(0.07) 28.4(0.14) 16.9(0.23) 17.0(0.07) 28.9(0.16)

C/N 15.3(0.05) 17.6(0.00) 17.1(0.10) 10.0(0.02) 14.1(0.23) 16.4(0.30) 16.0 (0.05) 16.3(0.12) 16.4(0.05) 12.9(0.08) 16.2(0.00) 14.2(0.11)

salinidad (tabla 1). Al final del experimento la concentración de Na en las raíces de S. densiflora fue mayor en las hojas que en las raíces y aumentó marcadamente con el incremento de la salinidad (tabla 1). Por el contrario, la concentración de K, Ca y Mg decreció con el incremento de la salinidad en ambas concentraciones de CO2. Además la concentración de K, Ca y Mg tanto de hojas como de raíces fueron mayores en las plantas crecidas a 360 ppm de CO2 (tabla 1). Por otro lado, la concentración de Zn en los tejidos de S. densiflora fue mayor en las plantas crecidas a 380 ppm de CO2 (tabla 1).

Finalmente la relación C/N aumentó con la concentración externa de NaCl a 380 ppm de CO2. Además la relación C/N fue mayor a 380 ppm de CO2 en las hojas y a 700 ppm de CO2 en las raíces (tabla 1).

Tabla 1. Contenido en cenizas, concentración total de sodio, potasio, calcio, magnesio y zinc en las hojas y raíces de Spartina densiflora en respuesta en respuesta a un tratamiento con un rango de concentraciones de NaCl a concentración ambiente (○) y elevada (●) de CO2 después de 90 días.

Los valores representan la media y el error estándar medio (n = 3).

En resumen, la comparación de las respuestas de crecimiento y de la actividad fotosintética de S.

densiflora nos proporciona nueva información respecto al comportamiento de esta especie invasora al incremento del CO2. Las diferencias en la tasa de crecimiento a lo largo del rango de salinidad experimentado pueden ser explicadas por su habilidad para desarrollar y mantener su área de asimilación fotosintética en combinación con la mejoras en las relaciones hídricas de la planta a alta concentración de CO2. La salinidad y el CO2 tuvieron un fuerte efecto sobre el aparato fotoquímico (PSII) de S. densifora a largo plazo. Del mismo modo, los pigmentos fotosintéticos se vieron negativamente afectados por la elevada concentración de CO2 en presencia de sal. El mayor impacto del CO2 en la fotosíntesis se produjo vía regulación de Gs y en su efecto sobre Ci. En conclusión nuestros resultados sugieren que el Cambio Climático podría favorecer el potencial invasor y la amplia tolerancia ambiental de S. densiflora en las marismas. Esta información es de gran utilidad para los gestores de los Espacios Naturales Protegidos la cual se tendrá que tener en cuenta en los futuros planes de gestión de las especies exóticas invasoras a la hora de la priorización en la asignación de recursos para el control o erradicación de dichas especies.

BIBLIOGRAFÍA

• Ayres, D.R. y Strong, D.R., 2001. Origin and genetic diversity of Spartina anglica (Poaceae) using nuclear DNA markers, American Journal of Botany, 88, 1863‐1867. • Bortolus, A., 2006. The austral cordgrass Spartina densiflora Brong.: its taxonomy, biogeography and natural history, Journal of Biogeography, 33, 158‐168. • Castillo, J.M., Fernández‐Baco, L., Castellanos, E.M., Luque, C.J., Figueroa, M.E. y Davy, A.J., 2000. Lower limits of Spartina densiflora and S. maritima in the salt‐marsh tidal frame determined by differential ecophysiological tolerances, Journal of Ecology, 88, 801‐812.


676

• Figueroa, M.E. y Castellanos, E.M., 1988. Vertical structure of Spartina maritima and Spartina densiflora in Mediterranean marshes. En: Plant form and vegetation structure (eds Werger, M.J.A.; Van der Aart, P.J.M.; During, H.J. y Verhoeven, J.T.A.), pp. 105‐108. SPB Academic Publishing, La Haya, Holanda. • Kittelson, P.M. y Boyd, M.J., 1997. Mechanisms of expansion for an introduced species of cordgrass, Spartina densiflora, in Humboldt Bay, California, Estuaries, 20, 770‐778. • Luque, C.J., Castellanos, E.M., Castillo, J.M., González, M., González‐Vilches, M.C. y Figueroa, M.E., 1999. Metals in halophytes of a contaminated estuary (Odiel Saltmarshes, SW Spain), Marine Pollution Bulletin, 38, 49‐51. • Mateos‐Naranjo, E., Redondo‐Gómez, S., Cambrollé, J., Luque, T. y Figueroa M.E., 2008. Growth and photosynthetic responses to zinc stress of an invasive cordgrass, Spartina densiflora, Plant Biology, 10, 754‐762. • UICN 2000. UICN guidelines for the Prevention of Biodiversity Loss caused by Alien Invasive Species. http://iucn.org./themes/ssc/pubs/policy/invasivesEng.htm. • Zharikov, Y., Skiller, G.A., Loneragan, N.R., Taranto, T. y Cameron, B.E., 2005. Mapping and characterising suptropical estuarine landscapes using aerial photography and GIS for potential application in wildlife conservation and management, Biological Conservation, 125, 87‐100.


677

2.28. GESTIÓN INTEGRAL DEL FRENTE COSTERO ENTRE EL PUERTO DE LA GOLETA (OLIVA, VALENCIA) Y LA DESEMBOCADURA DEL RÍO RACONS (DENIA,

ALICANTE) J. Serra, V. Esteban, J. González Laboratorio de Puertos y Costas, Universidad Politécnica de Valencia, c/Camino de Vera 14, 46022 Valencia, [email protected], [email protected], [email protected] Palabras clave: gestión integrada de zonas costeras, estrategia.

El frente litoral entre el puerto de la Goleta y la desembocadura del río Racons o Molinell

representa un frente de casi siete kilómetros (6.899 m). El frente es aparentemente estable con tendencia a la acreción, localmente el apoyo y abrigo de las obras de abrigo del puerto de la Goleta permite un más definido efecto e acreción.El frente afecta a un único término municipal, Oliva.

Para alcanzar el objetivo de una gestión integral de dicho frente se plantearon diversos estudios sectoriales: un estudio climático‐hidrológico para la definición geomorfológica del sector costero; caracterización geomorfológica y de la flora del frente litoral entre; dinámica litoral y vertido y calidad de aguas; y estudio integral del frente litoral para el desarrollo de los proyectos de regeneración y acondicionamiento del borde litoral; con la participación de especialistas en los diversos campos analizados y la intervención de la población mediante encuestas Delphi.

Los estudios sectoriales nos permitieron conocer el sistema litoral entre el puerto de La Goleta y la desembocadura del río Racons, fundamentalmente con la identificación de los riesgos del frente costero, analizando su evolución reciente y hacer una prognosis de su evolución a corto‐medio plazo, apoyándose con el modelo MEFOT de evolución, para poder definir propuestas de acondicionamiento del borde litoral, con una carga importante de regeneración de la costa.

La playa se extiende al pie de un escarpe natural formado por un cordón dunar, prácticamente continuo, salvo en el extremo norte donde las infraestructuras litorales lo ocupan, y localmente podemos encontrarnos con campos dunares.

El principal riesgo del frente es la falta de alimentación natural, dado que la única barrera al transporte no incide negativamente sobre el litoral, abriga la playa de Pau‐Pi, al tiempo que la apoya, y la presión urbanística, actual, no es importante, salvo en zonas muy locales, ya que deja libre el cordón dunar que forma el escarpe.

En relación a las propuestas de regeneración y acondicionamiento del borde litoral se proponen entre otras la recuperación del medio biótico dunar con el objetivo de recuperar un espacio único y que garantiza una respuesta de la costa a los temporales. Los cordonesactuales ya forman parte del LIC dunas de la Safor. La recuperación se acompañara con campañas de concienciación sobre la importancia del espacio dunar, se adoptaran medios de protección de los edificios dunares regenerados y cartelería. Se estima un volumen medio de veinte mil metros cúbicos de arenas (20.000 m3) para regenerar el cordón.

Se propone la aportación de cien mil metros cúbicos de arena (100.000 m3) en todo el frente, entre las desembocaduras de la Acequia Madre de Oliva y el río Racons, lo que supondría un avance medio de la línea de costa en aproximadamente dos metros (2,00 m).

La propuesta se justifica por el déficit sedimentario establecido y con la finalidad de mantener las actuales condiciones de la playa, garantizando, hasta cierto punto, su sostenibildiad al tiempo que el exceso vertido puede ser fuente de alimentación de las formaciones dunares. Igualmente se propone la realización de trasvases de arenas dentro de la unidad litoral entre el puerto de La Goleta y la desembocadura del río Racons; las operaciones, apoyadas en un Programa de Seguimiento, consistirán en trasvases arenas de las zonas de superávit a las deficitarias; igualmente se propone el vertido de los productos de excavación en cauces y bocana; en todos los casos y especialmente en el último de los expuestos, deberá garantizarse la calidad ambiental de las arenas e idoneidad para su vertido en playas.


678

1. INTRODUCCIÓN

El frente litoral entre el puerto de la Goleta y la desembocadura del río Racons o Molinell representa un frente de casi siete kilómetros (6.899 m). El frente es aparentemente estable con tendencia a la acreción, localmente el apoyo y abrigo de las obras de abrigo del puerto de la Goleta permite un efecto de acreción.

Para alcanzar el objetivo de una gestión integral de dicho frente se plantearon diversos estudios sectoriales: un estudio climático‐hidrológico para la definición geomorfológica del sector costero; caracterización geomorfológica y de la flora del frente litoral; dinámica litoral y vertido y calidad de aguas; y estudio integral del frente litoral para el desarrollo de los proyectos de regeneración y acondicionamiento del borde litoral; con la participación de especialistas en los diversos campos analizados y la intervención de la población mediante encuestas Delphi.

Los estudios sectoriales nos permitieron conocer el sistema litoral entre el puerto de La Goleta y la desembocadura del río Racons, fundamentalmente con la identificación de los riesgos del frente costero, analizando su evolución reciente y hacer una prognosis de su evolución a corto‐medio plazo, apoyándose con el modelo MEFOT de evolución, para poder definir propuestas de acondicionamiento del borde litoral, con una carga importante de regeneración de la costa.

2. LOCALIZACIÓN Entre los años 2005 y 2008 se realiza el “Estudio integral del frente litoral entre las desembocaduras del Júcar y del río Racons para el desarrollo de los proyectos de regeneración y acondicionamiento del borde litoral”, un frente litoral de casi treinta y cinco kilómetros (34.455 m), figura 1, localizándose al sur de la provincia de Valencia, y que junto al litoral de Denia (Alicante), cierra por el sur el denominado Ovalo Valenciano, unidad morfodinámica natural limitada, al norte por el delta del Ebro y, al sur, por el cabo de San Antonio. Una de las primera conclusiones alcanzadas es la posibilidad de poder dividir el frente en tres unidades de actuación independientes, la situada al norte entre la desembocadura del Júcar y el puerto de Gandia, una segunda, central, entre los puertos de Gandia y La Goleta, y la tercera, al sur, entre el puerto de La Goleta y la desembocadura del río Racons, o Molinell.

Figura 1. Localización

Aquí presentamos las conclusiones particulares del tramo final, un frente de casi siete kilómetros

(6.899 m) y que afecta, íntegramente, al municipio de Oliva. El frente, siendo una formación


679

continua, recibe varias denominaciones, de norte a sur, playas de Pau‐Pi, Aigua Blanca, Gorgs, Aigua Morta Y Devesses, estando atravesada por dos acequias, Madre de Oliva y Gorgs, el río Vedat y el Racons, o Molinell, que cierra la unidad de actuación, como podemos ver en la figura 2.

La playa, en su conjunto, se extiende al pie de un escarpe natural formado por un cordón dunar, prácticamente continuo, salvo en el extremo norte donde las infraestructuras litorales lo ocupan, y localmente podemos encontrarnos con campos dunares.

Figura 2. Detalle localización

3. RIESGOS

Definimos como riesgo litoral aquella actuación que puede afectar a la estabilidad del litoral, degradándolo o consumiéndolo; los riesgos se clasifican como internos y externos, siendo los internos aquellos que se desarrollan sobre el litoral o su inmediación, y los externos los que se desarrollan en áreas alejadas del litoral.

Las conclusiones que podemos establecer del análisis de los riesgos externos sobre el frente litoral entre el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons es que el riesgo externo más relevante y que afecta a la evolución de las playas es la ausencia de fuentes naturales de sedimentos. La importancia de esta falta de alimentación nos lleva a la consideración de que actualmente el principal riesgo, principal problema, de nuestro litoral es dicha ausencia de alimentación natural, dejando en un segundo plano la existencia de barreras litorales, la presión urbanística y otros. La ausencia de aportes naturales puede llevarnos a la desaparición de las actuales formas sedimentarias, ya que las propias playas actuarían como fuentes de sedimentos de las playas a sotamar, lo que llevaría al agotamiento de los actuales depósitos.

Una segunda conclusión es la necesidad de regenerar las formas naturales de las costas bajas, playas, consiguiendo una anchura que podemos establecer como optima y con capacidad de absorber el efecto de los temporales de forma que la oscilación natural de la playa, paso de perfil de calmas a perfil de temporales, pueda ser asumido por la anchura de la playa, al tiempo que la presencia de un escarpe natural, formado por un cordón dunar estabilizado con capacidad de dar respuesta a situaciones de temporal extraordinario, con una cota superior a la cota de inundación, considerando la elevación del nivel medio del mar a medio plazo, pueden ser suficiente garantía de mantener unas playas estables.

Todo parece llevarnos forzosamente a concluir que la mejor posibilidad de poder regenerar o mantener, al menos, las actuales formas costeras con garantías, es la aportación de sedimentos, alimentación artificial, como solución única o apoyada en obras de estabilización y/o trasvases, alimentación que supla la natural inexistente, al tiempo que se regeneren las formas naturales, bien recuperándolas o creándolas frente a las actualesinfraestructuras costeras, y que garanticen un periodo de residencia de los sedimentos aportados de al menos cinco años.

Los riesgos internos son actuaciones que a corto plazo afectan a la estabilidad y evolución del litoral, son actuaciones que básicamente limitan la movilidad natural, la capacidad de respuesta de la


680

costa a situaciones de carácter extraordinario y limitan o consumen la disponibilidad de materiales sueltos.

La presión urbanística, uno de los principales riesgos internos, en el frente litoral limitado por el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons es poco importante dada la localización de las zonas urbanizadas respecto de las formaciones costeras, pero podría serlo según el planeamiento previsto, aunque si se cumple la Ley de Costas este riesgo puede considerarse como casi inexistente, al tiempo que logra una franja de suelo litoral conservando las actuales formas.

Figura 3. Vistas de la playa de Pau‐Pi

Definimos como riesgo litoral aquella actuación que puede afectar a la estabilidad del litoral, degradándolo o consumiéndolo; los riesgos se clasifican como internos y externos, siendo los internos aquellos que se desarrollan sobre el litoral o su inmediación, y los externos los que se desarrollan en áreas alejadas del litoral.

Las conclusiones que podemos establecer del análisis de los riesgos externos sobre el frente litoral entre el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons es que el riesgo externo más relevante y que afecta a la evolución de las playas es la ausencia de fuentes naturales de sedimentos. La importancia de esta falta de alimentación nos lleva a la consideración de que actualmente el principal riesgo, principal problema, de nuestro litoral es dicha ausencia de alimentación natural, dejando en un segundo plano la existencia de barreras litorales, la presión urbanística y otros. La ausencia de aportes naturales puede llevarnos a la desaparición de las actuales formas sedimentarias, ya que las propias playas actuarían como fuentes de sedimentos de las playas a sotamar, lo que llevaría al agotamiento de los actuales depósitos.

Una segunda conclusión es la necesidad de regenerar las formas naturales de las costas bajas, playas, consiguiendo una anchura que podemos establecer como optima y con capacidad de absorber el efecto de los temporales de forma que la oscilación natural de la playa, paso de perfil de calmas a perfil de temporales, pueda ser asumido por la anchura de la playa, al tiempo que la presencia de un escarpe natural, formado por un cordón dunar estabilizado con capacidad de dar respuesta a situaciones de temporal extraordinario, con una cota superior a la cota de inundación, considerando la elevación del nivel medio del mar a medio plazo, pueden ser suficiente garantía de mantener unas playas estables.

Todo parece llevarnos forzosamente a concluir que la mejor posibilidad de poder regenerar o mantener, al menos, las actuales formas costeras con garantías, es la aportación de sedimentos, alimentación artificial, como solución única o apoyada en obras de estabilización y/o trasvases, alimentación que supla la natural inexistente, al tiempo que se regeneren las formas naturales, bien recuperándolas o creándolas frente a las actualesinfraestructuras costeras, y que garanticen un periodo de residencia de los sedimentos aportados de al menos cinco años.

Los riesgos internos son actuaciones que a corto plazo afectan a la estabilidad y evolución del litoral, son actuaciones que básicamente limitan la movilidad natural, la capacidad de respuesta de la


681

costa a situaciones de carácter extraordinario y limitan o consumen la disponibilidad de materiales sueltos.

La presión urbanística, uno de los principales riesgos internos, en el frente litoral limitado por el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons es poco importante dada la localización de las zonas urbanizadas respecto de las formaciones costeras, pero podría serlo según el planeamiento previsto, aunque si se cumple la Ley de Costas este riesgo puede considerarse como casi inexistente, al tiempo que logra una franja de suelo litoral conservando las actuales formas.

La playa de Pau‐Pi, entre el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura de la Acequia Madre de Oliva, es tal vez la de mayor presión urbanística, como podemos ver en la figura 3. La edificación se localiza relativamente alejada de la línea de costa pero ocupando el escarpe natural de la playa, al tiempo que ocupa el Dominio Público Marítimo‐Terrestre. El abrigo y apoyo de las obras de abrigo del puerto de La Goleta (Oliva) permite una relativa estabilidad. El principal problema, si así podemos definir, de la playa es la ocupación del Dominio Público y la Servidumbre, según la información facilitada por la Dirección General de Costas, dado que abarca una importante superficie litoral.

En el resto de la costa no podemos decir que el riesgo por presión urbanística sea importante dado que el cordón dunar se encuentra liberado, aunque en algún tramo esta regenerado, pero la playa tiene la capacidad de respuesta adecuada a los temporales. Las parcelas edificadas son dispersas y aisladas, sí bien la previsión es urbanizar todo el espacio litoral, pero la propuesta de una Servidumbre de Protección de cíen metros, en la mayor parte del frente, permite albergar la esperanza de que este litoral mantendrá sus formas naturales.

Las únicas barreras al transporte solido litoral existentes en el tramo son las obras de abrigo del puerto de La Goleta, y que se localiza en la desembocadura del canal de Las Fuentes, adoptando en su diseño sistemas para minimizar el impacto sobre las playas del entorno con la construcción de un dique exento al sur y dos martillos en dique y contradique para evitar la entrada de sedimentos a la bocana. Las obras de abrigo son barrera para los dos sentidos del transporte, ya que en este tramo el transporte es predominante hacia el norte, y en cualquier caso su baja cuantificación hace que podamos concluir que el transporte es prácticamente nulo. Tanto la componente del transporte sólido litoral como su cuantificación pueden deducirse de las formas costeras a ambos lados del puerto; por un lado podemos ver que el mayor avance de la línea de costa se produce al sur de las instalaciones y la mayor proximidad entre el frente litoral y el dique exento. El puerto funciona como barrera y abrigo, o singularidad dinámica, apoyada por el dique exento, el efecto sobre la costa es más bien positivo.


682

Hay que señalar la inexistencia de sistemas de defensa, salvo los localizados a sotamar del puerto de La Goleta, ni encauzamientos que supongan barreras al transporte solido litoral, figuras 4 y 5. Hay que incidir en la orientación de las desembocaduras, que al estar libre y no condicionadas por espigones, se han orientado en el sentido neto del transporte. DINÁMICA LITORAL

La conclusión del estudio de la dinámica litoral basado en modelos numéricos de propagación y de estimación de la capacidad de transporte potencial para el tramo comprendido entre la desembocadura del Júcar y el puerto de Gandia, y entre éste y el puerto de la Goleta en Oliva incida un déficit anual potencial de sedimentos globalmente considerado de 50.000 m3 y 40.000 m3, respectivamente. Sin embargo, debe destacarse que si bien se han cuantificado las pérdidas por tramo globalmente, esto no implica que la solución a adoptar sea simplemente una aportación periódica de un valor equivalente al calculado debido a que localmente las variaciones por acumulación/erosión exceden estos valores puntualmente. Ésta situación es debida principalmente a la alteración del perfil de playa producida por la existencia de desembocaduras, obras portuarias y desarrollos urbanísticos.

La actuación de regeneración sin corregir los efectos producidos por algunos de éstos elementos probablemente no corregirá los problemas erosivos detectados localmente. Por este motivo, se propone minimizar el efecto de las desembocaduras de acequias, y cancelar el efecto que la proximidad de los desarrollos urbanísticos producen sobre la línea de costa, bien eliminando los elementos arquitectónicos que lo producen, o bien incrementando el ancho de la playa seca y la altura alcanzada por la misma hasta que no se produzca remonte sobre dicha cota en las condiciones de temporal.

El ancho de playa mínimo que se propone para que la playa soporte los temporales existentes en condiciones “normales”, sin que se produzca interacción con paseos Figura 4. Desembocadura de la Acequia Madre de Oliva.

En la figura 6 podemos ver la evolución media de la línea de costa entre el puerto de la Goleta y la desembocadura del río Racons, donde claramente vemos la tendencia a la estabilidad del tramo, como igualmente la tasa de evolución marca una tendencia a la acreción.


683

Figura 6. Evolución de la línea de costa ESPACIOS DE INTERÉS

El LIC dunas de la Safor recorre la práctica totalidad del frente litoral, ocupando las playas de Aigua Blanca, Gorgs, Aigua Morta y Devesses. Se recomienda la recuperación completa del LIC, tanto por su interés como LIC, como elemento estabilizador del perfil de playa, lo que marca su interés para el litoral. Otro de los objetivos es la recuperación de las actuales formaciones dunares, regeneración tanto del edificio dunar, como de la vegetación que la conforma, suprimiendo las especies invasivas.

En la figura 7 podemos observar detalles de la proliferación del Carpobrotus Edulis (Uña de león), como de un intento de eliminación mediante herbicidas, pero con un mal resultado al no eliminar la parte sub‐aérea, volviendo a brotar este especie invasiva.


684

En la figura 8 podemos ver el mal uso que se hace del espacio dunar, con la inclusión de mal llamadas jardineras, que permite la aparición de especies invasivas, como es un espacio utilizado para arrojar restos de poda y enseres, como para la quema de residuos. CONCLUSIONES FINALES

De acuerdo con los estudios sectoriales realizados podemos establecer las siguientes conclusiones.

En relación a la definición actual del frente litoral: La costa entre el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons es una playa

continua limitada, al norte, por las obras de abrigo del puerto de La Goleta y, al sur, por la desembocadura del río Racons con un frente de casi siete kilómetros (6.899 m). La playa, en el extremo norte, se encuentra abrigada y apoyada por el puerto, mientras que el resto es una playa abierta.

La playa se extiende al pie de un escarpe natural formado por un cordón dunar, prácticamente continuo, salvo en el extremo norte donde las infraestructuras litorales lo ocupan, y localmente podemos encontrarnos con campos dunares. La playa seca presenta una anchura media superior a los cuarenta y cinco metros (> 45 m) y una cota en el interior superior a los dos metros (>2,00 m).

La costa entre el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons es aparentemente estable con tendencia a la acreción; el frente podemos considerarlo como deficitario dada la ausencia de fuentes de sedimentos desde el exterior y el continente, pudiendo cifrarse en un déficit anual de mil quinientos metros cúbicos (‐1.500 m3/año). El transporte sólido litoral es muy bajo, con un sentido neto sur‐norte, aunque dicho sentido puede ser contrario función de los oleajes que aborden en el año medio el frente litoral.

El principal riesgo del frente es la falta de alimentación natural, dado que la única barrera al transporte no incide negativamente sobre el litoral, abriga la playa de Pau‐Pi, al tiempo que la apoya, y la presión urbanística, actual, no es importante, salvo en zonas muy locales, ya que deja libre el cordón dunar que forma el escarpe y que forma parte del LIC Dunas de la Safor.

El planeamiento previsto califica como urbanizable todo el frente, pero la Servidumbre de Protección, salvo en los extremos del frente se define como una franja de cien metros (100 m) lo que permitirá mantener las formas naturales en una gran parte del frente litoral. El Dominio Público Marítimo‐Terrestre se encuentra localmente ocupado por servicios y parcelas edificadas en la playa de Pau‐PI, en su totalidad, mientras que el resto la ocupación es muy local y disperso.


685

En relación a las propuestas de regeneración y acondicionamiento del borde litoral se proponen las siguientes:

Implantación de un Programa de Seguimiento del litoral entre el puerto de La Goleta (Oliva) y la desembocadura del río Racons con el objetivo de conocer mejor el funcionamiento del frente costero, cualificar y cuantificar los movimientos sedimentarios y evaluar la efectividad de las soluciones que se adopten, corrigiendo las mismas y adecuándolas a la realidad que se deduzca. El programa de Seguimiento debe de implantarse de forma inmediata y prorrogarse al menos hasta diez años tras la última actuación realizada.

Recuperación del Medio Biótico Dunar con el objetivo de recuperar un espacio único y que garantiza una respuesta de la costa a los temporales. Los trabajos serían de regeneración del cordón dunar, desbroce de las especies invasoras y aloctonas, y plantación de especies autóctonas y propias de los sistemas dunares costeros; igualmente se ordenaran los accesos a la playa y adecuaran para que el impacto sobre el cordón dunar sea nulo. Los cordones actuales ya forman parte del LIC dunas de la Safor. La recuperación se acompañara con campañas de concienciación sobre la importancia del espacio dunar, se adoptaran medios de protección de los edificios dunares regenerados y cartelería. Se estima un volumen medio de veinte mil metros cúbicos de arenas (20.000 m3) para regenerar el cordón.

Actuación en Cauces y que supondrá la limpieza y adecuación sección de desagüe de los cauces; apoyándose en un Programa de Seguimiento se garantizaran las secciones de desagüe de los cauces en todo el frente, procediéndose cuando sea necesario a la excavación y vertido del producto, si reúne las condiciones, en las playas del entorno.

Rescate del Dominio Público Marítimo‐Terrestre, la ocupación del Dominio Público en el frente no representa un riesgo para la estabilidad del medio costero por ello no consideramos necesario su rescate; a medio‐largo plazo y sí lo aconsejan las conclusiones del Programa de Seguimiento podría contemplarse dicha posibilidad. Actualmente esta acción puede acometerse si se considera oportuno, pero no es necesario.

Alimentación Artificial, se propone la aportación de cien mil metros cúbicos de arena (100.000 m3) en todo el frente, entre las desembocaduras de la Acequia Madre de Oliva y el río Racons, lo que supondría un avance medio de la línea de costa en aproximadamente dos metros (2,00 m). La propuesta se justifica por el déficit sedimentario establecido y con la finalidad de mantener las actuales condiciones de la playa, garantizando, hasta cierto punto, su sostenibildiad al tiempo que el exceso vertido puede ser fuente de alimentación de las formaciones dunares.

Se recomienda el empleo de arenas procedentes de fondos marinos, por su textura, tamaño medio, distribución granulométrica y compatibilidad con las arenas actuales de la playa. Económicamente el empleo de arenas procedentes de cantera supone un sobrecoste del 375 %.

Trasvases, se propone la realización de trasvases de arenas dentro de la unidad litoral entre el puerto de La Goleta y la desembocadura del río Racons; las operaciones, apoyadas en el Programa de Seguimiento, consistirán en trasvases arenas de las zonas de superávit a las deficitarias; igualmente se propone el vertido de los productos de excavación en cauces y bocana; en todos los casos y especialmente en el último de los expuestos, deberá garantizarse la calidad ambiental de las arenas e idoneidad para su vertido en playas. BIBLIOGRAFÍA • Conselleria D’infraestructures I Transport, Direcció Gral. De Ports i Costes, Servici de Costes, (2004). Sistema Información Costeros (SIC). • Esteban, V.; Serra, J.; González, J. (2011). “Gestión integral del frente costero entre los puertos de Gandia y la Goleta (Oliva)”. XI Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos. Las Palmas de Gran Canaria, 2011. • Laboratorio de Puertos y Costas. Universidad Politécnica de Valencia. (1992). “Estudio de la dinámica litoral y seguimiento de la playa de El Saler (Valencia).” Convenio de Investigación.


686

• Laboratorio de Puertos y Costas. Universidad Politécnica de Valencia. (1996). “Estudio de la dinámica litoral y seguimiento de la playa de El Saler y Norte de Valencia (Valencia).”Convenio de Investigación. • Pardo, J.E. (1991). “La erosión antropica en el litoral valenciano”. Tesis Doctoral, Universidad de Valencia. • Pérez, L.; Serra Peris, J. ; Esteban, V. González, J. (2009). “Gestión integral del frente costero entre las desembocaduras de los ríos Júcar y Racons”. X Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos. Santander, 2009. • Lidia Pérez, José Serra Peris, Vicent Esteban Chapapría. (2010). “Los trasvases inversos como alternativa para la sostenibilidad de las playas de arena”. IV Congreso de Ingeniería Civil, Territorio y Medio Ambiente. Malaga, 2010. • Sanjaume, E. (1995). “Las costas valencianas. Sedimentología y morfología”. Tesis Doctoral, Universidad de valencia. • Serra Peris, J.; Reyes Nadal, M.; Almenar, J. & Medina, J.R. (1993). “Programa de seguimiento de la playa de El Saler (Valencia)”. II Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos. Gijón. • Serra Peris, J. (1994). “Beach Monitoring Program of “El Saler”. Permanent International Association of Navigation Congress (PIANC), Bulletin. • Serra, J.; Aguilar, J.; Esteban, V, & Medina, J.R. (1994). “La cuantificación del error de las batimetrías en el seguimiento de playas”. Rev.: Ingeniería del Agua. • Serra Peris, J. (1996). “Beach monitoring program of Valencia (Spain)”. 25Th International conference on coastal engineering. Orlando, USA. • Serra, J. (1997) “Cambios recientes en las playas al sur del puerto de Valencia”, Libro de las IV Jornadas españolas de Puertos y Costas, Cádiz, 1997. • Serra, J. (2003). “Definición de las unidades y subunidades morfodinámicas del litoral del ovalo valenciano entre el río Cenia (Castellón) y el Cabo de San Antonio (Denia). 2003. VII • Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos, Ed. Fundación para el Fomento de la Ingeniería del Agua. Almería 22 y 23 de mayo de 2003. • Serra Peris, J. ; Esteban Chapapría, V.; Aguilar Herrando, J. (2003). “Modelo de evolución fotogramétrico del litoral (MEFOT)”. Colegio de Ing. de Caminos, Canales y Puertos. 2003. • Serra, J. (2004). “Mantenimiento y recuperación ambiental de costas en erosión con el empleo de arenas procedentes de depósitos marinos. Proyecto Europeo INTERREG III – • MEDOCC – BEACHMED”. Convenio de Investigación. 2003‐2004. • Serra, J.; Medina, J.R.; Cerda, V. ; Gorostiza, P. (2005). “Análisis de los problemas erosivos de la Costa Valenciana”. VIII Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos. Sitges, 2005. • Serra, J.; Medina, J.R.; Cerda, V. ; Gorostiza, P. (2005). "Evaluación de recursos sedimentarios en los fondos antelitorales de la Comunidad Valenciana”. VIII Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos. Sitges, 2005. • Serra, J.; González‐Escrivá, J.A. (2008). “A omprehensive study of the southerm cosat of Valencia (Spain) toward nourishment”. 31 St Internacional Conference On Coastal Engineering. Hamburg, 2008. • Serra, J. (2008). “Plan de vigilancia de la evolución de las playas al norte y sur del puerto de valencia en el periodo de ejecución de las obras del mismo”. Convenio de Investigación, 2008‐2015. • Serra, J.; Esteban, V.; González, J. (2011). “Gestión integral del frente costero entre la desembocadura del río Júcar y el puerto de Gandia. XI Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos”. Las Palmas de Gran Canaria, 2011. • Serra, J.; Esteban, V. (2011). “Plan de gestión de arenas para la sostenibilidad de las playas de Valencia (España)”. 7ªs Jornadas Portuguesas de Engenharia Costeira e Portuária. Porto, 2011 • Yepes, V. (1995). “Gestión integral de las playas como factor productivo de la industria turística. El caso de la Comunidad Valenciana”. Libros de las III Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos, Universidad Politécnica de Valencia.


687

• Serra, J.; Esteban, V. 2011. “Seguimiento de la playa sumergida de la Devesa de L’Albufera (Valencia, España)”. 7ªs Jornadas Portuguesas de Engenharia Costeira e Portuária. Porto, 2011.


688

2.29. GESTIÓN INTEGRAL DE LA PLAYA DE MONTAÑA ARENA (GRAN CANARIA): ANÁLISIS Y DIAGNÓSTICO PRELIMINAR

F. Vila, I. Alonso, M. Stroobant

Facultad de Ciencias del Mar, Departamento de Física y Departamento de Biología, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria. Campus de Tafira. CP. 35017. Las Palmas de Gran Canaria, España. [email protected], [email protected] y [email protected] Palabras clave: GIAL, ámbito insular, gobernanza, geología, geomorfología, dinámica costera, bentos. RESUMEN

El siguiente documento es el resultado de la realización de la tesina del Master Oficial en Gestión Costera por la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria.

El objetivo de este estudio es la realización de una supuesta Gestión Integral de la costa de la playa de Montaña Arena (Municipio de San Bartolomé de Tirajana, Gran Canaria, España). Debido a que dicho objetivo es imposible de abarcar en el ámbito de la realización de una tesina de master, dentro del marco definido por Barragán (2003), el presente estudio abarca solamente y de manera preliminar la etapa clave de Análisis y Diagnóstico.

La playa de Montaña Arena se localiza en el sur de Gran Canaria, es una playa de arena de una extensión aproximada de 2 hectareas, encajada entre dos promontorios, sus accesos son relativamente difíciles, si bien posee una alta afluencia de usuarios. La decisión del emplazamiento de la playa de Montaña Arena responde a la necesidad de gestionar la única playa de arena de superficie considerable que actualmente no posee ningún tipo de producto turístico, en estado semi‐salvaje, siendo un enclave destinado básicamente a usuarios y campistas locales.

Aunque no dispone de instalaciones turísticas, la playa en estudio no está carente de conflictos sociales e impactos medioambientales, muchos de ellos derivados de la singularidad insular de Gran Canaria (alto índice poblacional, industria turística muy desarrollada, territorio limitado, región ultra‐periférica, etc.) y potenciados por cierta ausencia de gestión en dicho tramo costero por parte de las administraciones públicas competentes.

El Sistema Litoral se divide durante el análisis y el diagnóstico en tres subsistemas (basándose en la metodología propuesta por Barragán (2003)): Subsistema Jurídico Administrativo, Subsistema Físico Natural y Subsistema Económico Social.

En el Subsistema Jurídico Administrativo se analizan los diferentes planes territoriales propuestos para la zona por las diferentes administraciones canarias y estatales, a saber: la demarcación del Dominio Público Marítimo Terrestre del Estado Español, las directrices de ordenación territorial del Gobierno de Canarias, los planes insulares de ordenación del Cabildo de Gran Canaria y el Plan de Ordenación General del Ayuntamiento de San Bartolomé de Tirajana. En el Subsistema Físico Natural se analiza a través de estudios de campo y de revisión bibliográfica cuatro elementos característicos de la playa: la geología, la geomorfología, la dinámica costera y el bentos. En el análisis del Subsistema Económico y Social se describe los usos y actividades del espacio litoral dando una visión del pasado, la actualidad y su proyección y planeamiento en el futuro. A su vez, se inicia un proceso participativo de consulta a los usuarios de la playa. Por último se realiza un Diagnóstico integral en base a las conclusiones obtenidas en la fase de análisis y las repercusiones que tienen unos subsistemas sobre los otros. 1. INTRODUCCIÓN

El objetivo de este estudio es la realización de un plan de Gestión Integral de la costa de la playa de Montaña Arena (Municipio de San Bartolomé de Tirajana, Gran Canaria, España). Para ello se ha


689

seguido el marco definido por Barragán (2003). Entre las distintas etapas que abarca la realización de una Gestión Integral el presente estudio abarca solamente las etapas de Análisis y Diagnóstico.

La playa de Montaña Arena se localiza en el sur de Gran Canaria (figura 1). Es una playa de arena de una extensión aproximada de 2 hectáreas, encajada entre dos promontorios y retranqueada por la ladera de una montaña parcialmente recubierta de arenas eólicas. Pese a que sus accesos son relativamente difíciles, posee una alta afluencia de usuarios. Es la única playa de arena de superficie considerable que actualmente no posee ningún tipo de producto turístico, en estado semi‐natural, siendo un enclave destinado básicamente a usuarios y campistas locales.

Aunque no dispone de instalaciones turísticas, la playa en estudio no está carente de conflictos sociales e impactos medioambientales, muchos de ellos derivados de la singularidad insular de Gran Canaria (alto índice poblacional, industria turística muy desarrollada, territorio limitado, región ultra‐periférica, etc.) y potenciados por cierta ausencia de gestión en dicho tramo costero por parte de las administraciones públicas competentes.

De acuerdo con la metodología propuesta por Barragán (2003) se ha considerado el Sistema Litoral dividido en tres subsistemas: Subsistema Jurídico Administrativo, Subsistema Físico Natural y Subsistema Económico Social.

En el Subsistema Jurídico Administrativo se analizan los diferentes planes territoriales propuestos para la zona por las diferentes administraciones canarias y estatales.

En el Subsistema Físico Natural se analiza a través de estudios de campo y de revisión bibliográfica cuatro elementos característicos de la playa: la geología, la geomorfología, la dinámica costera y el bentos.

En el análisis del Subsistema Económico y Social se describen los usos y actividades del espacio litoral dando una visión del pasado, la actualidad y su proyección y planeamiento en el futuro. A su vez, se inicia un proceso participativo de consulta a los usuarios de la playa.

Por último se realiza un Diagnóstico integral en base a las conclusiones obtenidas en la fase de análisis y las repercusiones que tienen unos subsistemas sobre los otros.


690

Figura 1. Localización de la playa de Montaña Arena dentro del Archipiélago Canario. Se indican algunos de los puntos de la zona: 1: Fábrica de cemento y puerto industrial de la Punta del Perchel (cementera de Arguineguín); 2: Playa de Triana; 3: Playa de Las Carpinteras; 4: Playa de Montaña Arena; 5: Playa de Pasito Bea; 6: Urbanización y puerto deportivo de Pasito Blanco y Playa del

Hornillo; 7: Playa de Meloneras; 8: Playa de Las Mujeres; 9: Reserva Especial Dunas de Maspalomas; 10: Santa Águeda


691

2. ANALISIS DEL SUBSISTEMA JURIDICO Y ADMINISTRATIVO

Las distintas administraciones que confluyen en la gestión del litoral en el caso de la playa de Montaña Arena son:

• Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino. Dirección General de Costas • Gobierno de Canarias • Cabildo Insular de Gran Canaria • Ayuntamiento de San Bartolomé de Tirajana

2.1 El estado. Dirección general de costas

La Dirección General de Costas ha establecido el límite del dominio público marítimo terrestre (en adelante DPMT) en la playa de Montaña Arena y alrededores, límite que, como se aprecia en la figura 2, trascurre a mitad de la ladera de la montaña.

Figura 2. Izquierda: Deslinde del DPMT realizado por la Dirección General de Costas. Derecha: fotografía de la playa desde el Hito M9.

2.2 El sistema canario de planificación del litoral El reparto de funciones entre las diferentes administraciones canarias es el siguiente: el Gobierno

de Canarias establece las “Directrices de ordenación general”1 (DOG), que son el marco global, bajo el cual, todas las demás planificaciones deben estar encuadradas y marcan el camino que deben seguir el resto de administraciones a la hora de planificar. A un nivel inferior está el “Plan Insular de Ordenación” (PIO), elaborado por los diferentes Cabildos siguiendo la línea marcada por las directrices. Realiza un análisis sectorial detallado del territorio, delimitando las unidades territoriales correspondientes. Asimismo el PIO señala unidades que pueden ser potenciales para la explotación turística e indica las líneas maestras que se deberán seguir para su ejecución. Son los Ayuntamientos los encargados de realizar la clasificación del suelo siempre y cuando no incurra en incompatibilidades con los PIO o las DOG. 2.2.1 Gobierno de Canarias. Directrices de Ordenación (DOG)

1 Ley 19/2003, de 14 de abril, por la que se aprueban las Directrices de Ordenación General y las Directrices de Ordenación del Turismo de Canarias


692

Se destacan las siguientes líneas maestras de las DOG, referidas al litoral: • Disminución de la presión urbana e infraestructural en el litoral • Regeneración, recuperación y acondicionamiento para uso y disfrute públicos • El planeamiento considerará el espacio litoral como zona de valor natural y económico

estratégico, notablemente sobreutilizada. • Los Planes Insulares delimitarán unidades litorales homogéneas, con entidad suficiente para su

ordenación y gestión, y establecerán determinaciones para su desarrollo mediante Planes Territoriales Parciales con objeto de “Proteger y ordenar los recursos litorales” y “Ordenar las actividades, usos, construcciones e infraestructuras”.

• Sobre la línea litoral no ocupada: con carácter excepcional, se podrá implantar nuevas infraestructuras y clasificar nuevos sectores de suelo urbanizable en la zona de influencia litoral, de 500 metros.

2.2.2 Cabildo de Gran Canaria. Plan Insular de Ordenación (PIO)

El PIO propone dos planes a desarrollar en la zona de estudio y sus alrededores2: un Plan Territorial Parcial, en el entorno de Santa Águeda (PTP10) y un Plan Territorial Especial, en el litoral de Meloneras (PTE28). Ver actuaciones destacadas en la Tabla 1.

Tabla 1. Actuaciones destacadas del PTP 10 y del PTE 28.

PLAN TERRITORIAL PARCIAL DE SANTA ÁGUEDA (PTP10)

PLAN TERRITORIAL ESPECIAL DEL LITORAL DE MELONERAS (PTE-28)

Como objetivos y criterios estratégicos del PTP10 se resaltan los siguientes elementos: Zona destinada para futuros desarrollos turísticos, fundamentalmente de “equipamiento turístico complementario”, y en menor medida de “alojamiento turístico”. Se entiende como “equipamiento turístico complementario” la eventual localización de un campo de golf desde el lomo de Pasito Blanco hasta las proximidades del lomo de las Carpinteras, integrando los suelos protegidos de la montaña de Arena. Se establecen tres acciones (figura 3): • 3A9. Implantación de productos turísticos en

Santa Águeda • 3A10. Acondicionamiento y mejora de la

playa de Triana • 3A11. Recuperación de la fábrica de

cemento

En el Plan Insular se establece las determinaciones y características para el desarrollo del PTE-28, con objeto de crear las siguientes infraestructuras: • Puerto deportivo – turístico • Regeneración de las playas del Hornillo,

Meloneras y las Mujeres • Creación de un varadero para

embarcaciones ligeras junto al Faro de Maspalomas

• Creación de un paseo marítimo hasta Pasito Blanco

A su vez y también dependiente del Cabildo de Gran Canaria existe el Plan Territorial Especial de

Ordenación del Turismo Insular (PTEOTI) el cuál es un documento muy importante ya que desarrolla el PTP10, y aunque no delimita la pieza, sí recomienda una ubicación y define los aspectos que condicionan su desarrollo. Así pues, a la “PN‐5 SB Santa Águeda”, se la destina un uso puramente turístico, ya la playa de Montaña Arena se la identifica como “Área de Reserva Ambiental” (figura 4).

2 las cuales se detallan en el volumen IV, tomo 2, artículo 268 “Acciones estructurantes”


693

Figura 3. Plano extraído del PIO. Actuaciones en el entorno de la playa de Montaña Arena (círculo en el centro de la imagen). Se observa que catalogan a la playa y parte de la montaña como “Litoral

a reservar con valor estructurante”

Figura 4. PTEOTI‐GC. Usos Globales del suelo. Uso “ambiental” para la playa de Montaña Arena. Uso “turístico” para Santa Águeda, la totalidad del entorno de Montaña Arena.

2.2.3 Plan General de Ordenación del Ayuntamiento de San Bartolomé de Tirajana En la actualidad el Plan de Ordenación General que está vigente data de 1996, pero en mayo de

2010 se ha licitado la redacción de un nuevo Plan General. El suelo de la playa de Montaña Arena y su entorno más próximo (montaña de Arena y las playas

de Carpinteras y Pasito Bea) está clasificado como Suelo Rústico de Especial Protección. Toda la extensión de terreno que linda entre los suelos más próximos a la carretera GC‐500 con la costa hasta Arguineguín, está clasificada como Suelo Rústico de Costas. El suelo que transcurre entre la GC‐500 y la GC‐1, se clasifica como Suelo Rústico Residual, definido como un suelo que ha desnaturalizado sus valores naturales y culturales originarios debido a la expansión de los bordes de los Suelos Urbano y Urbanizable.


694

Como norma a resaltar se destaca la siguiente: “En las zonas de Santa Águeda [...] como consecuencia de considerarlas como áreas de oportunidad para la implantación en el futuro de la Operación Estratégica de Santa Águeda [...], se prohíbe cualquier nueva edificación. 3. ANALISIS DEL SUBSISTEMA FÍSICO Y NATURAL

Con el fin de abordar el siguiente capítulo se detectaron los siguientes recursos naturales: Recurso geológico: playa de arena de unos 230 m de longitud y amplitud muy variable, así como

el depósito eólico presente en la ladera de la Montaña de Arena. Recurso biológico: pradera de fanerógama marina, Cymodocea nodosa. Recurso atmosféricos: playa con orientación sur‐suroeste lo que la protege de los vientos

dominantes (alisios, NNE), a su vez, al situarse en la zona sur de Gran Canaria, predominan los días soleados idóneos para el baño.

Recursos hidrológicos: el agua en la playa de Montaña Arena posee una transparencia bastante buena, con muy baja turbidez. Las mareas, alcanzan los 2.8 metros de rango mareal en mareas vivas, lo que reduce considerablemente la superficie de playa útil durante la pleamar. En cuanto al oleaje, la playa está a resguardo de los oleajes dominantes del primer y cuarto cuadrantes, quedando únicamente expuesta a los temporales del suroeste.

Recursos paisajísticos: el paisaje que rodea a la playa se ve dominado por antiguas terrenos cultivo que se utilizaron en los años 60. En la misma playa el paisaje se ve dominado por la Montaña de Arena con su ladera cubierta de arena y por las puntas del Cometa y Carpinteras que acotan y protegen a la playa.

Así pues, en base a estos recursos naturales se decide abordar los siguientes procesos físico‐naturales: • Procesos geológicos y geomorfológicos. • Procesos ecológicos. • Procesos climáticos y de dinámica de litoral. 3.1 Geología

El estudio geológico incluyó la revisión de la bibliografía (BALCELLS ET AL, 1990) existente y trabajo de campo. Como síntesis de lo analizado en Vila (2009), los diferentes materiales y unidades que se detectaron en la playa son los siguientes (figura 5, izquierda): • El promontorio natural más oriental, la Punta del Cometa, es la base estratigráfica de la actual

playa de Montaña Arena, correspondiente a la Colada Fonolítica del Mioceno. • El promontorio occidental, está constituido por materiales provenientes de la Formación Detrítica

de Las Palmas. • Sobre la Formación Detrítica se sitúa un flujo piroclástico puntual de edad incierta. • Encima del flujo se puede ver una duna ya fosilizada con cierta presencia de cantos. • Balcells et al. (1990) mencionan la posibilidad de que pueden presentarse en algunos intervalos

costeros unidades tipo lagoon‐charcas. Como prueba de esta hipótesis aparece justo hacia la mitad oriental de la playa un afloramiento de sedimentación tipo laguna (figura 5, derecha) de una gran potencia (5 metros).

• Posterior a la duna fosilizada se encuentra ya la duna actual. Dicha unidad posee tres niveles diferentes, el actual y más superficial y dos inferiores más antiguos. La diferencia más palpable entre estos dos últimos niveles es que el nivel inferior presenta una sedimentación eólica, con la única presencia de arenas muy finas, mientras que en el nivel que hace base de la duna actual posee presencia de gravas de tamaños decimétricos.

• Se localizan numerosos depósitos sedimentarios de origen marino por detrás de la montaña de Arena (figura 6) posiblemente vestigios de antiguas dunas erosionadas.


695

Figura 5. Izquierda: barranquera en donde aparecen los diferentes estratos: b) Formación Detrítica de Las Palmas c) Flujo piroclástico. d) Duna fósil, con laminación cruzada característica y fuerte

compactación de las partículas. e) y e’) Niveles Inferiores de la duna actual. f) Derecha: afloramiento de paleolaguna costera, el nivel superior de la paleolaguna a una altura de unos 5

metros sobre el nivel medio del mar actual.

Figura 6. Izquierda: Deslinde del DPMT realizado por la Dirección General de Costas. Derecha: Posiciones donde se encontraron sedimentos de origen marino.

3.2 Evolución geomorfológica Se efectuó un análisis evolutivo mediante el estudio de fotografías aéreas de la playa desde 1954

hasta la actualidad. En los fotogramas utilizados se tuvo en cuenta la altura de la marea y el tipo de oleaje, así como la escala y calidad de la fotografía.


696

Se separa el análisis en tres sectores: playa, ladera (figura 7, arriba) y dunas en la cima y parte posterior de la montaña (figura 7, abajo).

Lo primero que se observa a simple vista es que la superficie emergida de playa prácticamente no ha variado en 50 años, no se aprecia ni erosión ni acrección.

Respecto a la ladera de la montaña, observando las fotografías, vemos que es muy difícil determinar si existe o no erosión a lo largo de los años. Hay que descartar la fotografía de 1954, dejando así la pregunta sin responder si el dique de la Punta del Perchel de la cementera de Arguineguín (construido en 1959) afecta o no al transporte longitudinal de los sedimentos en el litoral. Parece que no hay una erosión evidente, salvo en la fotografía de 2006, en donde se pueden ver una serie de barranqueras en la ladera que no aparecen en las anteriores. Parece que la arena de la parte más alta de la montaña haya retrocedido.

En las dunas que se observan en la parte oriental de la cima de la Montaña de Arena y en la parte posterior (figura 7, abajo). Dichas dunas se ven muy marcadas en la fotografía de 1954 e incluso, aunque en menor medida, en la del 64. Ya a partir de 1977 desaparece de la imagen. En la actualidad sobre el terreno se puede observar la presencia de áridos por esa parte de la montaña (figura 6) lo que da a entender una fuerte erosión histórica en dicha zona.

Figura 7. Arriba: Evolución temporal histórica de la Playa de Montaña Arena. Las fotografías no

están georeferenciadas, por lo que las distancias no son exactamente iguales de una a otra. Abajo: Evolución geomorfológica histórica del entorno de la playa de Montaña Arena. La elipse señala la posición de una duna por la parte trasera de la montaña. El cerco señala una duna sobrepasando la

cima de la montaña por su mitad oriental.


697

3.3 Sedimentología

Se realizaron dos tipos de análisis sedimentológicos: una granulometría y una calcimetría. Se

delimitó 4 sectores diferentes de la playa: duna (corresponde a la arena eólica de la ladera, M4), arena seca de playa (zona supramareal de la playa, M3), arena húmeda (zona intermareal, M2) y arena mojada (zona submareal, M1). Se trazaron tres transectos perpendiculares a la línea de costa (occidental T1, central T2 y oriental T3), en los cuales se tomaron muestras en los 4 sectores mencionados anteriormente. Tabla 2. Resultados de la granulometría clasificaciones según Wentworth (1922) y según Folk y

Ward (1957) y de la calcimetría

Sector Muestra Granulometría Calcimetría

Tamaño medio Clasificación Simetría Curtosis %=CO3

Zona submareal

T1M1 Arena fina Moderadamente bien clasificado Positiva Muy

leptocúrtica 8,3

T2M1 Arena fina Pobremente clasificado

Muy negativa Platicúrtica 12,2

T3M1 Arena fina Moderadamente clasificado

Muy negativa Leptocúrtica 10,1

Zona intermareal

T1M2 Arena fina Bien clasificado Simétrica Muy leptocúrtica 9,1

T2M2 Arena fina Moderadamente bien clasificado

Muy negativa

Muy leptocúrtica 13,3


Muy negativa



698

Zona supramareal

T1M3 Arena fina Moderadamente bien clasificado Negativa Muy

leptocúrtica 14,7

T2M3 Arena fina Moderadamente bien clasificado Negativa Muy

leptocúrtica 13,7


Duna


T2M4 Arena muy fina

Moderadamente bien clasificado

Muy positiva

Muy platicúrtica 8,1


Muy positiva


Entre un 0 y un 1,4% de los sedimentos muestreados corresponden a gravas, entre un 0 y 0,5% son limos y entre un 98,4 y un 100% son arenas. Dentro de las arenas la media corresponde a un φ entre 2 y 3 (tamaño medio total de la playa 2,62 φ, correspondiente a 0,1627 mm), por lo que se clasifica como arenas finas.

La clasificación va oscilando entre “bien clasificado” o “moderadamente bien clasificado” excepto en la muestra T2M1, en donde está “pobremente clasificado”, siendo un dato del sector submareal muy expuesto al oleaje. La simetría, presenta una gran variabilidad de muestra a muestra. La curtosis es bastante uniforme en todo el muestreo, siendo el transecto central el que presenta mayor variabilidad.

En la calcimetría llama la atención el bajo contenido en carbonatos de las muestras de duna. La explicación radica en que los áridos son transportados a posiciones más altas por la acción del viento clasificando los materiales por su densidad. Estos resultados apuntan a que los materiales de la duna proceden de la misma playa. 3.4 Dinámica eólica y del litoral

Para abarcar este capítulo se realizó una revisión bibliográfica basada en recientes estudios de

diferentes casuísticas, extraídos de los siguientes documentos: • Proyecto de aprovechamiento de arenas en la Zona de Pasito Blanco para Alimentación de Playas

(Gran Canaria). Estudio de Impacto Ambiental. Dirección General de Costas (2007) • Plan Territorial Especial del Litoral de Meloneras (Gran Canaria). Documento de avance. Cabildo

de Gran Canaria (2006)3 • Estudio integral de la Playa y dunas de Maspalomas, Dirección General de Costas (2006) • Caracterización textural y composicional de las playas del sector meridional de Gran Canaria.

Consideraciones sobre el transporte de sedimentos. Alonso et. al (2008). Respecto a la dinámica eólica, la estación consultada (Pasito Blanco), cercana a la zona de estudio,

muestra una clara influencia tanto de los vientos de componente N‐NE como E‐S‐W, sin embargo, la media anual de la frecuencia con que soplan es claramente superior los vientos de dirección WSW. Los valores medios máximos obtenidos, referidos a medias anuales, para la intensidad son de 19,75 Km/h con una frecuencia del 5,75% para el viento del SE seguido del viento del W con 18,58 Km/h y una frecuencia del 13,25%; mientras que la frecuencia máxima se obtuvo para el viento de dirección WSW, del 21,42% con una velocidad de 16,92 Km. /h.

3 En la referencia bibliográfica buscar como: Consejería de política territorial, vivienda y arquitectura., 2006


699

Figura 8. Izquierda: Dinámica litoral para la zona comprendida entre la Punta del Perchel y la Playa del Inglés, según Cabildo de Gran Canaria (2006). El círculo indica la situación en el mapa de la

playa de Montaña Arena. Derecha: Transporte litoral medio potencial. Dirección General de Costas (2007)

Los estudios de dinámica de litoral realizados por el Cabildo de Gran Canaria (2006) concluyen que “[…] en el entorno del Puerto de Pasito Blanco, los fondos marinos no disponen de cantidades apreciables de sedimento que permitan la existencia de un transporte litoral significativo“y “El borde costero entre el puerto (de Pasito Blanco) y la playa está ocupado por acumulaciones de bolos y gravas, con escasa presencia de material arenoso. [...]”

En Dirección General de Costas (2007) se estudia el transporte potencial de sedimentos a lo largo del tramo de costa mediante la formulación de Kraus et al. (1982), realizando una sectorización en 6 zonas, desde la playa del Ingles hasta la playa de Meloneras, dejando por poco fuera a la playa de Montaña Arena.

Aunque el estudio de Cabildo de Gran Canaria (2006) incurre en varias contradicciones con los otros estudios (Dirección General de Costas (2007) y Alonso et. al (2008)) es el único que abarca el sector Punta del Perchel ‐ Pasito Blanco. Partiendo de la base que la dinámica litoral estimada es correcta para dicho sector, vemos en la figura 8 que el transporte de sedimentos es longitudinal a la costa de oeste a este. 3.5 Análisis del bentos: cymodocea nodosa (ucria) ascherson

Se realizó una campaña de muestreo en la pradera de Cymodocea nodosa, presente justo en las inmediaciones de la playa de Montaña Arena. Se muestreó en cuatro puntos diferentes de la pradera con tres réplicas en cada uno de ellos: borde costero B1, punto interior I1, punto interior I2 y borde profundo B2. Los resultados al completo de este estudio se salen, por su extensión, del objetivo de esta comunicación por lo que se pueden consultar en Vila (2009). A modo de resumen se concluye que estamos ante una pradera mixta compuesta por la fanerógama marina Cymodocea nodosa, y por el alga verde Caulerpa prolifera (Forsskål) J. Agardh. La pradera está fuertemente fragmentada presentando una alta variabilidad en densidad (número de haces/metros cuadrado) y en longitudes de haces.

Existe una fuerte presencia de peces alevines en algunas localizaciones de la pradera. La pradera se extiende más allá de los 300 metros mar adentro en dirección normal a la línea de costa. La relación interespecífica entre la C. prolifera y la C. nodosa es de competición según los resultados obtenidos del estudio biomásico.


700

4. ANALISIS DE SUBSISTEMA ECONÓMICO Y SOCIAL 4.1 Actividades y usos del espacio litoral

Utilizando la clasificación propuesta por Barragán (2003) respecto a actividades y usos del espacio litoral da como resultado de síntesis la tabla 2.

Figura 9. Arriba: En la secuencia fotográfica se puede observar la alta variabilidad en densidad. Abajo izquierda: Caulerpa prolifera acompañando a la pradera. Abajo centro: Longitudes de

hoja de Cymodocea nodosa, para los diferentes puntos de muestreo. Abajo derecha: Comparativa biomasa en peso seco (hipógea en barras y epigea en líneas) para Cymodocea

nodosa y Caulerpa prolifera.


701

USOS DEL ESPACIO

ESPACIO NATURAL

• Zona de alto valor paisajístico (UP‐10 Montaña Arena) • Área de Sensibilidad Ecológica (ASE‐ “Área Intermareal de

la Punta del Cometa‐Pasito Blanco”) • LIC “Franja Marina de Mogán”

ASENTAMIENTOS • Yacimientos arqueológicos • Cuarterías relacionadas con el cultivo del tomate (P) • Urbanización de Pasito Blanco

INFRAESTRUCTURA E INSTALACIONES

• Red viaria GC‐500 y pistas agrícolas • Red de riego (P) • Puerto deportivo de Pasito Blanco • Puerto comercial Arguineguín • Puerto deportivo Meloneras (F) • Santa Águeda (F)

EMISOR/RECEPTOR DE VERTIDOS • Urbanización de Pasito Blanco

DEFENSA • Puesto de vigilancia en la playa de Carpinteras (P)

ACTIVIDADES

EXTRACTIVAS • Pesca de cerco

BÁSICAS • Cultivo del tomate (P) • Acuicultura (F)

INDUSTRIALES Y DE TRANSFORMACIÓN

• Cementera de Arguineguín

COMERCIO MARÍTIMO

OCIO Y TURISMO

• Playas de sol y baño • Camping de caravanas y casetas • Recursos culturales arqueológicos • Pesca deportiva • Navegación de recreo

4.2 Participación social

Se realizó una encuesta a los usuarios de la playa. Utilizando los niveles de participación ambiental propuestos por Elcome y Baines (1999) se subió un nivel el exigido por la ley al pasar de “informar” a “consultar”. Para saber más sobre la metodología y los resultados de la encuesta consúltese Vila (2009).

Los resultados indican que hay dos tipos de usuarios, los de a pie de playa (campistas y bañistas) y los usuarios de caravanas, diferenciándose en frecuencia, estacionalidad, tiempo de pernocta, actividades y usos de la playa. Sin embargo ambos grupos coinciden altamente en los valores y defectos de la playa (tabla 4).

Respecto a una serie de actuaciones propuestas los usuarios (sin apenas diferencias entre colectivos) rechazan todas ellas.

En conclusión, los usuarios vienen a la playa huyendo de los productos típicos del turismo, rechazan la instalación de un chiringuito, rechazan mejorar los accesos a la playa pues ello implicaría

Tabla 3. Esquema y niveles de análisis de la actividad humana aplicado a la playa de Montaña Arena (Barragán, 2003). (P): Usos y actividades ya pasadas. (F): usos y actividades futuras o planeadas.


702

el aumento de usuarios, rechazan vallar la duna como medida de protección; salvo un pequeño porcentaje no prohibiría las acampadas ni la pesca y el marisqueo; son usuarios conformes y contentos con la situación actual de la playa que aún reconociendo ciertos aspectos negativos, como la limpieza, abandono del entorno, los excesos de ruidos y festejos nocturnos, prefieren la actualidad a reconvertir la playa y su entorno en un producto turístico más.

Tabla 4. Valores y defectos de la playa de Montaña Arena según sus usuarios. VALORES DEFECTOS

• condiciones climáticas • entorno libre de construcciones • acampada libre a pie de playa (este

porcentaje es bajo, si la pregunta la responden los campistas de la caravana)

• zona de acampada para caravana (este porcentaje es bajo, si la pregunta la responden los bañistas de la playa)

• presencia de la duna

• la ausencia de puesto de socorro • la ausencia de baños públicos • la suciedad de la playa • la llegada esporádica de cayucos • la instalación de grupos electrógenos a pie

de playa

5. DIAGNÓSTICO INTEGRAL

Como repercusiones del subsistema jurídico‐administrativo (JA) sobre el físico‐natural (FN) el PIO identifica una amplia zona circundante a la playa de Montaña Arena como una posibilidad de expansión turística. Todas estas intervenciones parecen ir en contra de las propias iniciativas de las mismas instituciones en proteger los valores naturales de la zona, quienes han declarando como protegido: la playa de Montaña Arena por su valor paisajístico, la rasa intermareal entre Punta de la Cometa y Pasito Blanco, por su valor ecológico y único y los fondos marinos del LIC‐Franja de Mogán, por poseer especies sensibles a la alteración de su hábitat. Parece que se da a entender que aquello que no está protegido da lugar a realizar cualquier tipo de actuación. Si bien es cierto, que la zona de Montaña Arena, es una localización excelente para su explotación turística no por ello se debe descuidar todos aquellos terrenos carentes de protección ambiental adyacentes a la propia playa, y más si entre las figuras protectivas está la del paisaje. No deja de ser positivo el declarar “Áreas de Sensibilidad Ecológica” pero a este acto se le debe acompañar de actuaciones acordes.

Como repercusiones del subsistema jurídico‐administrativo (JA) sobre el socio‐económico (SE), una de las conclusiones más importantes que se han obtenido en este estudio, una revisado las diferentes planificaciones y el resultado de la encuesta, es que las administraciones no han tenido en cuenta a los usuarios actuales de la playa de Montaña Arena y sus alrededores. No proveen de un proceso participativo profundo que vaya más allá del imperativo legal. Estamos en un punto temprano en el tiempo para la incorporación de estos agentes sociales y en una buena posición para generar un proceso participativo que enriquezca la propia planificación para todos.

Son varios los descubrimientos realizados por este estudio que podrían implicar acciones por parte de la administración como repercusiones del subsistema FN sobre el JA: • La dinámica de litoral junto a la geomorfología refuerza la hipótesis del origen marino de los

sedimentos de Montaña Arena, al actuar la Punta de la Cometa, como trampa sedimentaria de las arenas aportadas por los barrancos próximos (Martínez, 1995).

• Localización de arenas de origen marino por la cara norte de la Montaña de Arena, este hecho debería plantear a la Dirección general de Costas la apertura de un expediente para el retranqueo del actual deslinde del Dominio Público Marítimo Terrestre, reconfigurando a su vez, parte de la planificación territorial ejecutada.

• Otro de los hallazgos fue la localización del afloramiento de un Lagoon‐Costero en la misma playa de Montaña Arena, pudiendo implicar la declaración de Monumento Natural o Sitio de Interés Científico.


703

• A su vez del estudio del sebadal y del bajo estado de conservación en el que se encuentra, implica la necesidad urgente de que el LIC al que pertenece (“Franja Marina de Mogán”) se convierta en Zona Especial de Conservación (ZEC) figura posterior a la declaración del LIC que implica la existencia de un Plan Rector de Uso y Gestión. La playa de Montaña Arena atrae a una tipología de usuarios cuya motivación de acudir radica

más en el placer del descanso y del esparcimiento al de verse atraído por alguna tipo de actividad de consumo. El clima agradable típico del sur grancanario sumado al entorno natural libre de construcciones son las principales motivaciones de los actuales usuarios de la playa. Por otro lado, las expectativas económicas creadas para esta zona (acuicultura, pesca deportiva, productos turísticos, muelles deportivos, campos de golf, etc.) precisamente por su alto valor natural nada tienen que ver con la situación social en la que se encuentra en la actualidad. Realmente aquí radica el mérito de una buena gestión en buscar el punto de equilibrio social, ambiental y económico.

Por otro lado existen muchos aspectos desde la perspectiva social que repercuten de una manera directa a tomar decisiones jurídico‐administrativas. • Establecer cómo se van a regular las acampadas a píe de playa. Según la Ley 22/88 de Costas, no

está permitido las instalación de casetas en el DPMT. Como alternativa se puede habilitar una zona, fuera del DPMT, pero presente en la servidumbre de protección.

• Mejorar los accesos a la playa. Aunque los usuarios actuales no estén de acuerdo ante esta medida de gestión la realidad es que los accesos entrañan cierta peligrosidad. En base a que, el acceso y el disfrute de la playa es un bien común y universal, se debe plantear este aspecto en una futura gestión.

• Zonificación de actividades que se desarrollan en la playa para evitar conflictos entre usuarios. • Establecer un canal de entrada balizado, estrecho en sus dimensiones, para embarcaciones

ligeras. • Mejorar la limpieza de la playa en periodo estival. • Instalar un servicio de socorrismo o, como mínimo, un flotador salvavidas. • Instalación de un “chiringuito” en las cercanías de la playa, pudiendo estar asociado a la zona de

acampada para casetas y caravanas. Con la instalación de un chiringuito, se puede conseguir varios objetivos en poco esfuerzo, como por ejemplo, establecer un convenio con la administración local que vincule la limpieza de la playa con la explotación del recurso.

• Implantación de una “ecotasa” en concepto de acceso y establecimiento del vehículo. En la encuesta se realizó un sondeo dando como resultado que un 76% de los encuestados estarían dispuestos a pagar cierta cantidad para acceder en vehículo a la zona, siendo la media 1 euro, con una desviación estándar de 1.

• Mejora en el acondicionamiento de la zona de acampada para caravanas como por ejemplo: un mejor ajardinado que repercuta en el paisaje, instalación de tomas de electricidad para evitar ruidos de los generadores eléctricos e instalación de duchas y baños. Como contraprestación se puede subir la tasa que actualmente pagan al ayuntamiento.

• Conservación y si procede su rehabilitación de los recursos culturales que posee el área de estudio, tales como los yacimientos arqueológicos (NARANJO Y MIRANDA, 1998). Los análisis de los subsistemas SE y FN revelaron una serie de impactos ambientales negativos del

primero sobre el segundo. Se detalla un listado de las actividades económicas y usos sociales y de sus impactos derivados: • Vertidos portuarios: contaminación marina • Jaulas de acuicultura: invasión de especies exóticas al ecosistema por escapes. • Cultivo del tomate: impacto paisajístico y destrucción de especies autóctonas. Destrucción de

sistema dunar. • Pesca de cerco: explotación del recurso contraviniendo la normativa actual. • Fábrica de cemento de Arguineguín: contaminación atmosférica y marina. Impacto paisajístico. • Navegación de recreo: Fragmentación del sebadal por el uso del ancla. • Caravanas: Impacto paisajístico.


704

• Instalación de casetas a pie de playa: dispersión de los residuos. • Red viaria: exceso de acceso de vehículos. • Pistas de tierra: erosión del terreno por prácticas deportivas. Quads, motos de trial, etc. • Capacidad de carga: exceso de usuarios impactan negativamente en la duna.

BIBLIOGRAFIA • Alonso, I., Sánchez, I., Mangas, J., Rodríguez, S., Medina, R. y Hernández, L., 2008, Caracterización textural y composicional de las playas del sector meridional de gran canaria. Consideraciones sobre el transporte de sedimentos. Geotemas, 10, 495‐498 • Balcells, R., Barrera, J.L. y Gómez Sainz de Aja, J.A., 1990, Mapa geológico de España 1:25.000, hoja nº 1114‐iii, 83‐86; 83‐87 (Maspalomas). IGME, Madrid. • Barragán Muñoz, J.M., 2003, Medio ambiente y desarrollo en áreas litorales: Introducción a la planificación y gestión integradas. Servicio de publicaciones de la Universidad de Cádiz, 306 p. • Concejalía de urbanismo y planificación., 1996, Plan de ordenación general de Ayuntamiento de San Bartolomé de Tirajana. Ayuntamiento de San Bartolomé de Tirajana. • Consejería de política territorial, vivienda y arquitectura., 2002, Plan insular de ordenación de Gran Canaria (PIO‐GC). Cabildo de Gran Canaria. Las Palmas de Gran Canaria, 6 vol. • Consejería de política territorial, vivienda y arquitectura., 2006, Plan territorial especial de ordenación del turismo insular de Gran Canaria (PTEOTI‐GC). Documento de avance. Cabildo de Gran Canaria. Las Palmas de Gran Canaria, 13 tomos. • Consejería de política territorial, vivienda y arquitectura., 2006, Plan territorial especial del litoral de Meloneras. Documento de avance (PTE‐28). Cabildo de Gran Canaria. Las Palmas de Gran Canaria, 2 tomos. • Dirección General de Costas., 2006, Estudio integral de la playa y dunas de Maspalomas. Madrid, Ministerio de Medio Ambiente, 698 p. • Dirección general de costas., 2007, Proyecto de aprovechamiento de arenas de la zona de pasito blanco para la alimentación de playas (Gran Canaria). Estudio de impacto ambiental. Madrid, Ministerio de Medio Ambiente, 599p. • Elcome, D. y Baines, J., 1999, Steps to success. Working with residents and neighbours to develop and implement plans for protected areas. Gland, Suiza: IUCN. Commision on education and communication, European Committee for EE. • España. Ley 22/88, de 28 de julio, de Costas. Boletín Oficial del Estado. • España. Ley 19/2003, de 14 de abril, por la que se aprueban las Directrices de Ordenación General y las Directrices de Ordenación del Turismo de Canarias. Boletín Oficial de Canarias n. 73‐ 625 • Martínez Castellanos, F.J.A., 1995, Dinámica litoral en la zona sur de Gran Canaria. No publicado. • Naranjo Rodríguez, R. y Miranda Valerón, J., 1998, Guía arqueológica de San Bartolomé de Tirajana. • Ayuntamiento de San Bartolomé de Tirajana. Concejalía de Turismo, Maspalomas (Gran Canaria), 119 p. • Vila, F., 2009, Gestión integral en la playa de Montaña Arena: Análisis y diagnóstico preliminar. Universidad de Las Palmas de Gran Canaria. Tesina de Máster. http://hdl.handle.net/10553/3497


705

2.30. HERRAMIENTAS PARA LA GESTIÓN INTEGRADA DE LAS COSTAS TURÍSTICAS: UNA METODOLOGÍA DE ANÁLISIS DEL ESTADO AMBIENTAL DE

LOS SISTEMAS PLAYA‐DUNA

J. Pintó, C.Martí, R. M. Fraguell

Laboratorio de Análisis y Gestión del Paisaje (LAGP). Departamento de Geografía, Universidad de Girona. Pl. Ferrater Mora, 1. 17071, Girona. [email protected], [email protected], [email protected], Palabras clave: Playas y dunas costeras, gestión integrada, litoral mediterráneo, Costa Brava. RESUMEN

Playas y dunas juegan un papel relevante en la protección de la costa frente a los temporales

marítimos. Al mismo tiempo, constituyen un recurso de primer orden para las costas de marcado desarrollo turístico como es el caso de la costa mediterránea y no se pueden minusvalorar los valores paisajísticos y ecológicos que atesoran.

El desarrollo del turismo de masas, la urbanización extensiva de la primera línea de costa, la construcción de paseos marítimos y carreteras y la erosión costera han sido identificadas como las principales causas de la degradación del paisaje costero, especialmente en lo que afecta a sus impactos sobre las playas y dunas. El gran número de agentes socioeconómicos implicados en las dinámicas territoriales que se producen en los espacios litorales, así como la diversidad de organismos e instituciones con competencias en la gestión de la costa dificulta la articulación de una respuesta adecuada y efectiva que haga frente a la degradación ambiental que sufren las playas y dunas de las costas turísticas.

Una dificultad añadida es la falta de instrumentos adecuados y manejables a disposición de los gestores de playas, que en muchos casos son los propios técnicos municipales en medio ambiente, que les permitan realizar un diagnóstico sólido y en un tiempo razonable del estado ambiental en que se encuentran las playas de su localidad para, a la vista de los resultados obtenidos, implementar las medidas apropiadas para revertir las tendencias negativas observadas, o reforzar las de signo positivo si es el caso, implicando y articulando la intervención de los distintos agentes y organismos concernidos.

Con este objetivo se ha elaborado una metodología para el diagnóstico del estado ambiental de los sistemas duna‐playa de las costas turísticas. En este trabajo se presentan y discuten los resultados de la aplicación de dicha metodología en distintas tipologías de playas de la Costa Brava. La metodología en cuestión está basada en la utilización de un conjunto de indicadores que proporcionan información sobre la dinámica de la morfología del sistema playa‐duna, el grado de biodiversidad y los efectos de las medidas de gestión que se llevan a estos sistemas.

1. INTRODUCCIÓN

Los sistemas playa‐duna juegan un importante papel en la protección de la costa respecto al

oleaje. La función de las dunas como reservorios de arena en las costas amenazadas por la erosión es también notable. Playas y dunas son el hábitat de un conjunto de comunidades, tanto vegetales como animales, que incluyen especies exclusivas de dichos ambientes. Además, estos sistemas constituyen un recurso de primer orden en las costas con un alto desarrollo turístico.

En la costa mediterránea, el desarrollo urbano, industrial y turístico que se ha producido en las últimas décadas no ha tenido en cuenta el valor de las distintas funciones efectuadas por las formas de acumulación costeras. Las comunidades locales que habitan en las costas mediterráneas han mostrado tradicionalmente poco interés por los valores de protección, ecológicos y paisajísticos que


706

playas y dunas efectúan. Hay que considerar que en un período relativamente corto de tiempo, las playas han pasado de ser unos espacios marginales, sin otro interés que albergar diversas tareas relacionadas con las actividades marineras y pesqueras (reparación de embarcaciones, cosido de redes de pesca, almacén de materiales, etc.), a constituir el principal recurso sobre el cual gravita el turismo de sol y playa.

En el caso de las dunas, hay autores que opinan que una de las razones de la falta de interés que han despertado estas formaciones es debido al escaso desarrollo que muestran en general en las costas mediterráneas, en comparación, por ejemplo, con las costas atlánticas. Sin embargo, se debe precisar que el hecho de que actualmente muchas playas mediterráneas no presenten sistemas dunares asociados es debido a los impactos negativos de la construcción de edificios, paseos marítimos, implantación de cámpings, vías de comunicación y otros artefactos relacionados con el desarrollo de la actividad turística. Un análisis de la información recogida en fotografías y mapas antiguos muestra que en las costas bajas la mayoría de las playas tenían asociado un sistema dunar.

El gran número de agentes socioeconómicos implicados en las dinámicas territoriales que se producen en los espacios litorales, así como la diversidad de organismos e instituciones con competencias en la gestión de la costa dificulta la articulación de una respuesta adecuada y efectiva que haga frente a la degradación ambiental que sufren las playas y dunas de las costas turísticas.

Una dificultad añadida es la falta de instrumentos adecuados y manejables a disposición de los gestores de playas, que en muchos casos son los propios técnicos municipales en medio ambiente, que les permitan realizar un diagnóstico sólido y en un tiempo razonable del estado ambiental en que se encuentran las playas de su localidad para, a la vista de los resultados obtenidos, implementar las medidas apropiadas para revertir las tendencias negativas observadas, o reforzar las de signo positivo si es el caso, implicando y articulando la intervención de los distintos agentes y organismos concernidos.

Con este objetivo se ha elaborado una metodología para el diagnóstico del estado ambiental de los sistemas duna‐playa de las costas turísticas. En este trabajo se presentan y discuten los resultados de la aplicación de dicha metodología en distintas tipologías de playas de la Costa Brava. La metodología en cuestión está basada en la utilización de un conjunto de indicadores que proporcionan información sobre la dinámica de la morfología del sistema, el grado de biodiversidad y los efectos de las medidas de gestión que se llevan a cabo.

La metodología para el diagnóstico del estado ambiental del sistema se ha basado en un conjunto de indicadores sensibles a las prácticas de gestión implementadas en las zonas costeras. Dicha metodología desarrolla un subcomponente integrado en un método de evaluación de la calidad de las playas elaborado anteriormente por Ariza et al. (2010): el Beach Quality Index (BQI).

1.1. Área de estudio

El método ha sido testado en 24 playas de la Costa Brava, desde Portbou, en la frontera entre

Francia y España, hasta Blanes. Localizada en el noreste de la península Ibérica, la Costa Brava es una de las áreas litorales

turísticas más importantes del Mediterráneo occidental (ver Figura 1). Se extiende a lo largo de aproximadamente 198 km, según datos del Ministerio de Medio Ambiente (2001), que muestran una gran variedad de formas costeras: acantilados, pequeñas playas encajadas ("calas"), bahías y sectores de playas abiertas y rectilíneas. Es una costa con un rango mareal muy pequeño: 0,30 cm, imperceptible para los usuarios de las playas.

La magnitud de la presión ejercida sobre el litoral de la Costa Brava en las últimas décadas puede ser estimada mediante la evolución de la superficie urbanizada. Los cambios en los usos y cubiertas del suelo entre los años 1957 y 2003 muestran que las áreas urbanizadas han pasado desde un 2% en 1957 a un 13% en 2003, que en valores absolutos significa un cambio desde 1127 a 8810 Ha, según Martí y Pintó (2004). Este período fue caracterizado por la rápida expansión del turismo en España y la transformación de los usos del suelo refleja dicha presión. Algunas implicaciones del modelo


707

turístico de ocupación del suelo que se siguió pueden verse en Sardà et. al. (2005) y en Valdemoro y Jiménez (2006).

Las playas y dunas pertenecen al Dominio Público Marítimo‐Terrestre desde la aprobación de la Ley de Costas (1988) que las protege de la urbanización. En el caso de la Costa Brava las competencias sobre la gestión de los sistemas playa‐duna están bajo la responsabilidad de los poderes regionales y locales.

Figura 1. Localización del ámbito de estudio

2. METODOLOGÍA La metodología utilizada en la valoración ambiental de los sistemas playa‐duna parte de la

elaboración de varios indicadores que recogen información sobre tres elementos que se han considerado como los más relevantes para la evaluación de los valores ambientales de dichos sistemas: las características morfológicas, la biodiversidad existente y el impacto humano. El conjunto de indicadores que se ha seleccionado están interrelacionados en el sentido establecido por el modelo DPSIR tal y como sugieren Niemeijer y de Groot (2008).

Para cada uno de los tres elementos se ha construido un subíndice que permite su evaluación independiente. Posteriormente, la agregación de los tres subíndices ofrece una visión de síntesis sobre el estado global del sistema playa‐duna.

2.1. Biodiversidad en playas y dunas

Previamente a la construcción de un indicador que evaluara la biodiversidad existente en playas y

dunas se realizaron varias tareas previas. En primer lugar se llevó a cabo una revisión de los inventarios florísticos de las playas y dunas del ámbito de estudio publicados en la literatura, junto con una revisión de los datos contenidos en el Banco de Biodiversidad de Cataluña sobre especies vegetales de playas y dunas. También se llevo a cabo una comprobación de los checklists publicados por las administraciones y organizaciones ambientales para detectar qué plantas del sistema playa‐duna están incluidas como especies amenazadas o vulnerables. A continuación se realizó un exhaustivo trabajo de campo para obtener inventarios de las especies presentes en cada una de las playas muestreadas. Los inventarios se efectuaron a lo largo de transectos de 5 m de ancho, trazados


708

desde la línea de swash hacia el límite exterior de la playa seca o del sistema dunar en su caso, y distanciados 100 m entre ellos. En las playas de anchura inferior a 100 m se realizó un reconocimiento de toda su superficie.

Con toda la información recopilada se pudieron establecer varios conjuntos de especies en relación a su mayor o menor tolerancia a los factores ambientales propios de las costas. Un primer grupo estaba formado por plantas psamófilas que tienen en las playas y dunas su hábitat exclusivo. Otro grupo estaba formado por especies psamófilas, halófilas y nitrófilas que colonizan los hábitats costeros pero también aquellos hábitats continentales que poseen las mismas características edáficas. También se encontraron plantas procedentes de los acantilados y las marismas próximas. Finalmente, se detectó un pequeño grupo de plantas introducidas y naturalizadas en los últimos años. Algunas de ellas, como es el caso de Carpobrotus sp., se comportan como especies invasoras.

El grupo de especies psamófilas fue escogido como indicador para evaluar la representatividad de las especies presentes en el sistema. Este grupo de plantas es el más amenazado por la degradación y desnaturalización de las playas y dunas. Además, el hecho de que el sistema playa‐duna sea su hábitat exclusivo las hace extraordinariamente vulnerables a los impactos y perturbaciones ambientales, tanto de origen natural como humano.

El subíndice construido relaciona el número de especies indicadoras hallado con el número total posible. Debido a que varias de las especies de este grupo muestran una área de distribución reducida, la Costa Brava se dividió en tres sectores biogeográficos que fueron tomados en cuenta a la hora de calcular el subíndice. Las especies utilizadas como indicadoras y su distribución por sectores biogeográficos pueden verse en la tabla 1.

El algoritmo empleado fue el siguiente: BI = (Ns/Nsb)*10 Donde: RI: Índice de representatividad de las especies presentes Ns: Número de especies presentes Nsb: Número total de especies posibles

Especies exclusivas de las playas y dunas en la Costa Brava

Ammophila arenaria Malcolmia littorea

Anthemis maritima Malcolmia ramosissima

Cakile maritima ssp. maritima Matthiola sinuata ssp. sinuata Calystegia soldanella Medicago marina

Desmazeria marina Ononis natrix ssp. ramosissima

Crucianella maritima Pancratium maritimum Cutandia maritima Phleum arenarium

Cyperus capitatus Polygonum maritimum Echinophora spinosa Pseudorlaya pumila

Elymus farctus Silene nicaeensis

Eryngium maritimum Sporobolus pungens Euphorbia paralias Stachys maritima

Euphorbia peplis Vulpia membranacea

Koeleria pubescens Total: 27

Especies invasoras

Carpobrotus edulis

Carpobrotus sp. Xanthium strumarium sp. italicum


709

Sectores biogeográficos

Cabo de Creus Total: 22 Golfo de Roses‐Pals Total: 26

Begur‐Blanes Total: 18 Tabla 1. Lista de especies exclusivas de las playas y dunas; especies

invasoras y número de especies por sectores.

2.2. Morfología del sistema playa‐duna La morfología de las dunas fue evaluada en base al grado de desarrollo de las formas dunares

siguiendo la clasificación de Hesp (2002). Otros indicadores considerados fueron la altura, la superficie ocupada y su longitud en relación con el ancho de playa. Estos parámetros fueron obtenidos mediante trabajo de campo (altura de las dunas) y medidas tomadas sobre ortofotomapas.

Los tipos dunares observados fueron los siguientes: duna incipiente, cordón dunar delantero, manto de arena, duna escalante, duna libre (barkhana) y duna fijada. Cada tipo fue clasificado en relación a su estadio de evolución según Hesp (2002), de manera que se consideraron tres estadios: formas incipientes, dunas desarrolladas y dunas secundarias. En el caso de que en una playa coexistieran dunas pertenecientes a estadios distintos se le asignó siempre el de valor más alto.

El algoritmo de cálculo del índice de valoración de la morfología del sistema playa‐duna fue el siguiente: MI = Dt+Da+Dl+Dh

Donde: MI: Índice de valoración geomorfológica; Dt: Tipo de formación dunar; Da: Área ocupada por las dunas; Dl: Longitud de las dunas en relación con la longitud de la playa; Dh: Altura máxima de las dunas. La asignación de valores a cada parámetro se puede observar en la tabla 2.

2.3. Impacto humano y gestión ambiental del sistema playa‐duna

Las playas de las costas turísticas han sufrido un gran número de impactos debidos a la

intervención humana a lo largo del tiempo. Un grupo de ellos está relacionado con la ocupación de parte de la superficie de la playa para la construcción de edificios, paseos marítimos, viales de acceso, zonas de aparcamiento de vehículos y cámpings. Otro tipo de impactos está relacionado con las tareas de limpieza de la arena de las playas, en las cuales se involucra maquinaria pesada que remueve la arena, socava la base de las dunas e impide cualquier tipo de desarrollo de las comunidades bióticas propias de la playa seca. Finalmente estarían los impactos debidos a la alta frecuentación humana de estos espacios, principalmente en la estación turística, pero también fuera de ella, ya que cada vez es más frecuente el uso de las playas como lugar de ocio durante todo el año.

Gran parte de los impactos son de tipo permanente y tal y como ha indicado Nordstrom (1998, 2008), son irreversibles bajo las condiciones legales y socioeconómicas actuales. En este trabajo, por tanto, solo se han tenido en cuenta los impactos temporales, ya que un objetivo del mismo es que el método de evaluación que aquí se sugiere sirva a los gestores de playas para diseñar estrategias que hagan reversibles los estadios de degradación observados, así como para mejorar el bajo nivel de conocimiento y sensibilización que muestran los usuarios de playa sobre los valores ambientales de las mismas.

Por lo que se refiere específicamente a las formaciones dunares, en muchas playas se encuentran bajo una gran presión y en un avanzado estado de degradación. Uno de los principales objetivos de la gestión en esos lugares sería la conservación de los fragmentos dunares remanentes mejor conservados, no importa lo pequeños que sean, junto con la adopción de medidas dirigidas a los usuarios de playa para que tengan en cuenta los valores ecológicos y paisajísticos de los sistemas dunares. Es desde ese punto de vista que algunos de los indicadores propuestos en este subíndice


710

está relacionado con la existencia o no de actuaciones de educación ambiental dirigidas a los usuarios de las playas, como por ejemplo, la existencia de paneles informativos.

La tabla 2 muestra los indicadores seleccionados para evaluar aquellos efectos del impacto humano que pueden ser revertidos, y las medidas de gestión que se pueden llevar a cabo. Se distinguen dos tipos de indicadores, unos hacen referencia a elementos o acciones que forman parte de las estrategias de gestión de estos espacios, orientadas a una mejor conservación y concienciación, mientras que otro grupo evalúa el impacto causado por las actividades humanas, principalmente las producidas por los usuarios de las playas.

El algoritmo de cálculo del índice es el siguiente: HI = Ed+Ap+Tv+Lp+Pr+De+Dv+Av+Se+Df+Pi+Fr+Ei+Rd Donde: HI: Índice de impacto humano; Ed: Entorno edificado; Ap: Aparcamiento sobre playa /

duna; Tv: Tránsito de vehículos; Lp: Limpieza de la playa; Pr: Presencia de residuos; De: Dunas con pasillos de erosión (m); Dv: Dunas valladas; Av: Área vallada (%); Se: Senderos habilitados; Df: Dunas fijadas (%); Pi: Paneles informativos; Fr: Frecuentación; Ei: Especies invasoras (% recubrimiento); Rd: Trabajos de restauración de dunas.

2.4. Calculo del índice de valoración del estado ambiental de playas y dunas

Las variables utilizadas para medir el estado de desarrollo morfológico y el impacto de la

actuación humana han sido ponderadas de acuerdo con el resultado de una encuesta realizada a un grupo de 32 expertos en gestión ambiental. Cada persona valoró la importancia de los parámetros seleccionados en una escala de 0 a 3 (menos importante‐más importante).

La ponderación fue realizada teniendo en cuenta el número de respuestas correspondientes a los valores 2 y 3, con el objetivo de tomar en consideración las preferencias más altas. La tabla 3 muestra los resultados de la ponderación para cada parámetro. El resultado de las ponderaciones (P*S) normalizadas se muestra en la última columna.

Cada uno de los tres subíndices ofrece por si mismo una evaluación del factor involucrado (morfología, biodiversidad, impacto humano). El índice global fue computado como la suma de los tres subíndices parciales:

EAI = MI + BI + HI


711

Tabla 2. Indicadores de la morfología del sistema playa‐duna y del impacto humano

Indicadores Valoración 1 2 3 4 5Parámetros geomorfológicos

(Dt) Tipo de duna Formas incipientes: Dunas embrionarias, rampas, escalantes, mantos de arena

Dunas establecidas: Cordón, domos, dunas libres

Dunas secundarias: Dunas fijadas

(Da) Área (Ha) 0,0‐0,3 0,3‐1 1‐5 5‐10 >10(Dl) Longitud duna / Frente de playa (%)

<10 10‐25 25‐50 50‐75 75‐100

(Dh) Altura (m) < 1 1‐3 > 3 Parámetros Impacto Humano / Gestión

(Ed) Entorno edificado Altamente urbanizado Urb. baja densidad Cámping Edificios aislados Ninguno

(Ap) Aparcamiento sobre playa / duna Parking permanente Solo en verano Ocasional Ninguno(Tv) Tránsito de vehículos Actividad habitual Ocasional Nunca(Lp) Limpieza de la playa Maquinaria pesada Maquinaria ligera Manual(Pr) Presencia de residuos Común, muy visibles En lugares puntuales No se observan (De) Dunas con pasillos de erosión (m)

>3 1<x<3 <1

(Dv) Dunas valladas Ninguna Vallas con cuerda Vallas impenetrables (Av) Área vallada (%) <5 <25 <50 <75 >75(Se) Senderos habilitados Ninguno Pocos y muy distanciados Suficientes y próximos (Df) Dunas fijadas (%) >75 <75 <50 <25 <5(Pi) Paneles informativos Ninguno En mal estado Bien conservados (Fr) Nivel de frecuentación Alto Medio Bajo(Ei) Especies invasoras (% recubrimiento)

75‐100 50‐75 25‐50 5‐25 <5

(Rd) Trabajos de restauración de dunas

Ninguno Hace más de 10 años Últimos 10 años


712

Las tablas 4 y 5 muestran los resultados de BI, MI y HI respectivamente, para cada una de las

playas analizadas. La tabla 6, agrupa los tres subíndices y ofrece el cálculo global del Índice de Evaluación Ambiental (EAI).

Tabla 3. Ponderación de los indicadores a partir de las valoraciones efectuadas por el grupo de

expertos. Sign: grado de significancia de cada parámetro

Indicadores Puntuaciones Ponderación Sign. P*S Ponderación normalizada

0 1 2 3 (N2+N3)/32 Parámetros Geomorfológicos Tipo de duna 2 11 10 9 1,469 1/4 0,3672 0,203Área 2 5 13 12 1,938 1/4 0,4844 0,267Longitud duna / frente de playa 2 7 12 11 1,781 1/4 0,4453 0,246Altura 1 6 9 16 2,063 1/4 0,5156 0,284 total 1,8125 1,000Parámetros Impacto Humano / Gestión Entorno edificado 9 10 7 6 1,000 1/14 0,0720 0,044Aparcamiento sobre playa / duna 1 2 13 16 2,313 1/14 0,1665 0,103Tránsito de vehículos 2 5 12 13 1,969 1/14 0,1418 0,087Limpieza de la playa 1 6 15 10 1,875 1/14 0,1350 0,083Presencia de residuos 8 10 8 6 1,063 1/14 0,0765 0,047Dunas con pasillos de erosión (m) 3 8 12 9 1,594 1/14 0,1148 0,071Dunas valladas 4 7 10 11 1,656 1/14 0,1193 0,074Área vallada (%) 2 3 12 15 2,156 1/14 0,1553 0,096Senderos habilitados 3 4 11 14 2,000 1/14 0,1440 0,089Dunas fijadas (%) 8 12 7 5 0,906 1/14 0,0653 0,040Paneles informativos 4 6 10 12 1,750 1/14 0,1260 0,078Nivel de frecuentación 3 12 10 7 1,281 1/14 0,0923 0,057Especies invasoras (% recubr.) 2 7 11 12 1,813 1/14 0,1305 0,080Trabajos de restauración de dunas 4 13 8 7 1,156 1/14 0,0833 0,051 total 1 1,6223 1,000


El índice propuesto (EAI) se ha testado en 20 playas de la Costa Brava, aquellas en las cuales está

presente un sistema playa‐duna, aunque en algunas de ellas en un estado avanzado de degradación. Los valores obtenidos en cuanto al subíndice de representatividad de las especies vegetales

oscilan en un rango entre 1,4 y 8,4. Este es un indicador directamente relacionado con la calidad del hábitat y la biodiversidad del sistema. Los valores más bajos están asociados a las playas en las cuales las dunas están poco desarrolladas, ocupan poca superficie o son de tipo rampa, adosadas a obstáculos como taludes o muros de paseos marítimos, generalmente en playas muy frecuentadas.

Sin embargo, una superficie dunar reducida no está directamente correlacionada con una baja valoración del indicador. Hay casos, como por ejemplo el del sistema de la playa del Borró, en que unas buenas condiciones de conservación del hábitat permiten la supervivencia de un número relativamente alto de especies, 12 sobre un total posible de 22 en este caso.

El subíndice de evolución morfológica muestra un rango entre 2,0 y 8,4. Este indicador está relacionado con elementos clave del desarrollo del sistema y la mayor o menor superficie que ocupan. En el conjunto de las 20 playas analizadas se han observado una gran diversidad de estadios


713

de desarrollo de las morfologías dunares, desde mantos de arena elementales y dunas incipientes hasta cordones dunares bien desarrollados, sin embargo no existen áreas dunares extensas compuestas por más de una alineación de crestas. Estos sistemas más desarrollados fueron totalmente transformados en las décadas de expansión de la urbanización de las áreas litorales. Los sistemas mejor conservados corresponden a antiguas morfologías formadas en playas abiertas, rectilíneas, de los sectores de costa que al menos en un pasado reciente estaban sujetos a una dinámica transgresiva y que actualmente se encuentran reducidos a un estrecho cordón dunar.

Tabla 4: Valores de los indicadores de biodiversidad y desarrollo morfológico para cada

playa del área de estudio. Ns: número de especies presentes; Nsb: total posible; RI: Índice de representatividad; Dt: tipo de duna; Dh: altura de la duna; Da: área de las dunas; Dl: longitud; Dtw, Dhw, Daw y Dlw: los valores ponderados de Dt, Dh, Da y Dl. MI: Índice

geomorfológico normalizado en base 10 Ns Nsb RI Dt Dtw Dh Dhw Da Daw Dl Dlw MI1 Garbet 5 22 2,3 1 0,203 1 0,284 1 0,267 3 0,737 3,02 Borró 12 22 5,5 3 0,608 3 0,853 2 0,534 5 1,228 6,43 l'Almadrava 3 22 1,4 1 0,203 1 0,284 1 0,267 1 0,246 2,04 Canyelles Petites 3 22 1,4 1 0,203 1 0,284 1 0,267 4 0,983 3,55 la Rovina 21 26 8,4 3 0,608 3 0,853 4 1,069 5 1,228 7,56 Empuriabrava 11 26 4,4 1 0,203 1 0,284 2 0,534 1 0,246 2,57 can Comes 18 26 7,2 3 0,608 3 0,853 5 1,336 5 1,228 8,18 Sant Pere P. 21 26 8,4 3 0,608 3 0,853 4 1,069 5 1,228 7,5

9 Empúries‐el Riuet 12 26 4,8 5 1,013 3 0,853 3 0,802 5 1,228 7,8

10 el Moll Grec 14 26 5,6 3 0,608 3 0,853 2 0,534 3 0,737 5,511 les Muscleres 11 26 4,4 5 1,013 3 0,853 2 0,534 3 0,737 6,312 el Portitxol 12 26 4,8 3 0,608 3 0,853 1 0,267 2 0,491 4,413 el Rec del Molí 15 26 6,0 5 1,013 5 1,422 2 0,534 5 1,228 8,414 l'Estartit 7 26 2,8 1 0,203 1 0,284 1 0,267 1 0,246 2,015 la Pletera 11 26 4,4 3 0,608 3 0,853 2 0,534 5 1,228 6,416 la Fonollera 17 26 6,8 3 0,608 3 0,853 5 1,336 5 1,228 8,117 Pals 18 26 7,2 3 0,608 3 0,853 5 1,336 5 1,228 8,118 Castell 13 18 7,2 1 0,203 1 0,284 1 0,267 3 0,737 3,019 la Fosca 6 18 3,3 1 0,203 1 0,284 1 0,267 1 0,246 2,020 Sant Pol 10 18 5,6 3 0,608 3 0,853 1 0,267 2 0,491 4,4

Por su parte, el subíndice que evalúa el impacto humano se mueve entre 4,85 y 8,73. Este

indicador mide, tanto el impacto causado por la frecuentación humana de playas y dunas, como la efectividad de las medidas de gestión adoptadas para mitigarla. Los valores más altos corresponden a aquellas playas en las que se han adoptado unas medidas de gestión orientadas a la protección de los sistemas dunares (acordonamiento, limitación de acceso, restauración), junto con medidas de sensibilización ambiental (paneles, senderos habilitados, etc.), seguidas de un grupo de playas naturales y seminaturales o suburbanas, que soportan una baja frecuentación, en las cuales a pesar de que las medidas de gestión son escasas o inexistentes, la baja presión humana que soportan no degrada en exceso el sistema.

El cálculo del Índice de evaluación ambiental (EAI) aplicado a las 20 playas analizadas, clasifica los distintos sistemas por agregación de los tres subíndices (ver tabla 6). Las playas mejor valoradas (EIA>7) son aquellas que, o bien aplican unas estrategias de gestión tendentes a minimizar el impacto ambiental (el Rec del Molí), o se corresponden con playas seminaturales con un sistema dunar

extenso y una frecuentación media‐baja (la Rovina, can Comes, San Pere Pescador).


714

El índice propuesto pretende proporcionar información sobre la estructura, la composición y las funciones del sistema playa‐duna en el sentido sugerido por Noss (1990, 1997). Es un índice fácilmente medible y sensible a la degradación del hábitat, que ofrece.

Tabla 5. Valores de los indicadores del impacto humano para cada una de las playas del ámbito

de estudio. Ed: Entorno edificado, Ap: Aparcamiento sobre playa/duna, Tv: Tránsito de vehículos, Lp: Limpieza de la playa, Pr: Presencia de residuos, De: Dunas con pasillos de erosión, Dv: Dunas

valladas, Av: Área vallada, Se: Senderos habilitados, Df: Dunas fijadas, Pf: Paneles informativos, Fr: Nivel de frecuentación, Ei: Especies invasoras, Rd: Regeneración de dunas. HI: Índice de impacto

humano normalizado en base 10 Tabla 6. Cálculo del Índice de evaluación ambiental de los sistemas playa duna. RI: subíndice de representatividad de las especies vegetales. MI: subíndice de evolución morfológica. HI: subíndice

de impacto humano. EAI: índice de evaluación ambiental normalizado en base 10

RI MI HI EAI 1 Garbet 2,3 3 5,7 3,7 2 Borró 5,5 6,4 6,2 6,0

3 l'Almadrav

a 1,4 2 4,9 2,8 4 Canyelles 1,4 3,5 4,9 3,3 5 la Rovina 8,4 7,5 5,3 7,1

6 Empuriabr

ava 4,4 2,5 4,9 3,9 7 can Comes 7,2 8,1 6,4 7,2

8 Sant Pere

P. 8,4 7,5 5,4 7,1 9 Empúries 4,8 7,8 8,2 6,9 1

0 el Moll

Grec 5,6 5,5 6,6 5,9 1

1 les

Muscleres 4,4 6,3 6,8 5,8 1 el Portitxol 4,8 4,4 7,6 5,6


715

además una respuesta conocida al impacto causado por perturbaciones de origen natural o humano, tal y como recomiendan Dale and Beyeler (2001). Los indicadores seleccionados están fuertemente interrelacionados, son integradores, con capacidad de predicción, sensibles a los cambios, tanto espaciales como temporales, y comprehensivos.

La evaluación realizada es fácilmente repetible, permitiendo las comparaciones entre los sistemas playa‐duna de una area geográfica. El índice propuesto puede ser utilizado para identificar las prioridades de conservación en las áreas litorales. A lo largo del tiempo puede ser utilizado como un instrumento sólido para el seguimiento de los sistemas playa‐duna y evaluar los efectos de las políticas de gestión que se lleven a cabo, tanto en lo que se refiere al estado global del sistema, como al de sus componentes (biodiversidad, morfología, impactos).

El índice puede ser utilizado para identificar las prioridades de conservación en las áreas litorales. A lo largo del tiempo puede ser utilizado como un instrumento sólido para el seguimiento de los sistemas playa‐duna y evaluar los efectos de las políticas de gestión que se lleven a cabo, tanto en lo que se refiere al estado global del sistema, como al de sus componentes (biodiversidad, morfología, impactos). AGRADECIMIENTOS

El trabajo descrito en esta comunicación se ha realizado en el marco del proyecto MEVAPLAYA‐II:

“Metodologías y conocimientos para validar un nuevo modelo integral de gestión de playas como objetivo de la GIZC” (Ref. nº CS02009‐14589‐C03), el cual ha recibido una ayuda del Programa Nacional de I+D del Ministerio de Ciencia e Innovación. BIBLIOGRAFIA • Ariza, E.; Jiménez, J.A.; Sardá, R.; Villares, M.; Pintó, J.; Fraguell, R.; Roca, E.; Martí, C.; Valdemoro, H.; Ballester, R.; Fluviá, M., 2010, Proposal for a Beach Integral Quality Index for urban and urbanized beaches, Environmental Management, 45, 998‐1013.

2 1

3 el Rec del

Molí 6 8,4 8,7 7,7 1

4 l'Estartit 2,8 2 5,3 3,4 1

5 la Pletera 4,4 6,4 7,0 5,9 1

6 la

Fonollera 6,8 8,1 5,0 6,6 1

7 Pals 7,2 8,1 5,4 6,9 1

8 Castell 7,2 3 7,8 6,0 1

9 la Fosca 3,3 2 6,7 4,0 2

0 Sant Pol 5,6 4,4 7,3 5,8


716

2.31. INDICADORES DE VULNERABILIDAD DE LA VEGETACIÓN DE LA DUNA COSTERA DE MASPALOMAS (ISLAS CANARIAS, ESPAÑA)

C. Peña‐Alonso1, L. Hernández‐Calvento1, E. Pérez‐Chacón1, A.I. Hernández‐Cordero2

1Grupo de Geografía Física y Medioambiente, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria (ULPGC). Campus del Obelisco (35003) Las Palmas de Gran Canaria. [email protected], [email protected], [email protected], 2Doctorando asociado al grupo de Geografía Física y Medioambiente, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria (ULPGC). [email protected]. Palabras clave: Vulnerabilidad, dunas costeras, vegetación, sistemas de información geográfica, gestión integrada. RESUMEN

El índice de “vulnerabilidad de las dunas costeras” (DVI) evalúa, en el ámbito de un sistema playa‐duna, los factores que relacionan esa vulnerabilidad con la geomorfología, la incidencia marina, la eólica, las características de la cubierta vegetal y la presión de uso. La validez de este índice ha sido corroborada tras numerosas aplicaciones en diversos ámbitos geográficos de Europa y Latinoamérica. En este trabajo se presenta una primera adaptación parcial de algunos de estos indicadores a los sistemas de dunas móviles de Canarias, utilizando como referencia los indicadores de la cubierta vegetal considerados en el “Manual de Restauración de dunas costeras” (MARM, 2007b). Para realizar el estudio se ha seleccionado un área piloto en la playa del Inglés, en la isla de Gran Canaria (España) que, de norte a sur, presenta una clara gradación de la morfología y del estado de conservación de los ejemplares de Traganum moquinii, especie vegetal fundamental para la formación de la duna costera. La zona se subdividió en once unidades contiguas, siguiendo la dirección de los vientos dominantes, que fueron evaluadas, en primer lugar, a partir de la totalidad de indicadores de la cubierta vegetal del listado de referencia del MARM (2007b). Posteriormente se añadieron, en una segunda evaluación, otros que permitieran cernir las especificidades de los sistemas de dunas de Canarias. Tras la comparación entre ambos procedimientos, los resultados revalidan el modelo de valoración del MARM (2007b), pero muestran también que los indicadores utilizados, para la adaptación realizada, permiten matizar algunos aspectos específicos de la vulnerabilidad de la vegetación en la duna costera de Maspalomas, cuestión que probablemente será también aplicable a otros sistemas de dunas de Canarias. 1. INTRODUCCIÓN

En el siglo pasado la franja costera se convirtió en un lugar preferente para el asentamiento de la sociedad humana. Este fenómeno generó una gama amplia de impactos ecológicos, que han sido especialmente graves en los sistemas arenosos, debido a su alta fragilidad. Numerosos trabajos científicos han evaluado el estado en el que se encuentran estos ecosistemas litorales, como consecuencia de las alteraciones inducidas por los cambios acontecidos en su entorno. Entre esos estudios, algunos han desarrollado metodologías basadas en la evaluación de la vulnerabilidad de los ecosistemas litorales, utilizando para ello índices, como los formulados para calcular la vulnerabilidad por el aumento del nivel medio del mar debido al cambio climático (Hughes et al., 1992; McLaughlin et al., 2002; Gornitz y White, 1992; Gornitz et al, 1994; Hammar‐Klose y Thieler, 2001; Ojeda et al., 2009; Klein y Nicholls, 2010), o los dedicados a la elaboración de catálogos de indicadores para la evaluación del estado ambiental del litoral (Williams, et al., 1993b; Klein, et al., 1998; García‐Mora, 2000; Gracia et al .2009). De estas aportaciones se deduce el interés de la comunidad científica por averiguar el grado de vulnerabilidad de estos espacios de alta sensibilidad ante los factores ecoantrópicos a los que se encuentran expuestos. En este sentido, y por lo que se refiere a los


717

sistemas de dunas, se define su vulnerabilidad como un conjunto de condiciones que dan lugar a una aceleración en el ritmo de erosión y en la degradación de sus ecosistemas. En este contexto nace el DVI (Bodèrè et al., 1991), cuya metodología se basa en la aplicación de un listado de indicadores ambientales que ponen de manifiesto, por un lado, el estado ecológico de un sistema playa‐duna y, por otro, la fuente principal de los impactos generados. Este método ha sido aplicado en el este de Francia (Williams et al., 1993a), en el Reino Unido (Williams et al., 1993b), en el sureste de Portugal (Alverinho et al., 1994) y en el Golfo de Méjico (Martínez et al., 2006). En España, el listado de indicadores fue adaptado y aplicado al sur de la península Ibérica (García Mora, 2000), y se utilizó como referencia metodológica en el Manual de restauración de dunas costeras (MARM, 2007b). El listado contenido en este Manual presenta un total de sesenta indicadores distribuidos en cinco categorías temáticas: geomorfología‐sedimentología (GS), incidencia marina (IM), incidencia eólica (IE), características de la cubierta vegetal (CV) y presión de uso (PU). Sin embargo, su aplicación en Canarias presenta algunos problemas, pues los sistemas de dunas insulares tienen algunas características geomorfológicas y funcionales particulares (Hernández et al., 2009), que los diferencian de aquellos donde esta metodología fue inicialmente aplicada. En consecuencia, resulta de interés realizar un ensayo metodológico para adaptar el DIV a las especificidades de los sistemas de dunas de Canarias.

Desde el punto de vista de la cubierta vegetal, y por lo que respecta a algunos de los principales campos de dunas de Canarias (Corralejo, en Fuerteventura; Maspalomas, en Gran Canaria; o el Jable, en Lanzarote), las peculiaridades ecológicas derivan, en gran medida, de la morfología compartimentada de la duna costera, que está formada por dunas en montículos (o hummock). Éstas se producen por la interferencia que, en el transporte eólico, realiza una especie vegetal: Traganum moquinii (figura 1). Esta especie ejerce un importante papel regulador del tránsito de sedimentos, por lo que según su tamaño y fisonomía puede variar la geomorfología y la perdurabilidad de la duna costera.

Figura 1: Vista aérea de playa del Inglés. En la imagen se aprecia la morfología de la duna costera

Por todo ello, el objetivo de este trabajo consiste en adaptar los indicadores relativos a la

vegetación (tabla 1) del DVI a un área piloto, representativa de los sistemas eólicos de Canarias que poseen una duna costera en montículos. De este modo se tendrá una base sobre la que fundamentar la adopción de medidas adecuadas en materia de gestión, pues en Canarias todavía no se dispone de una valoración de la vulnerabilidad de sus sistemas dunares. Tal es el caso del sistema de dunas de Maspalomas, que se utiliza en este trabajo como área piloto, para la adaptación del DVI. Este sistema de dunas es uno de los más relevantes de las islas Canarias, no solo por su valor natural, sino por el hecho de ser un recurso económico fundamental para la actividad turística de la isla. En las últimas décadas, este sistema ha experimentado importantes transformaciones, inducidas, en gran medida, por el desarrollo urbano‐turístico de su entorno, así como por las actividades recreativas que se realizan en las playas e, incluso, en el interior del propio sistema de dunas (Hernández, 2006; Hernández et al., 2007; Pérez‐Chacón et al., 2007; MARM, 2007a).

En este contexto, el análisis se centra en el estudio de la duna costera de la playa del Inglés, en la franja comprendida entre El Veril, al norte, y la punta de la Bajeta, al sur (figura 2). Esta franja costera se caracteriza por ser el área de entrada de los sedimentos arenosos al sistema de dunas y, al mismo


718

tiempo, por soportar una gran presión turística a lo largo del todo el año. Por esta zona transitan miles de usuarios cada día, y también un número significativo de vehículos, que abastecen los servicios (quioscos, hamacas, etc.) de la playa. En esta franja costera, los ejemplares de Traganum moquinii caracterizan la morfología de la duna costera. Ésta juega un papel esencial como barrera de protección frente a temporales, al tiempo que constituye una fuente dosificadora de arena para el sistema. Los ejemplares de esta especie se distribuyen en una comunidad monoespecífica, con una gradación de su estado ecológico y de su morfología, que varía de norte a sur (Hernández, et al., 2008). Así, al norte de la playa se localizan los individuos de mayor altura y extensión, mientras que hacia el sur, el porte de los ejemplares disminuye porque el viento se intensifica en la zona. 2. METODOLOGÍA Para realizar la adaptación de los indicadores relativos a las características de la cubierta vegetal al caso de Canarias, se ha partido del listado (tabla 1) del MARM (2007b), al que se le han incorporado posteriormente otros nueve indicadores (tabla 2). Con ellos se introducen aspectos relacionados con la altura y cobertura de Traganum moquinii, especie que puede incluirse en la categoría de los ejemplares vegetales de Tipo III que señala García‐Mora (2000). Este grupo está definido por especies psamófilas, capaces de dispersarse por el agua del mar y soportar elevadas tasas de enterramiento, así como de resistir las condiciones de viento, salinidad, insolación y temperatura de las zonas cercanas a la línea de costa. Estos ejemplares vegetales se caracterizan, además, por favorecer la formación y el desarrollo de estructuras de acumulación. En Canarias las especies Tipo III están presentes en varios sistemas de dunas, jugando un papel relevante en la formación de la duna costera. Por ello se ha decidido incidir en sus características morfológicas, que varían según las condiciones ecológicas y la presión de los usuarios de la playa. Tabla 1: Listado de control inicial utilizando los indicadores de características de la cubierta vegetal

del MARM (2007b)


719

Tabla 2: Listado de control adaptado al estudio de vulnerabilidad de la vegetación del sistema de dunas de Maspalomas

En el proceso de valoración se ha asignado un mayor peso a los a los ejemplares localizados en la

primera línea de “barlomar” de la duna costera, por el significativo papel que tienen al ser los primeros en retener sedimentos. En cuanto a la altura de los ejemplares, se han inventariado los existentes en las unidades de estudio de manera individualizada, cuestión que es posible al tratarse de individuos bien definidos, aislados y de gran envergadura. Este criterio reviste gran interés, pues permitirá relacionar en trabajos posteriores la altura de la planta con la tasa de retención de arena y la morfología de la duna costera.

Las alturas de Traganum moquinii se han clasificado en intervalos representativos de las fases de crecimiento de la especie, asignando como valor mínimo una medida representativa del estadío de herbáceas o brinzales de especies superiores (<0.5 m) y, como valor máximo, una altura propia de arbustos desarrollados (>3 m). Los intervalos se han realizado en rangos de un metro, a excepción de la categoría comprendida entre 0.5 m y 2 m. Por lo que respecta a la cobertura vegetal, variable que incide de forma notable en la retención de sedimentos, se ha considerado la superficie que ocupan, en cada unidad, los individuos de Traganum moquinii. Este indicador se ha denominado a “Media de la cobertura de los individuos Tipo III”, y permite mejorar la valoración de la vulnerabilidad de la duna costera, ya que aporta información sobre el estado general de los ejemplares en cada unidad.

Para aplicar el método, el área de estudio (figura 2) se subdividió en once unidades contiguas de doscientos metros de ancho, orientadas siguiendo la dirección de los vientos efectivos (NE‐SO). Estas unidades fueron evaluadas, en primer lugar, a partir de la totalidad de indicadores de la cubierta vegetal del listado de referencia del MARM (2007b). Posteriormente se añadieron, en una segunda evaluación, los otros nueve indicadores propuestos para conocer la vulnerabilidad de la vegetación de los sistemas de dunas de Canarias. La comparación entre ambos procedimientos permitió valorar la adecuación de la adaptación realizada.


720

Figura 2: Localización del área de estudio y delimitación de las unidades de análisis. Éstas aparecen rotuladas en negro y están identificadas mediante un código numérico

La valoración de los indicadores relativos a la vegetación se abordó mediante trabajo de campo y

sistemas de información geográfica (SIG), dependiendo del tipo de indicador de que se tratara. Cada indicador del listado fue valorado entre 0 a 4, siendo 0 un valor indicativo de un estado escasamente vulnerable y 4 el relativo a un nivel de máxima vulnerabilidad. Una vez obtenidos los valores por indicador, se calcularon los índices de vulnerabilidad parcial (IVp). El cálculo se realizó a partir de la fracción entre el sumatorio de los valores asignados (Vi) y el sumatorio de los valores máximos posibles de cada grupo de variables (Vp máx.) (Bodéré et al., 1991): IVp= Vi /Vp max. El resultado de la aplicación de este índice se expresa con valores que varían entre 0 y 1, de modo que el grado de vulnerabilidad se incrementa a medida que nos acercamos a 1 y desciende si nos acercamos a 0. 3. RESULTADOS

Los valores obtenidos para caracterizar la vulnerabilidad de la vegetación de la duna costera de Maspalomas varían ligeramente según el procedimiento utilizado (figura 3). Si bien las dos curvas muestran una tendencia general muy similar, lo que corrobora la validez del modelo del MARM (2007b) y de la adaptación realizada, las cifras obtenidas a partir del procedimiento adaptado a Canarias indican una vulnerabilidad más elevada. Se trata de un incremento que oscila entre el 20 y el 32 por ciento, hecho que deriva de la introducción de indicadores que ponen de manifiesto el estado de la vegetación en sí misma, y no solo en relación con el sustrato en el que viven. Los indicadores incorporados son especialmente relevantes en los sistemas de dunas de Canarias, al incluir el estado morfológico que presenta Traganum moquinii, fundamental en este ámbito geográfico, para la formación de la duna costera.


721

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

Unidad 1 Unidad 2 Unidad 3 Unidad 4 Unidad 5 Unidad 6 Unidad 7 Unidad 8 Unidad 9 Unidad 10 Unidad 11

IV Inicial

IV Adaptado

Figura 3: Vulnerabilidad de la vegetación. Comparación entre los resultados obtenidos a partir de los indicadores del MARM (2007b) y los conseguidos tras la adaptación realizada en el sistema de

dunas de Maspalomas

Teniendo en cuenta los resultados del procedimiento adaptado a Canarias, se constata que la duna costera de Maspalomas presenta un grado de vulnerabilidad medio‐alto. Desde el punto de vista de la distribución espacial de este factor (figura 4), se observa que las unidades más vulnerables se localizan en el extremo norte de la franja litoral, las que presentan una vulnerabilidad media se distribuyen hacia el sur y, entre ambas, tan sólo aparecen dos unidades con un estado de vulnerabilidad bajo.

Atendiendo a estas tendencias, y considerando el rango de valores máximos y mínimos de vulnerabilidad de la vegetación registrados en la zona, las unidades se han clasificado en tres grupos:

Grupo 1 (>0.70 – Unidades 1 y 2). Se trata de unidades con un estado de vulnerabilidad alto, localizadas en contacto directo con la urbanización turística y sus equipamientos. En ellas existe un gran número de accesos utilizados por los usuarios para llegar a la playa. También se localizan cuatro lotes de hamacas (con un total de 312 unidades), un kiosco de playa y un área reservada para el desarrollo de actividades acuáticas. En estas unidades no aparecen dunas pues, en el lugar que éstas ocuparon en el pasado, hoy se encuentra un centro comercial (“Anexo II”), que fue construido a finales de la década de los 70 del siglo pasado. La vegetación es escasa, siendo, en todo caso, aislada y alóctona. Esta situación es el resultado de la elevada presión antrópica que ha soportado esta zona desde 1960.

Grupo 2 (0.60 ‐ 0.70 – Unidades 3 y 6‐11). Este grupo está formado por las unidades que presentan un estado de vulnerabilidad medio. Se caracterizan por tener una influencia antrópica algo menor que las unidades del grupo 1, tanto en lo que respecta al número de usuarios, como a los equipamientos de playa. Para llegar a esta unidad la dificultad es mayor que en el grupo anterior, debido a la mayor distancia existente con respecto a los accesos a la playa desde la urbanización. En cuanto a las características de la vegetación, destaca la variabilidad de la envergadura de los individuos de Traganum moquinii: la cobertura media de los individuos oscila entre 366 m2 y 28 m2, mientras que las alturas varían entre 0.5 m y más de 3 m. La vigorosidad de la vegetación en la primera línea de “barlomar” es baja‐media (unidades 3 y 7‐9), y existe una evidencia de daño físico en las estructuras aéreas de los ejemplares (unidades 3, 6 y 9) por la incidencia de factores naturales extremos, como el fuerte viento o incidencia de temporales marinos, o bien por acciones antrópicas.

Grupo 3 (<0.60 – Unidades 4 y 5). En este grupo se encuentran las unidades con un estado de vulnerabilidad bajo. En ellas se localizan los ejemplares de Traganum moquinii de mayor envergadura del sistema. La vegetación presenta una cobertura media por individuo que oscila entre 464 m2 y 225 m2, y una altura superior a los 3 m en casi el 80% de los individuos. Resulta paradójico, pero la presión de uso es notable en estas unidades, aunque algo inferior que en las unidades 1, 2 y 3. La vegetación presenta una elevada vigorosidad, y son escasos los signos de degradación por causas antrópicas. Sería necesario completar la investigación en este caso, y averiguar si este crecimiento


722

vegetal, tan localizado, se encuentra o no relacionado con una posible eutrofización del nivel freático en esta zona.

Figura 4: Distribución espacial de la vulnerabilidad de la vegetación por grupos de unidades. Franja litoral del Inglés, en el sistema de dunas de Maspalomas

4. CONCLUSIONES

Los resultados obtenidos permiten concluir que el grado de vulnerabilidad que presenta la vegetación de la duna costera de Maspalomas es medio‐alto.

Atendiendo a la comparación metodológica realizada, se observa un incremento de los valores de vulnerabilidad de la vegetación al aplicar la adaptación del listado de indicadores propuesto con respecto a los indicadores que recoge el MARM (2007b).

La evaluación de la vulnerabilidad de la vegetación, en las unidades establecidas, permite delimitar sectores de la duna costera con diferentes problemáticas. A partir de ello se pueden clasificar los escenarios en los que se encuentran las diferentes partes de la duna costera de Maspalomas, así como, facilitar las tareas de gestión en este frágil espacio.

Tras estas consideraciones se recomienda realizar un seguimiento de las unidades analizadas en este trabajo, con el fin de averiguar el ritmo de variación de la vulnerabilidad de la duna costera. También sería interesante analizar el estado ecológico de la zona de estudio ante nuevos escenarios de futuro, ligados a las diversas medidas de gestión que se puedan llevar a cabo en la zona.

AGRADECIMIENTOS

Esta investigación ha sido realizada en el marco de los proyectos de I+D “SEJ2007‐64959” y

“CSO2010‐18150”, financiados por el Ministerio de Ciencia e Innovación y por fondos FEDER, cuyas aportaciones agradecemos. También ha sido posible gracias a la contribución del Programa de Ayudas de Formación del Personal Investigador de la Agencia Canaria de Investigación, Innovación y Sociedad de la Información del Gobierno de Canarias, cofinanciado por el Fondo Social Europeo. Finalmente, agradecemos al Dr. Juan Bautista Gallego Fernández, profesor de la Universidad de Sevilla, su apoyo y colaboración en el proceso de análisis de los resultados obtenidos en este trabajo.


723

BIBLIOGRAFÍA • Alverinho‐Dias, J. M., Curr, R. C. F., Davies. P., Pereira, A. R., y Williams, A. T., 1994, Dune management vulneravility assessment: Portugal and Northwest Europe, En, Soares de Carvaho, G. y Veloso Gomes, F. (Eds.): Littoral 94. Instituto de Hidráulica e recursos Hídricos, Universidade do Porto, pp. 837‐848. • Bodéré, J. C., Cribb, R., Curr, R. H. F., Davies, P., Hallégouët, B., Meur, C, Pirou, N., Williams, A. T. y Yoni, C., 1991, La gestion des milieux dunaires littoraux. Evaluation de leur vulnérabilité à partir d’une liste de contrôle. Etude de cas dans le sud du Pays de Galles et Bretagne occidental, Norois 38: 279‐298. • García‐Mora, M.R., 2000, Vulnerabilidad de los ecosistemas dunares costeros del golfo de Cádiz (El Algarve, Huelva y Cádiz). Tipos funcionales y estructura de la vegetación, Tesis doctoral (inédita), Departamento de Biología vegetal y Ecología de la Universidad de Sevilla, 200 pp. • Gracia, F., Sanjaume, E. Hernández, L., Hernández, A., Flor, G., y Gómez‐Serrano, M., 2009, Dunas marítimas y continentales, En, VV.AA., Bases ecológicas preliminares para la conservación de los tipos de hábitat de interés comunitario en España. Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino, Madrid, 105pp. • Gornitz, V. y White, T. W., 1992, A coastal hazards database for the U.S. West Coast, ORNL/CDIAC‐81, NDP‐043C, Oak Ridge National Laboratory, Oak Ridge, Tennessee. • Gornitz, V.M., Daniels, R.C., White, T.W., y Birdwell, K.R., 1994, The development of a coastal vulnerability assessment database; vulnerability to sea‐level rise in the U.S. southeast, Journal of Coastal Research, SI 12: 327‐338. • Hammar‐Klose, E.S. y Thieler, E.R., 2001, Coastal vulnerability to sea‐level rise, a preliminary database for the U.S., Atlantic, Pacific, and Gulf of Mexico coasts. U.S. Geological Survey, Digital Data Series DDS‐68, 1 CD: http://pubs.usgs.gov/dds/dds68/ • Hernández, L., 2006, Diagnóstico sobre la evolución del sistema de dunas de Maspalomas (1960‐2000), Cabildo de Gran Canaria, Las Palmas de Gran Canaria, 361 pp. • Hernández, L., Alonso, I., Sánchez, I. y Alcántara, J., 2007, Shortage of Sediments in the Maspalomas Dune Field (Gran Canaria, Canary Islands) deduced from analysis of aerial photographs, foraminiferal content, and sediment transport trends, Journal of Coastal Research, 23 (4): 993–999. • Hernández, A., Pérez‐Chacón, E. y Hernández, L., 2008, Evolución de las poblaciones de Traganum moquinii en la playa del Inglés (Dunas de Maspalomas, Gran Canaria, islas Canarias): una aproximación mediante sistemas de información geográfica, En, Redondo, M.M., Palacios, M.T., López, F.J., Santamaría, T. y Sánchez, D. (Eds.): Avances en Biogeografía. Ministerio de Educación y Ciencia. Madrid, pp. 399‐406. • Hernández, L., Alonso, I., Hernández, A., Pérez‐Chacón, E., Yanes, A. y Cabrera, L., 2009, Características propias de los sistemas eólicos actuales de Canarias. Notas Preliminares, En: Morales, J., Cantano, M., Rodríguez, A. y Delgado, I. (Eds.): Nuevas contribuciones sobre Geomorfología Litoral. Universidad de Huelva, Sociedad Geológica de España y Sociedad Española de Geomorfología, Huelva. pp. 39‐43. • Hughes, P., Brundrit, G.B. y Searson, S., 1992, The vulnerability of Walvis Bay to rising sea levels, Journal of coastal research, 8: 868‐881. • Klein, J.T., Smit, M.J., Goosen, H. y Hulbergen, C.H., 1998, Resilience and Vulnerability: Coastal Dynamics or Dutch Dikes? The Geographical Journal, 164 (3): 259‐268. • Klein, J.T. y Nicholls, J., 2010, Assessment of Coastal Vulnerability to Climate Change Richard, Allen Press on behalf of Royal Swedish Academy of Sciences. Ambio, 28 (2): 182‐187. • Marm., 2007ª, Estudio Integral de la playa y las dunas de Maspalomas. Ministerio de Medio Ambiente, Rural y Marino (Dirección General de Costas), 698pp. • Marm., 2007b, Manual de restauración de dunas costeras. Ministerio de Medio Ambiente Rural y Marino (Dirección General de Costas), 240pp.


724

• Martínez, M. L., Gallego, J. B., García, J., Moctezuma, C, y Jiménez, C.D., 2006, Assessment of Coastal Dune Vulnerability to Natural and Anthropogenic Disturbances Along the Gulf of Mexico, Environmental Conservation. 33 :109‐117. • Mclaughlin, S., Mckenna, J. y Cooper, J. A., 2002, Socio‐economic data in coastal vulnerability indices: constraints and opportunities, Journal of Coastal Research. SI 36:487– 497. • Ojeda, J., Álvarez, J.I., Martín, D. y Fraile, P., 2009, El uso de las TIG para el cálculo del índice de vulnerabilidad costera (CVI) ante una potencial subida del nivel del mar en la costa andaluza (España). GeoFocus, 9: 83‐100. • Pérez‐Chacón, E., Hernández, L., Hernández, A., Máyer, P., Romero, L., Alonso, I., Mangas, J., menéndez, I., Sánchez, I., Ojeda, J., Ruiz, P. y Alcántara, J., 2007, Maspalomas: claves científicas para el análisis de su problemática ambiental, Las Palmas de Gran Canaria, 38 pp. • Williams, A.T., Davies, P., Curr, R.H.F. y Bodéré, J., 1993a, An Approach to Coastal Dune Management: the North and West Coastline of France, En, OZHÄN, E. (Ed.): MedCoast '93, METU, Ankara, pp. 186‐197. • Williams, A.T., Davies, P., Curr, R.H.F., Koh, A., Bodéré, J., Hallégouët, B., Meur, C. y Yoni, C., 1993b, A check list assessment of dune vulnerability and protection in Devon and Cornwall, UK, En, Magoon, O. (Ed.): Process in Coastal Zone '93. American Society of Civil Engineers, New York, pp. 3395‐3408.


725

2.32. INFLUÊNCIA DE INTERVENÇÕES ANTRÓPICAS NA ZONAÇÃO BIOLÓGICA DE COSTÕES ROCHOSOS EM UBATUBA (SÃO PAULO, BRASIL)

W. F. Vilano¹,³, C. R. de G. Souza¹,², R. R. Melo3

1Depto. de Geografia Física ‐ FFLCH/USP, [email protected],2Instituto Geológico‐SMA/SP, 3Campus Experimental do Litoral Paulista/UNESP. Pça. Infante Dom Henrique s/n ‐ São Vicente‐São Paulo‐Brasil, Palavras chave: Costão rochoso, zonação, impacto antrópico. RESUMEN

No Brasil, os costões rochosos estão presentes quase que exclusivamente nas regiões Sudeste e Sul, entre Cabo Frio (RJ) e o Cabo de Santa Marta (SC), devido à proximidade das encostas da Serra do Mar com a linha de costa. Dentre os ecossistemas presentes na zona costeira, os costões rochosos são considerados um dos mais importantes por conterem alta riqueza de espécies de grande importância ecológica e econômica. De maneira mais específica, a distribuição dos organismos ao longo do costão rochoso decorre da atuação diferencial de fatores abióticos, tais como diferenças de temperatura, umidade, irradiância, latitude, níveis de maré e exposição as ondas e ao ar, entre outros, e de fatores bióticos como as interações biológicas ‐ competição, predação, parasitismo e mutualismo. Por tudo isso os costões rochosos são ambientes muito sensíveis e vulneráveis às mudanças climáticas, à elevação do nível do mar e às intervenções antrópicas, que podem modificar sua estrutura física e ameaçam os organismos que neles habitam. A disposição natural das espécies se dá em faixas horizontais distintas definidas segundo três zonas ‐ supralitoral, mesolitoral e infralitoral, cada qual sujeita a diferentes condições físicas e colonizada por diferentes organismos. A região supralitoral (acima do ponto mais alto alcançado pela maré) está sujeita a grandes períodos de dissecação e alta luminosidade. Algas anuais, como Porphyra, são comuns, além de gastrópodes herbívoros, crustáceos isópodes e pequenos caranguejos. A zona de mesolitoral se caracteriza por períodos alternados de imersão e emersão. É uma região rica em macroalgas, crustáceos cirripédios, moluscos bivalves (mexilhões), além de gastrópodos herbívoros e predadores e ouriços. O mexilhão Perna perna é dominante em locais expostos, enquanto Brachidontes domina em locais protegidos. A região infralitoral, se estende até onde há macroalgas e é a mais estável das três, já que possui a menor variação dos fatores abióticos. As macroalgas coralináceas incrustantes são dominantes, principalmente se há forte herbivoria, e o gênero Sargassum é o mais comum. Herbívoros como moluscos, ouriços‐do‐mar e peixes, além de hidrozoários e antozoários, são frequentes. O objetivo deste trabalho é apresentar os impactos de algumas intervenções antrópicas em costões rochosos do município de Ubatuba, Litoral Norte do Estado de São Paulo (Brasil), modificando a distribuição zonal natural das espécies. Dentre essas intervenções, exacerbadas durante os períodos de férias e feriados prolongados, destacam‐se: construções diversas, carga de poluentes orgânicos (esgoto doméstico), pisoteio intensivo, depredação, movimentação intensa de embarcações próximo aos costões e pesca intensiva. Os resultados poderão subsidiar instrumentos de políticas públicas, como legislações específicas para esses ecossistemas, ainda inexistentes no Brasil.

1. INTRODUÇÂO

O processo de distribuição e ocupação espacial da população em áreas costeiras iniciado na

década de 1980 apresentou um comportamento de mobilidade peculiar, sofrendo importantes transformações nos países desenvolvidos e em desenvolvimento (IBGE, 2010). Segundo dados da ONU, através da Unesco aproximadamente 2/3 da população mundial vive a menos de 50 km do mar interagindo com o ambiente costeiro.


726

No Brasil, cerca de um quarto da população brasileira, vive a uma distância aproximada de 60km do mar, e 20% na zona costeira, correspondendo a um contingente aproximado de 47,6 milhões de habitantes, em uma área de 388.000 Km², onde localizam‐se ambientes naturais, metrópoles e importantes setores do parque industrial brasileiro. O Estado de São Paulo, uma das metrópoles, possui aproximadamente 2 milhões de habitantes vivendo na Zona Costeira, que abriga a maior parte da Mata Atlântica existente na região sudeste. (IBGE, 2010).

Devido a sua dimensão, o litoral brasileiro apresenta variadas formas e orientações, bem como diferentes tipos de ambientes de acordo com as regiões, o litoral Sudeste e Sul estão marcados pela presença de costões rochosos, entre Cabo Frio (RJ) e o Cabo de Santa Marta (SC), devido à proximidade das encostas da Serra do Mar com a linha de costa (Villwock, et al., 2005), estando 61% destes costões concentrados em Ubatuba e Ilha Bela (Coutinho, 2002).

O município de Ubatuba, Litoral Norte do Estado de São Paulo, apresenta uma linha de costa bastante recortada e afeiçoada em pequenas baías limitadas por promontórios rochosos, na base dos quais repousam os costões rochosos mais diversificados da costa paulista. A expansão da urbanização nas últimas décadas em Ubatuba tem influenciado o índice de ocupação e direcionando o fluxo turístico, elevando também a incidência de impactos ambientais relacionados aos costões (Coutinho, 2002). Segundo Tominaga (2007), as alterações realizadas no ambiente, o adaptando para receber o contingente populacional, são muitas vezes inadequadas e aumentam as condições de instabilidade aumentando a probabilidade de riscos naturais, afetando seus recursos e causando conflitos institucionais.

Esse ambiente possui uma importância singular, pois ele abriga um grande numero de espécies que possuem importância ecológica e ambiental (Nybakken,1997). Tal importância se dá, pelo fato de estarem situados em zonas de transição entre os ambientes terrestres.

Os costões rochosos apresentam vasta biomassa e produção primária de microfitobentos e de macroalgas (Coutinho, 1995, 2002). Por isso, esses ambientes são importantes locais de alimentação, crescimento e reprodução de amplo número de espécies marinhas (Choat e Ayling, 1987; Carr, 1994; Gibson, 1994; Beck et al., 2001; Gillanders et al., 2003), sendo responsáveis pela sustentabilidade dos recursos pesqueiros e a manutenção de vários outros ecossistemas costeiros. Por este motivo, tem papel fundamental no desenvolvimento socioeconômico da zona costeira. (Coutinho, 2002). Por apresentar uma dinâmica complexa qualquer alteração ambiental pode interferir nesse equilíbrio, impactos ambientais relacionados principalmente a expansão urbana exerce influencias significativas nas interações dos organismos e em sua fisiologia.

Assim, a área costeira torna‐se, uma região de intensos contrastes, pois é encontrado nela áreas onde coincidem intensa urbanização, atividades portuárias e industriais relevantes e exploração turística em larga escala, metrópoles e centros litorâneos, permeados por espaço de baixa densidade de ocupação e ocorrência de ecossistemas de grande significado ambiental (Scifoni, 2005). Sem o conhecimento necessário das áreas ocupáveis, a população expande seus espaços desordenadamente nas cidades, o que acentua os problemas ambientais e os conflitos sócio‐espaciais. Essa situação acaba colocando em confronto o turismo e a preservação da natureza, pois as áreas de preservação ambiental sofrem pressões decorrentes da expansão urbana, da atividade turística e da especulação imobiliária (Panizza, et al,. 2009). O objetivo deste trabalho é apresentar os impactos de algumas intervenções antrópicas em costões rochosos do município de Ubatuba, Litoral Norte do Estado de São Paulo (Brasil), apontar os problemas que a ocupação deste ambiente e seu entorno podem causar, relacionando a variáveis sócio‐econômico‐ambiental, e Identificar os possíveis impactos causados pelo avanço da população de uma área urbanizada sobre o ambiente do costão rochoso A observação e analise do histórico da região mostra a existência de atividades que impactam o costão e é possível identificá‐las , porém a ausência de estudos biológicos aprofundados sobre as comunidades animais existentes impende a confirmação do grau de impacto recebido e as suas reais conseqüências nos organismos.


727

2. ÁREA DE TRABALHO A área de estudo analisada localiza‐se na praia Perequê Mirim (S 23° 29' 29,0'' / W 45° 06'

12,4''), no município de Ubatuba, São Paulo (Fig. 1). A praia está localizada ao norte da Baía do Flamengo, que é rasa, com profundidade máxima de 14 m, ocupando uma superfície de aproximadamente 18 km², com largura média 2,5 km e abrindo‐se diretamente ao mar. Possui grande fluxo de barcos tanto de lazer como de atividade pesqueira devido a proximidade com a movimentada marina do Saco da Ribeira (Lancone, et al., 2005).

Figura 1. Área de trabalho, Praia Perequê Mirim, Ubatuba

3. OS COSTÕES ROCHOSOS

De maneira geral, a costa brasileira apresenta uma sucessão de planícies costeiras alternadas

entre costas rochosas e falésias em depósitos sedimentares, que bordejam uma antiga área continental composta por rochas de complexos ígneos e polimetamórficos précambrianos, sobre os quais se assentam sequências sedimentares e vulcânicas acumuladas em bacias paleozóicas, mesozóicas e cenozóicas (Villwock et al., 2005).

Costões rochosos verdadeiros estão presentes quase que exclusivamente nas regiões Sudeste e Sul do Brasil, entre Cabo Frio (RJ) e o Cabo de Santa Marta (SC) (Villwock et al., 2005) (fig. 2). A principal característica dessas regiões é a proximidade das encostas da Serra do Mar que, em muitos pontos, chega diretamente ao mar, formando um litoral bastante recortado e com muitas ilhas rochosas.

Segundo Coutinho (2002), nesse trecho do litoral brasileiro a composição biológica específica dos costões rochosos é de característica subtropical, com alta diversidade de espécies. É exceção a área


728

influenciada pela ressurgência de Cabo Frio, que apresenta elementos da fauna e flora bentônicas com afinidades temperadas e tropicais, e que funciona como uma barreira biogeográfica para um grande número de espécies.

Figura 2. Classificação da costa brasileira (Vilwock et al., 2005)

Assim, Boschi (2000) considera que, dentre as diversas populações de organismos que o

ambiente marinho sustenta, os crustáceos decápodes representam um dos grupos mais comuns, com aproximadamente 2.470 espécies registradas em o todo continente americano. Os caranguejos têm um papel ecológico importante nos costões rochosos, participando em várias etapas da cadeia trófica. Várias espécies de caranguejos são detritívoras, sendo importantes quanto à reciclagem de matéria em decomposição (Flores et al., 2001); outras espécies são herbívoras, carnívoras e mesmo onívoras (Dubiaski‐Silva e Masunari, 2008). Além disso, os caranguejos servem de alimento para organismos maiores, como peixes de grande interesse comercial ou em estado crítico de conservação, a exemplo das garoupas (Machado et al. 2008), aves e o próprio homem.

Muitas espécies marinhas habitam as águas costeiras durante as fases iniciais de vida, pois as águas rasas podem formar berçários (Gibson, 1994; Beck et al., 2001), que oferecem proteção contra a predação e amplas condições alimentares (Choat and Ayling, 1987; Carr, 1994; Gillander et al., 2003). Como consequência, são locais de alimentação, crescimento e reprodução de grande número de espécies. Segundo Coutinho (1995,2002), por receberem grande quantidade de nutrientes provenientes dos sistemas terrestres, os costões rochosos apresentam grande biomassa e produção primária de microfitobentos e de macroalgas. Essa grande diversidade de espécies faz com que, nesses ambientes, ocorram fortes interações biológicas, em decorrência da limitação de substrato ao longo de um gradiente existente entre o habitat terrestre e o marinho.


729

Já Kostlev e outros autores (2005), consideram que a complexidade desses habitats e o seu relevo podem influenciar nessa biodiversidade. Por exemplo, a rugosidade do substrato tem sido relatada como um fator importante na abundância e na riqueza de espécies em comunidade de recifes em geral, pelo fato de permitir a existência de espaços mais heterogêneos, permitindo o estabelecimento de uma variedade maior de espécies, assim como de indivíduos (Luckhurst e Luckhurst, 1978). Flores e Paula (2001) concluíram que os principais fatores que causam a zonação dos Brachyura nos costões rochosos são o tipo de substrato e o tempo de exposição à maré. Para Coutinho (2002), cada costão possui uma zonação própria (Fig.3), cuja abundância das populações está relacionada à adaptação das espécies às condições ambientais locais, como diferentes latitudes, níveis de maré e exposição ao ar. A zonação de espécies é, portanto, o reflexo da interação de fatores físicos e biológicos, cujos limites estabelecem suas distribuições.

Figura 3. Zonação em costões rochosos

Fuente: (Pinheiro et al., 2008). 1 ‐ Ouriço verde, Lytechinus variegatus (LAMARCK, 1816); 2 ‐ Alga vermelha coralina, Jania adhaerens J.V. LAMOUROUX; 3 – Ouriço preto, Echinometra lucunter (LINNAEUS, 1758); 4 ‐ Alga vermelha, Porphyra acanthophora E.C. OLIVEIRA & COLL; 5 ‐ Alga vermelha, Galaxaura marginata (ELLIS & SOLANDER, 1786); 6 ‐ Estrela vermelha, Echinaster brasiliensis MULLER & TROSCHEL, 1840; 7 – Alga parda, Sargassum sp.; 8 ‐ Pepino‐do‐mar, Holothuria grisea SELENKA, 1867; 9 ‐ Alga parda, Dictyopteris delicatula J.V. LAMOUROUX; 10 ‐ Alga parda, Padina gymnospora (KÜTZING) SONDER; 11 ‐ Anêmona vermelha, Bunodosoma caissarum CORRÊA, 1964; 12 ‐Caranguejo grapsídeo, Pachygrapsus transversus (GIBBES, 1850); 13 ‐ Ermitão diogenídeo, Calcinus tibicen (HERBST, 1791); 14 ‐ Caranguejo xantídeo, Eriphia gonagra (FABRICIUS, 1781); 15 ‐ Aglomerado arenoso produzido por poliquetos sabelarídeos, Phragmatopoma lapidosa KINBERG, 1867; 16 ‐ Craca, Tetraclita stalactifera (LAMARCK, 1818); 17 ‐ Alga verde, gênero Ulva (LINNAEUS); 18 ‐ Mexilhão, gênero Mytilus LINNAEUS, 1758; 19 – Craca, Chthamalus stellatus (POLI, 1795); 20 ‐ Caramujo, Tegula viridula (GMELIN, 1791); 21 – Gastrópodo, gênero Littorina FÉRUSSAC, 1822; 22 ‐ Barata‐da‐praia, gênero Ligia FÉRUSSAC, 1822. 4. RESULTADOS

4.1. Intervenções antrópicas em costões rochosos

Nas últimas décadas o crescente desenvolvimento do turismo nos municípios litorâneos, principalmente decorrente de atividades recreacionais, tais como natação, mergulho, esportes náuticos e pesca, gera diversos impactos ambientais, aos quais, apenas recentemente, tem sido dedicada a devida atenção (Cetesb, 2009). O principal impacto antropogênico gerado pelo aumento sazonal da população em cidades litorâneas, em geral no verão, é o acréscimo significativo da carga orgânica lançada nos corpos de água utilizados como receptores de esgotos (Sato et al., 2005). Na região Sudeste do Brasil este fato


730

é agravado pelo alto índice de pluviosidade nessa época do ano, que contribui sobremaneira com a poluição das águas costeiras Os costões sofrem interferências de origem natural e aquelas decorrentes de atividades antrópicas. Dentre os considerados naturais estão mudanças climáticas extremas, alterações do espaço físico por ação de ondas, alteração da declividade, descarga de água doce, variação de marés e variação da temperatura influenciando a capacidade de resistência a dessecação de alguns organismos. Das alterações físico‐químicas provocadas, as mais seletivas ocorrem nas regiões superiores dos costões. Apesar do padrão geral de zonação, cada costão possui suas peculiaridades respondendo diferentemente a cada fator ambiental, dentre os fatores naturais que influenciam os costões os considerados mais importantes são a ação de ondas e marés, a irradiância, a temperatura e a dessecação. Abordando de maneira geral a ação das ondas influencia na distribuição dos organismos sobre o costão, além de alterar sua conformação, o recuo e avanço de maré determinam o grau de exposição dos organismos aos fatores ambientais, a irradiância influencia na distribuição vertical na coluna d’água e nos costões e a temperatura influencia no metabolismo dos organismos (Levinton, 2001). Dentre as interferências decorrentes de atividades antrópicas tem‐se o extrativismo, poluição (vazamento de óleo, descarte de efluentes), pisoteio, turismo e construções de residências. Abordando de maneira geral os resultados dos vazamentos de óleo por embarcações podem provocar danos subletais, interrompendo processos fisiológicos vitais dos organismos ou diminuindo sua resistência a perturbações naturais, a exposição crônica (constante emissão de pequenas quantidades de óleo no ambiente) pode ocasionar efeitos em longo prazo nas comunidades biológicas (CETESB, 2007). A poluição por esgotos domésticos despejados diretamente no mar podem levar á eutrofização de uma região, ocasionando os “blooms” de algas que por sua vez, liberam substancias que podem contribuir para a diminuição da diversidade local. O pisoteio realizado sobre os costões pode influenciar na abundancia e diversidade de espécies (Beauchamp e Gowing, 1982; Brosnan e Crumrine, 1994; Brown e Taylor, 1999), além disso, objetos lançados sobre os costões podem provocar sombreamento e liberar substancias tóxicas levando a morte ou alterações fisiológicas aos organismos. Os demais impactos antrópicos tais como, as construções além de poluirem o ambiente, suprimem a cobertura vegetal original que posteriormente terão os espaços remanescentes ocupados por espécies exóticas por ocasião da ornamentação dos jardins das casas. Outro importante impacto nos costões diz respeito às intervenções físicas na linha de costa e nos próprios costões (Fig.4), que podem modificar a dinâmica de circulação costeira e todos os aspectos que dela dependem e, portanto, afetar as características desse ecossistema.


731

Figura 4. Intervenção no costão rochoso, trilha que permite acesso a residência 5. CONCLUSÃO Costões rochosos têm importância fundamental para várias áreas das ciências ambientais que se ocupam do estudo de ambientes costeiros, bem como para os recursos pesqueiros e, consequentemente, a sustentabilidade de algumas atividades socioeconômicas na zona costeira. O conhecimento dos diversos fatores que se interrelacionam e influenciam a dinâmica dos costões rochosos é fundamental para estabelecer políticas ou medidas que visem a conservação ou a recuperação desses frágeis ambientes. 6. BIBLIOGRAFÍA • Beauchamp, K. A.; gowing, M. M. 1982. A quantitative assessment of human trampling effects on a rocky intertidal community. Marine Environmental Research, vol. 7, no. 4, p. 279‐293. • Beck, M. W., Heck JR., K. L., Able, K. W., Childers, D. L., Eggleston, D. B., Gillanders, B. M.; Halpern, B., Hays, C. G., Hoshino, K., Minello, T. J., Orth, R. J., Sheridan, P. F., Weinstein, M.P. 2001. The identification, conservation, and management of estuarine and marine nurseries for fish and invertebrates. Bioscience, 51: 633‐641. • Boschi, E. E. 2000. Biodiversity of marine decapods brachyurans of the Americas. Journal of Crustacean Biology, v. 20, n. 2, p.337‐342. • Brosnan, D. B.; Crumrine, L. L. 1994. Effects of human trampling on marine rocky shore communities. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, vol. 177, no. 1, p. 79‐97. • Brown, P.J.; Taylor, RB., 1999. Effects of trampling by humans on animals inhabiting coralline algal turf in the rocky intertidal. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, vol. 235, no. 1, p. 45‐53 • Carr, M. H., 1994. Effects of macroalgal dynamics on recruitment of a temperate reef fish. Ecology 75: 1320 e 1333. • CETESB 2007. Ecossistemas Costeiros – Impactos ‐ disponível em: http://www.cetesb.sp.gov.br/emergencia/acidentes/vazamento/impactos/eco_costoes.asp> Acessado em : 20/07/2011. • CETESB, São Paulo. 2009. Relatório de Balneabilidade das praias paulistas 2008/CETESB. • Choat, J. H., Ayling, A. M., 1987. The relationship between habitat structure and fish faunas on New Zealand reefs. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 110: 257‐284.


732

• Coutinho, R. 1995. Avaliação Critica das Causas da Zonação dos Organismos Bentônicos em Costões Rochosos. Ecologia Brasilienses, Volume I: Estrutura, Funcionamento e Manejo de Ecossistemas Brasileiros, p. 259‐271. • Coutinho, R. 2002. Grupo de Ecossistemas: Costões Rochosos. Programa Nacional da Biodiversidade (PRONABIO) – Projeto de Conservação e Utilização Sustentável da Diversidade Biológica Brasileira (PROBIO) – Subprojeto avaliação e ações prioritárias para a zona costeira marinha. • Dubiaski‐Silva, J.; Masunari, S. 2008. Natural diet of fish and crabs associated with the phytal community of Sargassum cymosum C. Agardh, 1820 (Phaeophyta, Fucales) at Ponta das Garoupas, Bombinhas, Santa Catarina State, Brazil. Journal of Natural History, v. 42, n.27, p. 1907 – 1922. • Flores, A. A. V., Paula, J. 2001. Intertidal distribution and species composition of brachyuran crabs at two rocky shores in Central Portugal. Hydrobiologia, 449: 171–177. • Gibson, R. N.1994. Impact of habitat quality and quantity in the recruitment of juvenile flatfishes. Netherlands Journal of Sea Research, 32: 191 e 206. • Gillanders, B. M., Able, K. W., Brown, J. A., Eggleston, D.B., Sheridan, P.F.2003. Evidence of connectivity between juvenile and adult habitats for mobile marine fauna: an important component of nurseries. Marine Ecology Progress Series, 247: 281‐295. • IBGE. 2010. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Censo demográfico. Brasília • Kostlev, V. E., Erlandsson, J., Ming, M. Y., Willians, G. A. 2005. Therelative importance of habitat complexity and surface area in assessing biodiversity: Fractal application on rocky shores. Ecological Complexity, 2: 272–286. • Lancone, R. B. ; Duleba, W. ; Mahiques, M. M. 2005. Dinâmica de fundo da enseada do Flamengo, Ubatuba, Brasil, inferida a partir da distribuição espacial, morfometria e tafonomia de foraminíferos. Revista Brasileira de Paleontologia, Brasil, v. 8, n. 3, p. 181‐192. • Levinton, J.S. 2001. Marine biology ‐ function, biodiversity and ecology. Oxford : University Press Inc., 420. • Luckhurst, B. E.; Luckhurst, K. 1978. Analysis of the influence of substrate variables on coral reef fish communities. Marine Biology, v. 49, p. 317–323. • Panizza, A. C ; Rocha, Y. T. ; Dantas, A. 2009. O litoral brasileiro: exploração, ocupação e preservação. Um estudo comparativo entre regiões litorâneas dos Estados de São Paulo e Rio Grande do Norte. RA' EGA (UFPR), v. 17, p. 7‐16. • Nybakken, J.W. 1997. Marine Biology: an ecological approach, 4. ed., Califórnia : Addison Wesley, Longman, 481p. • Pinheiro, M. A. A., Fontes, R. F. C., Oliveira, A. J. F. C. 2008. Visão Didática Sobre Meio Ambiente na Baixada Santista. Universidade Estadual Paulista, Campus Experimental do Litoral Paulista, 173p. • Sato, M. I. Z., Bari, M. D., Lamparelli, C. C., Truzzi, A. C.; Coelho, M. C. L. S., Hachich, E. M. 2005. Sanitary quality of sands from marine recreational beaches of São Paulo, Brazil. Brazilian Journal of Microbiology, 36(4): 321‐326. • Scifoni, S. 2005. Urbanização e Proteção Ambiental no Litoral do Estado de São Paulo. Anais do X Encontro de Geógrafos da América Latina –Universidade de São Paulo. p.13926‐13941. • Tominaga, L. K. 2007. Avaliação de Metodologias de Análise de Risco a Escorregamentos: Aplicação de um Ensaio em Ubatuba, SP. Tese de Pós‐Graduação apresentada ao Departamento de Geografia da Faculdade de Filosofia, Letras e Ciencias Humanas da Universidade de Sâo Paulo. São Paulo‐SP • Villwock, J. A., Lessa, G. C., Suguio, K. , Angulo, R. J.; Dillenburg, S. R. 2005. Geologia e Geomorfologia de Regiões Costeiras. In: Souza, C. R. de G., Suguio, K. , Oliveira, A. M.; Oliveira, P. E. (eds.). Quaternário do Brasil, Holos Editora, Cap. 5, p 94‐113.


733

2.33. INUNDACIÓN ANTE EVENTOS DE TORMENTA EN LA COSTA DE YUCATÁN

M. Trejo1, E. Mendoza2, C. Appendini2 ,P. Salles2, J. López2

1Universidad Nacional Autónoma de México, Campus‐Sisal, Puerto de Abrigo s/n, 97356, Sisa Yucatán, México, [email protected] 2Laboratorio de Ingeniería y Procesos Costeros, Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México, Calle 21 97A, 97100, Itzimná, Mérida, Yucatán, México, [email protected]

Palabras clave: tormenta, inundación, vulnerabilidad, playas, Yucatán.

RESUMEN El impacto de las tormentas en la zona costera produce una serie de procesos de alta intensidad

como erosión, rebase e inundación. La importancia de estos eventos y los peligros inducidos están explícitos en los protocolos del manejo integral de la zona costera en donde se aconseja hacer una evaluación de vulnerabilidad y peligros, así como tomar medidas de prevención, mitigación y adaptación para tomar en cuentas los afectos de los desastres naturales. En este contexto, el objetivo de este trabajo es el de presentar una escala de intensidad del oleaje de las tormentas costeras desarrolladas para condiciones típicas de la costa de Yucatán y una primera estimación del la inundación mediante el runup.

Para desarrollar esta escala se utilizaron datos de tres puntos a lo largo de la costa de Yucatán (aprox. 350 km) que cubren 30 años de datos (1979‐2009). La primera tarea consistió en identificar las tormentas en la serie de tiempo en la que se definió como aquellos eventos durante el cual la altura de ola significante excede un valor umbral de 2 m durante un periodo mínimo de 12 horas. Esta definición está basada en propiedades estadísticas de la serie de tiempo. Con esto se identificaron todas las tormentas en la series de tiempo definidas en términos de altura de ola ‐Hs‐, periodo ‐Tp‐, dirección θ‐, duración ‐D‐ y contenido energético ‐E‐ (integrado a lo largo de la duración de la tormenta). Estos datos de tormenta fueron jerarquizados por medio de análisis de clusters utilizando el contenido energético como el parámetro de clasificación resultando en una escala de cinco categorías. Una vez que todas las tormentas fueron asociadas a una clase dada, el siguiente paso fue el asignarlos al orden de magnitud del peligro inducido esperado. Como primer paso de la inundación, se obtuvieron para cada tormenta medida valores de runup para 25 perfiles característicos de la costa de Yucatán los cuales cubren el rango de perfiles existentes en el área. De esta manera se obtuvieron valores desde 0.81 m (para las tormentas tipo I) hasta 1.38 m (tormentas tipo V) para playas más disipativas y valores desde 8.02 (para las tormentas tipo I) hasta 9.7 m (tormentas tipo V) para playas más reflejantes.

1. INTRODUCCIÓN

México cuenta con una longitud de costa en su parte continental de 11 593 km, ocupa el segundo

lugar en América después de Canadá, el decimo cuarto en el mundo por su extensión territorial y el noveno por la extensión de su Zona Económica Exclusiva (Juárez et al. 1995). La costa mexicana tiene una gran extensión, diversidad de escenarios, importancia ambiental y económica. En efecto, la zona costera es la parte última de las cuencas hidrológicas, sirve de hábitat y zona de crecimiento para una gran variedad de especies, y además se encuentra el 95% de la producción de petróleo, el 80% del gas natural, el 80% de las exportaciones en puertos nacionales, más del 60% del turismo extranjero (equivalente al 22.2% de las divisas del país) y el 50% de la generación de energía eléctrica del país (Silva et al. 2002).


734

Parte de la población de México se distribuye en los 560 municipios rurales costeros y en los aledaños a éstos, con una población cercana a 7.7 millones de habitantes la cual se ve afectada por la ocurrencia de eventos naturales extremos, como son los huracanes y tsunamis, con los consecuentes impactos en las costas, siendo la península de Yucatán una de las zonas con mayor exposición a tormentas de gran intensidad (SEMARNAT, 2008).

Estos fenómenos naturales potencialmente peligrosos causan impactos de los que destacan inundaciones de origen marino, las cuales son un aumento anormal del nivel del mar, asociado a los fuertes vientos y oleaje, causando daños a la infraestructura que se encuentra en la costa (OPS, 2003).

Los impactos generados por las tormentas están contemplados en reportes y protocolos de diferentes agencias y gobiernos como lo es el reporte “Desastres Naturales y Análisis de Vulnerabilidad” (UNDRO 1980) y el protocolo de manejo integral de la zona costera del Mediterráneo (PAP/RAC, 2007), en donde se sugiere la importancia de su evaluación para la generación de información y así proponer medidas preventivas. Adicionalmente se recomienda el análisis mediante mapas de riesgo como herramienta de gestión ya que estos son fundamentales para el diseño y la aplicación de medidas de mitigación como la zonificación urbana y los reglamentos de construcción. La declaración y plan de acción de Yokohama de 1994 (IDNDR, 1994) estableció como principio básico que el análisis de riesgos es clave para lograr el éxito en la reducción de desastres (Maskrey, 1998 en Palacio, 2004). En este sentido el uso de los Sistemas de Información Geográfica (SIG) el que ha facilitado la elaboración de mapas de escenarios aumentando la confiabilidad, la eficiencia en el uso de información y la capacidad de respuesta (Palacio, 2004).

Considerando todo lo anterior este trabajo tiene como objetivo obtener mapas del potencial de inundación inducido por eventos de tormenta en términos del nivel máximo de agua inducido por el oleaje en la costa (Runup) para las playas arenosas del estado de Yucatán, México. 2. ÁREA DE ESTUDIO

El estado de Yucatán se ubica en el sureste de México (Mapa 1), tienen una longitud de línea de costa

de 350 km, lo que equivale aproximadamente al 3 % del litoral costero nacional (INEGI, 2005). El estado tiene 106 municipios de los cuales 13 son costeros, con una población de 194 592 habitantes, equivalente al 10% de la población total del estado (INEGI, 2010). La zona de Yucatán es relativamente plana y baja (PNUD, 2010), lo cual incrementa el riesgo a inundaciones siendo este el desastre natural más frecuente y el que más vidas ha cobrado (Carranza Edwards et al. 1994).

Por su posición geográfica la Península de Yucatán se encuentra entre tres de las seis regiones donde se generan tormentas tropicales y huracanes. Estas son la porción sur del Golfo de México (Sonda de Campeche), el mar Caribe y la porción occidental del Océano Atlántico, siendo en esta última donde se generan los de mayor potencia y recorrido. Entre 1966 y el año 2003, la región costera de Yucatán se ha visto afectada por 13 huracanes, de los cuales, los más dañinos han sido el Gilberto, el Opalo‐Roxane y el Isidoro (PNUD, 2010).


735

Figura 1. Área de estudio, Costa Norte de la Península de Yucatán

2.1. Datos Los datos de oleaje utilizados para caracterizar las tormentas fueron obtenidos mediante un análisis

hecho en el Laboratorio de Ingeniería y Procesos Costeros (LIPC) del Instituto de Ingeniería en la Unidad Académica de la UNAM en Sisal, Yucatán, cubriendo el periodo de 1979 ‐2008 (Appendini et al. 2011). Se seleccionaron cuatro puntos representativos (LIPC 01‐04), situados a una profundidad aproximada de 40m para obtener la variación espacial del oleaje en la zona (figura 1). Cada nodo consta de registros de oleaje de cada 3 horas con datos de altura de ola significante (Hs), periodo pico (Tp) y dirección media (θ).

La caracterización de Yucatán se hizo mediante una división de la zona costera en 26 secciones considerando longitud de la playa, orientación de la costa, división municipal y comunidades aledañas a la costa. Para cada sección se obtuvo un perfil de playa característico, obteniendo la topo‐batimetría de cada uno, la pendiente en la cara de la playa (tanβ) y cota máxima del perfil.

3. METODOLOGIA

Este trabajo presenta la caracterización de las tormentas en términos de oleaje y la cuantificación del

potencial de inundación. La caracterización de las tormentas se hizo mediante una clasificación que cubre tres aspectos: (i) definición e identificación de las tormentas, (ii) selección del parámetro de caracterización de la tormenta y (iii) método de clasificación. La cuantificación del potencial de inundación se hizo utilizando la clasificación anterior en términos del nivel máximo de agua inducido por el oleaje en la costa (runup), para diferentes perfiles de playa a lo largo de la costa de Yucatán

Siguiendo la metodología de Mendoza y Jiménez (2008) se definió una tormenta como un evento de oleaje en el que la altura de ola excede dos veces el valor medio del oleaje (2Hs media). Como ya se ha mencionado con anterioridad, el objetivo final de esta clasificación será su utilización para prever la inundación generada por las tormentas en la costa. Para ello se selecciona una variable característica del oleaje que sirva para describir su potencial de inundación, el “contenido energético” E, definido en la ecuación 1.


736

∫=2

1

2t

t s dtHE 1

donde t1 y t2 definen la duración de la tormenta. Una aproximación similar fue utilizada por Dolan y Davis (1992) en su clasificación basada en la

energía relativa de las tormentas, aunque utilizando una altura de ola constante ‐la Hs media o la Hs máxima‐.

Una vez identificadas las tormentas y calculado su contenido energético, se procedió a su agrupamiento en clases. Este se realizó mediante un análisis de clusters utilizando el contenido energético como variable de clasificación. Los resultados obtenidos se les aplicó posteriormente una clasificación supervisada en cinco grandes clases. Para ello se tomó en cuenta la partición del dendrograma obtenido, la consistencia de los clusters y la variación del contenido energético dentro de cada grupo. La escala en cinco categorías se hizo para mantener una analogía con otras escalas existentes. La escala final seleccionada cataloga las tormentas en: I‐débil, II‐moderada, III‐significante, IV‐severa y V‐extrema.

Se tomaron perfiles in situ de cada uno de los 26 sitios de muestreo, se calculo la pendiente (tan β) de la cara de la playa y cota máxima. Para conocer cuál es la respuesta de la playa de acuerdo al oleaje y al tipo de esta, se hizo mediante el cálculo del runup –R2‐ y se ocupo una función empleada por Stockdon et al. (2005), definido en la ecuación 2.

2

donde: Ho: Altura de ola media; Lo: Longitud de onda; βf: Pendiente de la playa.

4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Al analizar la altura de oleaje medio de los cuatro nodos se determinó que el umbral de tamaño de la

ola fuera de Hs =2 m, el cual coincide con la clasificación de tormentas del Mediterráneo (Mendoza y Jiménez, 2008), con una duración mínima de 12 horas. Una vez identificadas las tormentas y calculado su contenido energético, se procedió a su agrupamiento en clases. Este se realizó mediante un análisis de clusters utilizando el contenido energético como variable de clasificación. A los resultados obtenidos se les aplicó posteriormente una clasificación supervisada en cinco grandes clases. Para ello se tomó en cuenta la partición del dendrograma obtenido, la consistencia de los clusters y la variación del contenido energético dentro de cada grupo. La escala en cinco categorías se hizo para mantener una analogía con otras escalas existentes. La escala final seleccionada cataloga las tormentas en: I‐débil, II‐moderada, III‐significante, IV‐severa y V‐extrema.

La figura 2 muestra los valores promedio de cada clase de tormentas en términos de Hs, Tp duración y contenido energético.


737

Figura 2. Valores promedio para cada clase de tormenta

Una vez obtenida la clasificación de tormentas se hizo una primera estimación del potencial de

inundación en términos de runup utilizando los perfiles característicos a lo largo de la zona costera de Yucatán. Para cada tormenta se calculó el runup utilizando la parametrización de Stockdon et al. (2006) en cada una de las 26 secciones seleccionadas. La figura 3 muestra los valores promediados de runup por clase de tormentas. Los valores de runup más altos que se presentaron fueron en San Felipe, Progreso D y Hunucma A con valores por encima de los 3 m para las tormentas tipo V, difiriendo notablemente con las playas de la zona de Telchac cuyos valores están por debajo de los 1.5 m en las tormentas mas energéticas


738

Figura 3. Valores promedio de runup para cada clase de tormenta en diferentes locaciones de la costa de Yucatán

En la figura anterior son notables los puntos correspondientes a Hunucmá A, Progreso D, San Felipe y

Ria Lagartos D, por ser sitios que presentan valores altos de runup para las cinco clases de tormenta, con excepción de Progreso D, el resto se encuentran en un punto más expuesto al oleaje dado que las playas están en la parte expuesta de la isla de barrera en cuya parte trasera es zona natural de conservación. En cuanto a la sección de Progreso D, esta zona presenta severos problemas de erosión con anchos de playa menores a los cinco metros y cotas máximas de 2 m en el perfil de playa. Es importante denotar que existen casas en la parte trasera de la playa las cuales se verán afectadas por tormentas tipo II y superiores.

Al hacer una revisión de la base de datos de la parte oriental y central de la costa de Yucatán que va de Progreso a Tizimín, se encontró que la tormentas en donde se han registrado el máximo run up con contenido energético clasificado tipo V, se han observado que coinciden con la fecha del paso del Huracán Wilma categoría 5 en octubre de 2005, que dejo severas afectaciones y costosos daños en la Península de Yucatán, difiriendo de la parte occidental (Celestún‐Hunucmá) donde fue el segundo evento más intenso de la base de datos, seguido de un evento registrado el 22 de septiembre de 2002 (huracán Isidoro) que se dio con gran intensidad en las costas yucatecas en la parte central y occidental; otro evento que impacto la costa de Yucatán fue el huracán Michelle que transcurrió del 2‐5 de noviembre de 2001 y este coincide con el segundo evento de mayor contenido energético en la parte oriental de la costa.

Durán y Méndez (2010) reportan que el que el 28% de la superficie del estado de Yucatán se constituye por planicies subhorizontales que se caracterizan por ser verdaderamente planas y solo representan montículos menores de 5m, siendo esta la zona donde se presenta mayor densidad poblacional incluyendo la ciudad de Mérida. Dejando evidente la exposición de la zona costera ante eventos de oleaje de tormenta de gran intensidad, que si bien no son muy frecuentes, si pueden ocurrir en un periodo de tiempo determinado y al ser la península de Yucatán una gran planicie conocida por su


739

baja altimetría, cualquier anomalía en el nivel del mar podría propiciar severas afectaciones. La costa de Yucatán tiene en su mayoría playas de carácter disipativo, que al ser expuestas a eventos de oleaje de tormenta pueden verse gravemente afectadas en el sector social, económico y ambiental como ha ocurrido con eventos registrados anteriormente.

Siguiendo con las evaluaciones del run up, la figura 4, presenta un índice del potencial de inundación, esto es: el alcance del run up dividido entre la cota máxima del perfil de playa, estandarizando los valores de 0 a 1 siendo de >0.2 muy baja, de 0.21 ‐0.4 baja, de 0.41 a 0.6 media, de 0.61‐0.8 alta y >0.81 Muy Alta.

Figura 4. Potencial de inundación en cada clase de tormenta (I‐V) para las 26 secciones de la costa

de Yucatán

En esta figura se observa que el potencial de inundación para toda la clasificación de tormentas. Las

tormentas clase I presentan valores de “muy bajo” a “medio” en 23 de los 26 sitios muestreados, solo tres de estos sitios presentan un potencial de inundación “alto”. Las tormentas clase II presentan valores de potencial de inundación más homogénea y ya hay sitios en donde se encuentra la categoría de “muy alto”, esto principalmente para la parte occidente de la costa y sobresaliendo en la parte oriental las los sitios de San Felipe y Ría Lagartos D. A partir de las tormentas clase III las categorías de potencial de inundación que predominan son de “media” a “ muy alto” con mayor presencia en la costa occidental, sucediendo algo muy similar en las tormentas clase IV y finalmente en las de clase V, donde ya solo cinco sitios están dentro de la categoría “muy baja” y “baja” ubicados en la parte central y oriental de la costa de Yucatán, teniendo el resto de puntos dentro de las categorías que van de “media” a “muy alta”, siendo esta última categoría en donde se encuentran clasificados 13 de los 26 sitios.


740

Figura 5. Porcentaje de kilómetros de playas que pertenece a cada categoría de inundación para cada clase de tormenta (I‐V)

Para este estudio se ha sido considerado solamente las playas arenosas las cuales tienen una total de

260km de litoral costero, en la figura 5 se representa el porcentaje de longitud de costa y en qué nivel es afectado dependiendo de la clase de tormenta que ocurra. Con tormentas clase I la costa de no tiene ninguna afectación en la categoría “muy alta”, pero si para las categorías de “muy baja” a “alta”, estos se van transformando de acuerdo a la clase de tormenta partiendo que en un evento clase I no se tiene ninguna proporción de costa afectada en la categoría “muy alto”, pero cuando ocurren eventos clase 5, esto cambia drásticamente, siendo que el 57% (147.2 Km) de la costa puede ser afectado severamente, ya que el potencial de inundación se categoriza como “muy alto” en esa porción de la costa y un 41% de longitud de costa se encuentra dentro de las categorías de potencian de inundación que van de “media” a “alta”. A partir de las tormentas clase III que son frecuentes en el litoral costero yucateco, se nota un mayor porcentaje de potencial de inundación en la categoría de “muy alto” sobresaliendo del resto de las categorías, es decir no se requiere de un evento de gran contenido energético para que el litoral costero sea afectado.

5. CONCLUSIÓN

Se ha obtenido una clasificación de tormentas que va desde las caracterizadas como débiles (Clase I)

hasta las extremas (Clase V). Utilizando las características del oleaje para cada clase de tormentas y la pendiente de la playa (tan β) fue posible obtener los valores promedio de run up los cuales presentan valores mayores de runup en la zonas de Hunucmá D –Progreso y San Felipe‐ Ria Lagartos, en cuanto a los demás sitios estos no superan un run up de 3m en ninguna de las cinco clases de tormentas, sin embargo aunque pareciera que 3m numéricamente no es un valor muy grande es importante considerar que la zona costera se caracteriza por ser una planicie de baja altitud, que puede verse severamente afectada por un evento que genere anomalías en el nivel del agua de mar.

Por otra parte se ha dado a conocer el índice del potencial de inundación considerando las cinco clases de tormentas y se ha obtenido una respuesta espacial del potencial de inundación, detectando zonas con la categoría de “muy alto” en toda la costa Oeste del estado (Celestún D‐Progreso C), en la parte central (Dzidzantum) y en la parte Este (Tizimín A, Ría Lagartos D y San Felipe), en la mayoría de


741

estos sitios existen asentamientos humanos ya sea rurales o urbanos, de los cuales destaca Progreso por ser el municipio costero con una población de 53,958 habitantes (INEGI, 2010), siendo el que mayor población tiene en toda la zona costera de Yucatán y en dónde se encuentra Puerto Progreso el más grande en la costa de Yucatán de importancia comercial y turística. En su totalidad los puntos antes mencionados también están categorizados con un potencial de inundación “alto” o “muy alto” en las tormentas clase III y IV, generando que este tipo de fenómenos naturales signifique una amenaza en el momento en que estos se presenten.

Finalmente fue posible cuantificar el porcentaje de longitud de playas con potencial de inundación y se ha obtenido que con eventos de tormentas desde clase III existe un porcentaje que supera el 50% de la longitud de playa con potencial de inundación “alto” o “muy alto” que son los escenarios más extremos, en el registro de datos se tiene a lo largo de toda la serie datos ocurrieron 26 eventos de tormenta clase III o superior, por lo cual se deben tener en cuenta ciertas consideraciones para la planeación del desarrollo en la zona costera, la cual puede sufrir de serias afectaciones.

Para generar un escenario completo del potencial de inundación ante tormentas se requiere de la marea de tormenta, dato en que se está trabajando actualmente para que en un futuro se pueda realizar una estimación integrando esta variable, porque si bien la amplitud de marea en esta región no supera el 0.5m (Phleger, 1969), con tan solo alguna diferencia en el nivel del mar podría dar indicio a eventos que se pueden convertirse en catástrofes. Esta es una primer estimación que permite la identificación mediante un mapa de zonas vulnerables a inundaciones inducidas por eventos de oleaje y de esta manera se puede contribuir al ordenamiento territorial costero considerando las zonas donde se halla determinado que es adecuado llevar a cabo algún tipo de desarrollo o no según el caso, con el objetivo de que funcione como herramienta de planificación, protección y prevención de riesgos, evitando la pérdida bienes materiales y de vidas humana cuando se presente algún fenómeno natural que amenace con afectar dichos sectores.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen el apoyo para esta investigación enmarcado dentro del proyecto Fomix 106400 “Peligro, vulnerabilidad y riesgo asociados a la erosión e inundaciones en el litoral del estado de Yucatán”. BIBLIOGRAFIA • Appendini, C.M., F. Oropeza, A. Torres‐Freyermuth, P. Salles, J. López y E.T. Mendoza, 2011, Wave modeling performance in the Gulf of Mexico and Western Caribbean: wind reanalyses assessment, Applied Ocean Research. Sometido 2011. • Buitrago, N., y Posada, B., 2009, Metodología para el levantamiento de perfiles de playa. Métodos en teledetección aplicada a la prevención de riesgos naturales en el litoral, Colombia, 297 p. • Carabias, J. y Landa, R., 2005, Agua, medio ambiente y sociedad, México, Colegio de México, UNAM, Fundación Gonzalo Río Arronte. • Carranza, A., 2005, Consideraciones Ambientales del Litoral en el Golfo de México. Trabajo presentado en: 1er Encuentro Internacional del Mar 2005, Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, UNAM, Coatzacoalcos, Veracruz. • Carranza, A., Macías, H. y Arias, A., 2003, El Calentamiento global y las intrusiones salinas de la zona costera. IV Congreso Nacional de Aguas Subterráneas, San Luis Potosí, S.L.P., México, 10‐12 Septiembre de 2003. • Cuevas, J., 2009, Morphodynamics of carbonate beaches in the Yucatán Peninsula. Ciencias Marinas, 35, 307‐320.


742

• Dolan, R. y Davis, R., 1992. An intensity scale for Atlantic coast northeast storms, Journal of Coastal Research, 8 (4), 840–853, • Eisen, M., Spellman, P., Brown, P., y Botstein, D., 1998, Cluster analysis and display of genome‐wide expression patterns, PNAS, 95, No. 25. Guza, R. y Thornton, E., 1982, Swash oscillations on a natural beach, Journal of Geophysical Research, 87, 483‐490. • Hunt, I., 1959, Design of seawalls and breakwaters, Journal of the Waterways and Harbors Division, 83, 123‐152. • International Decade for Natural Disaster Reduction (IDNDR). Yokohama Message and Plan of Action. United Nations, Geneva. 1994. • Juárez, M., Propin, C. y Padilla, L., 1995, La concentración regional de la población costera en México entre 1930 y 1999, Revista Geográfica, Instituto Panamericano de Geografía e Historia. México, 122, 20‐48. • Maskrey, A., 1999, Navegando entre bruma. La aplicación de los sistemas de información geográfica al análisis de riesgo en América Latina, Red de estudios sociales en prevención de desastres en América Latina, 295. • Mendoza, E. y Jiménez, J., 2008, Clasificación de tormentas costeras para el litoral catalán (Mediterráneo NO), Ingeniería Hidráulica en México, 23, 21‐32. • Padilla, L., 2000, La población en la región costera de México en la segunda mitad del siglo XX, Investigaciones Geográficas, Boletín del Instituto de Geografía, UNAM, 41, 81‐95. • Palacio, A., 2004, Riesgos naturales y susceptibilidad del terreno ante la ocurrencia de huracanes Aplicación de SIG en la costa baja acumulativa del suroeste de Campeche, Centro EPOMEX, Universidad Autónoma de Campeche, 287‐306. • Phleger, F., 1969, Some general features of coastal lagoons, en Memorias Simposio Internacional Lagunas Costeras, UNAM‐UNESCO, México, 5‐26. • Roberts, T. M., Wang, P., y Kraus, N. C., 2010, Limits of Wave Runup and corresponding Beach‐Profile Change from Large.Scale Laboratory Data, Journal of Coastal Research, 26, 184‐198. • Stockdon, H.F., Holman, R.A. Howd, P.A. y Sallenger Jr., 2006, Empirical parameterization of setup, swash, and runup, Coastal Engineering, 53, 573‐588. • UNDRO. Natural Disasters and vulnerability Analysis, Office of the United Nations Disaster Relief Coordinator, Geneva. 1980. • Wright L.D., y A.D. Short, 1984, Morphodynamics variability of surf zones and beaches, a synthesis, Marine Geology, 56, 93‐118. • Instituto Nacional de Estadística y Geografía INEGI, 2005, http://www.inegi.org.mx/sistemas/mexicocifras/default.aspx?ent=31 (Consultado 28 de septiembre de 2011). • Instituto Nacional de Estadística y Geografía INEGI, 2010, http://cuentame.inegi.org.mx/monografias/informacion/yuc/territorio/div_municipal.aspx?tema=me&e=31 (Consultado 28 de septiembre de 2011). • Organización Panamericana de la Salud OPS, 2003 Fenómenos Naturales, http://www.bvsde.paho.org/bvsacd/cursouni/MFOfennat.pdf, (consultado 27 de septiembre de 2011). • PAP/RAC.ICZM Protocol in the Mediterranean, 2007, http://www.pap‐thecoastcentre.org/razno/PROTOCOL%20ENG%20IN%20FINAL%20FORMAT.pdf, (consutaldo 28 de noviembre de 2011). • Programa de la Naciones Unidas para el Desarrollo (PNUD), http://www.pnud.org.mx, (consutaldo 28 de septiembre de 2011). • Secretaria de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT), 2008, http://www.semarnat.gob.mx, (consutaldo 28 de septiembre de 2011).

I Congreso Iberoamericano de Gestión Integrada de Áreas Litorales - 2012

743

2.34. INVENTARIO Y CARACTERIZACIÓN DE LAS PLAYAS ARENOSAS DE VENEZUELA

F. Pérez, M. García, J. Duarte, M.T. Abogado, A. Castillo, J. Araujo, S. García, M. Grilli, J. Reid, A.

Pino, P. Méndez y J. Marín Ministerio del Poder Popular para el Ambiente, Dirección General de Planificación y Ordenación Ambiental, Dirección Técnica de las Zonas Costeras, Centro Simón Bolívar, Torre Sur, piso 10, El Silencio, Caracas, 1012, Venezuela, [email protected] Palabras Claves: Caracterización, Gestión Integrada, Inventario, Playas Arenosas, Venezuela. RESUMEN

La República Bolivariana de Venezuela se localiza al Norte de América del Sur y posee 6.068 Km

lineales de costa, divididos entre la fachada del Mar Caribe y del Océano Atlántico. El área costera es de gran valor escénico y constituye el principal atractivo turístico ‐ recreacional del país. En este espacio se producen una serie de conflictos por la ocupación y usos no conforme a la ordenación del territorio, lo que produce severos problemas ambientales y conflictos sociopolíticos. En este sentido, las playas arenosas, como parte integral del espacio costero, constituyen un sistema único de recursos limitados que requiere enfoques especiales de planificación. Por lo tanto, el principal objetivo del presente trabajo es proporcionar insumos para el manejo sustentable y recuperación del recurso playa, fortalecer su gestión e incrementar el conocimiento científico de las mismas, empleando una metodología única para su caracterización, cuantificación y ubicación geográfica. Para el inventario y caracterización de las playas arenosas de Venezuela (ICPAV) se elaboró una planilla la cual contempla la evaluación de los siguientes componentes: 1) Características Generales; 2) Estado de los Procesos Naturales; 3) Ordenación y Gestión Integrada; 4) Calidad Ambiental y 5) Cumplimiento de la Normativa Legal Vigente. Actualmente se han caracterizado 216 playas arenosas ubicadas en los estados Aragua y Nueva Esparta y 40 playas comprendidas entre 7 estados costeros y 6 Dependencias Federales. Aunado a esto, como parte del ICPAV, se realizó una jornada de capacitación de forma tal que el proceso de obtención de la información sea homogéneo a lo largo de la zona costera. Hasta el momento se ha capacitado a los Comités de Trabajo de los 14 estados costeros, personal del Ministerio del Poder Popular para el Ambiente y miembros de 2 de las principales universidades del país, para un total de 352 personas. Finalmente, ésta metodología constituirá un elemento clave en el proceso de definición y delimitación de los espacios de Dominio Público como se establece en el Decreto con Fuerza de Ley de Zonas Costeras (2001) y el Decreto del Plan de Ordenación y Gestión Integrada de las Zonas Costeras (2010); asimismo, fortalecerá el proceso de Gestión Integrada, a través del conocimiento científico sobre las playas y la incorporación de los Comités de Trabajo de las Zonas Costeras a nivel Estadal en la aplicación de la metodología.

1. INTRODUCCIÓN

De acuerdo a lo planteado por la Republica Bolivariana de Venezuela ‐ Ministerio del Poder

Popular para el Ambiente (2010), las playas arenosas son ambientes que integran el sistema costero, formados por la acción del oleaje, las corrientes y el viento u otras causas naturales o artificiales, en los cuales se depositan materiales sueltos cuya granulometría varía de 0,075 a 4,75 mm, con determinada composición mineralógica y contenido variable de material orgánico. Pueden estar compuestas por dunas (con o sin vegetación), berma (playa seca), cara, línea media de costa, zona intermareal y playa sumergida.

Estos ambientes son importantes, entre otros aspectos, por: 1) amortiguar los efectos de los procesos naturales de tierra hacia el mar y del mar hacia tierra, 2) mantener el equilibrio


744

sedimentario a lo largo de la costa (transporte sedimentario) y 3) contribuir activamente a la economía local, regional y nacional.

Desde el año 2004, el proceso de Gestión Integrada de las Zonas Costeras (GIZC) se ha implementado en toda la franja costera de Venezuela. Dicho proceso se realizó a mayor detalle en 22 Localidades Costeras, las cuales fueron seleccionas por presentar problemas ambientales particulares que pueden ser extrapolados a escala nacional. De estas áreas, 16 están asociadas a playas arenosas. Es por ello, que estos ambientes representan una línea estratégica y de alta prioridad para la Dirección General de Planificación y Ordenación Ambiental ‐ Dirección Técnica de las Zonas Costeras del Ministerio del Poder Popular para el Ambiente.

El ICPAV surge por la necesidad de generar una base de datos sistematizada en la cual la metodología para realizar el levantamiento de la información sea aplicada de forma homogénea a nivel nacional, en concordancia con lo estipulado en el Decreto del Plan de Ordenación y Gestión Integrada de las Zonas Costeras (2010), Capítulo II De los Programas para la Gestión Integrada de las Zonas Costeras. Esto contribuirá a sentar las bases para el diseño de un Sistema de Gestión de las Playas Arenosas de Venezuela, adaptado a sus propias características. El trabajo científico a este nivel de detalle posiciona a Venezuela a la vanguardia respecto al conocimiento y a la gestión integrada de estos espacios.

El presente trabajo tiene como objetivo principal proporcionar insumos para la definición de estrategias en el manejo sustentable y recuperación del recurso playa, en aras de fortalecer su gestión e incrementar el conocimiento científico de las playas arenosas de Venezuela, al establecer una metodología homogénea para su caracterización, cuantificación y ubicación geográfica.

2. MATERIALES Y METODOS

Para realizar el Inventario y Caracterización de las Playas Arenosas de Venezuela se elaboró una

planilla que ha permitido homogeneizar los criterios de evaluación a nivel nacional. La planilla contempla el levantamiento de información de cinco (5) componentes: 1. Características Generales, 2. Estado de los Procesos Naturales, 3. Ordenación y Gestión Integrada, 4. Calidad Ambiental y 5. Cumplimiento de la Normativa Legal Vigente.

Para el desarrollo de esta planilla se realizó una revisión bibliográfica exhaustiva en relación a playas arenosas a nivel mundial, luego de recopilar toda la información actualizada disponible, el grupo de expertos en donde participaron además de los especialistas venezolanos, especialistas del Ministerio de Ciencia, Tecnología y Medio Ambiente de Cuba, la adaptaron a las características de las playas venezolanas, se separo por ítems y finalmente fue plasmada en la planilla mencionada.

Tomando en cuenta las diferentes características del tipo de costa existente en los estados Nueva Esparta y Aragua, se seleccionaron estos como piloto para la implementación de la metodología. Posteriormente se recorrieron las playas arenosas y dependiendo de su acceso, el traslado se realizó en vehiculo o lancha. Para la caracterización se empleó: tablilla de campo, lápiz, cinta métrica, equipo de recepción satelital GPS, brújula y el juego de planillas. El procesamiento de la información fue realizado mediante el software Microsoft Excel. Los componentes 1 al 4 fueron evaluados in situ, mientras que para el llenado del componente 5, posterior al levantamiento en campo, se debe realizar un análisis de la legislación vigente y planes de actuación, que apliquen para cada playa (el mismo no fue considerado para el presente trabajo).

Un grupo de expertos aplicaron las planillas en los dos estado pilotos (Nueva Esparta y Aragua), simultáneamente otro grupo de expertos inició la capacitación del personal multidisciplinario de los Comités de trabajo de las Zonas costeras a través de 16 talleres de “Capacitación Técnica para el Inventario y Caracterización de las Playas Arenosas de Venezuela a los fines del Diseño de Estrategias de Manejo Sustentable y Recuperación del Recurso Playa”.


745

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Para las playas arenosas de ambos estado se consideraron los siguientes componentes: 1. Componente 1. Características generales: 2. Datos generales de la playa

• Nombre de la playa • Estado/Municipio/Parroquia/Localid

ad • Fecha/Hora • Coordenadas UTM • Funcionarios que realizan la

evaluación 3. Tipo de playa

• Vista en Planta (Abierta, apoyada, encajada)

• Vista en Perfil (Disipativa, reflectiva) 4. Tipo de perfil de playa

• Completo (Duna, berma, cara) • Incompleto (indicar el componente

que falta).

5. Orientación de la línea de costa 6. Elementos Geomorfológicos presentes y

sus medidas 7. Característica de la Arena (Origen,

tamaño, color) 8. Constitución del fondo en la playa

sumergida hasta los 1,20 m de profundidad ó hasta 40 m desde la línea de costa (asociada al área apta para el baño)

9. Estado de la vegetación terrestre autóctona

10. Frecuencia de los monitoreos de parámetros geomorfológicos y sedimentológicos

Componente 2. Estado de los procesos naturales 1. Condiciones hidrometeorológicas para

el momento de la evaluación Oleaje (Altura, periodo, dirección) Estado de la marea (Pleamar, Bajamar) Estado del tiempo previo a la evaluación (Seco, lluvioso) Tipo de rompiente (Continua, Colapsante, Rodante, Ondulante)

2. Evidencias de erosión (Caída de árboles, escarpes, formaciones expuestas, raíces expuestas, socavamiento de estructuras, surcos, arrastre de la arena fuera de la playa, aportes sedimentario por cursos de agua)

3. Presencia de procesos acreacionales (Amplia zona de exposición solar,

cubrimiento de vegetación por arena, varias cadenas dunares, varias crestas de berma)

4. Tipo y ubicación de obras costeras (dimensiones, coordenadas y material de construcción) • Espigón • Mixta (Espigones + Rompeolas) • Muelles o Embarcadero • Protección Borde • Rompeolas

1. Otras acciones dentro de la playa (Extracción de arena, limpieza por medios, mecánicos, limpieza por medios manuales)

Componente 3. Ordenación y gestión integrada 1. Asentamiento humano asociado

(Número Habitantes) 2. Categorías de protección que incluyan el

área de la playa 3. Estado del proceso de Gestión Integrada

de Zonas Costeras y año de inicio (Fase I, Fase II, Plan de Ordenación y Gestión Integrada de la Localidad Costera)

4. Sistema de organización social • Asociación comunitaria • Asociación de comerciantes • Consejo de pescadores • Cooperativas • Consejo comunal • Comunas


746

5. Períodos del año con mayor afluencia de visitantes

6. Vías de acceso a la playa (A pie, en vehiculo, marítimo)

7. Vías internas • Cantidad/longitud • Material • Sector de la playa afectado por la vía

(Cara, Berma, Duna) • Ubicación con respecto a la costa

8. Principales usos asociados a la playa • Acuícola • Minero • Procesamiento de Alimentos • Centro Poblado • Obras de Infraestructura • Protector • Comercial • Pesquero • Turístico • Industrial

• Portuario • Urbano

9. Servicios públicos disponibles en la playa

10. Ocupación del espacio 11. Sector de la playa en la que se ubica

cada uso 12. Porcentaje de ocupación 13. Cumplimiento de la norma de balneario

• Banderas de autorización al baño según estado del mar

• Presencia de cortinas que impidan paso del viento en primeros 30 m

• Presencia de vegetación antes de zona de estacionamiento

• Respeto del ancho de zona activa (10 m a partir de pleamar)

• Señalización del arribo de lanchas o botes

Componente 4. Calidad Ambiental 1. Monitoreo de calidad del agua y del

sedimento (Parámetro, frecuencia de medición, institución ejecutora)

2. Gestión de los desechos sólidos • Existencia de plan de manejo de los

desechos sólidos • Existencia de depósitos y papeleras • Frecuencia de recolección • Institución ejecutora 3. Gestión de las aguas servidas

• Evidencia de vertido de aguas servidas

• Número de efluentes • Efluente (Casual, permanente) • Tipo de efluente (Domestico,

industrial) • Certificaciones ambientales

Estos componentes fueron reflejados y desarrollados en las 4 planillas. Se inventariaron en su totalidad las playas de los estados Nueva Esparta y Aragua (216 playas), y 40 playas comprendidas entre 7 estados costeros (Anzoátegui, Carabobo, Miranda, Mérida, Trujillo, Vargas, Sucre) y 6 Dependencias Federales (Los roques, La Tortuga, La Orchila, Archipiélago las Aves de sotavento, La Blanquilla y Los Testigos), lo cual suma 256 playas arenosas inventariadas y caracterizadas hasta Agosto, 2011. En el presente trabajo se muestran los resultados parciales del inventario y caracterización de las playas arenosas de los estados Nueva Esparta y Aragua.

3.1. Estado Nueva Esparta 3.1.1. Componente 1. Características generales

En el Estado Nueva Esparta fueron cuantificadas 192 playas arenosas (Tabla 1) las cuales ocupan en su conjunto, una extensión de 114,8 km, constituyendo el 37,8% de las costas del Estado.

Tabla 1. Número de playas caracterizadas en el estado Nueva Esparta

Isla/Estado Longitud de costa (Km)

Número de playas Inventariadas

Longitud de costas de playas (Km)

% de costas deplayas

Margarita ‐ 157 98,5 ‐

Coche ‐ 15 11,7 ‐

Cubagua ‐ 20 4,6 ‐

747

3.1.2. Componente 2. Estado de los procesos naturales El diagnóstico realizado a las playas del Estado Nueva Esparta reveló la presencia de procesos

erosivos en el 67,71% de las mismas (Tabla 2), mientras que sólo se evidenció procesos de acreción (acumulación) en el 4,17% de estas.

Tabla 2. Evidencias de erosión identificadas en las playas del estado Nueva Esparta

3.1.3. Componente 3. Ordenación y gestión integrada

Diversos estudios realizados en las playas del Caribe señalan mayores porcentajes de erosión en

aquellas playas donde existen asentamientos humanos. Ello se debe fundamentalmente a la intervención del perfil de playa, como consecuencia de la nivelación de las dunas, sobre todo para ganar terreno cercano a la zona de baño, destruyendo consigo importantes elementos morfológicos de las playas. El análisis de los principales usos en las playas del estado Nueva Esparta, confirmó la predominancia del uso turístico, presente en el 63,54%, mientras que el uso pesquero se desarrolla en el 24,48% (Tabla 3), teniendo también un importante peso, sobre todo, si se tiene en cuenta que en muchas playas coexisten el uso turístico y pesquero.

Tabla 3. Principales usos asociados a las playas del estado Nueva Esparta

Isla/Estado

Turístico Pesquero Urbano Comercial Portuario Otros

N° % N° % N° % N° % N° % N° %Margarita 111 70,70 38 24,20 1 0,64 0 0,00 1 0,64 6 3,82 Coche 8 53,33 7 46,67 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 Cubagua 3 15,00 2 10,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 15 75,00N. Esparta 122 63,54 47 24,48 1 0,52 0 0,00 1 0,52 21 10,94

3.1.4. Componente 4. Calidad Ambiental La cuantificación de las playas en las que se realiza monitoreo de las condiciones higiénico

sanitarias en el estado Nueva Esparta mostró que solo en el 21,35% de las playas se monitorea la calidad del agua (Tabla 4).

Tabla 4. Monitoreo de la calidad del agua de las playas del estado Nueva Esparta.

Islas/Estado No. de playas No. de playas monitoreadas

%

Margarita 157 38 24,20 Coche 15 3 20,00

Cubagua 20 0 0,00 Nueva Esparta 192 41 21,35

Isla/Estado No. de Playas Evidencias de erosión % Evidencias de acumulación % Margarita 157 109 69,43 7 4,46Coche 15 10 66,67 1 6,67

Cubagua 20 11 55,00 0 0,00N. Esparta 192 130 67,71 8 4,17

748

3.2. Estado Aragua 3.2.1. Componente 1. Características generales

En el Estado Aragua fueron cuantificadas 24 playas arenosas que ocupan en su conjunto, una

extensión de 9,5 km de costa, constituyendo el 11,88% de las costas del Estado (Tabla 5).

Tabla 5. Número de playas caracterizadas en el estado Aragua

Estado Longitud de costa

(Km) Numero de playas Inventariadas

Longitud de las playas (Km)

% de costas de playas

Aragua 80 24 9,5 11,88 3.2.2. Componente 2. Estado de los procesos naturales

El diagnóstico realizado a las playas del Estado Aragua mostró la presencia de evidencias erosivas

en el 62,5% de las mismas (Tabla 6), mientras que sólo aparecen evidencias de procesos de acreción (acumulación) en el 16,67% de las playas.

Tabla 6. Evidencias de erosión identificadas en las playas del estado Aragua

Estado No. de Playas Evidencias de erosión % Evidencias de acumulación % Aragua 24 15 62,50 4 16,67 3.2.3. Componente 3. Ordenación y gestión integrada

Al analizarse los principales usos de las playas se confirmó la predominancia del uso turístico

(75,00%), mientras que el pesquero se desarrolla en el 16,67% (Tabla 7), teniendo también un peso preponderante, dada la importancia de este último como fuente de empleo y alimentos para las comunidades costeras.

Tabla 7. Principales usos asociados a las playas del estado Aragua

Isla/Estado Turístico Pesquero Urbano Comercial Portuario Otros

N° % N° % N° % N° % N° % N° %Aragua 18 75,00 4 16,67 0 0,00 0 0,00 0 0,00 2 8,33

3.2.4. Componente 4. Calidad Ambiental

La cuantificación de las playas en las que se realiza monitoreo de las condiciones higiénico

sanitarias en el estado Aragua mostró que en el 58,33% de las playas se monitorea la calidad del agua (Tabla 8).

Tabla 8. Monitoreo de la calidad del agua de las playas del estado Aragua

Islas/Estado N° de playas N° de playas monitoreadas

%

Aragua 24 14 58,33 El proceso de capacitación en su primera fase incluyó a los 14 estados costeros, 2 de las

principales universidades del país y funcionarios del Ministerio del Poder Popular para el Ambiente para un total de 352 personas, con la intención de que esta información sea multiplicada y que la caracterización de las playas de Venezuela sea homogénea.

749

4. CONCLUSIONES Esta metodología constituirá un elemento clave en el proceso de definición de los espacios de

Dominio Público como se establece en el Decreto con Fuerza de Ley de Zonas Costeras (2001) y el Decreto del Plan de Ordenación y Gestión Integrada de las Zonas Costeras (2010), de igual manera fortalecerá el proceso de GIZC, mediante el conocimiento científico sobre las playas, además de incorporar a los Comités de Trabajo de las Zonas Costeras a nivel Estadal en la aplicación de la metodología. Este innovador enfoque posiciona a Venezuela a la vanguardia respecto a la gestión integrada de estos espacios.

BIBLIOGRAFÍA • Barragán, J., 1994, Ordenación, Planificación y Gestión del Espacio Litoral, Oikos‐tau, España, 299 p. • CORPORACIÓN DE TURISMO DE VENEZUELA, (S/F).Balnearios, 26 p. • De la Peña Olivas, J. M, 2007, Guía técnica de los estudios litorales (Manual de costas), Colegio de Ingenieros de Caminos, Canales y Puertos. España. • GACETA OFICIAL DE LA REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA Nº 37.319, 2001, • Decreto con Fuerza de Ley de Zonas Costeras, Decreto Nº 1.468 de fecha 08 de abril de 2005, Caracas, Venezuela. • GACETA OFICIAL DE LA REPÚBLICA DE VENEZUELA N° 3.238 EXTRAORDINARIO, 1983. Ley Orgánica para la Ordenación del Territorio. Caracas, Venezuela. • REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA ‐ MINISTERIO DEL PODER POPULAR PARA EL AMBIENTE. 2010. Plan de Ordenación y Gestión Integrada de las Zonas Costeras de Venezuela. El Plan ‐ Proyecto de Decreto. Despacho del Viceministro de Ordenación y Administración Ambiental ‐ Dirección General de Planificación y Ordenación Ambiental ‐ Dirección Técnica de las Zonas Costeras. Caracas, Venezuela, 98 p. • Shepard, P., 1973, Submarine geology. Harper and Row, Segunda edición, New York, 557 p.


750

2.35. LA PALMA AFRICANA ESPECIE EXÓTICA E INVASORA EN LOS HUMEDALES COSTEROS MARINOS DE LA VERTIENTE CARIBE DE

HONDURAS

J. Carrasco¹, R. Flores² 1 Instituto de Ciencias para el Estudio y Conservación de la Biodiversidad, Alvarado 1912‐A, La Ceiba, Honduras. [email protected]; [email protected]. 2 Red Ecologista Hondureña para el Desarrollo Sostenible, El Iman 87, La Ceiba, Honduras. [email protected]. Palabras clave: humedal costero marino, gestión costera, especie exótica e invasora monocultivo, palma africana. RESUMEN

El monocultivo de la Palma Africana (Elaeis guianensis) tiene sus inicios en Honduras en 1923, cuando la United Fruit Company empresa estadounidense introduce en el Jardín Botánico de Lancetilla plantaciones experimentales para evaluar nuevos cultivos tropicales en Centroamérica.

A este monocultivo se le han dado atributos ecológicos como sumideros de carbono, fuente de biocombustibles, corredores biológicos y hasta de bosques; la realidad es otra. En Honduras el monocultivo se ha extendido por aproximadamente en el 95% de los litorales lagunares, planicies de inundación y humedales costeros marinos en el Caribe; en su mayoría humedales protegidos como la Reserva del Hombre y La Biosfera de Río Plátano (Patrimonio de la humanidad), incluyendo 5 de los 6 humedales Ramsar e incluso se le ha encontrado en sistemas insulares protegidos como la Isla de Guanaja, posiblemente acarreada por el mar. Actualmente los principales valles para la producción de alimento están ocupados mayormente por el monocultivo y así pero en menor porcentaje suelos de vocación forestal.

Hoy día los humedales costeros están fragmentados en especial los ubicados al oeste de la Biosfera de Río Plátano, forman pequeños parches rodeados de hábitats modificados por el monocultivo, siendo el ecosistema más afectado el Bosque Inundable de Agua Dulce, en esta zona por cada hectárea de humedal protegido existen 2 hectáreas de Palma Africana; la que se ha extendido por las tierras bajas del Caribe por siembra directa y por invasión.

Los mecanismos que favorecen la dispersión e invasión son: Los Ríos durante las avenidas, siendo este el mayor dispersor debido a que el 80% de las siembras ocurren sobre llanuras de inundación con elevaciones menores a 20 msnm, así también las aves (Quiscalus spp, Cathartes spp), mamíferos (Cebus capucinus, Tayassu tajacu, Procyon lotor, Nasua narica) la dispersan y durante el acarreo de la fruta a las plantas procesadoras en camiones de donde las semillas caen y crecen a orillas de las carreteras, convirtiéndose en nuevos focos de dispersión.

Se midió el poder invasivo de la palma en 2009, para lo cual se establecieron parcelas en tierras intervenidas en el Refugio de Vida Silvestre Cuero y Salado y Parque Nacional Jeannette Kawas, los resultados en Cuero y Salado fueron densidades de 400 palmas adultas y 141 mil menores de 30 centímetros/hectárea y en Jeannette Kawas densidades 1,500 palmas adultas/hectárea, dominando el 100% de la cobertura del suelo. Se identificaron potenciales medidas reducir los impactos: ordenamiento territorial con la exclusión de las zonas litorales con elevaciones menores a los 20 msnm, uso actual y vocacional del suelo, establecer un límite a la extensión del monocultivo; también se sugiere que los organismos financieros exijan estudios de evaluación de impactos ambiental previos a emitir financiamientos que fomentan la siembra de Palma Africana. Sin embargo el gobierno ha creado políticas que favorecen la expansión del monocultivo.


751

1. INTRODUCCIÓN

En Honduras la gestión de los recursos costeros carece de una legislación que integre los diferentes usos del territorio. En la costa Caribe el Estado ha priorizado el desarrollo de cuatro sectores importantes para el desarrollo nacional: a) Conservación de recursos costeros mediante la creación y priorización de las áreas protegidas más importantes del país, b) desarrollo turístico mediante la estrategia nacional de turismo sostenible que prioriza a la costa Caribe, c) sector hidro‐energético, mediante la creación de incentivos económicos y modificaciones a la legislación ambiental, y d) la siembra del monocultivo de la palma africana, mediante la creación de incentivos económicos y convenios internacionales.

En el mismo espacio y tiempo se están desarrollando cuatro sectores productivos pobremente planificados y mucho menos existe una idea de ordenamiento o integración entre ellos. Siendo evidente la sub valoración de las áreas protegidas costeras, a la hora de decidir frente al alto valor dado a los otros sectores. En el presente estudio se hace manifiesto la divergencia entre el desarrollo de monocultivos de Palma Africana (Elaeis guianensis) y la conservación de las áreas protegidas marino costeras.

El monocultivo de la Palma Africana tiene sus inicios en Honduras en 1923, cuando la United Fruit Company empresa estadounidense introduce en el Jardín Botánico de Lancetilla plantaciones experimentales para evaluar nuevas siembras tropicales en Centroamérica.

A este monocultivo se le han dado varios atributos ecológicos, pero la realidad es otra. En Honduras el monocultivo se ha extendido por aproximadamente el 95% de los litorales lagunares, planicies de inundación y humedales costeros marinos en el Caribe; en su mayoría humedales protegidos como la Reserva del Hombre y La Biosfera de Río Plátano (Patrimonio de la humanidad), incluyendo 5 de los 6 humedales Ramsar e incluso durante la presente investigación se la ha encontrado en sistemas insulares protegidos como la Isla de Guanaja, posiblemente acarreada por el mar.

Los humedales costeros han sido fragmentados, en especial los ubicados al oeste de la Biosfera de Río Plátano, forman pequeños parches rodeados de hábitats modificados por el monocultivo, siendo el ecosistema más afectado el bosque inundable de agua dulce. En esta zona por cada hectárea de humedal protegido existen dos hectáreas de Palma Africana; la que se ha extendido por las tierras bajas del Caribe por siembra directa y la extendida por invasión.

Hoy día (2008) el monocultivo abarca aproximadamente 150,689.75 hectáreas (ha) distribuidas por toda la costa Caribe, el centro y occidente de Honduras. Se ha extendido por las principales tierras de vocación agrícola destinadas originalmente a la producción de alimento y como especie exótica e invasora ha prosperado en todas las áreas protegidas de las zonas costeras del Caribe. Inicialmente el monocultivo estuvo restringido a zonas planas; actualmente existen plantaciones en áreas montañosas en suelos de vocación forestal que según la legislación hondureña no son sujetos a reforma agraria.

Ha causado la degradación de ecosistemas naturales he intervenido en espacios protegidos y no protegidos, entre los que se encuentran planicies costeras de inundación y humedales costeros. De los ecosistemas protegidos afectados por siembra e invasión, al menos cuatro son de interés internacional; el Parque Nacional Jeannette Kawas y el sistema lagunar Los Micos, Parque Nacional Punta Izopo, Refugio de Vida Silvestre Cuero y Salado, todos humedales marino costeros inscritos en la convención Ramsar y la Reserva del Hombre, y la Biosfera de Río Plátano (RHBRP) patrimonio de la humanidad (UNESCO). En general el monocultivo y plantas invasoras se han extendido por toda la costa norte del país en 16 de los 18 departamentos del país.

La proyección del gobierno a través de la Secretaria de Agricultura y Ganadería y en especial la empresa privada nacional e internacional, es desarrollar más plantaciones en la costa norte del país, incluyendo unas 50 mil ha sobre las planicies costeras y llanos en la Moskitia, incluyendo la RHBRP, Parque Nacional Patuca y sistema lagunar Karataska e incluso la instalación de plantas extractora de


752

aceite; cabe resaltar que en esa zona del país viven de la caza, pesca y agricultura de subsistencia cuatro grupos étnicos: Misquitos, Tawuakas, Pech y Garifunas.

Aunque a la fecha las plantaciones de Palma Africana no se han establecido fuertemente en la Moskitia (200 ha. en Los Llanos Puerto Lempira y aguas arriba en el río Patuca), la especie ya ha invadido y prosperado sobre esta región; hoy se le encuentra dispersa y establecida en los humedales bosques pantanosos, en las riveras de ríos, llanuras de inundación de toda la región Miskita.

En 2008, el gobierno de Honduras firmo un convenio con el gobierno de Malasia y creó una ley para incentivar la producción y consumo de los “biocombustibles”, de igual forma se han creado productos financieros por algunos bancos, entre estos el Banco Centroamericano de Integración Económica (BCIE); todo esto sin considerar seriamente las variables socio ambientales como lo manda la Ley General del Ambiente, los decretos de las áreas protegidas, convenio 169 de los pueblos indígenas y tribales, Convenio sobre diversidad biológica, convenio relativo a los humedales de importancia internacional Ramsar y en general en el marco de desarrollo sostenible el vacío existente en la gestión costera integrada por falta de políticas públicas. Todo esto incrementa la vulnerabilidad de los ecosistemas circunscritos.

Las grandes corporaciones productoras y extractoras de aceite de Palma Africana constantemente intentan vender a las autoridades y a la opinión pública que el monocultivo es la solución a los problemas energéticos del país, asimismo, le atribuyen innumerables valores ambientales o ecológicos, entre los argumentos que se manejan están: fuente de biocombustibles y captura de carbono, término de “bosque” de Palma Africana, corredores biológicos, entre otras etiquetas ecológicas.

Lo cierto es que en la costa Caribe de Honduras se han deforestado, fragmentado y drenado miles de hectáreas de humedales para el establecimiento de la Palma Africana, sin la respuesta adecuada de la Secretaria de Recursos Naturales y Ambiente (SERNA), ni de la sociedad civil organizada. 2. OBJETIVO

Evidenciar la necesidad de un plan estratégico para la gestión costera integrada del Caribe de Honduras. 2.1 Objetivos específicos

Identificar la afectación de los humedales y otras zonas marino costeras protegidas y no protegidas por la expansión del monocultivo de la palma africana.

Promover el trabajo entre los diferentes sectores productivos enmarcado dentro de una planificación y gestión integradas de la costa Caribe de Honduras.

3. METODOLOGÍA • Recopilación y análisis de información secundaria. • Realización de visitas de verificación en campo. • Análisis del marco legal sobre producción de biocombustibles. • Realización de entrevistas con actores claves en el tema a nivel institucional, empresarial, ONGs y

comunitarios. • Establecimiento de parcelas y transectos para determinar la capacidad invasora de la especie. 4. RESULTADOS 4.1 Análisis de contexto


753

Ámbito Internacional: La Palma Africana es originaria de África Oriental, pero en la actualidad se ha extendido su siembra a diversas partes del mundo, a tal grado que en el año de 1997, eran más de 6.5 millones de hectáreas sembradas en países como: Malasia (que genera el 50% de la producción mundial), Indonesia, Nigeria, Guinea, Tailandia, Nueva Guinea, Filipinas, Camboya, La India, Islas Salomón, República Democrática del Congo, Costa de Marfil, Gabón, Gambia, Liberia, Senegal, Tanzania, Guinea Ecuatorial, Burundi, Togo, Uganda, etc. En América Latina, países como Ecuador, Colombia, Brasil, Perú Venezuela, Costa Rica, Guatemala, República Dominicana, Honduras, Nicaragua, Panamá, Surinam, Guyana y México.

La siembra de la Palma Africana se ha extendido a nivel mundial, porque para aquellos gobiernos de países endeudados representa la posibilidad de introducción de divisas provenientes de la exportación de la Palma; representa una inversión rentable para el sector empresarial internacional (las empresas que dominan el mercado mundial de Palma Africana son: Unilever, Procter & Gamble, Kenkel, Cognis y Cargill), por la mano de obra barata, por la compra y/o renta barata de la tierra, por la falta de un control ambiental efectivo, por las grandes posibilidades de apoyo financiero de las multilaterales, por el corto tiempo que media entre la siembra, el crecimiento y la cosecha, y por el amplio mercado cada vez más en expansión a nivel mundial.

La producción de Palma tiene sus impactos socio‐ambientales por la forma, el modelo y por quien los implanta. En la mayoría de los casos es el Banco Mundial (BM), el Fondo Monetario Internacional (FMI), Programa de las Naciones Unidas para el Desarrollo quienes la promueven o son grandes empresas transnacionales que procuran su siembra y se benefician de ella, porque es una siembra rentable orientada a la exportación, producción y comercialización mundial de aceites de Palma.

Según cifras de la FAO (datos de FAOSTAT, 2004) para el 2002, la producción mundial de fruto de aceite de Palma ha sido de 131.122.544 toneladas métricas. De estas, han sido extraídas 26.091.245 toneladas de aceite de Palma y 3.166.298 toneladas de aceite de palmiste, siendo Malasia (41.5 %), Indonesia (36.5 %), Nigeria (3.8 %) y Tailandia (2.9 %) los principales países productores.

Los 15 mayores importadores de aceite de Palma son: India, China, Pakistán, Holanda, Alemania, Reino Unido, Nigeria, Malasia, Bangladesh, Japón, Kenya, Italia, Rusia, Francia y Singapur. A nivel mundial, los aceites de Palma representan en 2001, el 52% del comercio mundial de aceites vegetales, seguido de la soja con 23%, Girasol 8%, Coco 7%, Colza 4%, otros 6%.

Ámbito Nacional: La historia de la Palma Africana o aceitera en América Central está íntimamente ligada a la historia misma del grupo económico de la empresa United Fruit Company. Preston y Keith, dos empresarios norteamericanos que a partir de 1870 y durante 20 años se dedicaron a la plantación y exportación de bananas hacia los Estados Unidos, en 1899 se fusionaran en la United Fruit Company (UFCO) en busca de diversificar sus plantaciones y aumentar sus ganancias.

En 1923, la compañía formo un departamento de investigación y una estación experimental (ambos en Honduras), con el objetivo de introducir y evaluar nuevos siembras tropicales en Centro América. A partir de 1942, la UFCO acumulo experiencia e información considerable sobre la extracción y el procesamiento del aceite de la Palma Aceitera y se hicieron estudios estimativos de la producción de aceite por área, para lo cual se enviaron numerosas muestras a EEUU. Los resultados fueron tan halagadores que la UFCO inició sus plantaciones comerciales.

En 1962 se entro en un periodo de fuerte incentivación a la siembra por parte de UFCO y la década de los sesenta se caracterizo por la adopción de una serie de medidas para expandir las plantaciones. De la misma forma que en Costa Rica adquirió al grupo NUMAR en 1965 para procesar y comercializar aceites vegetales, integrando así verticalmente su negocio, y estableciendo unidades de procesamiento en Honduras en 1967, la UFCO compro en Nicaragua la Compañía Aceitera Corona en 1969.

En 1971 la siembra se extiende al Valle del Bajo Aguan como parte del proceso de Reforma Agraria, impulsado por el Instituto Nacional Agrario. En 1976 se introduce la siembra en Guaymas, El Negrito, Yoro. La Palma Africana que se cultiva en Honduras es utilizada para la producción de aceites y grasas a nivel industrial; pero a partir del primer trimestre del 2006 se empieza a utilizar para la producción de “biodiesel”.


754

4.2 Especie exótica invasora

El Convenio Internacional sobre la Diversidad Biológica define una Especie Exótica Invasora (EEI) como “aquella introducida que prospera sin ayuda directa del ser humano y amenaza a hábitats naturales o semi‐naturales fuera de su área natural de distribución”. El adjetivo “exótico”, en términos científicos, hace referencia solamente a su origen extranjero. “Son especies generalistas (que se adaptan a cualquier hábitat), que se reproducen rápido; que son fuertes y depredadoras”, puntualiza la ecóloga Rico. Hoy por hoy a las especies invasoras se les atribuye como la segunda causa por pérdida de biodiversidad en el mundo.

La Palma Africana es una especie exótica invasora; se evidencia en los sistemas de humedales a todo lo largo de los 671 kilómetros de la costa Caribe de Honduras, desde el Río Motagua frontera con Guatemala hasta el río Segovia frontera con Nicaragua. Mediante recorridos de campo realizados entre febrero y mayo de 2008, por la zona costera, se observó el crecimiento denso de PA, en el 99% de las riveras y llanuras de inundación de ríos y en el 100% de las lagunas costeras.

Entre los factores que favorecen el éxito de la Palma Africana fuera de las plantaciones o en otros ecosistemas, es la viabilidad y la alta disponibilidad de bancos de semillas, las mejoras genéticas, los mecanismos de dispersión y las condiciones propias del clima tropical en Honduras. Por ejemplo en condiciones optimas la producción llega a las 20 tonelada/ha/año, en racimos de entre 15 y 20 kilogramos, cada racimo produce una cantidad de entre 1000 y 4000 semillas. 4.3 Mecanismos de dispersión de la palma africana

Uno de los principales problemas y retos para controlar la invasión, lo representan los mecanismos de dispersión de las semillas sin ayuda antrópica directa. Como resultado de este estudio se identificaron tres mecanismos de dispersión más la combinación potencial que se da entre ellos: • Los realizados por fauna o por zoocorria (mamíferos y aves). • Por el agua o por hidrocorria (drenajes, inundaciones, ríos, lagunas y posiblemente vía marítima)

• Durante el transporte de la fruta de las fincas hacia las plantas extractoras. El control es complejo debido a los mecanismos de dispersión más la disponibilidad de semillas

generada en las plantaciones, áreas invadidas y áreas urbanas donde se utiliza como palma ornamental.

Zoocorria: Debido a que el fruto de la Palma Africana es rico en grasas y energía, es abundante y esta fácilmente disponible para ser consumido por diversidad de mamíferos y aves. Entre la fauna que dispersa las semillas de Palma Africana, están varias especies de aves, este grupo es considerado el principal medio de transporte a zonas alejadas de las plantaciones incluyendo laderas de zonas altas o no inundables.

Durante las giras de investigación se converso al respecto con personas que trabajan en campo, asimismo se observo varias especies de aves comiendo semillas de Palma Africana insitu y otras trasladando las semillas de Palma Africana, entre las que están zanates (Quiscalus spp), zopilotes (Coragyps spp), zopilote palomas (Columba spp), chileros (Pitatus sulfuratus). En cuanto a mamíferos silvestres se ha observado a los cerdos de monte (Pecari tajacu), monos capuchino (Cebus capucinus), mapaches (Procyon lotor), coaties (Nasua narica), ardillas (Sciurus spp) entre otros. Este mecanismo de dispersión sobrepasa los límites físicos de las cuencas hidrográficas.

Hidrocorria: el agua, posiblemente sea el mecanismo que más semillas dispersa dentro de un área definida por los límites físicos de las cuencas hidrográficas ya sean sistemas de drenaje naturales o artificiales. Además la semilla oleaginosa flota facilitando la fácil dispersión o transporte. Gran parte de la Palma Africana está sembrada en zonas inundables, que requieren drenajes para mantener los niveles freáticos bajos durante la época de estiaje, sin embargo durante la época lluviosa en los meses septiembre, octubre y noviembre estas áreas se inundan por varios días formándose fuertes


755

escorrentías, llevándose plantaciones y semillas maduras desprendidas; ejemplos obvios son las inundaciones provocadas por los ríos Ulúa, Chamelecón, Aguan, Lean, San Alejo y Sico que son las zonas donde están las más extensas plantaciones de Palma Africana.

Este mecanismo cosiste, en que las semillas que caen o son acarreadas por el agua ya sea a través de ríos, canales de drenaje, lagunas, lagos, inundaciones y posiblemente incluso por vía marítima, ya que se le observa creciendo en playas a los largo de la costa, al ser depositadas forman bancos de semillas, siendo los crecimientos de plántulas densos y dominantes. Es importante resaltar que las épocas de inundación coinciden con los picos de producción por lo que la cantidad de semillas acarreadas es gigantesca así como las pérdidas económicas para los palmeros (productores de palma africana) y los efectos sobre el ambiente.

Lo anterior genera tres preguntas: ¿Es realmente rentable la siembra de Palma Africana en zonas inundables?, ¿se pueden minimizar la dispersión de semillas si se siembra Palma Africana en zonas no inundables?, ¿se pueden evitar los costos de la construcción de infraestructura cara y dura como drenaje y bordas de contención y la destrucción de humedales si se siembra Palma Africana en zonas no inundables?

Una característica de este tipo de dispersión, es que las semillas acarreadas por las corrientes de agua son depositadas y acumuladas en altas densidades formando bancos de semillas en los litorales lagunares, riberas y en llanuras de inundación; ejemplos de lo anterior se pueden ver en el litoral norte de la lagunas de Los Micos, Canal Los Espejos en Cuero y Salado, litoral sur y norte de la laguna de Ibans, laguna de Brus y en las llanuras de inundación de los ríos Chamelecón, Ulúa, Lean, Aguan, Plátano, Patuca, Sico, así como, en cualquier otro sistema fluvio‐lagunar de la costa Caribe de Honduras.

Acarreo y transporte: El transporte de las plantaciones a la planta extractora, generalmente se hace utilizando camiones con carrocería de madera o metal, descubierta de la parte superior, con espacios laterales, aquí la fruta se transporta semiprotegida, por lo cual durante el viaje, que en ocasiones puede durar varias horas e incluso días, los frutos suelen caer, dispersándose a orillas de las carreteras, esto se puede observar al viajar de la ciudad de El Progreso hasta Iriona, Colon, o rumbo a Guatemala por la carrera C13, en estos trayectos se pueden observar Palmas Africanas creciendo a orillas de las carreteras.

Como parte de esta investigación se definió un transepto de 82 kilómetros a lo largo de la carretera por aproximadamente 12 metros a cada lado definido por la ubicación de los cercos de las propiedades ubicadas a orillas de la carretera, contabilizando 324 Palmas equivalentes a 4 Palmas por cada kilómetro o dos punto tres (2.3) hectáreas si se considera que la densidad de siembra para una hectárea comercial es de 143 plantas.

Este proceso de dispersión se combina generalmente con el mecanismo realizado por las aves, ya que estas recogen el fruto para consumir su pulpa oleaginosa. Así también, se puede combinar con el transporte por el agua cuando la semilla que sale del camión de transporte cae en un río o una zona inundable.

El sector del Sitio en el RVSCS es una zona pantanosa con bosque secundario de más de 10 años. En mayo/2008, se establecieron dos parcelas, con el objetivo de medir densidad de Palmas productoras y plántulas menores de 30 centímetros. Se determino que la densidad de Palmas productoras fue de 400 por ha y 127 plántulas por un área de nueve m².

En el tras playa, en la comunidad de Barra Vieja en el Parque Nacional Jeannette Kawas (PNJK), se observaron densidades de hasta 1,150 Palmas Africanas adultas por ha el equivalente a 8 hectárea de plantación comercial. Es evidente que la Palma Africana altamente agresiva dominando completamente la cobertura del suelo. La densidad es tan alta que los pobladores locales están domesticando las plantas silvestres, dándoles manejo agronómico similar al que se le da una plantación comercial; esto se evidencia en la comunidad Garífuna de Tornabé en el PNJK, en la Tela, Atlántida.

En áreas como El Sitio en el RVSCS, el litoral norte de la laguna de Los Micos y algunas zonas del Litoral Norte de la laguna de Ibans, la Palma Africana es la especie dominante. En algunas zonas se puede observar el crecimiento en núcleos cerrados, donde de una primera Palma Africana nacen


756

otras alrededor y otras alrededor de las anteriores y así sucesivamente, formando grandes masas impenetrables de hasta cientos de metros cuadrados. La gran densidad de raíces a parte de limitar el crecimiento a otras especies también modifica los drenajes y la estructura del suelo.

En ecosistemas dinámicamente estables, se observa menos densidades de Palma Africana invasoras que en las zonas intervenidas; sin embargo en el canal y en el cayo Santa Elena y canal ancho, en laguna de Los Micos zona núcleo del PNJK se pueden observar Palmas creciendo en medio del manglar (Rhizophora mangle) abriéndose paso en un medio estuarino, en medio de un soto bosque dominado por helecho de pantano (Acrostichum aureum). Asimismo se le puede ver dentro de humedales boscosos de agua dulce y en las laderas y bosques del PNPB, RVST y PNND.

4.4 Deforestación, drenaje de humedales

El 16.4 % del territorio nacional corresponde a planicies costeras del Caribe, con alturas entre el menos un metro (‐1) hasta los 30 metros sobre el nivel del mar (msnm), las geoformas originalmente dominantes fueron humedales boscosos de agua dulce y las lagunas costeras; los suelos son de origen aluvial, pantanosos y arenosos. En alturas menores a los 16 msnm los suelos tienden a permanecer anegados y, entre los 20 y 30 msnm suelen ser inundados por llenas anuales como es el caso de los bajos de río Lean, Valle de Sula, Valle del Aguan, por periodos de entre un día hasta varias semana. El gradiente hidráulico de los ríos en general es menor de 50 centímetros por kilómetro.

En condiciones óptimas para la siembra de Palma Africana se requiere de un nivel freático de al menos cien centímetros de profundidad. Como se evidencia en el mayor porcentaje de las plantaciones que se ubican en humedales marino costeros, donde el nivel freático permanece por encima del suelo en muchos casos al menos seis meses al año, por lo que el drenaje de estos humedales es una práctica común para los palmeros.

Desde 1950, compañías transnacionales norte americanas, han cambiando el uso del suelo en las zonas más altas sobre las planicies costeras. Inicialmente tuvieron lugar deforestaciones y drenajes de los humedales en los valle de Sula y Aguan para la Siembra de banano (monocultivo de exportación). Con el tiempo y después de muchos ensayos y errores optaron por abandonarlas debido a las condiciones permanentes de anegamiento, es el caso del sector del Ramal del Tigre al sur de la zona núcleo del PNJK.

Un claro ejemplo de drenaje lo representa la canalización del río San Alejo en el PNJK, este fue canalizado por cinco kilómetros en su último tramo antes de desembocar en la laguna de Los Micos. Gran parte de las fincas de la empresa Agroindustrial Tornabé (AGROTOR) del grupo JAREMAR, se desarrollan sobre la llanura de inundación de la laguna de Los Micos y parte baja del río San Alejo. Para que el área fuera apta para el establecimiento del monocultivo se construyó una extensa red de drenajes y se canalizó el río. Originalmente el río San Alejo en su parte baja era meandriforme o sinuoso, al canalizarlo se destruyeron las trampas naturales de los sedimentos provenientes de la cuenca y los provenientes de la construcción y el mantenimiento de las redes de drenaje.

La mayor cantidad de sedimentos y la libre circulación sobre el cauce modificado, trajo como consecuencia que en la desembocadura del río San Alejo se formara un abanico aluvial progradando o rellenando la laguna de Los Micos. Actualmente el área del abanico aluvial supera las 100 ha o sea 100 ha menos de espejo de agua y continua avanzando. Otro resultado de la canalización es que el frente de progradación sedimentaria avanza más rápido sobre la laguna que la capacidad de colonización que tienen las especies de flora local como los manglares; por lo que el abanico aluvial está siendo colonizado por plantas pioneras como gramíneas, sauces (Salix spp) y Palma Africana.

La siembra de Palma Africana en humedales, lleva un proceso de transformación absoluta; el área en su totalidad es deforestada, después se procede a acumular la vegetación en surcos se trazan calles de acceso, se construyen redes de drenaje secando criques (ríos pequeños lenticos), pequeñas lagunas y meandros desconectados; se rellenan las áreas más bajas: en este proceso mueren tortugas peces, cocodrilos entre otros.

En general el establecimiento del monocultivo se realiza sin ningún tipo de evaluación de impacto ambiental. La deforestación y el drenaje destruyen por completo los sistemas de humedales


757

costeros, así como, los bienes y servicios que estos proveen a la sociedad. Hoy por hoy la situación es alarmante, la destrucción ha llegado a un nivel donde los humedales boscosos de agua dulce están en peligro de desaparecer.

La construcción de extensas redes de drenaje, avenan agua durante todo el año; por gravedad drenan las áreas de siembra y humedales aledaños (evidente en el RVSCS y PNJK), que sumado al efecto de borde y fragmentación causado por la deforestación crean alteraciones en la dinámica del ecosistema de humedal, reduciendo o eliminando los periodos de inundación o anegamiento requeridos para el cumplimiento de procesos ecológicos vitales.

4.5 Fragmentación y aislamiento

Se estima que sobre las planicies costeras del Caribe hondureño, entre los departamentos de Cortes, Atlántida y Colón, existen unas 221 mil ha de Palma Africana, distribuidas entre plantaciones y áreas invadidas. Al tiempo que el Gobierno y la sociedad civil han creado áreas protegidas con las que se pretende conservar unas 279 mil ha bajo la estrategia de áreas protegidas (AAPP), en el área total que incluye zonas núcleos y zonas de amortiguamiento, se protege aproximadamente el 50% ó 139 ha distribuidas en ocho AAPP, con las que se pretende conservar muestras representativas de los ecosistemas naturales; el otro 50% corresponde a zonas de amortiguamiento, como por ejemplo en el PNPI solamente el 13% es zona núcleo y 87% zona de amortiguamiento.

Debido a que las plantaciones del monocultivo se han establecido en un 96 % sobre las planicies costeras entre los departamentos de Cortes y Colón, los ecosistemas más amenazados y afectados por fragmentación son los costeros y marinos, o sea, humedales boscosos de agua dulce y manglares. Del total protegido (139 mil ha), solo el 36% está representado en este tipo ecosistema, de los cuales el 77% se encuentran en el PNJK y un 23% distribuido entre RVSCS, PNPI, Laguna de El Cacao y laguna de Guaimoreto. Por los que las zonas núcleos de las AAPP marino costeras representan aproximadamente el 25% de la extensión del las áreas sembradas e invadidas con Palma Africana.

Las condiciones de desarrollo de monocultivos como el coco, piña, banano y actualmente la Palma Africana sobre las planicies costeras del Caribe hondureño, ha provocado la fragmentación de humedales boscosos de agua dulce, humedales de vegetación emergente y manglares. Los remanentes de estos ecosistemas han sido declarados AAPP a la vez que estos se encuentran rodeados de hábitats transformados por monocultivos y desarrollos urbanos.

La disminución de la cobertura boscosa, reduce no solo la diversidad de hábitats a nivel de cada área, sino que afecta al total de hábitats disponibles a nivel regional. Por su parte, la reducción del área total afecta directamente a aquellas especies que necesitan hábitats continuos de gran tamaño para poder mantener sus poblaciones viables, además de la fragmentación, la extinción puede verse acelerada por la vulnerabilidad que adquieren estas poblaciones a otras intervenciones humanas, como la cacería (Kattan G). En los parches de humedales remantes como son el RVSCS, PNPI, laguna de El Cacao y la laguna de Guaimoreto es casi un hecho la extinción de fauna como jaguar (Panthera onca), oso caballo (Myrmecophaga tridactila), danto (Tapirus bairdii), jaguilla (Tayassu pecari) entre otros.

4.6 Contaminación acuática

En Honduras entre el 2006 y 2007, el Fondo Mundial (WWF) realizo estudios sobre contaminación por agroquímicos y daños al Sistema Arrecifal Mesoamericano, encontrando que existía bioacumulación de agroquímicos en diferentes organismos marinos, así mismo, se determino que uno de los principales orígenes de estos agroquímicos son las plantaciones de Palma Africana.

Los resultados obtenidos fueron la base para que en junio de 2007, se firmara un convenio entre el grupo JAREMAR y la WWF; para la implementación de mejores prácticas de manejo del monocultivo a fin de disminuir las cantidades de agroquímicos que llegan al SAM. La iniciativa es importante, sin embargo se requiere de una base legal, así como, el incluir más áreas y nuevas tecnológicas para reducir los impactos por contaminación.


758

4.7 Gestión integrada

Honduras cuenta con iniciativas vigentes y en proyecto que se vinculan en mayor y menor grado con la gestión de recursos marinos y costeros, entre estas: Estrategia nacional de ecoturismo; estrategia nacional de biodiversidad, ley general del ambiente, ley general de pesca, inventario de humedales, política nacional de humedales, ley de la marina mercante, ley de conservación forestal, áreas protegidas y vida silvestre, convenios internacionales, como el convenio de biodiversidad, convenio de humedales de importancia internacional, proyectos transnacionales con países vecinos, entre otras. Sin embargo carece de una estrategia específica para la gestión integrada de la zona marino costera, lo que pone al país en una situación precaria por las divergencia en sus planes de desarrollo sectorial siendo muchas veces antagónicos, como es el caso de la conservación de áreas protegidas costeras y los desarrollos de monocultivos, turismo y energía hidroeléctrica. En muchos de los casos los incentivos generados por el Estado están en contraposición a los objetivos de conservación.

5. RECOMENDACIONES

Formular una estrategia de gestión integrada de los recursos marinos y costeros de Honduras. Esta estrategia deberá incluir aspectos como: no sembrar palma africana a menos de 20 metros sobre el nivel del mar en zonas costeras o llanuras de inundación de ríos, mejoras en las prácticas agrícolas de fertilización, cosecha y acarreo, generar un fondo ambiental alimentado con impuestos a la producción y comercio de palma africana; el mismo que deberá ser utilizado en procesos de control en áreas invadidas y restauración ecológica de áreas afectadas por la Palma Africana.

Formular una estrategia regional Centroamericana para la gestión de los riesgos generados al ambiente por palma africana y otras especies exóticas con alto poder invasor.

6. DISCUSIÓN

La Palma Africana es una especie exótica e invasora que ha sido distribuida por el hombre por acción directa como monocultivo e indirecta como especie invasora en casi el 100% de las áreas costeras del Caribe. Los monocultivos y las áreas invadidas se encuentran dentro y fuera de áreas protegidas muchas de ella de importancia internacional y todas importantes por su propia naturaleza para la manutención de procesos naturales vinculados en algunos casos a bienes de uso directo como las pesquerías.

El monocultivo de la Palma Africana que involucra grandes áreas de territorio, fuerte infraestructura de drenaje y alto poder de dispersión de semillas ha llevado al deterioro de la calidad de los humedales a lo largo del litoral costeros del Caribe hondureño. Entre los daños esta la deforestación, drenaje, fragmentación e invasión.

El monocultivo de la Palma Africana se desarrolla en toda Centroamérica, México y el Caribe y en muchos países del sur de América, África y Asia. El control y la gestión del riesgo al alto poder invasivo, recubrimiento de territorios y deterioro de la calidad ambiental, trastornos culturales y socio económicos causados por la Palma Africana en las zonas litorales o costeras, debe realizarse de forma conjunta bajo estrategias nacionales y regionales pudiendo estar relacionadas a procesos de certificación de productos verdes y comercio justo.

BIBLIOGRAFIA • Andrew. F. UICN‐CCAD‐CBM. 2001. Enlazando Paisajes: El Papel de los corredores biológicos y la conectividad en la conservación de la vida Silvestre.


759

• Ricardo.B. 2001. Monocultivo de Palma Africana aceitera: Impactos en Colombia y Ecuador”, Acción Ecológica, WRM, Uruguay, 2001. • Carrasco. J. 1995. Tesis, Evaluación de metodologías de fertilización de las plantaciones de Palma Africana, San Alejo, Honduras. • Carrasco. J. 2003. Informe sobre impactos de la Palma Africana en el Parque Nacional Puna Izopo. Honduras. • Carrasco. J, AFE – COHDEFOR, PROLANSATE. 2004. Plan de Manejo Parque Nacional Jeannette Kawas, Fundación PROLANSATE, 2004. • Carrasco. J, AFE – COHDEFOR, PROLANSATE. 2004. Plan de Manejo Parque Nacional Punta Izopo, Fundación PROLANSATE, 2004. • Carrasco. J, RAMSAR, INFOHUMEDAL 4, Número 3, Diciembre. 2009. La Palma Africana una Especie Exótica e Invasora en los Humedales de la vertiente del Caribe de Honduras. • SNV. 2007. Consulta sobre Biocombustibles en el Bajo Aguan. Honduras. • Defensoría del Pueblo de Colombia. 2006. Informe de seguimiento a la resolución Defensorial No. 39 del 2 de junio de 2005. Violación de Derechos Humanos por siembra de Palma Africana en territorios colectivos de Jiguamiandó y Curvaradó. • Francois. H. 2001. La Palma Africana, un Proyecto mundial, social y Ecológicamente destructor. • Programa de las Naciones 2004‐2006. Informe sobre Desarrollo Humano. Honduras. • García. F. 2005. Nos comemos el mundo: Deuda Ecológica y soberanía alimentaria. Revista Pueblos. • Greenpeace Internacional. 2006. Devorando la Amazonia. • Decreto No 144‐2007, Honduras. Ley para la Producción y Consumo de Bio‐combustibles. • Chidley. L. 2005. Indonesia. Invirtiendo para el desastre; la CFI y las plantaciones de Palma aceitera. Boletín Nº 93 del WRM, Abril 2005. Down to Earth. • Lassaletta. L, Rovira. J. 2005. Influencia de la agricultura industrial en el cambio global. El Ecologista. www.ecologistasenaccion.org ‐ Dpto. Interuniversitario 77 Revista Pueblos, septiembre de 2005. • Mingorance. F, Flaminia. M, Helene. L. 2004. El Cultivo de la Palma Africana en el Chocó, Legalidad Ambiental, Territorial y Derecho Humanos. Human Rights Everywhere‐Diocesis de Quibdo, Colombia. • World Rainforest Movement. 2001. El amargo fruto de la Palma Aceitera • Red Latinoamericana contra los Monocultivos de Árboles. 2006. La Convención de Biodiversidad y los monocultivos de árboles. • Oberhuber. T. 2004. Biodiversidad. Camino de la sexta gran extinción de especies. • Movimiento Mundial por los Bosques Tropicales (WRM). 2006. Palma aceitera, de la cosmética al biodiesel, La colonización continúa.


760

2.36. LA DIMENSIÓN SOCIAL EN LA GIZC: EXPECTATIVAS DE LOS USUARIOS EN DOS PLAYAS ANTAGÓNICAS DE LA COSTA BRAVA (MEDITERRÁNEO

ESPAÑOL)

J. P. Lozoya 1, R.l Sardá 1, J. A. Jiménez 2

1Centre d’Estudis Avançats de Blanes (CSIC). Carrer d’Accés a la cala Sant Francesc 14, 17300 ‐ Blanes, Girona, España, [email protected] , [email protected] 2Laboratori d’Enginyeria Marítima, ETSECCPB. Universitat Politècnica de Catalunya. C/ Jordi Girona 1‐3, Campus Nord ed. D1. 08034 ‐ Barcelona, España, [email protected] RESUMEN

Las playas son sistemas socio‐ecológicos que proveen diversas funciones y servicios, contribuyendo directa o indirectamente al bienestar del ser humano. Su gestión debería considerar todos los actores, aún cuando estos puedan ser muy diversos y sus modelos de gestión puedan parecer incompatibles, ya que el objetivo final debería ser común: lograr desarrollos ecológicamente sostenibles, económicamente eficientes y socialmente equitativos. En este sentido, la importancia de la dimensión social de la sostenibilidad, analizando cómo las sociedades interactúan con los sistemas naturales, es cada vez más notoria en la gestión de los recursos naturales. El principal riesgo de no considerar esta dimensión de los procesos integrados de gestión, es que los modelos resultantes difícilmente podrán ser implementados adecuadamente en un contexto social real.

En este sentido, el turismo costero es un buen ejemplo. Siendo un motor económico fundamental para muchos países y uno de los principales segmentos de esta industria a nivel mundial, la gestión costera ha priorizado la función recreativa frente a la natural o la de protección. Esto ha provocado una homogeneización de la gestión, diseñada principalmente para playas urbanas y semi‐urbanas (principal objetivos turísticos), pero aplicada de manera uniforme en todo tipo de playas. Asimismo, a pesar de haber sido destacado como un componente fundamental en los procesos de GIZC, el análisis basado en la opinión de los usuarios (bottom‐up approach) no ha sido realmente incorporado en dicha gestión. El no incluir esta dimensión en el análisis puede llevar a un error crucial: gestionar playas que son diferentes, con usuarios con distintas prioridades, como si fueran iguales, utilizando las mismas estrategias y buscando los mismos objetivos/visiones.

En este contexto, y asumiendo la opinión de los usuarios como un factor clave en la GIZC, el objetivo de este trabajo fue evaluar si las prioridades y las percepciones de los usuarios de dos playas “antagónicas” (i.e. Natural vs. Urbana) son realmente diferentes, y hasta que punto estas percepciones podrían ser recogidas en los objetivos de la gestión (e.g. conservación de la función natural, mejora de la función recreativa). Un total de 250 cuestionarios fueron recogidos durante el verano (Julio‐Agosto), tanto en la playa de Sant Pere Pescador (Parc Natural dels Aiguamolls de l’Empordà) como en la playa de S´Abanell (Blanes), permitiendo caracterizar y comparar el perfil de los usuarios, prioridades, motivaciones, percepciones y disponibilidad a pagar, de estas dos playas de la Costa Brava (Mediterráneo español).

1. INTRODUCCIÓN

Las playas son sistemas socio‐ecológicos donde las dimensiones físicas, ecológicas, sociales y

económicas interaccionan, generando servicios ambientales que los seres humanos toman de la Naturaleza para satisfacer sus necesidades y aumentar su bienestar (de Groot, 1992; Costanza et al, 1997; Farber et al, 2006; Ariza et al, 2008). A partir de lo propuesto por Berkes y Folke (1998), los sistemas socio‐ecológicos se definen como sistemas donde los seres humanos se encuentran interconectados con la Naturaleza, formando parte de ella y no aparte de ella, considerando arbitraria y artificial la clásica separación entre el sistema social y el sistema ecológico. En este


761

contexto, la comprensión y gestión de dichos sistemas requiere el esfuerzo y la interacción de tres grandes disciplinas que generalmente tienen una visión muy particular del mundo: la Economía, que en términos generales estudia de que manera el ser humano produce y consume los distintos recursos que satisfacen sus necesidades y mejoran su bienestar; la Sociología, que describe y analiza los comportamientos, las actividades sociales humanas, y sus instituciones; y la Ecología, que intenta comprender el papel de los seres vivos en el funcionamiento del mundo natural. En definitiva la correcta gestión de los sistemas socio‐ecológicos debería buscar un objetivo común considerando todos los actores: lograr desarrollos ecológicamente sostenibles, económicamente eficientes y socialmente equitativos (Tett et al, 2011).

Lograr un desarrollo sostenible en este balance entre objetivos ambientales, económicos y sociales, gestionando simultáneamente actividades y sectores tan diversos, implica una Gestión Integrada. Dicha gestión se basa en una serie de principios fundamentales comunes a la Gestión Basada en los Ecosistemas (EBM, por sus siglas en inglés). En el caso de la zona costera, podríamos destacar: reconocer los vínculos entre dicha zona, el mar y la tierra; considerar la necesidad de proteger ciertos ecosistemas; tener en cuenta los efectos acumulativos de las actividades humanas sobre los ecosistemas; basarse en el principio de precaución; integrar el conocimiento científico al conocimiento tradicional; y asegurar la participación de todos las partes interesadas (Curtin & Prellezo, 2010).

Sin embargo, si bien las dimensiones económicas y ecológicas de la sostenibilidad sí son habitualmente consideradas en los modelos integrados y las recomendaciones para futuras medidas de gestión, la dimensión social a menudo se suele dejar de lado. Ciertamente, la importancia de esta última, analizando cómo las sociedades interactúan con los sistemas naturales, es cada vez más notoria en la gestión de los recursos naturales, pero aún ocupa un lugar secundario y pocas veces es realmente considerada. El principal riesgo de no considerar esta dimensión en los procesos integrados, es que los modelos de gestión resultantes difícilmente podrán ser implementados adecuadamente en un contexto social real (Frazén, 2011).

En este sentido, el turismo costero y de playa es un buen ejemplo. El turismo es una de las industrias más importantes y con mayor crecimiento a nivel mundial, y a pesar de la diversificación de su mercado el turismo costero y de playa sigue siendo uno de sus segmentos dominantes (UNWTO, 1998; 2010) y un motor económico fundamental para muchos países como España (i.e. generando más del 10% del PIB anual) (Yepes, 2005). Sin embargo, tradicionalmente las playas no han sido vistas como sistemas socio‐ecológicos sino como lugares más o menos naturales donde desarrollar actividades hedónicas y socio‐culturales, priorizándose así la función recreativa frente a la natural o la de protección (James, 2000; Ariza et al, 2010). Esto ha provocado una cierta homogenización de la gestión de estos sistemas, aplicándose de manera uniforme y en todo tipo de playas ciertos estándares (e.g. Blue Flag, EMAS, ISO 14001) que fueron diseñados esencialmente para satisfacer los principales objetivos turísticos (i.e. playas urbanas y semi‐urbanas). Así miso, salvo algunas excepciones (e.g. Seaside Award, Green Coast Award), las playas naturales no han sido consideradas en estos estándares, o si lo han sido, no se han considerado sus particularidades, dándose nuevamente una clara prioridad a la dimensión económica.

Por otro lado, la dimensión social, y en particular el análisis basado en la opinión de los usuarios (bottom‐up approach), no ha sido realmente incorporada en la gestión de áreas litorales a pesar de haber sido destacado desde los años 90 como un componente fundamental en los procesos de GIZC (Morgan et al, 1993; De Ruyk et al, 1995; Pereira da Silva, 2004; Ernoul, 2010). La incorporación de estas opiniones y el conocimiento de los usuarios es capital ya que mejoraría la comprensión de los procesos ecosistémicos, aseguraría una mayor participación, un mayor cumplimiento y una menor vigilancia, legitimando toda la estructura de gestión (Curtin & Prellezo, 2010). En este sentido, los procesos de participación y co‐manejo deberían verse como algo más que un derecho democrático de los usuarios, ya que aseguran un proceso más equitativo y transparente, y evitan la brecha entre gestores y usuarios, lo que generalmente conduce a la mitigación de posibles conflictos y a una exitosa gestión (Jentoft, 2000). Sin embargo, estos enfoques basados en la comunidad implican un


762

cambio en la filosofía de gestión y la superación de una serie de limitaciones inherentes al actual modelo de Gobernanza, altamente sectorizado y principalmente orientado “de arriba hacia abajo” (Ellsworth et al, 1997). Así mismo, estos enfoques deberían basarse en un buen conocimiento y una buena educación acerca de los atributos inherentes a estos ecosistemas, especialmente aquellos que pueden clasificarse como naturales.

El no incluir esta dimensión en el análisis puede llevar a un error crucial: gestionar playas que son diferentes y que reciben usuarios con distintas prioridades, como si fueran iguales, utilizando las mismas estrategias, buscando los mismos objetivos y persiguiendo las mismas visiones (Vaz et al, 2009). En este contexto, y asumiendo la opinión de los usuarios como un factor clave para la gestión integrada de las áreas litorales, el objetivo de este trabajo fue evaluar si las prioridades y las percepciones de los usuarios de dos playas antagónicas (i.e. Natural vs. Urbana) son realmente diferentes, y hasta que punto estas percepciones podrían ser recogidas en los objetivos de la gestión (e.g. priorización de la función natural, mejora de la función recreativa).

2. MATERIALES Y MÉTODOS

2.1. Sitios de estudio

Este trabajo se realizó en dos playas antagónicas de la Costa Brava (Cataluña, España) (Figura 1).

La playa de Sant Pere Pescador fue elegida como la playa Natural, por ser una de las últimas playas de estas características de la Costa Brava, y por estar ubicada dentro del Parc Natural dels Aiguamolls de l’Empordà (PNAE). Esta playa tiene una longitud de unos 3.7 km y un ancho medio de 60 m, completando una superficie media de unas 23 ha. Es una playa abierta, de arenas finas (D50=0.23 mm), con una fuerte pendiente en la zona de baño y una tasa de evolución de la línea de costa de unos ‐3.5 m∙año‐1 (CIIRC, 2010), evidenciando una tendencia regresiva que podría deberse a la disminución del aporte de sedimentos de la Muga y el Fluviá, los dos ríos más importantes en la zona de la Bahía de Roses.

La playa de S´Abanell fue la elegida como Urbana, por estar localizada en la ciudad de Blanes (40.000 habitantes), y por ser muy turística e intensamente utilizada durante la temporada de baño. Esta playa tiene una longitud de unos 2.4 km y actualmente un ancho medio de entre 20 y 25 m, completando una superficie media de unas 5.6 ha. Es una playa semi‐encajada, de arenas muy gruesas (D50=1.39 mm), con una muy fuerte pendiente en la zona de baño y una tasa de evolución de la línea de costa de unos ‐1.1 m∙año‐1 (CIIRC, 2010). En este caso el turismo de sol y baño representa la principal actividad económica, por lo que la gestión intentando garantizar esta función recreativa. Sin embargo esta playa ha sufrido durante la última década un significativo proceso de erosión que ha acelerado su regresión (Valdemoro & Jiménez, 2006; 2011). Este proceso ha sido vinculado a la drástica disminución de los aportes de arena del río Tordera, debida principalmente al aumento de la urbanización en su cuenca, a distintos proyectos de dragado en el lecho del río, a la reducción de los aportes de agua debido el intenso uso humano y a la canalización de su desembocadura (Martí & Pintó, 2004). Como consecuencia de ello la playa “ha fallado” en sus principales funciones (i.e. protección y recreativa), y un claro ejemplo son los graves destrozos que sufrió el paseo marítimo de Blanes en el año 2008, cuando diversos temporales marítimos afectaron a la costa catalana.


763

Figura 1. Ubicación de las playas analizadas: Sant Pere Pescador (Natural) y S´Abanell (Urbana), a lo largo de la Costa Brava (Cataluña, España)

2.2. Obtención de los datos En este estudio se utilizó un método de encuesta basado en cuestionarios “auto‐administrados”,

donde el entrevistador fue entregando los cuestionarios a los usuarios, explicando los objetivos de la encuesta y su estructura, para luego recogerlos media hora más tarde. Este enfoque se utilizó para motivar a los encuestados a responder con más precisión y así aumentar la calidad de los datos. Los cuestionarios se repartieron en Agosto, la parte más alta de la temporada de baño, y los entrevistadores siguieron una trayectoria en zig‐zag para cubrir la totalidad de la playa. Los usuarios entrevistados fueron mayores de 18 años de edad y necesitaron alrededor de 10 minutos para contestar las preguntas. Los cuestionarios se prepararon a partir de estudios previos realizados en la Costa Brava (e.g. Villares et al, 2006; Roca & Villares, 2008; Roca et al, 2008; 2009), de ejemplos publicados en la literatura científica (e.g. Blakemore & Williams, 2008), y la inclusión de nuevas preguntas en función de las necesidades del estudio.

Las preguntas se agruparon en 3 secciones: i) una sección general diseñada para caracterizar el perfil de los usuarios, ii) una segunda sección para determinar prioridades y percepciones, y iii) una última sección donde se evaluaría la (WTP por sus siglas en inglés) para mejorar la gestión de la playa. Esta última sección fue la única que varió de una playa a la otra, aunque en ambos casos la pregunta se refería a la disposición a pagar una entrada para acceder a la playa, que mejoraría la gestión y el estado de la misma. En el caso de la playa Natural lo recaudado estaría dirigido a asegurar el correcto funcionamiento del PNAE (incluyendo la playa), mientras que en la playa Urbana sería para remediar los efectos de la erosión. En este estudio las estimaciones de WTP no se utilizaron para obtener un valor económico de este ecosistema, sino como un indicador del compromiso de los usuarios en la conservación y gestión sostenible de estas playas.


764

3. RESULTADOS

Se obtuvieron un total de 251 y 207 cuestionarios útiles en las playas de Sant Pere Pescador

(Natural) y de SÁbanell (Urbana), respectivamente. Esta información permitió obtener una clara imagen del perfil de los usuario, de sus motivaciones, prioridades y percepciones, así como una buena evaluación de su disposición a pagar (WTP) para mejorar la gestión de estos ecosistemas. Con el objetivo de comparar estas dos playas antagónicas de la Costa Brava, a continuación se presentan los resultados obtenidos para ambas playas, siguiendo el orden de las tres principales secciones del cuestionario.

3.1. Perfil de los usuarios

Tanto Sant Pere Pescador como SÁbanell resultaron ser playas familiares, donde los principales

acompañantes fueron “la familia” (63.7% y 39.1%, respectivamente) y “la pareja” (16.3% y 23.7%, respectivamente). Sin embargo, en la playa urbana la dominancia de “la familia” no fue tan marcada, aumentando los usuarios que fueron solos a la playa (Figura 2a). Con respecto a la edad de los usuarios, en ambas playas la mayoría fueron adultos (i.e. entre 31 y 59 años), aunque en la SÁbanell el porcentaje no fue tan alto como en Sant Pere Pescador (55.6% y 72.9%, respectivamente), destacando el número de jóvenes (más de 25%) (Figura 2b).

Figura 2.(a) Principales acompañantes en las dos playas analizada, y (b) Edades de los usuarios entrevistados: Joven (<31 años), Adulto (31‐59 años), Mayor (>59 años) y NR (no responde)

En relación al origen de los usuarios, la mayoría provienen de España aunque en Sant Pere

Pescador el porcentaje fue menor que en SÁbanell (59.4% y 71.0%, respectivamente). En este sentido, en la playa urbana vemos una clara dominancia de holandeses y franceses, mientras que en Sant Pere Pescador los extranjeros provienen principalmente de Alemania, Holanda y Francia (Figura 3a). Dentro de los españoles, los procedentes de la Provincia de Barcelona fueron los más numerosos (sobre todo en SÁbanell 68.0%), aunque en el caso de la playa natural se registró un importante porcentaje (16.8%) de españoles provenientes del “Resto de España” (i.e. de provincias que no fueran las más cercanas a las playas: Barcelona o Gerona) (Figura 3b).

En ambas playas los ingresos mensuales por unidad familiar (€∙mes‐1) fueron similares, dominando en porcentaje los usuarios con un ingreso Medio (i.e. entre 1500 y 3000€). Sin embargo, en Sant Pere Pescador los usuarios con ingreso Alto (i.e. más de 3000€) tuvieron un porcentaje más elevado que en SÁbanell (34.3 % y 26.1%, respectivamente), mientras que aquellos con ingresos


765

Bajos (i.e. menos de 1500€) presentaron un porcentaje más elevado en la playa urbana (23.2% y 12.4%, respectivamente) (Figura 4a).

Figura 3. (a) Origen de los usuarios en ambas playas, y (b) dentro de España, orígenes agrupados en función de las provincias más cercanas (i.e. Barcelona y Gerona) y el “Resto de España”

Con respecto al nivel educativo de los usuarios, destacó el alto nivel registrado en ambas playas,

donde la mayoría de los usuarios fueron Universitarios (44.4% en S´Abanell y 61.0% en Sant Pere Pescador), de los cuales un 43% en Sant Pere Pescador realizaron estudios de postgrado (Figura 4b).

Figura 4. (a) Ingresos mensuales por unidad familiar (€∙mes‐1) en ambas playas, presentados en

tres categorías: Bajos (<1500€∙mes‐1), Medios (1500‐3000€∙mes‐1), Altos (>3000 €∙mes‐1), y NR (no responde). (b) Nivel educativo de los usuarios entrevistados para ambas playas

3.2. Prioridades y Percepciones La elección del destino de las vacaciones no es una decisión trivial, ya que implica la inversión de

nuestros días de descanso y por lo general un esfuerzo económico importante. Los usuarios tienen distintas motivaciones, prioridades y expectativas que deberían ser satisfechas, con el objetivo de asegurar su regreso en el futuro.

“Sol & Baño” fue el principal motivo de los usuarios en ambas playas, pero la diferencia con respecto al siguiente (en % de respuestas) fue más importante en la playa urbana (84.1% vs. 6.3%)


766

que en la natural (71.4% vs. 10.0%). En esta última, y a diferencia de SÁbanell, los deportes (en especial los náuticos 6.8%) y los aspectos más naturales (Paisajes & Naturaleza 5.0%) tuvieron una relativa importancia (Figura 5a). En el caso de los deportes náuticos, esto podría deberse a que el windsurf y el kite‐surf han recibido un gran apoyo por parte del gobierno local, con el objetivo de aumentar la oferta recreativa en esta playa. En cuanto a los aspectos naturales, la ubicación de la playa dentro del Parque Natural podría explicar esta relativa importancia.

En cuanto a las prioridades de los usuarios al decidir que playa visitar, se propusieron doce características y se les pidió clasificarlas en cinco categorías (con sus coeficientes): Muy importante (5); Importante (4), Neutral (3), No importante (2) y Para nada importante (1). Con el fin de priorizar estas características, se calculó para cada una de ellas la Importancia Promedio (IP). A partir de los coeficientes de cada categoría se calculó el promedio de las clasificaciones obtenidas por cada categoría (e.g. si 70 usuarios clasificaron la "Tranquilidad" como Muy importante y 80 como Neutral, IP=(70x5+80x3)/150, y IP=3.9). “Limpieza” resultó ser la principal prioridad al momento de elegir una playa, tanto en Sant Pere Pescador (IP=4.9) como en SÁbanell (IP=4.6), mientras “Confort & Seguridad” fue la segunda prioridad, también en ambas playas (IP=4.3 y IP=4.1, respectivamente). “Certificaciones de calidad”, “Servicios” y “Proximidad” aumentaron su importancia relativa en la playa urbana, mientras que “Área protegida” y “Hábitats intocados” lo hicieron en la playa natural (Figura 5b).

Figura 5. (a) Principales motivos para visitar las playas. (b) Prioridades definidas a partir de la clasificación de cada característica (Importancia Promedio, IP) como: “Muy importante”,

“Importante”, “Neutra”, “No importante” o “Para nada importante”. Los resultados se presentan para ambas playas

En cuanto a la percepción de los usuarios, se plantearon 22 parámetros que fueron evaluados por

los entrevistados (i.e. del 1 al 10, siendo 5 el mínimo aceptable) en función del nivel de satisfacción. Estos parámetros incluyeron aspectos como infraestructuras y servicios, medio ambiente, morfología, y diseño y confort de las playas. La evaluación media total fue mayor en Sant Pere Pescador (7.13) que en SÁbanell (5.76) (Figura 6a). En esta última, diversos parámetros tuvieron evaluaciones apenas aceptables, registrándose una clara insatisfacción respecto a ciertos servicios (e.g. “WC”: 4.66 y “Duchas”: 5.23) y ciertos aspectos de la función natural de la playa (e.g. “Presencia de vegetación”: 4.81 y “Presencia de peces”: 5.08) (Figura 6a). Por otro lado, en Sant Pere Pescador los usuarios también estuvieron disconformes con ciertos servicios como los “Alquileres” (4.10), las “Duchas” (5.68), la “Vigilancia (5.71) y los “WC” (5.84) (Figura 6a). Con respecto a la morfología de la playa, las dimensiones de la playa natural fueron destacadas como muy positivas (8.09), mientras


767

que en SÁbanell se confirmó en la evaluación de los usuarios, el claro problema de erosión y pendiente que sufre esta playa. “Ancho de playa” y “Pendiente” estuvieron al límite de lo aceptable, con valores medios de 5.28 y 5.08, respectivamente (Figura 6a). Sin embargo, si se analizan sólo las evaluaciones de los usuarios encuestados en la zona sur de esta playa, la más afectada por estos procesos, los evaluaciones medias son significativamente más preocupantes (2.2 y 2.9, respectivamente).

Complementando estas evaluaciones, se analizaron las principales quejas de los usuarios, recogidas en una pregunta abierta: “¿Qué cosa es la que más le disgusta de esta playa?”. Estas opiniones se analizaron gráficamente a través de la aplicación “Wordle” (http://www.wordle.net/) que asigna tamaños a las distintas palabras, en función del número de veces que hayan sido repetidas. En ambas playas se confirmaron algunas de las evaluaciones negativas (e.g. servicios en Sant Pere Pescador, erosión y pendiente en SÁbanell, Figura 6b y c), pero también surgieron nuevos quejas como “Agua Sucia”, que si bien tuvo una evaluación aceptable en SÁbanell (5.74), fue la principal crítica (Figura 6c).

Figura 6. (a) Evaluación media (1‐10, 5 el aceptable) de los parámetros propuestos para analizar la percepción de los usuarios. Principales quejas en (b) Sant Pere Pescador y (c) SÁbanell, asignando tamaños relativos a las palabras, en función del número de veces que hayan sido

repetidas.

3.3. Disposición a pagar (WTP) La mayoría de los usuarios no estuvieron de acuerdo con pagar una entrada para acceder a la

playa (natural 62.9%, urbana 80.3%), aunque implicase una mejora de la gestión y el estado de la misma (Figura 7a). Con respecto a los motivos por los que no estuvieron dispuestos a pagar, la mayoría de los usuarios (natural 81.3%, urbana 78.8%), argumentaron que “no soy yo quien debe pagar estos gastos”, refiriéndose generalmente al Gobierno (nacional o regional) como responsable de los gastos para la correcta gestión y mantenimiento de las playas (Figura 7b).


768

Figura 7. (a) Disposición a pagar (WTP) y (b) motivos por los que NO se querría pagar

A pesar de esta generalizada oposición, e incluso indignación, frente a la posibilidad de cobrar una

entrada, el 33.5% de los usuarios de Sant Pere Pescador y el 16.4% de los de SÁbanell estuvieron dispuestos a pagar. En la playa natural el monto razonable fue de una media de 2.7€ por adulto por día (DesvEst=1.9; mediana=2.0), mientras que en la playa urbana fue de 2.4€ por adulto por día (DesvEst=1.8, mediana=2.0). 4. DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES

Teniendo en cuenta que la playa de Sant Pere Pescador está dentro de un Parque Natural, se

esperaba que sus usuarios deseasen más "Naturaleza" que "Servicios". Por otra parte, tratándose de una playa urbana, se esperaba que los usuarios de SÁbanell priorizaran los “Servicios” a la “Naturaleza”. Sin embargo, los resultados sugieren que las expectativas y percepciones de los usuarios de estas dos playas antagónicas de la Costa Brava no son tan diferentes entre sí.

El dominio de “Sol & Baño” como principal motivo en ambas playas era esperable, coincidiendo con los resultados obtenidos por Roca et al. (2008) para playas urbanas y semi‐urbanas de la Costa Brava, y recordando el modelo turístico responsable del gran desarrollo de esta zona durante los 60s. Así mismo, las principales prioridades (“Limpieza" y "Confort & Seguridad"), que también fueron compartidas en ambas playas, ratificaron la hipótesis clásica de que la limpieza y la seguridad son los principales atributos detrás de la elección de cualquier playa (Morgan & Williams, 1995; Nelson et al, 2000; Tudor & Williams, 2006; Roca y Villares, 2008; Roca et al, 2009). A pesar de esta clara dominancia y coincidiendo con lo asumido a priori, los atributos naturales fueron relativamente priorizados en la playa natural, mientras los servicios o las certificaciones de calidad lo fueron en la playa urbana. Sin embrago, las limitadas instalaciones ofrecidas en Sant Pere Pescador fueron identificadas por los usuarios como el peor aspecto de la playa, lo que sugiere una clara exigencia de mejores servicios. En este sentido, las bajas evaluaciones de los servicios también se registraron en SÁbanell a pesar de su mayor oferta. Actualmente, la existencia de determinados servicios (e.g. WC, duchas, sombrillas, etc.) parece ser algo natural y necesario para la mayoría de los usuarios de cualquier playa, pero sobre todo en zonas donde la industria turística ha sido tan importante como en la Costa Brava.

En ninguna de las dos playas la disposición a pagar (WTP) reflejó un claro compromiso de los usuarios por mejorar la gestión y/o el estado de la playa. Si bien el porcentaje de usuarios dispuestos


769

a pagar fue menor en la playa urbana, el importe promedio sugerido como razonable fue casi idéntico en ambos sitios. Tanto la baja disposición a pagar como los motivos empleados, podrían deberse a que los usuarios no están familiarizados con este tipo de tasas, ya que en España el acceso a playas y parques naturales aún son gratuitos.

En función de las opiniones de los usuarios, estas dos playas no resultaron ser tan distintas y quizás el modelo "natural" asumido a priori para Sant Pere Pescador no sea necesariamente el más adecuado. Esto supoondría importantes consecuencias a nivel de la gestión de la playa. Si bien los administradores deberían cumplir los deseos de los usuarios, a fin de asegurar su bienestar y evitar pérdidas en las actividades turísticas y comerciales (Tudor & Williams, 2006), esta playa se encuentra dentro de un Parque Natural y por lo tanto deberían evitarse estándares basados únicamente en objetivos recreativos (e.g. Bandera azul) que prioricen la dimensión económica. En este sentido, y como ya se argumentó para playas rurales (MacLeod et al, 2002), quizás los criterios aplicados en el Seaside Award o el Green Coast Award podrían ser más adecuados para playas como Sant Pere Pescador. En el caso de SÁbanell, si bien el modelo “sol y playa” supuesto a priori fue confirmado, las opiniones de los usuarios permitieron corroborar los sabidos problemas de erosión, pero además evidenciaron una alta disconformidad con la limpieza del agua. Así mismo, un análisis detallado de las distintas zonas de la playa permitió identificar zonas de mayor riesgo (i.e. con niveles de disconformidad muy altos), donde debería mejorarse la gestión.

Este estudio confirma que la opinión de los usuarios debe ser un componente fundamental en los procesos de gestión del litoral, pero también destaca que este elemento debe ajustarse a ciertos principios superiores, como pueden ser la conservación de la Naturaleza y el paisaje. AGRADECIMIENTOS

Los autores quieren agradecer especialmente a Miguel Ballen, Carlos Quiroz, Susanna Baiardo y

María Casadesús por su ayuda la realización de las encuestas en la playa. Este trabajo ha sido realizado dentro de los proyectos del Plan Nacional de I+D+i MEVAPLAYA‐II (CSO2009‐14589) http://lagpweb.udg.edu/mevaplaya2/ y VUCOMA (CTM2008‐05597) http://lim050.upc.es/vucoma/. BIBLIOGRAFIA • Ariza, E., Sardá, R., Jiménez, J.A., Mora, J., y Avila, C., 2008, Beyond Performance Assessment Measurements for Beach Management: Application to Spanish Mediterranean Beaches, Coastal Management, 36, 47–66. • Ariza, E., Jiménez, J.A., Sardá, R., Villares M., Pinto, J., Fraguell, R., Roca, E., Marti, C., Valdemoro, H., Ballester, R., y Fluvia, M., 2010, Proposal for an Integral Quality Index for Urban and Urbanized Beaches, Environmental Management, 45, 998‐1013. • Berkes, F. y Folke, C. (Eds), 1998, Linking social and ecological systems. Management practices and social mechanisms for building resilience, Cambridge: Cambridge Press. • Blakemore, F.B., y Williams, A.T., 2008, British tourists’ valuation of a Turkish beach using Contingent Valuation and Travel Cost methods, Journal of Coastal Research, 24(6), 1469‐1480. • CIIRC, 2010, Estat de la Zona Costanera a Catalunya. Dept. Política Territorial i Obres Públiques, Barcelna. • Costanza, R., dÁrge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, B., Limburg, K., Naeem, S., OŃeill, R., Paruelo, J., Raskin, R., Sutton, P., y van den Belt, M., 1997, The value of the world´s ecosystem services and natural capital, Nature, 387, 253‐260. • Curtin, R., y Prellezo, R., 2010, Understanding marine ecosystem based management: A literature review, Marine Policy, 34, 821‐830. • De Groot, R., 1992, Functions of Nature: evaluation of nature in environmental planning, management and decision‐making, Wolters Noordhoff BV, Groningen, The Netherlands, 315pp. • De Ruyk, M.C., Soares, A.G., McLachalan, A., 1995, Social carrying capacity as a management tool for sandy beaches, Journal of Coastal Research, 13, 822‐830.


770

• Ellsworth, J.P., Hildebrand, L. P., y Glover, E. A., 1997, Canada's Atlantic Coastal Action Program: A community‐based approach to collective governance, Ocean & Coastal Management, 36, 121‐142. • Ernoul, L., 2010, Combining process and output indicators to evaluate participation and sustainability in integrated coastal zone management projects, Ocean & Coastal Management, 53, 711‐716. • Farber, S., Costanza, R., Childres, D., Erickson, J., Gross, K., Grove, M., Hopkinson, C., Kahn, J., Pincetl, S., Troy, A., Warren, P., y Wilson, M., 2006, Linking ecology and economics for ecosystem management, BioScience, 56, 117‐129. • Frazén, F., 2011, Measuring social behavior? ‐ A survey of farmers´ incentives to contribute to better water quality by creating wetlands, in 2nd International Symposium on ICZM, Arendal, 88p. • James, R.J., 2000, From beaches to beach environments: linking the ecology, human‐use and management of beaches in Australia, Ocean & Coastal Management, 43, 495‐514. • Jentoft, S., 2000, Comentary ‐ Co‐managing the coastal zone: is the task too complex?, Ocean & Coastal Management, 43, 527‐535. • Jiménez, J.A., Gracia, V., Valdemoro, H. I., Mendoza, E. T., y Sánchez‐Arcilla, A., en prensa, Managing erosion‐induced problems in NW Mediterranean urban beaches, Ocean & Coastal Management, DOI:10.1016/j.ocecoaman.2011.05.003. • MacLeod, M., Pereira da Silva, C., y Cooper, J.A., 2002, A comparative study of the perception and value of beaches in rural Ireland and Portugal: implications for coastal zone management, Journal of Coastal Research, 18, 14‐24. • Martí, C., y Pintó, J., 2004, Metodología de análisis del paisaje de la Costa Brava: Evolución, diagnóstico y prognosis, Territorio y Medio Ambiente: Métodos Cuantitativos y Técnicas de Información Geográfica, 317‐328. • Morgan, R., y Williams, A.T., 1995, Socio‐demographic parameters and user priorities at Gower beaches, Wales, UK. In: Healy, M.G. y Doody, P. Eds. Directions in European coastal management. Samara, Cardigan 83‐90. • Morgan, R., Jones, T.C., y Williams, A. T., 1993, Opinions and perceptions of England and Wales Heritage Coast Beach users: some management implications from the Glamorgan Heritage Coast. Wales, Journal of Coastal Research, 9, 1083‐1093. • Nelson, C., Morgan, R., Williams, A.T., y Wood, J., 2000, Beach awards and management, Ocean & Coastal Management, 43, 87‐98. • Pereira da Silva, C., 2004, Landscape perception and coastal management: a methodology to encourage public participation, Journal of Coastal Research, SI 39, 930‐934. • Roca, E., y Villares, M., 2008, Public perception for evaluating beach quality in urban and semi‐natural environments, Ocean & Coastal Management, 51,314‐329. • Roca, E., Riera, C., Villares, M., Fraguell, R., y Junyent, R., 2008, A combined assessment of Beach occupancy and public perception of beach quality: a case study in the Costa Brava, Spain, Ocean & Coastal Management, 51(12), 839‐846. • Roca, E., Villares, M., y Ortego, M.I., 2009, Assessing public perceptions on beach quality according to beach users' profile: A case study in the Costa Brava (Spain), Tourism Management, 30, 598‐607. • Tett, P., Sandberg, A., y Mette, A. (Eds), 2011, Sustaining coastal zone systems, Scotland: Dunedin Academic Press, 173p. • Tudor, D.T., y Williams, A.T., 2006, A rationale for beach selection by the public on the coast of Wales, UK. Area, 38, 153‐164. • UNWTO, 1999, Tourism 2020 Vision, World Tourism Organization.

http://www.unwto.org/facts/eng/vision.htm • UNWTO, 2010, Tourism Highlights. World Tourism Organization.

www.unwto.org/facts/eng/barometer.htm • Valdemoro, H., y Jiménez, J.A., 2006, The Influence of Shoreline Dynamics on the Use and Exploitation of Mediterranean Tourist Beaches, Coastal Management, 34, 405‐423.


771

• Vaz, B., Williams, A. T., Pereira da Silva, C. y Phillips, M., 2009, The importance of user’s perception for beach management, Journal of Coastal Research, SI 56, 1164‐1168. • Villares, M., Roca, E., Serra, J., y Montori, C., 2006, Social Perception as a Tool for Beach Planning: a Case Study on the Catalan Coast, Journal of Coastal Research, SI 48, 118‐123. • Yepes, V., 2005, Gestión del uso público de las playas según el sistema de calidad turístico español, Actas de las VIII Jornadas Españolas de Ingeniería de Costas y Puertos, Sitges, España.


772

2.37. LA PERCEPCIÓN DE LOS USUARIOS DE PLAYAS COMO EVALUACIÓN DE PROGRAMAS MUNICIPALES PARA LA CONCIENTIZACIÓN AMBIENTAL

N. Madanes1, A. Faggi2 y I. Espejel3

1. Facultad de Ciencias Exactas y Naturales, Universidad de Buenos Aires, 1428, Ciudad Universitaria, Buenos Aires, Argentina, [email protected] 2. MACN‐CONICET, A. Gallardo 470, 1405, Buenos Aires, Argentina, [email protected] 3. Facultad de Ciencias, Universidad de Baja California, Ensenada 22800, B.C. México, [email protected] Palabras clave: Percepción ambiental, playas, evaluación, Argentina. RESUMEN

Este trabajo analiza la percepción de los usuarios sobre algunas condiciones del sistema playa‐dunas en la costa atlántica argentina. A partir de 329 encuestas realizadas en el verano de 2008 se comparan la percepción de los visitantes en nueve playas arenosas fisiográficamente similares de Necochea y Puerto Madryn. Ambos municipios han llevado a cabo distintos programas de sensibilización ambiental. Necochea implementó un plan integral de manejo costero con difusión de la problemática a través de folletos y de visitas guiadas, buscando sensibilizar a los residentes y a los turistas sobre la importancia de la costa como recurso. Puerto Madryn, en cambio focalizó las campañas en el tratamiento de residuos y la prohibición de llevar perros a la playa. En este trabajo se analizaron las respuestas a tres preguntas abiertas realizadas a los usuarios cuando estaban presentes en las playas. Las múltiples respuestas fueron ordenadas en tres categorías según el usuario reconociera que las causas de una determinada situación se debieran a motivos naturales, antropogénicos o su desconocimiento. Se compararon las respuestas entre los dos municipios, mediante una prueba de χ2.

En Necochea, donde los programas de concientización abarcaron más temas de la problemática costera, los entrevistados reconocieron la importancia ambiental de las dunas como reservorios de arena para alimentar la playa, sitios de fauna y flora y de protección costera. Muchos entrevistados manifestaron su preocupación respecto a la erosión de la playa con menor anchura, la presencia de piedras, el efecto negativo del muelle, la disminución de fauna marina y la inquietud de la integridad de la costa respecto a escenarios futuros de cambio climático y de urbanización creciente. Estas preocupaciones no se registraron en Puerto Madryn.

La percepción de los usuarios de la playa de Necochea fue la de un sistema multidimensional natural‐antrópico, a diferencia de los de Puerto Madryn, quienes señalan que la playa es un sistema natural, responsabilizando la erosión costera sólo al factor climático. Dichos encuestados manifestaron su preocupación en temas sanitarios como la basura y la presencia de perros en la playa, reflejando así los temas abordados por el municipio. Los resultados indicarían posibles debilidades en algunos aspectos en los alcances de los programas. Por ejemplo, algunos usuarios de Necochea, no percibieron cambios ambientales, desconocieron los servicios ecosistémicos de las dunas y los motivos de fenómenos erosivos. También, se observaron usuarios que dieron importancia a las dunas para el deporte, cuya práctica iría en contra de su integridad, mientras que otros desconocían los motivos de pérdida de arena. Este trabajo indica la importancia que tiene el diseño del material educativo en la temática ambiental. Se propone considerar la percepción ambiental de los usuarios de un recurso natural como la playa para evaluar el alcance de las medidas de concientización ciudadana que realizan municipios costeros, teniendo en cuenta que la gente se apropia paulatinamente de la comprensión de la naturaleza y de su papel en la conservación. Por esta razón, se requiere que los planes de difusión y educación ambiental empleen diferentes estrategias para alcanzar con éxito a distintos actores sociales.


773

1. INTRODUCCIÓN

La evaluación de programas y proyectos es una parte muy importante de todo accionar en pos a un objetivo de concientización ambiental, ya que permite conocer los avances y logros de las acciones, procesos y actividades realizados por distintos actores sociales, así como identificar las debilidades encontradas a lo largo del tiempo y los temas críticos a enfrentar para lograr un manejo adecuado (Beckmann, 1988). En general, los programas suelen ser monitoreados mediante evaluaciones periódicas y objetivas de todos sus componentes, utilizando procedimientos metodológicos, estructurales, sistemáticos y secuenciales, que brindan la información pertinente. En la evaluación suele intervenir tanto el personal de la institución como también auditores externos. En los últimos años varios autores señalaron la importancia de considerar la percepción pública en la evaluación de la calidad ambiental e impactos en el manejo (Nazarea et al., 1998; Debrot y Nagelkerken, 2000; Priskin, 2003; Petrosillo et al., 2006; Faggi et al., 2011), basándose en el conductismo (behaviorismo) que se fundamenta en la percepción psicológica del medio a través de los sentidos y comportamiento de los individuos (Santarelli, 2004).

Las playas son sistemas ideales para estudios de percepción ambiental ya que diferentes forzantes naturales y antropogénicos influyen en su estructura y dinámica. La idea de playa, del mar y de la costa no es única o uniforme; su percepción o construcción social sobre el entorno han cambiado a lo largo del tiempo. Así, se pueden revelar aspectos peculiares de los visitantes o usuarios de las playas acerca de la valoración del paisaje, el medio ambiente, el confort y la satisfacción en los servicios, así como las actividades, usos y frecuencia con que visitan la playa. Las playas urbanas y las naturales ofrecen hábitats heterogéneos que son frecuentados por numerosos usuarios a los cuales es factible entrevistar (Williams et al., 1993; Tudor y Williams, 2003; Cervantes et al., 2008; Roca y Villares, 2008; Roca et al., 2008) y obtener su percepción de la playa.

Varios autores compararon evaluaciones objetivas y subjetivas, concluyendo que la visión subjetiva es de suma importancia como diagnóstico y apoyo a los planificadores urbanos y turísticos, así como a los administradores de playas, quienes pueden fácilmente identificar lo que el usuario desea que se mejore (Roig i Munar, 2003; Micallef y Williams, 2004; Pereira et al., 2003.).

Por otra parte, Ferrer (2008) compararon el valor objetivo con tres valoraciones subjetivas provenientes de: a) técnicos responsables de elaborar las normas de certificación, b) de los expertos en playas y c) de los usuarios, encontrando que para las playas mejicanas, la percepción de los usuarios no difiere de la mirada del técnico. En contraste, Madanes et al. (2010) en nueve playas de la costa atlántica argentina consideraron los aspectos físicos, biológicos, ambientales, de infraestructura y la percepción de los usuarios encontrando una alta similitud entre las valoraciones objetivas y subjetivas. A partir de los resultados obtenidos en dicho trabajo nos planteamos profundizar en evaluar si los estudios de percepción pública permitieran apreciar la repercusión de diferentes programas ambientales. Para ello, analizamos las respuestas a cuatro preguntas que se vinculaban con las condiciones sanitarias y de seguridad de la playa y con la estabilidad del sistema playa‐dunas en aquellas playas donde se habian aplicado programas de educación ambiental o informativos en el pasado. 2. MATERIALES Y MÉTODOS 2.1. Área de estudio

El estudio se llevó a cabo en dos municipios de la costa atlántica argentina: Necochea y Puerto Madryn. En el primero, las playas estudiadas fueron las de Quequén (QU) en la ciudad del mismo nombre y tres playas de Necochea: Escollera (ES), Centro (CE), Lillo (LI). En Puerto Madryn se estudiaron las siguientes playas: Doradillo (DO), Muelle (MU), Mimosa (MI), Rancho (RA) e Indio (IN) (Figura1).


774

Las ciudades de Quequén (38º34' S ‐ 58º42' O; 14.524 habitantes) y Necochea (38° 44' S ‐ 58° 44' O; 65.459 habitantes) están ubicadas a 800 km al sur de la metrópolis de Buenos Aires. Son ciudades agrícola‐industriales y turísticas. Quequén tiene un puerto cerealero de envergadura.

Pto. Madryn (42° 47' S ‐ 65° 2' O; 57800 habitantes), ubicada en la provincia de Chubut, se halla a 1400 km de la Ciudad de Buenos Aires. Pto. Madryn produce aluminio y es además, uno de los centros turísticos internacionales de fauna marina más relevante del país.

Las playas estudiadas son disipativas, arenosas con arena mediana a fina, anchas, de pendiente suave y están limitadas al norte y al sur por sectores de costas acantiladas. Son micromareales alcanzando una amplitud de marea de 2 m en las primeras y 2,99 m en Pto. Madryn (Marcomini et al., 2007). Los bancos de arena están delimitados por una franja de médanos de 6 a 12 m de altura, parcialmente cubiertos por matorrales; la vegetación desaparece hacia las playas céntricas. Pto. Madryn se caracteriza por una abundante acumulación de algas sobre la playa arrastradas desde la boca del golfo hacia la costa con viento del este. Al descomponerse, producen olor desagradable.

La mayoría de las playas estudiadas forman parte del ejido urbano. En Necochea cuatro de ellas (QU, CE MI, RA) presentan balnearios “organizados” con infraestructura y servicios.La playa Indio en Pto. Madryn, si bien carece de balneario organizado, está próxima a un restaurant, el cual suple servicios mínimos (sanitarios). El Doradillo (DO) está ubicada a 17 km del centro, es playa rural y se caracteriza por la ausencia de servicios. En 2001 fue declarada Paisaje Terrestre y Marino Protegido.

Una valoración objetiva previa de estas playas (Madanes et al., 2010) basado en Pereira et al. (2003) consideró aspectos fisicos, biológicos ambientales y de infraestructura y permitió calificar a las playas como aceptables excepto la playa Centro (CE) en Necochea que superó esta condición y alcanzó la categoría de recomendable. 2.2. Sensibilización ambiental

El municipio de Necochea desde el 2007 lleva a cabo, dentro del plan de manejo integral costero, una estrategia de comunicación ambiental dirigida a concientizar alumnos y docentes en las escuelas. Por otro lado, también por medios de folletos y visitas guiadas, fomenta la sensibilización de los residentes y turistas sobre la importancia de conservar los recursos naturales de la playa (http://www.necochea.gov.ar/gestion).

El municipio de Pto. Madryn implementó durante 2004‐2005 un programa ambiental dirigido a la concientización de los residentes y turistas sobre los residuos, la prohibición de la presencia de perros y el tránsito vehicular en las playas. Sin embargo, después de ese año no hubo continuidad en el programa (http: //www.madryn.gov.ar/areas/ecologia/index.php.).

Aunque ambos esfuerzos de educación ambiental son distintos en su temática y duración, nos propusimos comparar el alcance de los mismos en los usuarios de las playas tiempo después de haberse aplicado. 2.3. Toma y Análisis de datos

Se seleccionaron cuatro preguntas abiertas realizadas dentro de un proyecto más amplio que incluyó en total 40 preguntas, seis referidas al perfil del entrevistado y 34 que evaluaba percepciones sobre la calidad de las playas. Las preguntas sobre percepción de la playa fueron: 1. ¿Qué le desagrada de la playa?; 2. ¿Qué cosas perdió la playa?; 3. ¿Qué importancia tienen las dunas; y 4. ¿Por qué las playas pierden arena?

Elegimos las preguntas que fuesen emergentes de los objetivos de ambos programas. Las múltiples respuestas recibidas a cada pregunta fueron clasificadas en tres categorías según el

usuario reconociera que las causas de una determinada situación se debieran a motivos naturales, antropogénicos o al desconocimiento de las mismas. Se compararon las respuestas entre los dos municipios, mediante una prueba de χ2 con la corrección de continuidad de Yates (Programa Statistica 7).


775

2.4. Perfil de los entrevistados

Se entrevistó en igual proporción a hombres y mujeres, muchos de ellos acompañados por su familia. La mayoría de los entrevistados eran turistas argentinos adultos de 21 a 45 años. Comparativamente, en Pto. Madryn había una mayor proporción de residentes. En los dos municipios predominaban los usuarios con educación secundaria (Faggi et al., 2011).Las principales actividades que mencionaron los usuarios encuestados en la playa fueron la recreación, el descanso y la práctica de deporte. 3. RESULTADOS 3.1. ¿Qué le desagrada de la playa?

Las respuestas a esta pregunta fueron múltiples y abarcaron aspectos sociales (multitud, música, ruido, vendedores ambulantes, perros, vehículos), condiciones sanitarias (arena y agua de mar limpia, oferta de servicios) y condiciones naturales (viento, algas, olores, peligrosidad, etc.) En base a nuestro objetivo consideramos sólo aquellas respuestas que respondían a la presencia de perros (DP), de residuos y de vehículos transitando en la playa y en las dunas (DR) ya que estos temas fueron los abordados por ambos esfuerzos de comunicación ambiental. Figura 1. Situaciones en la playa que causan desagrado en los encuestados de Necochea (N) y Pto.

Madryn (PM)

DP: Presencia de perros (Χ2 :21.05, gl :1, p<0.00), DR: Presencia de residuos (Χ2 :20.85, gl :1, p<0.00), DV: Presencia de

vehículos (Χ2 :20.11, gl :1, p<0.00). Fuente: elaboración propia.

En la Figura 1 puede observarse que a los usuarios de Necochea les molesta más la presencia de animales (DP), dado que, en especial en las playas más apartadas, mucha gente concurre acompañada pos sus mascotas. Todas estas diferencias fueron significativas. El mayor desagrado de vehículos y residuos en los usuarios de Pto. Madryn podría deberse a que el programa haya logrado sensibilizarlos en ambos aspectos. En algunos balnearios de Necochea, como Escollera y Lillo, se permite el descenso de vehículos a la playa y muchos usuarios las prefieren por poder permanecer en ella con sus autos.


776

3.2. ¿Qué cosas perdió la playa?

En la Figura 2 se observa que en Necochea poco más de la mitad de los encuestados (53%) no supieron responder a esta pregunta (PPNC), mientras que en Pto. Madryn fue sólo el 30%. En Pto. Madryn 70% identificó pérdidas. Entre estos menos de la mitad (45%) mencionaron pérdidas en infraestructura (PPI) lo cual se explica a que hubo una disminución de la oferta en servicios brindados por los concesionarios privados en las playas. Es importante reconocer que también el 32% de los encuestados en Necochea se refirió a pérdidas en el sistema natural que incluía dunas, fauna, ancho de la playa, abundancia de arena, etc. (PPN). Todas las comparaciones fueron significativas. Figura 2. Respuestas a tres preguntas referidas a dinámica costera en playas de los municipios de

Necochea y Puerto Madryn

PPI: la playa perdió infraestructura (Χ2 :5.76, gl :1, p<0.00), PPN: atributos del sistema natural (Χ2 :9.34, gl :1, p<0.00), PPNC: no sabe (Χ2 :10.22, gl :1, p<0.00), IMN: las dunas son importantes para el sistema natural, (Χ2 :3.84, gl :1, p<0.04), IMNS: no sabe de servicios ambientales (Χ2 :3.67, gl :1, p<0.55), IMD: para la práctica deportiva (Χ2 :17.80, gl :1, p<0.00), PPAN: Las playas pierden arena por causas naturales (Χ2 :1.93, gl :1, p<0.16), PPAI: por construcciones en infraestructura (Χ2 :5.86, gl :1, p<0.00), PPANS: no sabe (Χ2 :5.14, gl :1, p<0.023). Fuente: elaboración propia. 3.3. ¿Qué importancia tienen las dunas?

En la Figura 2 se muestra que en Necochea la mayoría (68%) de los entrevistados y en Pto. Madryn un poco más de la mitad (55%) reconoció la importancia ambiental de las dunas (IMN) mencionado que su función era contrarrestar el viento, aportar arena y hábitat de flora y fauna. En contraste, frente a la misma pregunta, los servicios ambientales fueron significativamente menos percibidos por los entrevistados de Pto. Madryn ya que menos de la mitad de ellos (43%) no supieron reconocer alguna importancia (IMNS); en Necochea sólo el 29% no lo supo contestar.

En ambas playas poca gente mencionó a las dunas como sitios sitios para practicar deporte (IMD). Todas las comparaciones fueron significativas. 3.4. ¿Por qué las playas pierden arena?

En la Figura 2 se puede observar que la mayoria de los usuarios encuestados en ambos municipios reconocieron que las playas pierden arena por causas naturales (vientos, tormentas) (PPAN). Los encuestados de Necochea y Pto Madryn, opinan que las pérdidas de arena son por la infraestructura realizada en la franja costera (PPAI) (por ejemplo: construcciones de balnearios, por urbanización, la presencia del muelle, dársena portuaria). Algo menor fueron los encuestados que desconocían las


777

causas de la pérdida de arena en las playas (20% en Necochea, 12% en Pto. Madryn). Las diferencias fueron significativas. 4. DISCUSIÓN

La percepción de los usuarios de Necochea fue la de un sistema multidimensional natural‐antrópico, a diferencia de los de Puerto Madryn que encontró que la playa es un sistema natural a pesar de que la valoración objetiva de las mismas playas mostró que eran muy similares (Madanes et al., 2010). Un ejemplo lo constituye la respuesta a la pregunta de por qué las playas pierden arena, donde la mayoría lo adjudicó a los fuertes vientos (incluido en la variable PPAN).

Los encuestados de las playas de Pto. Madryn, en donde sólo se implementó un año el programa de educación ambiental, manifestaron su preocupación en temas sanitarios como la presencia basura y de perros en la playa. Estos resultados permitirían evaluar el efecto ex post del programa Por otro lado, los resultados podrían también estar indicando que el problema de la basura y perros en la playa, desde el 2004 no se ha podido erradicar y continúa siendo una molestia para los visitantes de las playas de este municipio.

En Necochea ‐ donde los programas de concientización han sido más completos, integrales y continuos – las respuestas de los entrevistados manifiestan el alcance positivo del programa. En consecuencia el plan de manejo integral con una estrategia de comunicación multimodal (con charlas y folletos), con una población objetivo diversa (alumnos y docentes, turistas y residentes) y sobretodo con una continuidad de cuatro años, muestra una población de usuarios mejor educada ambientalmente, entendiendo esto como un población de visitantes de las playas que reconoce la importancia ambiental de las dunas tanto como reservorios de arena para alimentar la playa, ser hábitat de la fauna e importancia de la vegetación y de la función de protección costera. Aunque es interesante notar que no se reconozcan estos conceptos como servicios ambientales. Muchos entrevistados que seguramente han sido beneficiados por la estrategia de comunicación ambiental del plan de manejo integral de las playas de Necochea, manifestaron en las respuestas incluidas en PPAN (“las playas pierden arena por causas naturales”) su preocupación respecto a la erosión de la playa ya que la perciben más estrecha, les preocupa también la presencia de piedras y la disminución de fauna marina. En tanto que la respuesta PPI (“la pérdida de la arena se debe a las construcciones”) manifiesta las consecuencias de la infraestructura edilicia en la costa. Por ejemplo en Necochea identifican el efecto negativo del muelle y plantean la inquietud de la integridad de la costa respecto a escenarios futuros de cambio climático y de urbanización creciente. En contraste, los resultados de un programa de comunicación sin continuidad y muy focalizado no permite que los usuarios de las playas de Puerto Madryn perciban estas preocupaciones. El tema ambiental y principalmente del cambio climático ha sido difundido por diferentes vías de comunicación, sin embargo la apropiación de esta problemática en la sociedad es un proceso lento que requiere de mayor esfuerzo comunicacional debido a que el que receptor de la información no percibe a este cambio como una amenaza en su entorno inmediato.

Algunas respuestas inesperadas que muestran que un poco más de la mitad de las opiniones desconocieron las causas de pérdida de arena en Necochea o haber atribuido a las dunas valor deportivo, señalan la complejidad de las relaciones entre la percepción pública y la calidad ambiental medida. Esto es coincidente con Steinwender et al. (2008) quienes atribuyen esta complejidad al hecho de que la percepción pública está influenciada por experiencias pasadas y por una variedad de factores individuales como son la educación general no sólo ambiental y la edad (Petrosillo et al., 2006, Steinwender et al., 2008, Madanes et al., 2010, Faggi et al., 2011). También es posible que no todos los encuestados hayan estado expuestos a alguno de los instrumentos de comunicación ambiental de la estrategia del plan del manejo integral costero o que paradójicamente ante, la incertidumbre en temas como cambios globales, no se hayan atrevido a mencionar estas causas como relacionadas con la pérdida de arena. Asimismo, las respuestas analizadas podrían estar indicando debilidades en los alcances de ambos instrumentos de comunicación y su llegada a residentes y visitantes. Esto se ve reflejado en la percepción de algunos usuarios, los cuales no


778

perciben cambios ambientales, desconocen los servicios ecosistémicos de las dunas y los motivos de fenómenos erosivos. Por ejemplo, para el caso de Necochea se observaron jóvenes (aunque son muy pocos) que dieron a las dunas importancia para el deporte, cuya práctica iría en contra de su integridad (motocross, sandbord, trekking). Otros pocos desconocían los motivos de erosión.

Lo que sí puede asegurarse en términos de evaluación de la estrategia comunicativa de Necochea, es que si se usa esta respuesta como indicador de efectividad de comunicación, la estrategia ha sido efectiva sólo en la mitad de los usuarios encuestados. Los resultados muestran así que la medición de la percepción ambiental puede utilizarse como indicador para evaluar en parte el alcance de los instrumentos de educación ambiental implementados por municipios costeros en base a la opinión de residentes y turistas. BIBLIOGRAFÍA • Beckmann, E.A., 1988, Interpretation in Australia – Some examples outside National Parks. Australian Parks and Recreation 24 (3): 8‐12. • Cervantes, O.; Espejel, I.; Arellano, E.; y Dellhumeau, S., 2008, Users’perception as a tool to improve urban beach planning and management. Environmental Management 42:249‐264. • Debrot, A.O., y Nagelkerken, I., 2000. User perceptions on coastal resource state and management options in Curaçao. Revista de Biologia Tropical. 48: 95‐106. Faggi, A; Madanes, N.; Rodriguez, M.; Solanas, J.; Saenz, A. y Espejel, I., 2011, Users’ preferences and choices in Argentinean beaches. Environmental Management. Nova Publisher. En prensa. • Ferrer, A.,2008, Certificación de playas limpias de acuerdo a la NMX‐AA‐120‐SCFI‐2006: Caso de estudio Playa El Médano, Los Cabos, Baja California Sur, México. Pag. 110. • Madanes, N.; Faggi, A. y Espejel, I., 2010, Comparación de valoraciones de playas argentinas según la edad de los usuarios. Calidad de Vida UFLO ‐ Universidad de Flores. Año II, Número 5, V1, pp.3‐24 ISSN 1850‐6216. • Marin, V.; Palmisani, F.; Ivaldi, R.; Dursi, R. y Fabiano, M., 2009, Users’ Perception Analysis for sustainable beach management in Italy. Ocean and Coastal Management 52(5):268‐277. • Municipalidad de Puerto Madryn. Promotores ambientales. http://www.madryn.gov.ar/ areas/ecologia/index.php. • Municipalidad de Necochea. Plan Manejo Integral Costero. http://www.necochea.gov.ar/gestion • Nazarea, V.; Rhodes, R.; Bontoyan, E.; Gabriela, F., 1998, Defining indicators which make sense to local people:intra‐cultural variation in perceptions of natural resources. Human Organization 57(2):159–70. • Pereira, C., 2002, Beach Carrying Capacity Assessment: How important is it?. Journal of Coastal Research, 36: 190‐197. • Petrosillo, I.; Zurlini, G.; Corlianò, E.; Zaccarelli, N y Dadamo, M., 2006, Tourist perception of recreational environment and management in a marine protected area. Landscape and Urban Planning 79, 1, 15: 29‐37. • Priskin, J.,2003, Tourist perceptions of degradation caused by coastal nature‐based recreation. Environmental Management, 32, 189–204. . • Roca, E., y Villares, M., 2008, Public perception for evaluating beach quality in urban and semi‐natural environments. Ocean & Coastal Management, 51, 314–329. • Roca, E.; Riera, C.; Villares, M.; Fragell, S. y Junyent, R., 2008, A combined assessment of beach occupancy and public perceptions of beach quality: A case study in the Costa Brava, Spain. Ocean and Coastal Management 51:839‐846 • Roig i Munar, F.X, 2003, Análisis de la capacidad de carga en los espacios naturales, calas y playas, situados en áreas naturales de especial interés en la isla de Menoría. Departamento de Ciencias de la Tierra. Universitat de les Illes Balears. 327‐335. • Santarelli, S.A., 2004, Corrientes epistemológicas en geografía en los últimos veinte años. Sociedad Argentina de Estudios Geográficos Boletín N. 122. 45‐70.


779

• Steinwender, A.; Gundacker, C. y Wittmann, K. J., 2008, Objective versus subjective assessments of environmental quality of standing and running waters in a large city. Landscape and Urban Planning 84:116‐126. • Tudor, D.T. y Williams, A.T., 2003, Public perception and opinion of visible beachaesthetic pollution: the utilization of photoghraphy, Journal of Coastal Research 19:1104‐1115. • Williams, A. T.; Gardner, W.; Jones, T. C.; Morgan, R. y Ozhan, E., 1993, A psychological approach to attitudes and perceptions of beach users: implications for coastal zone management. En The first international conference on the Mediterranean coastal environment, MEDCOAST'93, Antalya, Turkey: 217–228.


780

2.38. LAS CERTIFICACIONES AMBIENTALES COMO SISTEMAS DE GESTIÓN DE LOS USOS RECREATIVOS EN LAS PLAYAS

R. M. Fraguell, C. Martí, J. Pintó

Laboratorio de Análisis y Gestión del Paisaje (LAGP). Departamento de Geografía, Universidad de Girona. Pl. Ferrater Mora, 1. 17071, Girona. [email protected], [email protected], [email protected]

Palabras clave: Playas, certificaciones ambientales, gestión integrada, usos recreativos, Costa Brava.

RESUMEN

Las playas representan para los municipios del litoral, y especialmente para los del Mediterráneo, un recurso turístico fundamental y de primer orden. La moda del turismo de sol y playa y el interés económico que éste despierta ha relegado a las otras actividades tradicionales y funciones propias de la playa a un nivel secundario. Sin embargo, la presión que generan los usos recreativos sobre unos espacios tan frágiles como son las playas y, al mismo tiempo, la necesidad de satisfacer a los turistas cada vez más exigentes en la calidad de la destinación, tanto del paisaje como de los servicios prestados, han propiciado la creación de certificaciones de contenido ambiental, con el objetivo de hacer compatible los usos recreativos con la conservación del entorno natural y de proporcionar unos instrumentos de gestión integrada a los gestores de playas. Precisamente, la primera certificación ambiental que surgió en el sector turístico fue la Bandera Azul, específica para playas y puertos deportivos. Es uno de los distintivos más conocido por los turistas, y su popularidad ha hecho que, desde el principio, se interesasen por obtenerlo la mayoría de los municipios turísticos del litoral españoles y europeos y más tarde siguieron incluso algunos municipios africanos y americanos. Una playa Bandera Azul debe cumplir unos determinados requisitos: es una playa con garantías a nivel ambiental, seguridad y calidad de los servicios. No es un modelo universal, más bien pretende que en playas muy concurridas se respeten las condiciones higiénicas, sanitarias y ambientales, que la legislación vigente exige, y la seguridad y el bienestar de sus usuarios. A pesar de la revisión periódica de los requisitos, adaptándolos a las nuevas exigencias de la sostenibilidad, una playa Bandera Azul es una playa estática, que procura cumplir con los requisitos exigidos pero sin un compromiso de contribución a la mejora continua de su estado natural y del medio ambiente en general. Por ello, en los últimos años muchos municipios han optado por los nuevos sistemas de gestión ambiental (SGA), como son el Reglamento europeo EMAS y la norma internacional ISO 14001. Éstos son más flexibles y adecuados a la estructura y necesidades de la gestión integrada de playas, identifican los principales impactos y elaboran proyectos de mejora continua del comportamiento ambiental de los servicios e instalaciones de uso público. La Costa Brava es un espacio pionero en la obtención de galardones de tipo ambiental, sobre todo sus playas. No obstante, existen grandes divergencias internas en cuanto al tipo de certificación ambiental solicitada. Conviven municipios que prefieren el dinamismo y compromiso de los SGA, junto con otros que apuestan por la tradicional Bandera Azul. Los resultados obtenidos a partir de la aplicación de los SGA son beneficiosos a nivel ambiental aunque difícilmente perceptibles a los ojos del turista, frente al éxito de la Bandera Azul fácilmente reconocible por el turista de masas. Al respecto resulta interesante pues realizar un análisis comparativo de la aplicación de las certificaciones ambientales adoptadas y examinar sus resultados.


781

1. INTRODUCCIÓN Los sistemas de certificación ambiental son instrumentos voluntarios de gestión integrada, que designan, promueven y premian productos o servicios e incluso, en algunos casos, territorios, con comportamientos respetuosos con el medio ambiente, y que superan determinados requerimientos de calidad ambiental frente a los establecidos como obligatorios por la legislación vigente. Incluyen códigos de conducta, programas de buenas prácticas o compromisos de mejora ambiental. La obtención de una certificación ambiental no es permanente, hay que renovarla y actualizarla con una periodicidad adecuada. Dentro de los sistemas de certificación ambiental existen las eco‐etiquetas y los sistemas de gestión ambiental (SGA). Las eco‐etiquetas exigen el cumplimiento de unos criterios o requisitos determinados, sobre todo de tipo ecológico, los cuales son establecidos por cada categoría de producto o servicio, después de haberse valorado los impactos que generan durante todo su ciclo de vida, y publicados. En general, propician el ahorro y uso eficiente de los recursos, especialmente de energía y agua, favorecen la minimización y clasificación de residuos, procuran evitar todo proceso de contaminación del medio ambiente y transmiten mensajes de información y educación ambiental. Ser premiado con una eco‐etiqueta implica alcanzar previamente unos estándares mínimos que exige el galardón y estar dispuesto a cumplir los requisitos exigidos, así como a adaptarse a éstos cuando hay una revisión, no obstante cumpliendo con dichos requerimientos es suficiente para ser galardonado. En cambio, los SGA son abiertos y se adecúan a las características del producto, servicio o territorio que se quiere certificar, no exigen unos criterios específicos, pero sí el cumplimiento progresivo y continuo de los compromisos contraídos de mejora ambiental, que han sido definidos en la política ambiental de la organización que opta al distintivo, y la realización de seguimientos y controles de la implementación de los compromisos. Una empresa, institución o territorio puede ser reconocido con un SGA a pesar de tener un nivel de impacto ambiental elevado, pero debe elaborar una declaración pública de su voluntad de mejorar su comportamiento ambiental de forma continua. Cada organización decide el abasto de su sistema de gestión ambiental, se marca el ritmo de mejora que puede alcanzar, y periódicamente se efectúa una verificación de las acciones que se ha comprometido llevar a cabo. Gracias a este proceso, con el tiempo se puede llegar a la excelencia de la sostenibilidad. Frecuentemente, dichos programas no sólo consideran aspectos físicos relacionados con el medio ambiente (agua, energía, residuos, etc.) sino también otros relacionados con la conservación del entorno, la integración paisajística o la responsabilidad social. Además, aparte de concienciar a los agentes, pretenden también sensibilizar a los consumidores, subministrándoles información ambiental para que puedan tomar decisiones en base a un comportamiento respetuoso con el medio ambiente. El sector turístico a pesar de ser tildado como uno de los más insostenibles, ha sido pionero en la búsqueda de alternativas para reducir su nivel de impacto. Es por ello, que la mayoría de los sistemas de certificación ambiental están relacionados con dicho sector. Estos SGA surgen a mediados de 1980, cuando se produce la crisis del turismo de masas y la consecuente presión que éste ejerce sobre determinados recursos frágiles (tal como sucede con las playas) y cuando los nuevos conceptos postmodernos (como sostenibilidad, calidad, competitividad, ecología, evaluación de impactos, etc.) se integran en el discurso de las políticas de gestión turística. Son fruto de la concienciación de los agentes, sensibilizándoles en la necesidad de tomar decisiones para solucionar los problemas ambientales que el turismo conlleva, y de las futuras ventajas económicas que aportan en el ahorro de recursos. Son más una estrategia de mitigación de impactos y un instrumento de gestión de la demanda (consumo y costes derivados de la elevada afluencia turística) que un sistema con finalidades estrictamente comerciales o de marketing. En síntesis, tienen como principal objetivo


782

potenciar el desarrollo del turismo de forma responsable y compatible con la conservación del medio ambiente. Dentro de esta premura del sector turístico en la obtención de galardones, la mayor parte de ellos los han conseguido equipamientos (sobre todo alojamientos) y recursos espaciales (especialmente playas) localizados en destinos maduros de litoral y urbanos. En dichos destinos, el logro de obtener distintivos va asociado con el tamaño de la organización premiada, así como con la rentabilidad económica cuando se trata de equipamientos privados y en su capacidad inversora. Si el sector turístico es pionero en la implantación de certificaciones ambientales, las playas, a través de la Campaña Bandera Azul, son los primeros recursos galardonados dentro del ámbito turístico. La Bandera Azul se considera la antecesora y precedente de todas las certificaciones ambientales de la gestión sostenible del turismo en las zonas litorales. Seguramente, se ha convertido en el galardón ambiental más universal y conocido, tanto por turistas como por empresarios, y su éxito ha favorecido su expansión a nivel geográfico.

2.LA BANDERA AZUL La campaña Bandera Azul es una iniciativa creada por la Foundation for Environmental Education (FEE) europea, lanzada en plan piloto en Francia el 1985, y desarrollada a nivel europeo desde el 1987, coincidiendo con el Año Europeo del Medio Ambiente. Gracias al apoyo recibido del Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA‐UNEP) y de la Organización Mundial del Turismo (OMT), desde el año 2001 se expande fuera del continente europeo. Actualmente, cuentan con Banderas Azules más de 40 países en los cinco continentes. La Bandera Azul se concede, además de las playas, a los puertos deportivos y, desde el año 2006, también a embarcaciones recreativas. La Bandera Azul es concedida anualmente por un Jurado Internacional en el que participaron, desde su inicio hasta 1997, miembros del Comité Ejecutivo de la FEE y un representante de la DG XI de la Comisión Europea. Desde la Campaña 2000, a raíz de su expansión a nivel mundial, el Jurado se transforma y amplía, participando habitualmente, además de miembros del Comité Ejecutivo de la FEE, entre otros, representantes del PNUMA‐UNEP, de la OMT, de la Unión Internacional para la Conservación del Litoral (EUCC), del Parlamento Europeo, de la Asociación Internacional de Salvamento y Socorrismo (ILS), de la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza (UICN), etc. El Jurado Internacional ratifica o rechaza las propuestas de los distintos Jurados Nacionales. La FEE cuenta con un socio u operador en cada país que trabaja, requisito indispensable para poder desarrollar cualquiera de sus programas. En España su operador es la Asociación de Educación Ambiental y del Consumidor (ADEAC), quien preside el Jurado Nacional, en el que también están representados, entre otros, la Dirección General de Sostenibilidad de la Costa y del Mar, la Secretaría General de Turismo, la Federación Española de Municipios y Provincias (FEMP), las Autoridades sanitarias y ambientales de las diez Comunidades Autónomas litorales, varias Universidades, etc. Para su verificación, la playa o puerto deportivo pueden ser inspeccionados, por parte de ADEAC‐FEE, de forma programada o sorpresa. El objetivo de la FEE es impulsar a nivel internacional la información y educación ambiental a través de sus cinco programas internacionales (Blue Flag, Eco‐Schools, Young Reporters, Learning about Forest y Green Key). Dos de ellos, Blue Flag y Green Key, son eco‐labels de contenido turístico y ambiental. La campaña Bandera Azul tiene por objetivo promover el desarrollo sostenible de las zonas litorales, fomentando la cooperación entre el sector turístico y el sector ambiental, sobre todo a nivel local. Exige unos estándares que forman parte de cuatro ámbitos básicos: calidad de las aguas, seguridad y servicios, gestión ambiental e información y educación ambiental. Una playa Bandera Azul significa que dicha playa cumple con los requisitos que forman parte de estos cuatro ámbitos y tiene que contar con un punto de muestreo como mínimo para el análisis de sus aguas de baño.


783

Los criterios de concesión de la Bandera Azul son revisados periódicamente a nivel internacional. En el caso de las playas, las últimas revisiones se realizaron en los años 2006 y 2009, las cuales han supuesto un aumento cuantitativo y cualitativo respecto a las exigencias precedentes y también la no exigencia o exclusión de algún criterio discutible. La mayor parte de éstos son imperativos (I) u obligatorios, los criterios guía (G) son recomendados, aunque su cumplimiento es optativo; finalmente, existen algunos criterios específicos de una región y que no son aplicables (NA) a otras áreas geográficas. Sin embargo, los operadores nacionales pueden decidir en función de las fragilidades de las playas de sus territorios aplicar exigencias más estrictas. En general, la revisión de los criterios ha supuesto el paso de playas de servicios a playas más naturalizadas, dónde se ha asignado un mayor peso al factor ambiental que en las precedentes, tendiendo a propiciar una menor artificialización en unas playas de por si bastante urbanizadas. Cabe resaltar algunos cambios significativos: 1. De exigir la presencia de puntos de agua potable a recomendar su existencia en al menos un

punto. 2. La aclaración que las duchas y/o lavapies no son obligatorios, en especial en zonas o épocas de

sequía. 3. La diferenciación de playas en función de donde se ubican. Es decir, los criterios de concesión en

algunas regiones son similares a los europeos, pero no idénticos, en aspectos como: los parámetros de calidad del agua, la protección de arrecifes de coral o la exigencia de vigilantes de seguridad.

4. La recomendación de creación de un Comité de Gestión de Playa, que se responsabilice de la puesta en marcha de un método de gestión ambiental de la playa y del desarrollo de inspecciones o ecoauditorías de sus instalaciones y servicios.

5. La instalación obligatoria de un Panel de información en la playa que, entre otra, proporcione la información más detallada y actualizada posible sobre la calidad de las aguas de baño.

6. La justificación documentada de, al menos, 5 actividades de educación ambiental, de las que se exige que alguna se desarrolle en la playa o en su entorno; este criterio es básico en un certificado que proviene de una organización que trabaja y da gran importancia a la educación ambiental. Se recomienda, además, la existencia de programas a favor del desarrollo global sostenible del municipio, tales como Agendas Locales 21.

7. La consideración de la playa como ecosistema marítimo‐terrestre (del que las algas no son una molestia, sino que forman parte de éste), la identificación de zonas sensibles y/o protegidas de dichas playas y de códigos de conducta en éstas, así como la estricta protección de cordones dunares. La recomendación y fomento del transporte público y sostenible en el área de la playa. Y la colaboración en el cumplimiento de la Ley de Costas y otras normativas específicas del litoral.

8. La recomendación como guía del cumplimiento de la Directiva de Aguas Residuales Urbanas. 9. Exigencia en la implantación progresiva de criterios de accesibilidad, fruto de la colaboración

con la Fundación ONCE. 10. El cumplimiento de las recomendaciones realizadas por la inspección de ADEAC‐FEE, en los plazos

y condiciones exigidas, como paso previo a la renovación de la candidatura al año siguiente. No obstante, a pesar de esta voluntad de mejorar el comportamiento de las playas galardonadas con la Bandera Azul, se echa en falta una mayor exigencia en aspectos clave como, por ejemplo: obligar a la creación, y no simplemente la recomendación, de un Comité de Gestión de Playa que lleve a cabo la gestión integrada de la playa, cuando precisamente en las playas confluyen una multiplicidad de intereses, funciones y agentes. También, la no obligatoriedad de criterios como el cumplimiento de la Directiva de Aguas Residuales Urbanas o el fomento del transporte público en pro de la sostenibilidad, se percibe como una debilidad.


784

La Bandera Azul no pretende ser un modelo universal de gestión de playa, y mucho menos para aquellas playas más naturales y menos frecuentadas que requieren tratamientos más acorde a sus características ecológicas. Es un instrumento de guía y ayuda para playas urbanizadas y muy concurridas, que garantiza el respeto a las condiciones higiénicas, sanitarias y ambientales que la legislación vigente exige, y la seguridad y bienestar de sus usuarios. Por ello, es poco probable que una playa sea premiada si su gestión ambiental y territorial es inadecuada. Su popularidad dentro del sector turístico ha llevado a aquellos destinos especializados en el producto de sol y playa a plantearse como reto que en sus playas más conocidas ondee cada temporada el tan prestigioso galardón. De esta manera, España como primer destino turístico de litoral a nivel mundial encabeza la lista de países con más Banderas Azules: 1 de cada 7 banderas ondea en playas españolas. Alrededor del 50% del total de municipios costeros españoles participan en el programa, obviamente localizados en las zonas más turísticas, como la Costa Brava. En síntesis, una playa Bandera Azul obedece y cumple las leyes y normativas ambientales existentes, se adapta a los cambios cuando hay una revisión de los requisitos, pero es una playa estática, no se plantea nuevos retos personalizados de mejora continua. Por ello, no son pocos los municipios que optan por los SGA como alternativa a la Bandera Azul, o bien sin renunciar a ésta la complementan con la implementación de la ISO 14001 y/o la EMAS.

3. LOS SISTEMAS DE GESTIÓN AMBIENTAL (SGA) Los SGA son instrumentos voluntarios de gestión de los aspectos ambientales de funcionamiento de una organización (sea una empresa, institución o municipio), que conllevan la implementación de un ciclo continuo de planificación, acción, revisión y mejora del comportamiento ambiental en relación al tipo y magnitud de los impactos ambientales que las actividades de la organización pueden generar. Los más conocidos en España son la Norma Internacional ISO 14001 y el Reglamento Comunitario EMAS. La Norma ISO 14000 (la 14001 es específica de los requisitos que ha de cumplir un SGA), desarrollada en el 1996 por la International Organization for Standardization a raíz de su participación en la Cumbre de la Tierra celebrada en Río de Janeiro en el 1992, es de carácter internacional y privado. El Reglamento Comunitario EMAS, acrónimo de Eco‐Management and Audit Scheme, fue impulsado por la Unión Europea en el 1993. Es de carácter europeo y público, y desde el año 2001 incorpora los requisitos de la Norma ISO 14001. Ambos tienen un carácter abierto y gradual, no fijan unos requisitos concretos de actuación medioambiental, excepto los que hacen referencia al compromiso de mejora continua y a la obligación de cumplir con la legislación vigente. Proporcionan los procedimientos y pautas a seguir para que una organización pueda construir y mantener su propio SGA adaptado a sus características y capacidades. El modelo básico para la implantación de un SGA, previa la realización de un análisis ambiental inicial, se basa en un proceso continuo desarrollado en 5 etapas: 1. Política ambiental. 2. Planificación. 3. Implantación y funcionamiento. 4. Control y acción correctora. 5. Revisión por la Dirección. Con el objetivo de garantizar el mantenimiento y mejora del sistema que aplica la organización certificada, se realizan auditorías externas de seguimiento anualmente. La renovación de la certificación es cada tres años. La EMAS es una certificación más estricta que la ISO 14001, ya que además de los requisitos exigidos por ésta, también obliga a realizar una declaración medioambiental anualmente, el propósito de la cual es informar al público y a todas las partes interesadas del comportamiento de la organización en


785

materia de medio ambiente. Asimismo, dicha declaración tiene que ser validada por un verificador medioambiental acreditado. La complejidad en la gestión de las playas con usos recreativos intensivos ha hecho que cada vez más municipios litorales buscaran a través de los SGA herramientas mucho más adecuadas a las necesidades de gestión de las playas, que facilitaran su monitoreo y, al mismo tiempo, les permitieran obtener una nueva certificación más exigente y con unos requerimientos de calidad de los servicios y el entorno, así como un control operacional más exhaustivo. En España, ya desde el año 2003, empiezan a usarse los SGA y, a menudo, han funcionado como una alternativa a la Bandera Azul. Las ventajas que presentan respecto a ésta son varias, entre las cuales cabe destacar: 1. Permiten identificar los aspectos ambientales de mejora en la gestión ambiental integrada del

litoral del municipio. E impulsar de manera activa programas concretos de mejora en base a unos objetivos mesurables.

2. Habitualmente, no se aplican sólo al espacio ocupado por las playas, sino que también se extienden al entorno inmediato a éstas: paseos marítimos, caminos de ronda, zonas de aparcamiento y accesos a las playas, parques urbanos litorales, etc.

3. Permiten también establecer un control sobre la gestión que realizan las diferentes empresas concesionarias de servicios, sean de temporada o permanentes, procurando que tengan el menor impacto ambiental posible.

4. Propician la minimización de residuos, el ahorro de recursos (energía y/o agua), la reducción de emisiones atmosféricas, etc.

4. ÁMBITO DE ESTUDIO Figura 1. Mapa del área de estudio

Para analizar la implantación de los principales sistemas de certificación ambiental se han seleccionado un conjunto de seis municipios de la Costa Brava, los cuales forman parte de las dos grandes bahías del litoral gerundense: la bahía de Roses y la bahía de Palamós.


786

Dichos municipios corresponden pues a núcleos eminentemente turísticos, con una elevada afluencia poblacional de carácter estacional, caracterizados por un modelo de turismo residencial que genera una intensa ocupación del territorio. Las playas seleccionadas corresponden a los municipios de Roses, Castelló d’Empúries, Sant Pere Pescador y L’Escala, en la bahía de Roses, y a los municipios de Palamós y Calonge, en la bahía de Palamós. Éstas, son playas de estructura de fondo de bahía y playas largas, semi‐rectilíneas, con arenas finas procedentes de sedimentos fluviales, que quedan delimitadas en sus extremos por acantilados y encajadas calas de materiales gruesos. Asimismo, algunas de ellas (Calonge‐Sant Antoni), debido a graves problemas de erosión a sobrevento, se mantienen gracias a la construcción de infraestructuras de defensa y a una continua regeneración de arenas, originando un perfil de playa altamente artificializado. 5. ANÁLISIS DE RESULTADOS En las dos zonas analizadas, sobre todo la correspondiente a la bahía de Roses, se han certificado solamente aquellos municipios y playas con mayores intereses turísticos. Así, en el municipio de Sant Pere Pescador, con un peso substancial del sector agrícola, y en pequeñas calas de escasa superficie y de difícil acceso, del resto de municipios, no han ondeado jamás la Bandera Azul, ni tampoco han optado a los SGA. Respecto a la Bandera Azul, cabe decir que la Costa Brava desde el inicio participa de la Campaña y siempre ha destacado por el número de galardones obtenidos, en la tabla 1 se observa que ha habido progresivamente una pérdida de banderas a favor de la implantación de los SGA. En general, se han certificado playas de carácter urbano y semi‐urbano, salvo algunas pocas excepciones, de fácil acceso y elevada frecuentación. El comportamiento en la zona analizada ha sido muy diverso: hay municipios con playas pioneras en ondear la Bandera Azul y que aún mantienen el galardón combinado con los SGA (por ejemplo, Palamós y Calonge‐Sant Antoni); otros han substituido la Bandera Azul por la ISO 14001 y la EMAS (por ejemplo, Roses y l’Escala); y, finalmente, existen algunos municipios que se añadieron tardíamente a la campaña Bandera Azul justo cuando muchos la abandonaban (por ejemplo, Castelló d’Empúries). En cualquier caso, las playas que aún mantienen dicho distintivo se caracterizan por su alto grado de urbanización y antropización, buscan a través de éste el prestigio y popularidad que tiene dentro del sector turístico, así como satisfacer las expectativas de una demanda tradicional. Uno de los aspectos positivos que ha tenido la campaña Bandera Azul han sido las actividades de información y educación ambiental que han desarrollado los municipios para cumplir con el requisito obligatorio. Tomando de ejemplo el municipio de Calonge‐Sant Antoni (tabla 2) se aprecia como durante la campaña 2010 ha cumplido sobradamente la exigencia de organizar dichas actividades: trece de las cinco exigidas, aunque pocas de ellas se han ubicado en el espacio propio de la playa o han estado relacionadas con ésta (no alcanzan una tercera parte). No obstante, el objetivo de la FEE es sensibilizar tanto a la población local como a la turística en la adopción de nuevos hábitos respetuosos con el medio ambiente en su práctica cotidiana, incluyendo las actividades que realizan cuando frecuentan la playa. De hecho, lo que pretende la FEE, con la oportunidad que le brinda la Bandera Azul, es propagar el paradigma de la sostenibilidad en la sociedad en general, no solamente en la turística. Y, respecto a los SGA, la Costa Brava, a través del municipio de Roses, también ha sido pionera en la implantación de éstos, con un efecto multiplicador, pues actualmente son pocos los municipios que todavía no los tienen implantados. Uno de los primeros aspectos a destacar (tabla 1) es la ampliación del número de playas certificadas, ya que muchas de ellas por sus dimensiones o por sus características naturales jamás se habrían certificado con la Bandera Azul. Ello ha supuesto para del plan de usos.


787

dichas playas el hecho de poder disponer de una herramienta que permitiera gestionar de forma integrada sus aspectos ambientales, hasta el momento de certificarse reguladas solamente a través del plan de usos. Tabla 1. Municipios con playas certificadas: Bandera Azul, ISO 14001 y EMAS

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

Bandera Azul

ISO 14001

EMAS

Platja de Can Cristus

Platja de Ses Torretes

Castelló d'Empúries

L'EscalaPlatja d'Empuribrava

Platja de Riells

Port d’en Perris

La Platja

Platja del Portitxol

Platja de Les Muscleres

Platja del Moll Grec

Platja Roca Bona

Cala Cap de Planes

Platja d'Es MonestríCalonge - Sant Antoni

Cala Canyers

Cala Corbs

Cala Estreta

Platja de Pere Grau

Cala de Morro del Vedell

Cala Pots

Platja de Torre Valentina

Roses

Palamós

La Murtra

Cala Rostella

Cala Montjoi - Calís

Calitjàs

La Punta

Palangrers

Canyelles Petites

Canyelles Grosses

Platja de Sant Antoni

Cala Pelosa

Cala Jòncols

Platja de Castell

Cala Margarida

Sa Tamardia

Platja de la Fosca

Cala Remendon

Cala s’Alguer

Platja Gran

Santa Margarida

Salatar

El Rastrell

La Nova

Playa con paseo marítimo certificado con SGA

Playa urbanaPlaya semi-urbanaPlaya semi-natural

Playa natural


788

Tabla 2. Calonge: Actividades de educación ambiental Campaña Bandera Azul, 2010

Otro aspecto a resaltar es la ampliación del espacio gestionado, incorporando otras zonas colindantes con las playas certificadas. A menudo, se trata de paseos marítimos que limitan con las playas urbanas; es el caso de las playas principales de Roses, Palamós y Calonge‐Sant Antoni. En Palamós, además, se han certificado otros espacios públicos como el camino de ronda que une la fachada litoral, zonas de aparcamiento y acceso a la playa y parques urbanos litorales con áreas de pic‐nic. Seguramente por la experiencia adquirida, Roses (ha realizado ya la octava revisión y evaluación de la Declaración Ambiental) es el mejor ejemplo de llevar a cabo un plan de mejora integral de sus playas a través de su SGA. La tabla 3 muestra un grado de cumplimiento elevado de los hitos comprometidos en la Declaración Ambiental del 2010, ya que de los ocho objetivos definidos en el año anterior se han cumplido enteramente la mitad. Por razones de tipo administrativo, y no por falta de voluntad, dos de ellos se han cumplido sólo parcialmente: el 1 “mejorar la calidad de los servicios de las playas y calas naturales”, dónde ha fallado el hito referente a “incrementar la limpieza de las calas naturales” por motivos relacionados con el contrato de la empresa encargada de la limpieza; y el 5 “mejorar el aspecto general de la cala de La Pelosa” por motivo de demora de la aprobación de un proyecto para retirar las embarcaciones depositadas en la arena de dicha cala. Solamente no se han cumplido los dos últimos objetivos al no haberse elaborado sendos planes para llevarlos a cabo. El periodo de un año es muy breve para ejecutar determinados proyectos, por ello el EMAS es un proceso dinámico y continuo, que estimula la mejora progresiva, no penaliza sino que insta a completar los programas iniciados, a cumplir los que no se han ejecutado, a desarrollar de nuevos y a continuar con aquellos que están dando buenos resultados. Tabla 3. Declaración Ambiental de Roses: Cumplimiento del programa de Medio Ambiente, 2010

1 Ceniceros de playa de plástico reciclado.2 Bolsas reutilizables biodegradables para los comercios locales.3 Fiesta del árbol.4 Fiesta del agua (promoción de las campañas ambientales e iniciativas respecto a las playas).5 Recogida de la materia orgánica en el municipio.

6Mejoras en materia de residuos: aumento de los puntos verdes en las playas, apantallamiento decontenedores, contenedores subterráneos y papeleras.

7 Mercado de segunda mano.8 Edición de folleto plegable con toda la información de las playas del municipio – Guía de conducta.9 Fomento de la separación de aceite vegetal usado en los hogares.10 Fomento del compostaje doméstico.11 Ambientalización de las fiestas populares.12 Evitar los excrementos de mascotas en la calle (edición de carteles informativos).13 Educación ambiental en las escuelas del municipio.

Objetivo Cumplimiento1 Mejorar la calidad de los servicios de las playas y calas naturales. Si, parcial.2 Mantener el consumo de agua total en las playas. Si

3 Mejorar el conocimiento del entorno y la sensibilidad ambiental de los usuariosen las playas.

Si

4 Mejorar la calidad ambiental y paisajística de los elementos urbanos de lasplayas y del Paseo Marítimo.

Si

5 Mejorar el aspecto general de la cala de La Pelosa. Si, parcial.6 Ambientalizar las oficinas municipales. Si7 Mejorar la conservación de los fondos marinos. No8 Mejorar la calidad de las ocupaciones de las playas y las calas naturales No


789

Por este motivo, los objetivos verificados en la Declaración Ambiental de 2010 para el Programa ambiental a desarrollar en el 2011 a los que se compromete Roses incluye los mismos que el año anterior, eliminando solamente el correspondiente a “ambientalizar las oficinas municipales” por haberse ya consolidado. 6. CONCLUSIONES Sin duda, la inquietud por la crisis y obsolescencia del modelo turístico tradicional de sol y playa que ya se empezaba a notar a mediados de los años ochenta, la necesidad de competir con nuevos destinos litorales de mayor atractivo paisajístico, las exigencias ambientales de las nuevas demandas, la degradación del paisaje costero y el agotamiento de los recursos naturales básicos despertaron el interés de los municipios del litoral en obtener la Bandera Azul para certificar sus playas más frecuentadas. Veían en ésta la posibilidad de recuperar un prestigio que estaban perdiendo y de proyectar, sobre todo en el exterior, una buena imagen, asociada a unas playas que cumplen con unos estándares de calidad en aspectos medioambientales, en la prestación de servicios, en la seguridad y en la atención al bañista. Así, algunos municipios de la Costa Brava con larga tradición turística prontamente se sumaron a la Campaña Bandera Azul y ondearon de forma ininterrumpida el galardón en sus playas más urbanas. Sin embargo, a partir del nuevo milenio, cuando la Bandera Azul se expande fuera del continente europeo, se masifica proyectando una imagen de una playa estática y estandarizada. Consecuentemente y de forma progresiva muchos de estos municipios substituyen la popular e histórica Bandera Azul por las nuevas certificaciones alternativas (los SGA: ISO 14001 y EMAS) con el objetivo de encontrar una nueva acreditación ambiental que pueda, al mismo tiempo, ser usada como una herramienta de gestión que se adapte a las complejidades de manejo y singularidades de sus playas, y permita innovar y diferenciarse en materia de sostenibilidad ambiental del turismo. Los SGA han demostrado ser un buen instrumento de gestión integrada del litoral, han ampliado el espacio de gestión al entorno de las playas y han incluido aquellas otras playas con connotaciones más naturales. Pero sus beneficios son difícilmente visibles a los ojos del turista típico de masas y no se convierten en un estandarte de promoción turística. Por este motivo, aquellos municipios con litorales muy urbanizados y profundamente transformados (como Calonge‐Sant Antoni) no renuncian a la prestigiosa Bandera Azul, prefieren combinar ambas certificaciones complementando los beneficios que les aportan una y otra. Seguramente, por desconocimiento y también por el esfuerzo que comportan todos los aspectos burocráticos, todavía existen municipios que no han hecho la apuesta por certificar sus playas. En este sentido, sería conveniente que la Federación Española de Municipios y Provincias y/o la Secretaría de Estado de Turismo incorporaran dentro de sus políticas y planes de actuación un programa de asesoramiento y ayuda para potenciar la certificación ambiental de las playas españolas en pro de la gestión integrada y la sostenibilidad del litoral.

AGRADECIMIENTOS El trabajo descrito en esta comunicación se ha realizado en el marco del proyecto MEVAPLAYA‐II: “Metodologías y conocimientos para validar un nuevo modelo integral de gestión de playas como objetivo de la GIZC” (Ref. nº CS02009‐14589‐C03), el cual ha recibido una ayuda del Programa Nacional de I+D del Ministerio de Ciencia e Innovación.


790

BIBLIOGRAFIA • Ariza, E.; Jiménez, J.A.; Sardá, R.; Villares, M.; Pintó, J.; Fraguell, R.; Roca, E.; Martí, C.; Valdemoro, H.; Ballester, R.; Fluviá, M., 2010, Proposal for a Beach Integral Quality Index for urban and urbanized beahes, Environmental Management, 45, 998‐1013. • Font, X. y Buckley, R.C. (eds.), 2001, Tourism ecolabelling, certification and promotion of sustainable management, Wallingford, Oxon, CABI Publishing. • Fraguell, R.M., 1997, Playas de primera y de segunda. El litoral catalán objeto de evaluación, in Dinámica litoral‐interior: Actas XV Congreso de Geógrafos Españoles, Santiago de Compostela, Servicio de Publicaciones de la Universidad de Santiago de Compostela, 97‐114. • Fuster, A.; Comaposada, C. y Gomà, M., 2000, Auditories de competitivitat en temes ambientals al sector turístic, Girona, Patronat de Turisme Costa Brava Girona. • Jamieson, W; Kelovkar, A.; Sunalai, P. y Mandke, P., 2003, A manual for water and waste management: what the tourism industry can do to improve its performance, París, UNEP. • Merlin, P., 2008, Tourism et aménagement touristique, des objectifs inconcialiables?, París, La documentation Française. • PNUMA‐UNEP, OMT‐WTO y FEE, 1996, Awards for improving the coastal environment: the example of the Blue Flag, United Nations Publications. • PNUMA‐UNEP, 1998, Ecolabels in the Tourist Industry, United Nations Publications. • Priestley, G.K y Llurdés, J.C. (dir.), 2007, Estrategia y gestión del turismo en el municipio, Bellaterra, Servicio de Publicaciones de la Universidad Autònoma de Barcelona. • Valdés, L. y Pérez Fernández, J.M. (dir.), 2003, Experiencias públicas y privadas en el desarrollo de un modelo de turismo sostenible, Oviedo, Fundación Universitaria de Oviedo.


791

2.40. METODOLOGIA APLICADA PARA EL ESTUDIO: IMPACTO DE LOS USOS DE SUELO Y CALIDAD DE AGUA EN LAS COMUNIDADES DE ARRECIFES DE CORAL EN

LA RESERVA MARINA DE TRES PALMAS (RINCON‐PUERTO RICO)

P. Méndez‐Lázaro¹, J. Norat‐Ramirez¹, E.A. Hernández‐Delgado², L. Cordero‐Rivera¹, A. Nieves‐Santiago¹

1 Universidad de Puerto Rico, Escuela Graduada de Salud Pública, Departamento de Salud Ambiental. Recinto de Ciencias Médicas PO Box 365067, San Juan, Puerto Rico 00936‐5067. [email protected]; [email protected] ; [email protected]; [email protected] 2 Universidad de Puerto Rico, Centro de Ecología Tropical Aplicada y Conservación, Grupo de Investigación en Arrecifes de Coral, Apt. 23360, San Juan, Puerto Rico 00931‐3360 [email protected] Palabras claves: arrecifes de coral, calidad de agua, cuencas hidrográficas, reserva marina, Puerto Rico RESUMEN

Este proyecto tiene el propósito de determinar el impacto de la contaminación bacteriológica de origen disperso en los arrecifes de coral (Acropora palmata) de la Reserva Marina Tres Palmas localizada en el municipio de Rincón, al oeste de Puerto Rico. La Reserva Marina tiene una superficie de 83 hectáreas en forma rectangular con una orientación de norte a sur. Incluye 1180 metros lineales de costa y el límite marítimo se extiende hasta los 20 metros de profundidad, delimitado por el contorno.

Dicho proyecto consta de 12 viajes de campo aproximadamente los cuales se distribuyen a lo largo del año y en los cuales se tomarán muestras de calidad de agua. Fueron seleccionadas nueve estaciones de monitoreo en agua marina; cuatro de ellas dentro de la reserva marina y cinco de ellas fuera de la misma. Esas localidades se seleccionaron usando SIG y son localizadas en el campo con GPS. Entre los datos recolectados in‐situ se incluyen los parámetros físicos del agua en cada punto de muestreo. Todas las muestras son transportadas y procesadas en el laboratorio del Departamento de Salud Ambiental para determinar la presencia de Coliformes Fecales (FC) en aguas marinas mediante el Método de Filtración de Membrana‐ Standard Method (SM) 9222D. Para determinar la presencia de Enterococos (E) en aguas marinas se utilizó el Método de Filtración de Membrana‐ Standard Method (SM) 9230. Ambos análisis nos permiten evaluar aguas para determinar si éstas contienen microorganismos provenientes del tracto gastrointestinal y determinan el número de enterococos fecales y coliformes fecales en muestras de aguas marinas.

Con el objetivo de poder identificar las áreas de drenaje que puedan tener impacto en la Reserva Marina se construyó una caracterización hidrológica del área de estudio. Para ello se utilizaron los SIG (ArcGIS 9.3), la herramienta HEC‐GeoHMS v.5.0 Geospatial Hydrologic Modelling Extension del Cuerpo de Ingeniero de los EEUU, el modelo de elevación digital (DEM por sus siglas en inglés), las bases de datos del National Hydrography Dataset (NHD) y National Landcover Dataset para caracterizar los usos de suelo y la red hidrográfica. Esta caracterización nos permitió identificar y delimitar sub‐cuencas cercanas a la reserva marina donde existen fosas sépticas y las comunidades locales no cuentan con servicio de acueductos para las aguas usadas.

Para la caracterización de corales se han utilizado transectos circulares con radio de 5.6m (área= 100 m2 c/u) en distintos puntos de la reserva para evaluar el impacto ecológico de la contaminación bacteriológica. Los datos colectados incluyen diversos parámetros de la especie (ej. largo, ancho y alto máximo, % cobertura tejido vivo, % mortandad antigua, % mortandad reciente, % blanqueamiento (si alguno), % frecuencia enfermedades, abundancia de damiselas, caracoles coralivoros y gusanos de fuego (coralivoros) y cualquier otra condición.


792

1. INTRODUCCIÓN Puerto Rico cuenta con patrimonios culturales y naturales muy valiosos en sus zonas marinas y

costeras, entre ellos manglares, lagunas, estuarios, comunidades de hierbas marinas, planicies de algas y arrecifes de coral. Los arrecifes de coral son ecosistemas marinos complejos que albergan una gran diversidad de especies, comparados en muchas ocasiones con grandes ciudades del mundo o las selvas tropicales debido a la riqueza de especies y a la cantidad de individuos que cohabitan, entre ellos corales, esponjas, múltiples invertebrados y peces, muchos de ellos de gran importancia comercial. Existen sobre 60 especies de corales pétreos constructores de arrecifes en Puerto Rico (Hernández‐Delgado, 2000). El valor principal de estos ecosistemas radica en sostener una biodiversidad amplia, en sostener las pesquerías más importantes de muchos países tropicales, en constituir una fuente de productos naturales con valor farmacológico, en funcionar como un rompeolas natural que brinda protección a la costa durante eventos contra el impacto del oleaje de huracanes, en tener un rol vital como sumidero de dióxido de carbono atmosférico, y en constituir una fuente sustancial de ingresos para muchos países debido a los beneficios derivados de las pesquerías y su valor turístico y recreativo (Hernández‐Delgado, 2005).

Sin embargo, como ocurre en muchos otros países, todo este patrimonio natural se está viendo amenazado debido a diversos factores antropogénicos responsables de causar la pérdida de muchos arrecifes de coral. Aunque muchos de estos impactos están asociados indirectamente a cambios globales en el clima (Hernández‐Pacheco et al., 2011) y a las condiciones oceanográficas (Eakin et al., 2010), muchos otros son impactos localizados relacionados a la intervención y actividades humanas, entre ellos la sobre pesca, el urbanismo y las descargas de agua contaminadas (Hernández‐Delgado et al., 2005, 2010, en imprenta; Hernández‐Delgado y Sandoz Vera, 2010). Debido al impacto combinado de muchos de estos factores, la degradación ambiental en las zonas costeras de la isla ha incrementado significativamente durante los años recientes (Seguinot y Méndez, 2009).

Mayormente, los ecosistemas de arrecifes de coral adyacentes a la costa están influenciados por una serie de procesos que están a su vez altamente influenciados por los cambios en los patrones usos de suelo y relacionados al impacto y magnitud de las descargas terrestres a través de las cuencas hidrográficas que drenan en la costa (Golbuu et al., 2011). Estas actividades humanas en las cuencas hidrográficas han sido causantes de la degradación de arrecifes costeros (Bonkosky et al., 2009; Hernández Delgado et al., 2010, en imprenta) y se ha documentado en muchos países que las mismas pueden afectar adversamente las poblaciones de organismos marinos de alto valor ecológico, económico y cultural (Wolansky et al., 2004; 2009).

Las cuencas hidrográficas son áreas de captación que integran todas las aguas superficiales dentro de un sistema de drenaje natural y cumplen un papel importante como fuente de alimento, abastecimiento de agua, energía, recreación, transporte de sedimento y nutrientes Méndez‐Lázaro (2011). Aunque no hay una respuesta hidrológica única a las alteraciones en el territorio, se establece que los cambios en la estructura y composición del paisaje (tierras agrícolas, urbanización y deforestación) influyen fuertemente en una serie de procesos eco‐hidrológicos a escalas espaciales y temporales variables, incluyendo la escorrentía, la erosión de la superficie del suelo, el intercambio de solutos y nutrientes, y la calidad del agua (Méndez‐Lázaro y Martínez‐Fernández, 2010).

Los efluentes contaminados de los alcantarilladlos sanitarios y pluviales, los fertilizantes químicos y los pesticidas, así como todo tipo de desechos humanos se encuentran y se descargan en las aguas costeras después del recorrido por las áreas de drenajes. En el municipio de Rincón, localizado al noreste de Puerto Rico (Figura 3), estas descargas de agua añaden mayor contaminación a la gran cantidad de materiales orgánicos que alcanzan los ríos y quebradas que desembocan en la costa. Algunos de estos cuerpos están contaminados con aguas usadas y sedimentos en suspensión procedentes de las residencias y complejos turísticos locales. Las interfaces entre la gestión los recursos hídricos y los


793

problemas de las zonas costeras, naturalmente, están enfocadas en las áreas circundantes a las desembocaduras, estuarios y deltas.

A escala global, se ha evidenciado un colapso dramático de los caladeros de peces, un aumento en la contaminación de las aguas marinas y un urbanismo costero que afecta tanto a la economía como a la ecología de los recursos marinos. Ante estos sucesos, las reservas marinas han surgido como respuesta de mitigación de impactos ante estos problemas. La idea de establecer reservas marinas surgión para regular el uso de los recursos naturales de un área designada y promover el reabastecimiento de organismos protegidos como pueden ser muchas de las especies que habitan en los arrecifes de coral, tales como los peces, entre otros.

Los corales cuerno de alce (Acropora palmata) y cuerno de ciervo (A. cervicornis) son especies que se encuentran desde el 2006 en la lista de especies amenazadas bajo la Ley Federal de Especies en Peligro de Extinción de los Estados Unidos de América, incluyendo a Puerto Rico. Una de las poblaciones remanentes más importantes de A. palmata en todo el noreste del Caribe se encuentra en la Reserva Marina Tres Palmas (RMTP) en Rincón. Entre las principales preocupaciones ambientales de la Administración Nacional Oceanográfica y Atmosférica (NOAA, por sus siglas en inglés), agencia federal estadounidense en cargada del manejo de los recursos marinos en aguas federales, y del Departamento de Recursos Naturales y Ambientales de Puerto Rico (DRNA), agencia estatal que cumple las mismas funciones en las aguas territoriales de Puerto Rico, es la disminución crónica de la calidad del agua asociada a las descargas de escorrentías turbias recurrentes y la contaminación de aguas residuales en la zona.

La Junta de Calidad Ambiental (JCA), agencia estatal encargada del monitoreo de la calidad del agua, y la organización no gubernamental sin fines de Lucro Surfrider Foundation – Capítulo de Puerto Rico – han realizado un esfuerzo de monitoreo de la calidad microbiológica del agua en las costas de Rincón. Sin embargo, ninguno de dichos esfuerzos ha logrado documentar qué relación existe entre la calidad microbiológica del agua en la costa, los cambios en los patrones de uso del suelo y los cambios en la condición de los arrecifes de coral en la RMTP. El objetivo principal de este trabajo fue validar la metodología para determinar el impacto de los usos de suelo y calidad de agua en las comunidades de arrecifes de coral en la RMTP utilizando un análisis de cuencas con sistemas de información geográfica (SIG). Con esto se estudiaron las redes fluviales perennes e intermitentes que discurren por el municipio de Rincón y que drenan sus aguas en la reserva marina.

2. METODOLOGÍA 2.1. Características del Área de Estudio

Se determinó cual ha sido el impacto de contaminación bacteriológica de origen disperso en los

arrecifes de coral en la RMTP (Figura 2), con mayor énfasis en las poblaciones del coral cuerno de alce (Acropora palmata). El área de estudio comprende la RMTP en su totalidad, el municipio de Rincón y las cuencas hidrográficas principales aledañas, el área costanera, y la zona comprendida entre Quebrada Piletas y Quebrada Los Ramos.

La reserva marina tiene un área de 83 hectáreas con una orientación de norte a sur. Incluye 1180 metros lineales de costa y se extiende hasta el borde de la plataforma insular a unos 20 metros de profundidad. El área de la Reserva Marina es considerada patrimonio del Pueblo de Puerto Rico según estipula el artículo 6 de la Ley Número 17, apéndice 1. Los terrenos costeros aledaños a la Reserva son de propiedad privada. Algunos de estos terrenos tienen desarrollo agrícola (ganadería) y otros desarrollos de viviendas privadas o urbanizaciones (Valdés‐Pizzini et al., 2008).


794

Figura 1. Municipio de Rincón, cuenca Área Costanera Quebrada Piletas a Quebrada Los Ramos y sub‐cuencas

En cuanto a la superficie emergida próxima a la Reserva, está la cuenca principal Área Costanera

Quebrada Piletas a Quebrada Los Ramos. Esta es la unidad hidrológica más occidental de la isla grande de Puerto Rico y tiene una superficie de 11.1km². Cuenta con un relieve muy accidentado y con varios cauces, algunos perennes y su gran mayoría intermitentes que drenan cantidades grandes de agua en episodios de lluvia considerables. Aunque no muestra grandes elevaciones, el municipio de Rincón cuenta con un relieve muy montañoso siendo mucho más llano a medida en que nos acercamos al litoral occidental. Su elevación máxima puede alcanzar los 200 metros sobre el nivel medio del mar cercano al Barrio de Atalaya y Jaguey.

2.2. Métodos de análisis de cuencas con Sistemas de Información Geográficas

En este trabajo se utilizan modelos de elevación digital (DEM, por sus siglas en inglés) de alta

resolución, la tecnología de los SIG y las técnicas de computadoras para adquirir una serie de datos sobre las cuencas hidrográficas. Los hidrólogos utilizan diversas fuentes de información y datos para determinar la calidad del agua, la disponibilidad del recurso, prevenir inundaciones, entender los asuntos ambientales del entorno y manejar los recursos hídricos (Maidment, 2002). Se construyó una caracterización hidrológica del área de estudio con el objetivo de poder identificar las áreas de drenaje que puedan tener impacto en la Reserva Marina. Para ello, se obtuvieron los cuadrángulos de los DEM en la Oficina de Gerencia y Presupuesto para el oeste de Puerto Rico. El DEM de alta resolución (5 x 5 metros) se basa en datos de elevación del modelo digital de terreno (MDT) del mapa base planimétrico del Centro de Recaudación de Ingresos Municipales (CRIM) para el 1996‐98. La escala de los mapas planimétricos es de 1:2,000. El sistema de coordenadas utilizado fue el NAD83/Puerto Rico & Virgin Islands basado en el sistema de proyección: Lambert_Conformal_Conic.

También se recopiló el banco de datos geoespacial del National Hydrography Dataset (NHD) del Servicio Geológico de los Estados Unidos (USGS por sus siglas en inglés). Los mismos contienen


795

características de cuerpos de agua así como lagos, embalses, ríos, canales, entre otros, creados para análisis de recursos hídricos superficiales. Para caracterizar los usos de suelo en el área de estudio se obtuvo la información del National Landcover Dataset y el GAP Analysis. Se utilizó el programa de SIG ArcGIS 9.3 y la herramienta HEC v.5.0. Geospatial Hydrologic Modeling GeoHMS. La herramienta HEC v5.0 permite visualizar la información espacial, documentar las características de las cuencas hidrográficas, trabajar con análisis y estadísticas espaciales, delimitar sub‐cuencas, ríos, quebradas y riachuelos. ArcHydro es un modelo de datos geoespaciales y temporales de los recursos hídricos que opera dentro de ArcGIS y es una estructura de datos que apoya los modelos de simulación hidrológica, aunque no es en sí un modelo de simulación (Maidment, 2002).

2.3. Métodos y protocolo para análisis de calidad de agua bacteriológica en el laboratorio

Se estableció un total de nueve estaciones de muestreo de la calidad microbiológica del agua. Cuatro

se encuentran localizadas dentro de la RMTP. Las cinco restantes son las estaciones control fuera de la RMTP y se localizaron en áreas adyacentes. Durante cada visita se colectaron triplicados de muestras de agua a las cuales se les determinó la densidad de coliformes fecales y enterococos utilizando el Método de Filtración de Membrana 9222D y 9230 C, respectivamente (APHA, 1995). Además, se procesaron muestras de calidad de agua para llevar a cabo análisis de biología molecular utilizando una adaptación del Método B (EPA, 2010) para determinar la densidad de Bacteroides, microorganismo anaeróbico también de origen fecal.

2.4. Método de muestreo de calidad de agua y transectos de arrecifes de coral

Dicho proyecto consta de 12 viajes de campo aproximadamente los cuales se distribuyeron a lo largo

del año y en los cuales se tomaron muestras de calidad de agua. Se seleccionaron nueve estaciones de monitoreo en las aguas costeras; cuatro de ellas dentro de la reserva marina y cinco de ellas fuera de la misma (estaciones control). Estos puntos se seleccionaron usando SIG y se localizaron en el campo con GPS (Figura 2). Entre los datos recolectados in‐situ se incluyeron parámetros físicos del agua en cada punto de muestreo tales como temperatura de la superficie del mar, pH, salinidad, conductividad, concentración de oxígeno disuelto, turbidez, temperatura atmosférica, índice de calor, velocidad y dirección del viento, altura del oleaje y el estado mareal. Todas las muestras se transportaron y procesaron en menos de seis horas en el laboratorio del Departamento de Salud Ambiental de la Universidad de Puerto Rico‐Recinto de Ciencias Médicas para determinar la presencia de Coliformes Fecales (CF) y Enterococos (E).


796

Figura 2. Reserva Marina Tres Palmas y puntos de muestreo

Para evaluar el impacto ecológico de la contaminación bacteriológica en los arrecifes de coral y caracterizar el estado de las poblaciones del coral Cuerno de Alce (Acropora palmata) y de otros corales Acropóridos, se utilizaron 53 transectos circulares con radio de 5.6m (área= 100 m2 c/u) en distintos puntos dentro y fuera de la reserva. Estos se seleccionaron aleatoriamente utilizando las capas de información de categorías bénticas y de batimetría en SIG. Los datos colectados incluyeron diversos parámetros de la especie (ej. largo, ancho y alto máximo, % cobertura tejido vivo, % mortandad antigua, % mortandad reciente, % blanqueamiento (si alguno), % frecuencia enfermedades, abundancia de peces damiselas territorialistas (familia Pomacentridae), caracoles coralivoros (Coralliophila abbreviatta) y gusanos de fuego coralivoros (Hermodice carunculata), así como cualquier otra condición (ej. colonias fragmentadas, colonias fragmentadas pero reestablecidas en el fondo, impactos de sedimentos, etc.).


En el National Hydrographic Dataset (NHD) del Servicio Geológico Federal (USGS, por sus siglas en

inglés) se clasifican las capas de información por medio de los Hydrologic Unit Codes‐HUC (Zitello et al., 2008). En el caso de la isla de Puerto Rico, en el NHD se dividieron las capas de información en cuatro secciones que responden a los cuatro puntos cardinales de la isla. Debido a nuestro interés en el área específica de la cuenca de Rincón se seleccionó la división del NHD del área oeste la cual es identificada como HUC8‐21010003. Dentro de este paquete de capas de información, nuestro mayor interés giró en torno a la capa de información de NHD Flowline, la cual por medio de líneas describe la presencia de flujo de ríos o quebradas principales.

Para identificar los puntos de drenaje que tuviesen algún tipo de influencia en el área de interés de la cuenca hidrográfica de Rincón, fue necesaria la creación de una metodología que según Rollo y Robin (2010) puede ser obtenida mediante la identificación de la mayoría de las sub‐cuencas con mayor influencia en los flujos de drenaje principales. Con ésto se estableció la necesidad de llevar a cabo varios análisis precursores a la creación de las sub‐cuencas utilizando como punto de partida la capa de


797

información del DEM, que según Saghafian et al. (2000) dan paso a la creación de la dirección del flujo (flow direction) y las características o definiciones del cauce (stream definition).

Como próximo paso se desarrolló la capa de stream definition en donde fue necesario establecer el umbral para el área de interés en km2. Se utilizaron dos distintos valores para lograr obtener en el caso de 0.250 Km2 la definición de las sub‐cuencas de mayor influencia en la cuenca principal y el área de 0.025Km2 con el propósito de obtener la mayor definición de líneas de flujo de drenaje (Burcher, 2009). Finalmente se obtuvieron las dos capas de información finales, por medio del análisis de catchment grid delineation, las cuales presentan gráficamente en formato raster la distribución de las cuencas y las sub‐cuencas respectivamente dentro de la cuenca principal Área Costanera Quebrada Piletas y Quebrada Los Ramos.

Debido al interés de generar análisis multi‐paramétricos en el futuro utilizando la distribución de las sub‐cuencas, fue necesario crear una capa de información en formato vectorial por medio del análisis de catchment polygon processing (Figura 3). Esto se llevó a cabo con las capas generadas en el paso anterior, que permite la creación de polígonos que facilitan la incorporación de información a la tabla de atributos de cada sub‐cuenca. De esta manera, se han identificado los cuerpos de agua con impacto directo y que drenan sus aguas en la reserva a la vez que conocemos su superficie y área de captación (Tabla 1).

Figura 3. Municipio de Rincón, cuenca Área Costanera Quebrada Piletas a Quebrada Los Ramos y sub‐

cuencas que descargan en la Reserva Marina Tres Palmas


798

Tabla 1. Superficie y área de captación de las sub‐cuencas construidas CUENCAS AREA (Ha) ELEV. MAX (m)

Área Costanera Quebrada Piletas a Quebrada Los

Ramos 1114 370

Vista Azul 283 110Norte Casa China 132 111

Casa China 52 94Steps 38 104

Reserva NE1 35 93Rampa Pescadores 26 82

Reserva NE2 17 86∑ Sub‐CUENCAS 583 n/a

Una vez conocidos los cuerpos de agua que descargan en la reserva, se puede explicar con mayor

claridad la procedencia de ciertos contaminantes. Esta caracterización hidrológica construida nos permitió identificar y delimitar sub‐cuencas cerca de la reserva marina donde hay fosas sépticas y las comunidades locales no tienen servicio sanitario para las aguas residuales.

En cuanto a los corales y a la calidad del agua, se ha evidenciado preliminarmente un gradiente muy evidente de disminución en la densidad de corales Acropora palmata de valores promedio de 25.9 colonias por 100 m² en la zona central (Medio‐R) de la reserva donde descarga la sub‐cuenca Steps (de poca densidad urbanística) y de 25.6 colonias por 100 m² en la zona noreste (NR) de la misma, donde descargan las sub‐cuencas Casa China, Norte Casa China y Reserva NE1. Sin embargo, dichos valores disminuyeron a 10.4 por 100 m² en la zona sur de la reserva y a 12.4 por 100 m² en la zona en la estación control sur. No se documentaron corales en la estación control playa. Esta zona recibe descargas de las cuencas Rampa de los Pescadores y Vista Azul, las cuales reciben mayores efluentes urbanos. Igualmente, se documentó una disminución significativa en el área superficial promedio de las colonias siguiendo un gradiente de norte (1.8 m2) a sur (0.8 m2) dentro de la reserva y hacia la zona control sur (0.3 m2). El porciento de cobertura de tejido vivo por colonia fluctuó entre 57 y 75% entre las diversas zonas analizadas, y fluctuó principalmente en función del tamaño de la colonia. La cobertura disminuyó en los corales de mayor antigüedad los cuales han estado expuestos a un número mayor de perturbaciones que aquellos corales más jóvenes, los cuales numéricamente predominan hacia la zona sur de la reserva. Finalmente, se observó una tendencia de incremento en la prevalencia de mortandad reciente en las colonias hacia la zona sur de la reserva y en la zona control sur, esto debido principalmente a una condición conocida como necrosis de parches. La misma es una enfermedad letal de origen microbiano que causa la pérdida rápida de parches tejido vivo de diverso tamaño en las colonias.

El gradiente de condiciones en Acropora palmata refleja inequívocamente una relación con el gradiente de contaminación fecal del agua en función a las descargas de agua en el área de la RMTP o en zonas adyacentes a esta. El centro de la reserva, al igual que el sur, según se ha identificado en los mapas, en análisis de laboratorio y en el trabajo de campo, se encuentra justo cerca de varios arroyos intermitentes que descargan aguas turbias y contaminadas con el pasar de fuertes episodios de lluvia. En cuanto a la calidad bacteriológica del agua, se han evidenciado valores en el área sureste de la reserva que indican descargas de aguas contaminadas en las estaciones Control Sureste (C_SE) y Quebrada Club Náutico (Q_C_N). Estos puntos de muestreo quedan muy cercanos a las desembocaduras las sub‐cuencas Rampa de Pescadores y Vista Azul, siendo ésta última la sub‐cuenca de mayor superficie que drena sus aguas cercanas a la reserva.


799

4. CONCLUSIÓN De forma preliminar, la metodología aplicada nos ha permitido integrar distintas disciplinas para

atender una situación de contaminación por fuentes dispersas en la zona costera del municipio de Rincón y en específico la RMTP. Se pudo establecer una variabilidad espacial de la contaminación bacteriológica que va orientada de norte a sur, como se observó anteriormente, siendo el sur de la reserva el área más impactada por las descargas contaminadas. Igualmente, se documentó una disminución tanto en densidad cómo en el área superficial de las colonias del coral cuerno de alce (Acropora palmata) a lo largo del referido gradiente. Además, se documentó un incremento en la prevalencia de mortandad reciente en el tejido de las colonias con un incremento en la exposición de los corales a las aguas turbias y contaminadas. Mientras, cabe destacar que se han encontrado los valores más elevados de coliformes y enterococos en la misma zona.

Con esta metodología se ha podido establecer las áreas de arrecifes de corales más impactadas y documentado cartográficamente con gran certeza por dónde discurren las aguas de escorrentías antes de ser drenadas en las zonas costeras y donde drenan específicamente con respecto a la RMTP. Siendo el área de la RMTP y los arrecifes dominados por Acropora palmata, una especie que se encuentra catalogada como amenazada bajo la Ley Federal de Especies en Peligro de Extinción en los EEUU y Puerto Rico, las autoridades competentes deben establecer medidas inmediatas para manejar adecuadamente los usos de los terrenos adyacentes a la RMTP y manejar así apropiadamente sus escorrentías contaminadas. Con las sub‐cuencas recién delimitadas utilizando SIG se puede sugerir áreas prioritarias de intervención para reducir significativamente la contaminación de las aguas costeras por parte de las descargas de fosas sépticas adyacentes a la RMTP.

En consecuencia, este estudio demóstró que debe suministrarse más atención a la interacción entre la escala hidrológica y las zonas costeras. También se pone en evidencia que para proteger las zonas costeras no basta con delimitar un área protegida únicamente en la franja litoral y en el agua. Esto significa que manejar las actividades del litoral de manera integrada no solo incluye la escala espacial administrativa, sino que también la natural en la red de drenaje y su entorno. En este asunto, la escala de cuenca hidrográfica toma protagonismo ya que en un principio parte en integrar los recursos hídricos y el terreno, tanto río arriba como río abajo, aguas subterráneas, superficiales y las áreas marinas. En el caso del manejo de los ecosistemas marinos tropicales como los arrecifes de coral puede significar la diferencia entre mantener su sustentabilidad, resiliencia, beneficios, servicios y valor socio‐económico, ya de por sí amenazado por el calentamiento del mar y la acidificación marina asociado al cambio climático, o perderlo para siempre.

5. AGRADECIMIENTOS

Agradecemos al Departamento de Recursos Naturales y Ambientales del Estado Libre Asociado de

Puerto Rico y a la agencia federal National Oceanographic and Atmospheric Administration (NOAA) por el apoyo brindado a través del Task CRI‐9 PR CORAL REEFS AND WATERSHEDS STRATEGY. De igual manera, se le agradece por el apoyo parcial brindado a E.A. Hernández Delgado por el Instituto Caribeño de Arrecifes de Coral de la Universidad de Puerto Rico, Recinto de Mayagüez, y por la Fundación Nacional para la Ciencia a través del proyecto NSF HRD 0734826 a través del Centro de Ecología Tropical Aplicada y Conservación de la Universidad de Puerto Rico, Recinto de Río Piedras.


800

BIBLIOGRAFÍA

• American Public Health Association (APHA), 1995. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 19th edition. Washington, DC: American Public Health Association (APHA), American Water Works Association (AWWA), Water Environment Federation (WEF). • Bonkosky, M., Hernández‐Delgado, E.A., Sandoz, B., Robledo, I.E., Norat‐Ramírez, J., & Mattei, H., 2009. Detection of spatial fluctuations of non‐point source fecal pollution in coral reef surrounding waters in southwestern Puerto Rico using PCR‐based assays. Marine Pollution Bulletin, Vol. 58, No. 1, pp. 45‐54 • Butler, D. y Payne, J., 1995. Septic Tanks : Problems and Practice, Buildinq and Environment, Vol. 30, No. 3, pp. 419425, 199 • Burcher, C.L., 2009. Using simplified watershed hydrology to define spatially explicit ‘zones • of influence’. Hydrobiologia, 618:149–160. • Eakin,C.M., Morgan, J.A., Smith, T.B., Liu, G., Alvarez‐Filip, L., Baca, B., Bouchon, C., Brandt, M., Bruckner, A., Cameron, A., Carr, L., Chiappone, M., James, M., Crabbe, C., Day, O., de la Guardia‐Llanso, E., DiResta, D., Gilliam, D., Ginsburg, R., Gore, S., Guzmán, H., Hernández‐Delgado, E.A., Husain, E., Jeffrey, C., Jones, R., Jordán‐Dahlgren, E., Kramer, P., Lang, J., Lirman, D., Mallela, J., Manfrino, C., Maréchal, J.P., Mihaly, J., Miller, J., Mueller, E., Muller, E., Noordeloos, M., Oxenford, H., Ponce‐Taylor, D., Quinn, N., Ritchie, K., Rodríguez, S., Rodríguez‐Ramírez, A., Romano, S., Samhouri, J., Schmahl, G., Steiner, S., Taylor, M., Walsh, S., Weil, E., & Williams, E., 2010. Caribbean corals in crisis: Record thermal stress, bleaching and mortality in 2005. Plos One, Vol. 5, No, 11, e13969. doi:10.1371/journal.pone.0013969. • Golbuu, Y., van Woesik, R., Richmond, R., Harrison, P., Fabricius, K., 2011. River discharge reduces reef coral diversity in Palau, Marine Pollution Bulletin 62 (2011) 824–831 • Haugland, R.A., Siefring, S.C., Wymer, L.J., Brenner, K.P. & Dufour, A.P., 2005 Comparison of Enterococcus measurements in freshwater at two recreational beaches by quantitative polymerase chain reaction and membrane filter culture analysis, Water Research 39(4): 559‐68. • Hernández‐Delgado, E.A., Sandoz, B., Bonkosky, M., Mattei, H., & Norat, J., 2010. Impacts of non‐point source sewage pollution in elkhorn coral, Acropora palmata (Lamarck), assemblages of the southwestern Puerto Rico shelf. Proceedings of the 11th International Coral Reefs Symposium, pp. 747‐751 • Hernández‐Delgado, E.A., y Sandoz‐Vera, B., 2011. Impactos antropogénicos en los arrecifes de coral, pp. 62‐72. En, J. Seguinot‐Barbosa (ed.), Islas en Extinción: Impactos Ambientales en las Islas de Puerto Rico. Ediciones SM, Cataño, PR 255 pp. • Hernández‐Delgado, E.A., Hutchinson‐Delgado, Y.M., Laureano, R., Hernández‐Pacheco, R., Ruiz‐Maldonado, T.M., Oms, J., & Díaz, P.L. Sediment stress, water turbidity and sewage impacts on threatened Elkhorn coral (Acropora palmata) stands at Vega Baja, Puerto Rico. Proceedings of the Gulf & Caribbean Fisheries Insititute, Vol. 63 (en imprenta). • Hernández‐Pacheco, R., Hernández‐Delgado, E.A., & Sabat, A.M., 2011. Demographics of bleaching in the Caribbean reef‐building coral Montastraea annularis. Ecosphere, Vol. 2, No. 1:art9. 1‐13. doi:10.1890/ES10‐00065.1Hernández‐Delgado, E.A. 2005. Historia natural, caracterización, distribución y estado actual de los arrecifes de coral Puerto Rico, pp. 281‐356. En, R.L. Joglar (Ed.), Biodiversidad de Puerto Rico: Vertebrados Terrestres y Ecosistemas. Serie Historia Natural. Editorial Instituto de Cultura Puertorriqueña, San Juan, PR. 563 pp • Maidment, D.R. (Ed), 2002. Arc Hydro. GIS for water resources. ESRI Press. ISBN 13:978‐1‐58948‐034‐6. 208pp. • Méndez‐Lázaro, P., 2011. Manejo integrado de recursos hídricos y zonas costeras: Cambios en los usos del suelo y los impactos hidrológicos, Boletín IBERMAR Número 5 abril 2011


801

• Méndez‐Lázaro, P., Martínez‐Fernández, J., 2010. Análisis de tendencias hidroclimáticas en dos cuencas representativas de la isla de Puerto Rico, Revista Geográfica de América Central. Número Especial II Semestre 2010. ISSN 1011‐48X 98‐125. • Rollo, N., Robin, M., 2010. Relevance of watershed modelling to assess the contamination of coastal waters due to land‐based sources and activities. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 86, 518–525. • Saghafian, B.I., van Lieshout, A.M., & Rajaeil, H.M., 2000. Distributed catchment simulation using a raster GIS. International Journal of Applied Earth Observation and Geoinformation, 2(3/4), 199‐203 • Sanders, I.M., Barrios Santiago, J.C., Appeldoorm, R.S., 2005. Distribution and relative abundance of humpback whales off Western Puerto Rico during 1995‐1997. Caribbean Journal of Sciences 41:101‐107. • U.S Army Corps of Engineers (USCOE). 2010. HEC‐GeoHMS. Geospatial Hydrologic Modeling Extension. Institute for Water Resources. Hydrologic Engineering Center. • U.S Department of Agriculture (USDA), 2008. The Puerto Rico GAP Analysis. Volume 1: Land cover, vertebrate species distribution and land stewardship. General Technical Report IITF‐GTR‐39 189pp. • U.S. Environmental Protection Agency (USEPA), 2010. Method B: Bacteroidales in Water by TaqMan Quantitative Polymerase Chain Reaction (qPCR) Assay. Recuperado el 28 de febrero de 2011, de http://water.epa.gov/scitech/methods/cwa/bioindicators/upload/methodb2010.pdf • Valdés Pizzini, M., Scharrer Umpierre, M.T., Carrero Morales, C.J., Fernández Arriba, M., Muñoz Hincapié, M., 2008. Plan de Manejo de la Reserva Marina Tres Palmas, Rincón, Puerto Rico. Equipo de Facilitación del Centro Interdisciplinario de Estudios del Litoral (CIEL), Universidad de Puerto Rico en Mayagüez. Wolanski, E., Richmond, R., McCook, L. 2004. A model of the effects of land‐based, human activities on the health of coral reefs in the Great Barrier Reef and in Fouha Bay, Guam, Micronesia. Journal of Marine Systems 46 (2004) 133– 144 • Wolanski, E., Martínez, J., Richmond, R., 2009. Quantifying the impact of watershed urbanization on a coral reef: Maunalua Bay, Hawaii, Estuarine, Coastal and Shelf Science 84 (2009) 259–268. • Zitello, A.G., D.R. Whitall, A. Dieppa, J.D. Christensen, M.E. Monaco and S.O. Rohmann, 2008. Characterizing Jobos Bay, Puerto Rico: A Watershed Modeling Analysis and Monitoring Plan. NOAA Technical Memorandum NOS NCCOS 76. 81 pp.


802

2.41. MONITORAMENTO PRAIAL ANTES E DURANTE AS OBRAS DE DRAGAGEM DO PORTO DE SANTOS, SÃO PAULO (BRASIL)

C. R. de Gouveia Souza1,2 , A. P. Souza3, R. S. Ferreira1

1. Instituto Geológico‐SMA/SP. Av. Miguel Stéfano, 3900. 04301‐903. São Paulo‐SP. 2. Programa de Pós‐Graduação em Geografia Física da FFLCH‐USP. [email protected] 3. Geólogo‐Consultor Palavras‐chave: praias, monitoramento, dragagem, impactos, Porto de Santos. RESUMO

A dragagem de um canal portuário pode provocar alterações no balanço sedimentar costeiro e na

hidrodinâmica local. Assim, dependendo das características morfodinâmicas das praias locais, da hidrodinâmica costeira e sua interação com a hidrodinâmica estuarina (quando há um estuário associado), dos estoques sedimentares disponíveis e, obviamente, da nova configuração do canal e do volume de material removido, as dragagens maiores podem provocar modificações na configuração da linha de costa e mudanças na dinâmica de sedimentação costeira, levando à erosão de praias, dentre outros impactos físicos, biológicos e químicos. No período entre março/2010 e novembro/2011 ocorreram obras de dragagem para o aprofundamento do canal de acesso/navegação Porto de Santos, que passou de 12,9 para 16 m de profundidade e de 150 para 220 m de largura. No âmbito do licenciamento ambiental dessas obras foram desenvolvidos 28 programas de monitoramento ambiental, visando à avaliação de possíveis impactos e proposição de medidas de mitigação e/ou compensação, se necessárias. Um desses programas é o Programa de Monitoramento do Perfil Praial (PMPPr), que acompanha mensalmente, desde janeiro/2010, as sete praias do município de Santos (José Menino, Pompéia, Gonzaga, Boqueirão, Embaré, Aparecida e Ponta da Praia), a Praia do Itararé (município de São Vicente) e a Praia do Góes (município do Guarujá), todas localizadas ao fundo da Baía de Santos. É importante ressaltar que, levando em consideração as características dessa costa, se os impactos ocorrerem nessas praias, a velocidade será lenta e, devido à maior proximidade do canal, se iniciarão na Ponta da Praia de Santos, área que sofre erosão acelerada há várias décadas. Este trabalho apresenta alguns resultados do monitoramento realizado nessas praias no período pré e durante as obras de dragagem, para qual foi desenvolvida uma abordagem metodológica específica e baseada nas características das praias locais. O monitoramento foi efetuado por meio da perfilagem praial em 33 pontos distribuídos nessas praias, e realizado mensalmente durante uma fase de maré de quadratura. O ano de 2010 foi anômalo em termos de eventos meteorológicos‐oceanográficos, ocorrendo ressacas (marés meteorológicas positivas) de média a fraca intensidade durante o ano todo. Em 2011 esses eventos estiveram concentrados nos meses de março e maio, porém envolveram forte intensidade. O segmento formado pela Praia do Itararé e a Praia do José Menino (até o espigão do Emissário submarinho de Santos‐São Vicente), mostrou‐se o mais estável de todos, apresentando muito pouca variabilidade morfológica e alta homogeneidade granulométrica tanto ao longo da praia quanto do tempo. O segmento Emissário‐Ponta da Praia (Santos) apresentou maior variabilidade morfológica e pouco menor homogeneidade granulométrica ao longo da praia e do tempo em relação ao segmento vizinho. A Praia do Góes, por outro lado, apresentou grandes variações morfológicas e texturais, as quais foram condicionadas por um fenômeno conhecido por rotação praial e iniciado pouco tempo antes das dragagens, tendo sido observado também em fotografias aéreas de meados da década de 1980. Até o momento não foram constatados impactos diretos das obras de dragagem nessas praias. Todos os eventos e processos observados foram atribuídos a respostas dessas praias aos eventos meteorológicos‐oceanográficos que ocorreram nesses 18 meses de monitoramento.


803

1. INTRODUÇÃO Atividades de dragagem de aprofundamento e alargamento do canal de navegação de um porto

podem desequilibrar os processos sedimentares das praias próximas a ele, sendo a erosão dessas praias um dos tipos possíveis de impactos físicos.

O Porto de Santos operou obras de dragagem de aprofundamento (de 12,9 para 15 m) e alargamento (de 150 para 220 m) de todo o seu canal de navegação e acesso, desde a Baía de Santos até o interior do Estuário, de março/2010 até provavelmente dezembro/2011.

Para o licenciamento ambiental dessa obra, o IBAMA (Instituto Brasileiro de Meio Ambiente) exigiu o desenvolvimento de 28 programas de monitoramento ambiental, dentre os quais o Programa de Monitoramento do Perfil Praial (PMPPr).

O PMPPr compreende o monitoramento das praias de Santos (município de Santos), do de Itararé (município de São Vicente) e do Góes (município do Guarujá), todas localizadas no interior da Baía de Santos (Figura 1), com o objetivo de estudar sua dinâmica sedimentar e verificar se e como as mesmas estão sendo impactadas fisicamente pelas dragagens.

Figura 1. Localização dos segmentos praiais e dos perfis de monitoramento

As praias estudadas são urbanas, mas apresentam diferentes estágios e históricos de

antropização e de uso regular. A urbanização nas praias de Santos teve início em meados do século XIX. Na primeira década do

século XX são efetuadas as primeiras obras de impacto na orla, conhecidas como canais de saneamento de Saturnino de Brito, e que segmentaram o arco praial em seis segmentos menores. Em 1973, outra grande obra também ligada ao saneamento, o Emissário submarino de Santos‐São Vicente, cujo extenso espigão de pedras de condução da bra permaneceu no local, isolando o extremo oeste da Praia de Santos para o lado da Praia do Itararé. O extremo leste dessa praia (Ponta da Praia de Santos) foi urbanizado entre as décadas de 1920 e 1940, com a instalação de clubes náuticos, uma linha de bonde e, finalmente, a construção de um muro de arrimo e da avenida à beira‐mar sobre a praia. No decorrer das décadas seguintes, anteparos de pedra foram sendo instalados ao longo de um vasto trecho da entrada do Canal Estuarino, e sucessivamente prolongados para oeste à medida que a erosão prograda rumo ao Canal 6.

A Praia do Itararé foi urbanizada somente na década de 1990. Sua larga e extensa faixa de areia é produto do fechamento artificial de um tômbolo que existia entre essa praia e a Ilha Porchat, em 1944, que interrompeu a deriva litorânea prevalecente para oeste e acabou promovendo a intensa deposição de sedimentos nessa praia.

O estado morfodinâmico de ambos os segmentos praiais é dissipativo de baixa energia (praias abrigadas) com tendências intermediárias (Souza, 1997).


804

A Praia do Góes fica do outro lado da baía, encaixada numa pequena enseada (headland bay‐beach). Possui estado morfodinâmico “misto” e é semi‐controlada geologicamente pelo embasamento ígneo‐metamórfico circundante (Souza, 2011). Sua ocupação foi marcada por baixa densidade (comunidade de pescadores) até a década de 1980. A partir de então várias construções foram implantadas, inclusive um extenso muro que ocupou metade da pós‐praia entre o extremo leste e a parte central da praia, como tentativa de proteção da erosão das casas à sua retaguarda.

O presente trabalho apresenta, de maneira sucinta, os resultados das variabilidades morfométrica e textural obtidas para esses três segmentos praiais, para o período de janeiro/2010 a agosto/2011, portanto pré e sincrônico às obras de dragagem.

2. MATERIAIS E MÉTODOS

A dragagem de um canal portuário implica na retirada de sedimentos do sistema costeiro e na

modificação da topografia de fundo, cujas consequências são alterações no balanço sedimentar costeiro e na hidrodinâmica local (Figura 2).

Figura 2. Possíveis impactos físicos da dragagem de um canal portuário

Para compreender a variabilidade física que a linha de costa sofre ao longo do tempo são

necessárias investigações que envolvam diferentes escalas espaciais e temporais e uma gama de processos: desde o movimento dos grãos de areia sob a ação das ondas (período de segundos), o comportamento de uma praia num contexto de célula costeira (porção da costa com um ciclo completo de balanço sedimentar, envolvendo créditos, transporte e débitos de sedimentos; médio período), até as hernças geológicas e as variações seculares do nível relativo do mar, incluindo também a somatória das intervenções antrópicas na linha de costa e na zona costeira (Komar, 2000; Souza, 2009).

A abordagem metodológica utilizada foi fundamentada nas diferentes escalas de tempo e das respostas espaciais (geológicas e geomorfológicas) dos processos costeiros (Souza et al., 2011).

O monitoramento, iniciado em janeiro/2010 (pré‐dragagem), está sendo realizado durante uma fase de maré de quadratura mensal (menor variação da largura praial), por meio de 07 perfis praiais no segmento Praia do Itararé‐Emissário (incluindo aqui as praias do Itararé/São Vicente e do José Menino/Santos), 20 perfis no segmento Emissário‐Ponta da Praia de Santos (do Emissário até a Ponta da Praia) e 05 perfis na Praia do Góes (vide Figura 1). As obras de dragagem foram iniciadas efetivamente em março/2010, na boca da Baía de Santos, e seguiram para montante, de forma que em outubro/2010 se encontravam na entrada do Canal Estuarino. Em novembro/2011 ainda estão em execução na parte mais interna do Estuário. A continuidade desse monitoramento está prevista para se estender por, no mínimo, 2 anos após término dessas obras, com continuidade a ser avaliada conforme as avaliações de impacto.

Os perfis de monitoramento, perpendiculares à linha de costa, foram inicialmente alocados segundo um espaçamento regular (praias do Itararé e Góes), ou em função de feições morfológicas perenes, como o tômbolo associado à Ilha de Urubuqueçaba, na Praia do José Menino, e de


805

intervenções antrópicas importantes na linha de costa, como os canais de saneamento de Santos e o espigão do Emissário submarino.

Os perfis são georreferenciados a cada perfilagem, de acordo com a orientação da linha de costa no momento da amostragem, sendo o único ponto fixo o ponto inicial (P0), previamente alocado junto à calçada/estrutura urbana/vegetação fixa.

Em cada perfil são levantados e planilhados os seguintes tipos de dados: a) medida da orientação da linha de costa e cálculo da orientação do perfil, balizado por P0; b) reposicionamento espacial de todo o perfil, por georreferenciamento com GPS de mapeamento, e controle dos pontos‐chave (P0; terminação do perfil ‐ P6 ‐ em 10 cm de coluna d’água; local da amostragem – P5; e limite superior do estirâncio – P3); c) caracterização do clima de ondas (direção de propagação da ortogonal, período, altura média, número de quebras, intensidade relativa da agitação marítima); d) identificação do estágio da maré segundo a tábua de marés e atuação de maré meteorológica, com controle de horário; e) caracterização das condições meteorológicas reinantes ‐ normais, instabilidade, pré‐frontal, frontal e pós‐frontal no dia do monitoramento e na semana antecedente, e medidas da direção e da intensidade do vento (escala de Beufort); f) levantamento dos dados morfométricos do perfil praial emerso (larguras, declividades e alturas ‐ Souza, 1997); g) identificação e caracterização de indicadores morfológicos, hidrológicos, biológicos e antrópicos de transportes longitudinal (correntes de deriva litorânea) e transversal à costa (costa‐adentro e costa‐afora); h) identificação e monitoramento de indicadores de erosão costeira (Souza, 1997; Souza y Suguio, 2003); i) caracterização de intervenções antrópicas que possam afetar o balanço sedimentar da praia, como retirada de areia da praia (limpeza pública, desassoreamento de canais de drenagem etc.), construção de obras de engenharia e equipamentos urbanos fixas na orla, movimentações de areia para instalação de equipamentos urbanos subterrâneos, instalação de estruturas temporárias de lazer/esporte etc.; j) amostragem de sedimento (2,0 cm superficiais) no terço inferior do estirâncio (Souza, 1997, 2007); k) amostragens de sedimentos em subsuperfície quando no local da amostragem forem observadas alterações na granulometria nos primeiros 20 cm superficiais.

A variabilidade morfométrica das praias é obtida por meio de tratamentos estatísticos e gráficos espaço‐temporais e temporo‐espaciais das variáveis morfológicas medidas, para a análise das tendências de cada praia e perfil, sempre em conjunto com as condições de contorno (sistemas atmosféricos e climáticos, variáveis oceanográficas, intervenções antrópicas) responsáveis pela morfodinâmica da praia durante o monitoramento e na semana anterior.

As amostras sedimentares são analisadas quanto à granulometria, com remoção prévia de carbonato biodetrítico (Suguio, 1973) e de resíduos plásticos (pellets plásticos são muito frequentes nessas praias, Manzano, 2009).

Os parâmetros estatísticos de Folk y Ward (1957) são calculados e utilizados para a descrição granulométrica e indicações sobre os processos sedimentares atuantes, as fontes de sedimentos (Folk y Ward, 1957) e as variações de energia de ondas (Tanner, 1995; Souza, 1997).

Tratamentos estatísticos e gráficos de variabilidade espaço‐temporal e temporo‐espacial dos quatro parâmetros estatísticos são utilizados para a análise das tendências de cada praia e perfil, sempre em conjunto com as condições de contorno responsáveis pela morfodinâmica da praia durante o monitoramento e na semana anterior.

Outros estudos, cujos resultados não são objeto deste trabalho, também estão sendo realizados, tais como: caracterização da microcirculação de células de deriva litorânea (método de Souza, 1997, 2007); identificação e monitoramento de indicadores de erosão costeira e classificação de risco por perfil e por praia (Souza y Suguio, 2003, adaptada para o PMPPr); avaliação da variabilidade espaço‐temporal dessas praias por meio de retroanálises em fotografias aéreas; retroanálise das intervenções antrópicas na linha de costa oceânica e estuarina; retroanálise da atuação de eventos atmosféricos‐oceanográficos anômalos (principalmente marés meteorológicas/ressacas e seus efeitos); análise dos resultados de um monitoramento oceanográfico‐meteorológico realizado no âmbito de outro programa ambiental, para modelagens de ondas nas áreas críticas (Ponta da Praia de Santos e Praia do Góes); levantamento batimétrico de detalhe nas áreas críticas; coletas de


806

sedimentos e modelagem do transporte residual de fundo (perfil submerso e Baía de Santos) nas áreas críticas.

3. RESULTADOS O ano de 2010 foi considerado anormal em relação à atuação de eventos atmosféricos‐

oceanográficos anômalos, que geraram 26 eventos de marés meteorológicas positivas e ressacas de variadas intensidades, distribuídas entre fevereiro e dezembro. Normalmente, a temporada de ressacas na costa SE do Brasil e a região de Santos é o período entre o final de abril e o final de agosto (Campos et al., 2010).

Segundo dados do Programa de Modelagem Meteo‐Oceanográfica na área de descarte, realizado pela ASA (relatórios inéditos), em todos os meses entre fevereiro e dezembro de 2010 ocorreram eventos de alta energia de ondas, totalizando: 47 sistemas frontais, somando 151 dias; 57 dias com ondas de alturas significativas (Hs) >2,0 m e máximas (Hmax) entre 3,6 e 5,1 m; e ventos máximos entre 23 e 28,3 m/s em todos os meses.

Já entre janeiro e agosto de 2011, alguns eventos muito fortes marcaram os meses de março e maio (7 dias com ondas de Hs>2,0 m e Hmáx entre 2,6 e 4,8 m), e outros poucos, de menor intensidade, os meses de junho a agosto.

As anormalias de 2010 e meados de 2011 podem estar relacionadas à atuação de El Niño desde 2009 até meados de 2010, seguido da instalação de La Niña, que atuou até meados de 2011.

3.1. Praia do Itararé‐Emissário

As curvas de variação de largura e declividade média deste segmento praial (Figura 3) são

sintônicas, ou seja, apresentam comportamento homogêneo ao longo do tempo. As principais variações de largura e declividade ao longo do arco praial estão relacionadas à

presença de feições morfológicas naturais e de intervenções antrópicas na linha de costa, destacando‐se: tômbolo associado à presença da Ilha de Urubuqueçaba, que confere ao perfil Stos‐01 a maior largura e a menor declividade do segmento; confinamento de Stos‐02 entre o espigão do Emissário, a Ilha de Urubuqueçaba e o tômbolo, responsáveis pela segunda maior largura praial em Stos‐02; embaíamento em Itar‐05 (menor largura e maior declividade do arco praial), formada numa zona de divergência de duas células de deriva litorânea associada à interação entre as ilhas da Feiticeira (Itar‐04) e Urubuqueçaba, o tômbolo e o espigão do Emissário.

Figura 3. Variação das larguras totais e das declividades médias totais do segmento Praia do

Itararé‐Emissário, no período de janeiro/2010 a agosto/2011

Os sedimentos, formados por areias muito finas e muito bem selecionadas, também se

apresentaram muito homogêneos durante todo o período de monitoramento, com valores bastante próximos entre si ao longo do arco praial e ao longo do tempo (Figura 4).


807

Figura 4. Variação do diâmetro médio e do grau de seleção dos sedimentos do estirâncio do segmento Itararé‐Emissário, no período de janeiro/2010 a agosto/2011

Como esperado, variações da morfometria praial e da textura nessa praia ocorreram devido a

perturbações atmosféricas‐oceanográficas associadas a frentes frias com ressacas (marés meteorológicas). Assim, em condições de tempo bom as larguras praias são maiores, as declividades do estirâncio são pouco menores, e os sedimentos do estirâncio se apresentam relativamente menos finos e pior selecionados e com maior variabilidade; já durante a passagem de frentes frias com ressacas, as larguras se apresentam menores, as declividades do estirâncio pouco mais elevadas e as areias do estirâncio relativamente mais finas e melhor selecionadas e com menor variabilidade. Esta característica textural do perfil praial durante as tempestades/marés meteorológicas, aparentemente contrária ao esperado, está associada ao efeito de migração vertical de todo o perfil praial para o continente, fazendo com que a nova posição do estirâncio esteja sobre a pós‐praia do perfil anterior, de tempo bom, onde os sedimentos são relativamente mais finos e melhor selecionados por causa de constante retrabalhamento eólico.

Estudos de retroanálise em fotografias aéreas de 1962, 1972, 1987, 1994 e 2001 e imagens de satélite de 2009, demonstram que o comportamento de largura desse segmento praial pouco variou nos últimos 50 anos, exceto no seu setor leste (entre Itar‐05 e Stos‐02) onde as mudanças puderam ser especialmente notadas após a implantação do espigão do Emissário em 1973.

3.2. Emissário‐Ponta da Praia de Santos

Este segmento praial também apresentou baixa variabilidade espacial e temporal das

componentes morfométricas, exibindo curvas quase sempre sintônicas (Figura 5). Os padrões de largura indicam que entre os perfis Stos‐07 e Stos‐12 (entre canais 1 a 3) a praia é sempre mais larga, e entre os perfis Stos‐16 e Stos‐23 ela é mais estreita, sendo os demais trechos intermediários. O perfil Stos‐10 é invariavelmente o de maior largura e Stos‐23 o de menor.

Figura 5. Variação das larguras totais e das declividades médias totais s do segmento Emissário‐

Ponta da Praia de Santos no período de janeiro/2010 a agosto/2011


808

Da mesma forma que para o segmento Itararé‐Emissário, aqui são também observadas as

mesmas variações nas características morfo‐texturais do perfil praial provocadas por perturbações meteorológicas‐oceanográficas, como os sistemas frontais acompanhados de marés meteorológicas.

Estudos envolvendo retroanálises em fotografias aéreas de 1962, 1972, 1987, 1994 e 2001 e imagens de satélite de 2009, demonstram que esse comportamento não variou muito nos últimos 50 anos, embora praticamente todo arco praial tenha apresentado recuos de linha de costa, em especial na última década. A Ponta da Praia (Stos‐21 a Stos‐23) se destacou, exibindo tendência erosiva acelerada a partir de 1994.

Os sedimentos também se apresentaram muito homogêneos durante todo o período, com valores bastante próximos entre si ao longo do arco praial, que apresenta areias invariavelmente muito finas e muito bem selecionadas (Figura 6).

Figura 6. Variação do diâmetro médio e do grau de seleção dos sedimentos do estirâncio do segmento Emissário‐Ponta da Praia de Santos no período de janeiro/2010 a agosto/2011

3.3.Praia do Góes

Ao contrário dos outros segmentos praiais, esta praia apresentou grande variação espacial e temporal nos dados morfométricos de largura e declividade (Figura 7).


809

Figura 7. Variação das larguras totais e das declividades médias totais na Praia do Góes, no período de janeiro/2010 a agosto/2011

De maneira geral, as larguras de Góes‐01 e Góes‐02 foram decrescendo enquanto as larguras de

Góes‐04 e Góes‐05 aumentando com o tempo; em outubro/2010 Góes‐02 passa a ser o setor mais estreito da praia, onde se forma um embaíamento; Góes‐03 praticamente conserva sua largura até maio/2011, quando esta começou a reduzir bruscamente; em compensação, Góes‐04 e Góes‐05, que nem puderam ser medidos em janeiro/2010, em janeiro/2011 já apresentam larguras semelhantes a Góes‐03.

As declividades, sempre elevadas, apresentaram variabilidades compatíveis com as larguras, destacando‐se o aumento progressivo e até anômalo em todo o setor leste da praia (Góes‐04 e Góes‐05). As altas declividades nesses perfis estão relacionadas ao desajuste morfológico provocado pelo intenso empilhamento sedimentar ocorrido em 2010, em associação com diversas intervenções antrópicas na praia, como a presença de muros/casas e remobilizações constantes de areia na pós‐praia, além do próprio píer localizado a oeste de Góes‐05, que funciona como armadilha de sedimentos no estirâncio e face litorânea.

Os sedimentos do estirâncio também sofreram mudanças texturais importantes. No início de 2010 as areias da praia eram grossas e pobremente selecionadas, depois passaram a médias e moderadamente selecionadas, para darem lugar a areias finas e moderadamente a pobremente selecionadas (Figura 8).

Figura 8. Variação do diâmetro médio e do grau de seleção dos sedimentos do estirâncio na Praia

do Góes, no período de janeiro/2010 a agosto/2011

As significativas mudanças morfológicas e texturais ocorridas nesta praia são decorrentes de um

fenômeno conhecido como “rotação praial” (Souza, 2011). A rotação praial é caracterizada pelo realinhamento da praia em resposta a fortes modificações no transporte litorâneo longitudinal, como decorrência de súbita mudança na direção e altura dos trens de ondas incidentes, resultando na alternância entre erosão e acreção nas terminações opostas da praia (Short et al., 1999; Ranasinghe et al., 2004).

Estudos de retroanálise em fotografias aéreas de 1962, 1972, 1987, 1994 e 2001 e imagens de satélite de 2009, demonstram que o fenômeno é cíclico nessa praia. Em 1987 (ano sob a influência


810

de El Niño de moderada intensidade) ela se encontrava em estágio máximo, com as maiores larguras da praia no setor leste e forte erosão no setor oeste (deriva litorânea resultante e prevalecente para leste). Picos de normalidade (deriva litorânea e prevalecente para oeste) foram observados nas imagens de 1972, 2001 e 2009, enquanto situações intermediárias ocorreram em 1962 e 1994. Uma caraterística comum observada em todos os períodos de normalidade e transição é a ocorrência de uma extensa mancha de sedimentos que se acumulam na face litorânea de todo o setor ocidental da enseada, que é também o seu setor mais abrigado, tanto maior quanto mais evoluído o estágio de normalidade, podendo a mesma que se estender até praticamente a boca NW da Enseada do Góes, como observado em 2009 (vide Figura 1).

Assim, em fevereiro/2010 ocorreu o primeiro grande pulso de inversão da deriva litorânea para leste, quando um ciclone extratropical migrou para a região Sudeste do Brasil gerando um sistema frontal que atingiu a região de Santos nos dias 17‐19/02 (o monitoramento ocorreu no dia 21, quando se observou repentino empilhamento sedimentar em Góes‐4 e Góes‐05 e sinais de ressaca), com ondas de SSW de Hmax de 2,7 m e ventos de 6,2 m/s, causando sobrelevação do nível do mar de 0,20 m (Harari et al., 2010). Dias depois, entre 25/02 e 06/03, uma nova e mais intensa frente fria trouxe ondulações de SSW ainda maiores, de até 3,9 m de Hmax, ventos de 8,4 m/s e sobrelevação do nível do mar de 0,9 m, desencadeando o segundo pulso de empilhamento sedimentar no setor leste da praia. Mas o processo foi efetivamente mais intenso no início de abril, durante a atuação da ressaca mais forte de 2010, no dia do monitoramento.

Assim, ao que tudo indica, o fenômeno é desencadeado quando três principais eventos, de escalas temporais diferentes, ocorrem simultaneamente: (a) fase decadal de maior acumulação de sedimentos no setor oeste da praia, com máximo empilhamento no perfil praial e transferência de sedimentos mais finos para a face litorânea até praticamente a entrada da NW da Enseada, devido à atuação prevalecente de correntes de deriva litorânea resultantes com sentido oeste e correntes de retorno (mega‐rips) associadas, gerando um desajuste morfológico da praia; (b) atuação do fenômeno ENOS (El Niño – Oscilação Sul), com El Niño de média a alta intensidade (escala de alguns anos), que no Brasil é responsável pela presença de área de convergência de baixa pressão na região Sul (Zona de Convergência do Atlântico Sul), pelo transporte de umidade amazônica para as regiões Sul e Sudeste e pelas altas temperaturas do Atlântico Sul, anomalias que juntas aumentam a frequência e a intensidade dos ciclones extratropicais (geram os sistemas frontais) que atingem a região Sudeste; atuação de um ciclone extratropical (curto período) gerando um sistema frontal que atinge a Baía de Santos com fortes ondulações de SSW e maré meteorológica positiva (ressaca) de forma que, ao mesmo tempo em que essas ondas geram deriva litorânea para leste, também induzem ao forte transporte costa‐adentro, capitaneado pela migração vertical de todo o perfil praial associada à ressaca (Souza, 2011).

Finalmente, comparando os parâmetros estatísticos das variáveis morfo‐texturais apresentadas para os três segmentos praiais (Tabela 1), observa‐se que o segmento Itararé‐Emissário possui as maiores larguras, em relação aos valores máximos (299,4 m), mínimos (65,4 m) e à média (158,9 m), e com menor coeficiente de variação (0,29) dessa variável em relação às demais. As maiores declividades estão na Praia do Góes, cujos valores variaram de 1,7 até 7,8°, sendo a média, muito superior às das outras praias, mas com o menor coeficiente de variação (0,29) dessa variável. O diâmetro médio (areias muito finas) das praias de Santos e São Vicente foi igual para ambos em relação a todos os parâmetros estatísticos, destacando‐se a muito baixa variabilidade do tamanho dos grãos, com coeficiente de varação igual a 0,01. Na Praia do Góes, por sua vez, houve grande variação, com classes texturais variando de areias grossas (mínimo de 0,01 phi) até areias muito finas (3,24 phi). O grau de seleção dessas areias também não variou nas praias de Santos e São Vicente (muito bem selecionadas), mas variou muito na Praia do Góes, entre muito bem selecionadas (0,25 phi) e pobremente selecionadas (1,79 phi).


811

Tabela 1. Parâmetros estatísticos das variáveis morfo‐texturais estudadas nos segmentos praiais

Segmento Praial Atributos Mínimo Máximo MédiaDesvio Padrão

Coeficiente de Variação

Declividade Média Praia Total (°) 0,20 1,70 0,70 0,29 0,43Largura Medida Total (m) 65,40 299,40 158,90 45,82 0,29Diâmetro Médio (phi) 3,10 3,30 3,20 0,04 0,01Desvio Padrão (Grau de Seleção) 0,20 0,30 0,20 0,03 0,11Declividade Média Praia Total (°) 0,00 2,60 0,80 0,35 0,45Largura Medida Total (m) 0,00 252,30 127,30 47,20 0,37Diâmetro Médio (phi) 3,10 3,40 3,20 0,04 0,01Desvio Padrão (Grau de Seleção) 0,20 0,50 0,30 0,03 0,14Declividade Média Praia Total (°) 1,70 7,80 4,20 1,21 0,29Largura Medida Total (m) 9,10 59,40 28,80 10,80 0,38Diâmetro Médio (phi) 0,01 3,24 2,11 0,76 0,36Desvio Padrão (Grau de Seleção) 0,25 1,79 0,98 0,31 0,32

Góes

Emissário‐Ponta da Praia

Parâmetros Estatísticos: Janeiro/2010 a Agosto/2011

Itararé‐Emissário

4. CONCLUSÕES

Os segmentos praiais Itararé‐Emissário e Emissário‐Ponta da Praia mostraram muito baixa

variabilidade morfológica e textural espacial e temporal, tanto no que diz respeito a cada perfil individualmente, quanto em relação a todo o arco praial. As mais importantes variações morfo‐texturais dessas praias, embora de pequena amplitude, foram sentidas durante ou logo após a passagem de um sistema frontal acompanhado de ressaca.

A Praia do Góes, entretanto, exibiu alta variabilidade nos primeiros meses de monitoramento, a qual foi diminuindo com o tempo e mais recentemente apresenta tendências de baixa variabilidade. As modificações nas características morfológicas e texturais dessa praia foram causadas por um fenômeno conhecido como rotação praial, de recorrência cíclica nessa praia, e cujo estopim está relacionado à conjugação de processos naturais de diferentes escalas temporais e espaciais. Também neste caso a perturbação da praia por eventos meteorológicos intensos foi fundamental.

Assim, os resultados obtidos até o momento demonstram que as variações texturais e morfológicas encontradas nas praias de estudo correspondem a respostas a eventos atmosféricos‐oceanográficos de maneira bastante específica, mas sempre dependente do tempo decorrido entre o evento e a amostragem, além da intensidade do evento e do número de eventos ocorridos antes do monitoramento e até nos meses anteriores.

Não é possível atribuir a variabilidade morfo‐textural encontrada nessas a possíveis impactos causados pelas obras de dragagem de aprofundamento. Neste sentido é importante ressaltar também que o ajuste de uma praia a obras como essa dificilmente será imediato, pois as escalas dos processos costeiros no perfil submerso e emerso da praia são diferentes.

5. AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem à Companhia Docas de Santos (Codesp) e à Secretaria Especial dos Portos

pelo suporte financeiro do PMPPr.

BIBLIOGRAFÍA

• Campos, R.M; Camargo, R. de & Harari, J., 2010. Caracterização de eventos extremos do nível do mar em Santos e sua correspondência com as re‐análises do modelo do NCEP no Sudoeste do Atlântico Sul. Revista Brasileira de Meteorologia, v. 25, p. 175‐184. • Folk, R.L., y Ward, W.C., 1957. Brazos river bar: a study in the significance of grain size parameters. Journal of Sedimentary Petrology, vol. 27, pp. 3‐26. • Harari, J.; Kato, V.M.; Uehara, S.A; Nonnato, L.V.; Vicentini Neto, F.L. & Szajnbok, C., 2010. Measurements and modeling of sea level and currents in Santos coastal area (São Paulo State, Brazil). Afro‐America Gloss, News, 13(2): 1‐15.


812

• Komar, P.D., 2000. Coastal erosion – underlying factors and human impacts. Shore & Beach, vol. 68, pp. 3‐16. • Manzano, A.B., 2009. Distribuição, Taxa de Entrada, Composição Química e Identificação de Fontes de Grânulos Plásticos na Enseada de Santos, SP, Brasil. Dissertação de Mestrado. Instituto Oceanográfico‐USP. • Ranasinghe, R.; Mcloughlin, R.; Short, A.; Symonds, G., 2004. The Southern Oscillation Index, wave climate, and beach rotation. Marine Geology, 204, p. 273 – 287. • Short, A.D.; Masselink, G., 1999. Embayed and structurally controlled beaches. In: Short, A.D. (ed.) Handbook of Beach and Shoreface Morphodynamics. John Wiley & Sons, NJ, USA. p. 230‐249. • Souza, C.R. de G. 1997. As Células de Deriva Litorânea e a Erosão nas Praias do Estado de São Paulo. Tese de Doutoramento. Instituto de Geociências‐USP. Volume I – Texto (184p.), Volume II – Anexos (174p.). • Souza, C.R. de G., 2007. Determination of net shore‐drift cells based on textural and morphological gradations along foreshore of sandy beaches. Journal of Coastal Research, SI 50, pp. 620‐625. • Souza, C.R. de G. 2011. Rotação praial na Praia do Góes (Guarujá, SP, Brasil). In: XIV Congresso Latino‐Americano de Ciências do Mar ‐ COLACMAR, Balneário Camboriú (SC), 30/10 ‐ 04/11/2011. Boletim de Resumos Expandidos, CD‐ROM. • Souza, C.R. de G., y Suguio, K., 2003. The coastal erosion risk zoning and the São Paulo State Plan for Coastal Management. Journal of Coastal Research, SI 35, pp. 530‐592. • Souza, C.R. de G; Souza, A.P.; Ferreira, R.S.; Rosa, E.G. & Munarin, P.C., 2011. Programa de Monitoramento praial para avaliação de possíveis impactos da dragagem de aprofundamento do canal do porto de Santos: síntese da abordagem metodológica. In: XIII Congresso da Associação Brasileira de Estudos do Quaternário – ABEQUA e III Encontro do Quaternário Sul‐Americano, Búzios (RJ), 09/10 ‐ 14/10/2011. Boletim de Resumos Expandidos, CD‐ROM. • Suguio, K., 1973. Introdução à Sedimentologia. Ed. Edgard Blucher/EDUSP. 317p. • Tanner, W.F., 1995. Environmental Clastic Granulometry. Department of Environmental Protection, Florida Geological Survey, Special Publication no 40, 142p.


813

2.42. OCUPACIÓN DEL ESPACIO DE PLAYA POR PARTE DE SOMBRILLEROS Y LA CAPACIDAD DE CARGA FISICA EN MANZANILLO, COLIMA, MEXICO

J.C. Chávez, S.S. Rangel , G.A. Jiménez, B. Lara

Facultad de Ciencias Marinas, Universidad de Colima, Carr. Cihuatlan, Km 19.5 Manzanillo, Colima, México. [email protected] Palabras clave: Capacidad de carga física de playas, gobernanza.

RESUMEN

Se analiza la ocupación del espacio físico de siete playas de Manzanillo por parte de sombrilleros permisionarios y de negocios privados. Se estima la capacidad de capacidad de carga física en la denominada zona de reposo de la playa. Los resultados indican que la ocupación de la playa por parte de los denominados sombrilleros (toldos o carperos) está influenciado tanto por el tipo de playa como por la influencia turística estacional, incrementándose la ocupación del mes de febrero al mes de abril (semana Santa) pasando de 458 a 835 sombrillas (permisionarios y prestadores de servicios) equivalente en área de 4,459 a 8,358 metros cuadrados, lo que corresponde a un incremento porcentual de 82.3% en sombrillas con un incremento en área de ocupación de espacio 87.4%. Se calculó la capacidad física máxima de la playa en 44,757 usuarios de playa (tanto turistas foráneos como habitantes locales) tomando en cuenta 4m2/usuario. La incidencia de sobresaturación de la capacidad de carga física por parte de los sombrilleros solo se detectó en dos de las siete playas. El criterio de otorgación de permisos para sombrillas es en función básicamente mercantil y no basado en la capacidad de carga.

1. INTRODUCCIÓN

Las playas constituyen un importante recurso turístico motor ingresos económicos por el turismo.

Para la población local son importantes áreas para el esparcimiento recreativo debido a que su ingreso a ellas por parte de las familias es prácticamente nulo lo cual ha masificado su uso sobre todos en fines de semana.

Las playas son parte del panorama urbano de las ciudades que están adyacentes a edificios, casas, estructuras portuarias, hoteles etc. Es el principal recurso turístico para la Ciudad de Manzanillo y su imagen está fuertemente asociada a estas. Por si misma las playas es un recurso valioso y escaso que requiere un óptimo uso maximizando su atributo público. Las playas a su vez son componentes del ecosistema costero con valor biológico y estético.

De acuerdo con el artículo 27 de Constitución Política de la Estados Unidos Mexicanos, las playas son dominio público de la nación y de uso común y cualquier concesión de explotación deberá ser expedida por el ejecutivo federal. La Ley Federal de Bienes Nacionales define las playas marítimas, entendiéndose las partes de tierra que por virtud de la marea cubre y descubre el agua, desde los límites de mayor reflujo hasta los límites de mayor flujo anuales (Art. 7 Fracc. IV L.G.B.N.) La zona federal marítimo terrestre estará constituida por la franja de 20 metros de ancho de tierra firme, transitable y contigua a dichas playas (Art. 119 Fracc. I L.G.B.N.). Faculta a la Secretaria de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT) sobre la administración de playas y terrenos ganados al mar, dar concesiones y criterios para el uso y aprovechamiento de zona federal marítimo terrestre (playas).

El Estado de Colima cuenta con 160 kilómetros de litoral que son bienes de dominio público administrados por la Dirección General e Zona Federal Marítima Terrestre (ZOFEMAT) y con convenios de coordinación con los gobiernos de los estados y municipios con el propósito que se administre,


814

conserve y vigile la zona federal marítimo terrestre sobre todo en materia fiscal federal para que los municipio lleve a cabo la recaudación en materia de derechos (80% municipio, 10% federación y 10% estados) y multas impuestas haciendo más eficiente su administración de la zona federal (Cota‐Valenzuela, 2000). Es facultad de la ZOFEMAT llevar el registro de los ocupantes, establecer criterios normativos y técnicos que oriente las acciones operativas para el aprovechamiento sustentable de las playas.

En estudio realizados sobre preferencias y satisfacción en el uso de cualquier playa por parte de sus visitantes son: la limpieza (basura), la calidad del agua y seguridad a bañistas como sus atributos más importantes (Vaz et al., 2009). En el caso de los servicios (estacionamiento e instalaciones) fueron catalogados de manera moderada como aspectos importantes. La posible disposición de ciertas facilidades como sombrillas puede generar congestión de visitantes lo cual afecta a la calidad de la experiencia recreativa y son por lo general las menos preferidas (Vaz et al., 2009). Ariza et al., (2010) sugiere un óptimo 8 m2/usuario y menor al 30% de sombrilleros de la superficie de playa para considerarla una playa de buena calidad.

El presente trabajo analizar la presión ejercida para ocupar el espacio público de playa por parte de permisionarios de sombrillas y como afecta la capacidad de carga física en las diferentes playas Manzanillo, Colima.

2. ÁREA DE ESTUDIO

La Bahía de Manzanillo y Santiago se encuentra localizada en el Estado de Colima entre los 103º59' a

104º44' de longitud oeste y a los 18º53' a 19º 18' latitud norte (Figura 1). La población residente censada en Manzanillo es estimada en 137, 842 de habitantes. De acuerdo con INEGI (2005) Manzanillo recibe al año un promedio de 578,822 turistas foráneos siendo en primavera (marzo) la de mayor ocupación hotelera en 88 establecimientos de hospedaje (Secretaria de Turismo del Gobierno del Estado de Colima). La temperatura del agua de mar tiene un rango va de los 26 a 30oC lo cual lo hace agradable para el baño de playa todo el año en los 20 kilómetros lineales de playa que conforma la Bahía de Manzanillo y Santiago. El municipio carece de un plan de ordenamiento específico de playas.


815

Figura 1. Estado de Colima, México con su municipios.

Las playas de la Ciudad de Manzanillo pueden ser consideradas que están inmersas dentro de los centros de población lo cual lo podemos considera de tipo urbano (Figura 2). La bahía de Manzanillo cuenta con 2 playas de amplio uso recreativo: San Pedrito, Las Brisas, (otras playas como Playa Azul y Salahua son poco visitadas por alto oleaje). La Bahía de Santiago cuenta con 5 playas: Audiencia, Santiago‐Olas altas, Playa de Oro‐Miramar, La Boquita, Playa Laguna Juluapan). Aunque existen playas fuera del centro urbano en este estudio no fueron consideradas.

La dinámica costera juga un papel en la determinación del uso (y sus capacidad de carga física) y la explotación de las playas (incremento de sombrillas) ya que la superficie emergida de la playa reacciona continuamente ante la acción de las olas y en consecuencia, las fluctuaciones en la superficie disponible para los usuarios quedaran mayoritariamente controladas por ésta. La dinámica del oleaje en las Bahías de Manzanillo cambia radicalmente en época de lluvias (Junio‐Noviembre) y época de estiaje (Diciembre a Mayo), siendo en la primera de un perfil de playa pronunciada (mayor intensidad del oleaje) impidiendo una menor utilización de los espacio de playa. En época de estiaje sucede lo contrario y el fenómeno de ocupación de espacios de playa se intensifica. También el nivel exposición de oleaje (alta y baja) que depende del grado de protección costera tanto de forma natural (puntas rocosas) como artificial (espigones y rompeolas).

Analizando los criterios establecidos para la certificación de playas de calidad por parte de Bandera Azul como son calidad de agua, seguridad y servicios (accesos, sanitarios, equipo de salvavidas y primeros auxilios, prohibición de ciertas actividades como ingreso a perros, camping) educación ambiental e información, manejo ambiental (limpieza diaria y disposición de desechos). Ninguna de las playas de Manzanillo tienen y no podrían tener al menos que se tenga a futuro un programa de manejo integral de playas.

Bahias de

Manzanillo y Santiago:


816

Figura 2. Playas de Manzanillo, Colima, México (Tomado de Google Earth)

La presencia de hoteles y accesos tanto vehicular como peatonal esta tiene una correlación con su

frecuencia de uso por parte de población local y turistas. El principal problema en acceso público en todas las playas es la escasez de estacionamiento vehicular público. Esto origina congestión vehicular por los pocos espacios disponibles. En la tabla se presenta el listado de playas y su superficie total disponible de la zona de reposo (parte seca de la playa).

Los espacios de ocupación por parte de los sombrilleros (toldos o carperos) tanto para propósitos de renta, o como extensión del hotel o condominio, o como extensión de servicio de restaurante en las diferentes playas de Manzanillo es variante y fuertemente sujeto a la estacionalidad turística que impera en la región. La distribución de las sombrillas obedece a una forma uniforme y paralela al perfil de la playa.

3. METODOLOGÍA

El ancho de la playa fue medido del borde de la berma hasta la colindancia de la propiedad privada (la

parte seca de la playa) llamada también la parte de la playa de reposo o exposición solar. Su longitud y ancho representa la máxima capacidad de carga física de la playa (Betancourt y Herrera, 2005). Desde punto de vista de utilización de la playa existe un marcado pico turístico durante las primeras dos semanas de abril denominada Semana Santa donde a nivel nacional existe un periodo vacacional y donde la presión ejercida sobre las playas de Manzanillo alcanza su mayor ocupación.

Se hicieron contabilidad de sombrillas en todas las playas de Manzanillo separando cuales eran de permisionarios independiente y cuales eran de prestadores de servicios turísticos (hoteleros y restauranteros). Esto se realizó durante el mes de febrero y el mes de abril (Semana Santa) del 2011. Las sombrillas todas son de características similares con un diámetro de 3.60 metros cuadrados, con su mobiliario de una mesa y cuatro sillas. Estas son establecidas de manera lineal una tras otras ocupando tanto el área de la misma sombrilla como espacios adyacentes.

La capacidad de carga física recreativa de una playa se refiere a la cantidad y tipo de usuarios que puede soportar una playa sin que se produzca un impacto inaceptable desde el punto de vista ambiental y social (Clark, 1990; O’Reilly, 1986). La intención de calcularla es con el fin evitar los niveles de saturación que ponga al sistema natural en riesgo y evitar el perjuicio a los usuarios en su calidad


817

recreativa de esparcimiento (Silva et al., 2007). En el momento de evaluar esta capacidad de carga se consideran dos aspectos fundamentales: la componente biofísica que se refiere a la integridad del recurso‐base (en este caso la playa) y la componente asociada a la percepción, la cual tiene en cuenta el grado de satisfacción del usuario asumiendo que cualquier persona necesita un espacio para moverse y sentirse libre. En la medida que la gente va llenando la playa a punto de que la capacidad de carga física llega al umbral el usuario siente que se pierde calidad en la experiencia recreativa.

La playa puede ser dividida en función de su uso en tres partes: la zona de tránsito, la zona de reposo (usada para calcular la capacidad de carga física) y la zona de baño. Para fines de este estudio solo se contempló la zona de reposo por ser esta donde el servicio de alquiler de sombrillas domina su ocupación de porción de área de playa (Roig, 2003).

Se calculó la capacidad de carga física de la playa (CCF) dividiendo la superficie de la zona de reposo entre el criterio de ocupación y multiplicado por el coeficiente de rotación (CR):

CCP (número de usuarios en la playa) = [Superficie de la zona de reposo/Criterio de ocupación (m2/usuario)] X CR.

Para los criterio de ocupación se utilizaron la Norma Cubana (1988), la de Costa Rica (Cifuentes 1992), España (Roig, 2002) y la de OMT que es cercana a las playas del Estado de Nueva York (NYS, 2005) entre 4 y 5 m2 por usuario. Para el cálculo del coeficiente de rotación (CR) se tomó en cuenta que el tiempo promedio de estancia (estandarizado por OMT) es de 4 horas y el horario de uso diario de la playa es de 12 horas esto nos da un coeficiente de rotación de 3 (número de veces que se pudiera repetirse las visitas al día). Este coeficiente es multiplicado a la capacidad de carga física máxima calculado en cada playa tomando el criterio de la OMT de 4 m2 por usuario.

Yepes (2002), menciona como 5 m2/usuario como la capacidad de carga confortable para la zona de reposo. Sin embargo, estas cifras está fuertemente influenciado por el tipo de usuario y del destino turístico, y algunos establecen como 10 m2/usuario como ocupación limite. Cuando los valores bajan 5 m2/usuario puede ocurrir que los usuarios busquen desplazarse a otras playas buscando maximizar su satisfacción y comodidad del usuario. La Organización Mundial de Turismo estima un promedio de espacio por usuario de playa de 4 m2 por la capacidad física no se evalúa el impacto turista. En que puede tener el usuario sobre el medio ambiente natural. De acuerdo con Roig (2002) estima una capacidad de carga de playas con una alta estacionalidad turística 5 m2/usuario en playas urbanas.

4. RESULTADOS

Las playas de Manzanillo están sujetas a diferentes presiones por parte de permisionarios de

sombrillas donde la ocupación de estos depende del tipo de playa en función a la intensidad del oleaje. La ocupación de espacio de playa se da en playas que se encuentran protegidas y las playas con una acción de oleaje intenso no existe ocupación alguna por parte de los sombrilleros (Playa Azul y Playa Salahua).

Se observó un incremento tanto en el número de sombrillas como en el área de ocupación del mes de febrero al mes de abril 2011 (semana Santa) pasando de 458 a 835 sombrillas (permisionarios y prestadores de servicios) equivalente en área de 4,459 a 8,358 metros cuadrados, lo que corresponde a un incremento porcentual de 82.3% en sombrillas con un incremento en área de 87.4% (Tabla 1).

En casi todas las playas existe la tendencia de incrementar el número de sombrillas disponibles para alquiler de temporada regular a temporada alta (semana santa) pasand6o de un número de 268 a 624 sombrillas de permisionarios pasando a ocupar un área de reposo de playa de 2,672 a 6237 m2. Este patrón es mucho más moderado en el incremento de número de sombrillas por parte de los negocios de hoteles y restaurantes debido a que están suscritos a las áreas adyacentes al negocio. En cambio los permisionarios de sombrillas no tienen al parecer el límite que impone el mercado de la oferta y


818

demanda. En este caso al parecer el espacio litoral no es límite en el incremento del número de sombrillas.

Tabla 1. Número y área que cubren los sombrilleros (permisionarios y prestadores de servicios turísticos) tanto de temporada regular como en temporada alta (semana santa) en el 2011 en

Manzanillo, Colima, México Playa Número

sombrillas de permisionarios

Área Cubierta (m2)

Numero de sombrillas de prestadores de servicios turísticos

ÁreaCubierta (m2)

% total de ocupación de área de playa disponible

Febrero

Semana Santa

Febrero

Semana Santa

Febrero

Semana Santa

Febrero

Semana Santa

Febrero

Semana Santa

San Pedrito

0 0 0 0 4 10 40.7 101.7 0.6 1.6

Las Brisas 17 32 173.0

325.7 26 40 142.5 406.9 2.6 6.1

La Audiencia

18 35 144.7

281.1 8 8 64.3 64.3 4.2 6.9

Santiago‐Olas Altas

8 17 64.3 136.7 3 4 24.1 32.1 1.8 3.4

Playa de Oro‐Miramar

92 279 936.4

2836.8 36 36 366.3 366.3 5.5 13.6

La Boquita 88 158 895.7

1608.2 113 113 1149.7

1149.7 40.9 55.1

Playa Laguna Juluapan

45 103 458.0

1048.4 0 0 0 0 14.0 32.0

Total 268 624 2,672

6,237 190 211 1,787 2,121 9.9 16.9

Las playas donde la ocupación de por parte tanto de permisionario como por servicios turísticos

(hoteles y restaurantes) en la playa ¨La Boquita¨ qué coincidentemente es la más visitada por parte de turistas y residentes locales llegando a ocupar hasta el 55% del espacio litoral del área de reposo de playa.

La capacidad de carga física de las playas para la zona de reposo varía según el criterio de calidad de acuerdo con la comodidad (Botero‐Saltaren, 2008) que puede ser lo mínimo aceptable (4 m2/usuario), uso intensivo (10 m2/usuario), uso óptimo (15 m2/usuario) y uso conservación (18 m2/usuario). Tanto de uso mínimo como intensivo son para playas con vocación turística (La Boquita, Las Brisas, Playa Oro‐Miramar). Roig (2000) establece que la superficie óptima máxima establecida a 15 m2/usuario en cada una de las playas estudiadas. Por ultimo uso de conservación que si bien son turísticas existen componentes naturales importantes (Playa Laguna Juluapan) (Tabla 2).


819

Tabla 2. Aplicación de la capacidad de carga física en función de criterios de intensidad de uso de

las principales playas de Manzanillo, Colima, México Capacidad de Física Playas

OMT 4

m2/usuario (uso

mínimo)

Norma Cubana10 m2/usuario (Uso

intensivo)

Roig (2002)15

m2/usuario (Superficie

optimo)

Cifuentes (1998)

18 m2/usuario(Uso

conservación) San Pedrito 1,500 600 400 333 Las Brisas 3,000 1,200 800 666 La Audiencia 1,239 495 330 275 Santiago‐Olas Altas 1,227 490 327 272 Playa de Oro‐

Miramar 5,886 2,354 1,569 1,307

La Boquita 1,250 500 333 278 Playa Laguna

Juluapan 817 327 218 181

Por periodo de 4 horas

14,919 5,966 3,977 3,312

Capacidad de carga máxima diaria (FR=3)

44,757 17,898 11,931 9,936

Ahora calculando que el coeficiente de rotación es de 3 entonces la capacidad de carga física máxima

diaria para todas las playas de Manzanillo seria (3x14919) de 44,757 usuarios de playa (tanto turistas foráneos como habitantes locales). Si tomamos en cuenta que cada sombrilla que se renta o se da el servicio por parte de servidores turísticos tanto de hoteles y restaurante tiene 4 sillas (4 usuarios bañistas) estas generan por sí misma una capacidad de carga física (Tabla 3). Resultando que por este servicio de sombrillas genera sobresaturación en las playas de “La Boquita y “Playa Laguna Juluapan”.

Tabla 3. Número y porcentaje de usuario que aporta los sombrilleros en función de dos criterios de capacidad de carga tanto en temporada regular como alta (semana santa, 2011) en las playas de

Manzanillo, Colima, México Playas de

Manzanillo Número de usuarios

generados por sombrillas de permisionarios y prestadores de servicios turísticos

Porcentaje de aportación de usuarios por los sombrilleros con la OMT 4 m2/usuario

Porcentaje de aportación de usuarios por los sombrilleros con 15 m2/usuario

(Superficie Óptimo) Febrero Seman

a Santa (Abril)

Febrero

Semana

Santa (Abril)

Febrero

SemanaSanta (Abril)

San Pedrito 16 40 1.0 2.6 4.0 10.0 Las Brisas 172 288 5.7 9.6 21.5 36.0 La Audiencia 104 172 8.3 13.8 31.5 52.1 Santiago‐Olas

Altas 44 84 3.5 6.8 13.4 26.6

Playa de Oro‐ 512 1,260 8.6 21.4 32.6 80.3


820

Miramar La Boquita 804 1,084 64.3 86.7 241.4 325.5 Playa Laguna

Juluapan 180 412 22.0 50.4 82.5 188.9

Total/promedio 1,832 3,340 16.2 27.3 60.9 16.9 Esto quiere decir que en la playa “La Boquita” el número de sombrillas puede contribuir en

temporada regular al 64.3% de la capacidad de carga física con el criterio de la OMT y al 241.4% con el criterio de superficie óptima. En temporada alta (semana santa) los sombrilleros podrían contribuir a 86.7 a 325.5% a la capacidad de carga física respectivamente en función a los criterios señalados.

5. DISCUSIÓN

La ocupación de espacios públicos por parte de diferentes actividades económicas tanto formales

como informales es un problema añejo en todas las sociedades. Sin embargo, en el caso de la ocupación de espacio de playa es mucha más sensible teniendo en cuenta que es un espacio limitado y de uso recreativo que depende a su vez de su calidad ambiental y estética. Se puede entender que aquellos negocios como hoteles y restaurantes extiendan sus dominios al frente de playa y que dominen el estacionamiento vehicular que permite el acceso a las playas. Pero deberá dejar espacio suficiente para usuarios tanto foráneos como residentes pueden tener una calidad recreativa.

En el caso de la playa de “La Boquita” los negocios de restaurantes ocupan prácticamente todo el espacio disponible de playa de la zona de reposo con sombrillas que va 40% en temporada regular incrementándose a un 55% en temporada alta (semana santa). En algunas playas de España, la norma prohíbe que el espacio de reposo las sombrillas no deberá superar el 50% del total de superficie (Yepes, 2002). Si bien aquí en México no existe ninguna norma al respecto, las playas de Manzanillo en promedio las sombrillas ocupan entre 9 a 17% del espacio de playas según sea temporada regular o semana santa (con la excepción mencionada).

El espacio elemental de playa donde las sombrillas se instalan son los de mayor valor recreativo. Es donde la incidencia del oleaje es menor y por lo tanto frecuentemente visitada masivamente tanto por turistas como residente, por la percepción de seguridad. La demanda de espacio de playa es mayor en las temporadas vacacionales y también coincide con el mayor otorgación de permisos para sombrilleros. Es claro que el criterio de otorgación premisos de es basado en lo mercantil y rompe con los esquemas de calidad ambiental y con el concepto de playas de dominio público. La necesidad de recaudar recursos financieros por parte de los municipios costeros a través de la otorgación masiva de permisos para uso del espacio de playa, inhiben esas libertades de uso común de las playas. Es importante recuperar el espíritu constitucional de que las playas son de uso de aprovechamiento común. En este sentido, el limitar la apropiación simulada de espacio de playas para para obtener beneficios privados a costa de un bien común debe ser la premisa de la gestión de playas en Manzanillo. Además de fomentar los accesos públicos, seguridad y limpieza, información ambiental y regeneración de playas. Para esto último, los recursos obtenidos de los permisos y concesiones de la ZOFEMAT deben ser canalizados para ese propósito con participación pública en su gestión.

Por esta razón se hace necesario el estudio detallado de la capacidad de carga de las playas del litoral con la finalidad de gestionar y planificar estas playas de la mejor forma posible. En función de la capacidad de carga y del nivel de uso que soporten las playas (carga real) deberán establecerse objetivos estratégicos que permitan su desarrollo sostenible para que no se llegue al colapso bien ambiental (degradación del medio) o bien económico (exceso de carga que afecte a los usuarios y, en consecuencia, degrade el sector turístico).


821

Si tomamos en cuenta el rango máximo de capacidad de carga (semana santa) de usuarios potenciales para la zona de reposo de las playas de Manzanillo por día que va de 9,936 a 44,757 dependiendo del criterio establecido. En semana santa del 2011 (21 al 23 de abril) se recibieron alrededor de 65,000 visitantes foráneos (Secretaria de Turismo Estado de Colima, 2011 http://leecolima.no‐ip.org/gobierno_colima/?p=1993), para una disponibilidad de zonas de reposo de playa de 59,677 m2 esto equivale a menos de un metro cuadrado por visitante (0.9 m2) si su distribución en las playas de uso fuera homogénea. Esto no tomaría en cuenta el incremento de usuarios de playa por parte de la población local (137,842 habitantes) que también están de vacaciones y que un porcentaje nada despreciable es un usuario activo de las playas. Aun sin considerar la población local y tomando en cuenta el coeficiente de rotación incrementa una capacidad de carga física de las playas de Manzanillo a un máximo diario de 44,757 usuarios, esto nos indica una sobresaturación de las playas en semana santa y la consecuente posible pérdida de satisfacción de la experiencia recreativa por parte de los usuarios. Esto no quiere decir que el desarrollo turístico en Manzanillo debiera parar, sino que se utilice como guía, conforme el turismo de playa vaya creciendo se tomen medidas complementarias de manejo y control. En otro sentido, es importante tomar en cuenta la degradación ambiental de las playas cuando se pudiera sobrepasar la capacidad de carga por el exceso de basura y otros componentes no deseables que afecten al medio ambiente y la calidad estética. Además otros efectos negativos como la congestión vehicular y de transporte público de las principales arterias de acceso a las playas y la percepción de los residentes pudieran tener sobre su calidad de vida.

Aún existe controversia de calcular la capacidad de carga física en función del área arena disponible teniendo en cuenta que también es afectado por la disponibilidad de accesos y facilidades de estacionamientos (Silva et al., 2007). Al parecer no existen límites precisos o “numero mágicos” sino tratar de establecer umbrales en donde en el caso estrictamente social o psicológica pudiera cada usuario de playa afectar la experiencia recreativa como es el caso de siete de las playas de Manzanillo (Pigram 1983) o en su caso poder delinear políticas que procuren buscar reducir impactos (Trousdale, 1997) o procurar distribuir mas homogéneamente el uso de todas las playas o buscar integrar playas con problemas de accesos. Sobre el nivel de capacidad de carga en la cual pueda existir deterioro ambiental es aplicable solo en playas donde existan componentes bióticos excepcionales (ejemplo manglar) donde se propone una capacidad de carga mayor de 18 m2 por usuario (Playa Laguna Juluapan). Existen otros componentes de capacidad de carga las denominadas capacidades de carga real (CCR) y capacidad de carga efectiva (CCE) que tienen que ver con características particulares y cuestiones de manejo de cada playa. Cualquiera que sea la estimación numérica de estas, no es mayor que la capacidad de carga física.

El comportamiento humano para visitar las playas de Manzanillo no es en forma homogénea sino que ciertas playas son más favorecidas que otras incrementado la sobre saturación de las playas. En las playas como La Boquita y Playa Laguna Juluapan tanto en época de semana santa como fines de semana regular la densidad de ocupación se vuelva intolerable de acuerdo con la clasificación dada por Yepes (2002) producto a la disponibilidad del espacio de playa por parte de los sombrilleros (tanto permisionarios como restaurantes que ocupan espacio de playa).

La competitividad como destino turístico destinado a la oferta de “sol y playas” en el Pacifico Tropical Mexicano, es importante ya que compiten con Manzanillo por el turismo regional Puerto Vallarta, Barra de Navidad‐Melaque, Zihuatanejo y Acapulco. Amaya et al., (2008) considera a Manzanillo como destino no competitivo argumentado a la falta de atractivos turísticos e infraestructura. La calidad estética de sus playas no es suficiente atractivo que pueda mejorar la competencia con otros destinos turísticos similares. La gestión de playas puede ser un atributo que se puede distinguir de las otras playas de la región.

El municipio tiene la facultad de evitar la sobresaturación de playas en Manzanillo y como primera medida debe de desincentivar la colocación de sombrillas en lugares de sobresaturación (La Boquita y Playa Laguna Juluapan). Se propone establecer esquemas de ocupación de espacios para uso de


822

sombrillas por parte de permisionarios separados con espacios intercalados de área libres de ocupación para que los usuarios puedan libremente optar utilizar sombrillas propias sobre todo en las playas de mayor valor estético. Se deberá invertir los esquemas que fomenten la homogenización de utilización de las playas sobre todo de aquellas de menor densidad de utilización creando equipamiento deportivo, sombrillas públicas, sanitarios, fomento de eventos culturales o comerciales, accesos públicos perpendiculares a la costa y de estacionamiento.

6. CONCLUSIÓN

Las playas de Manzanillo tienen una demanda cada vez más intensa en la ocupación de los espacios

por parte de los sombrilleros. Si bien en la mayoría de las playas aun su ocupación por esta parte de permisionario de sombrillas es aun baja, no es así en las playas de “La Boquita” y “Playa de Laguna de Juluapan” donde las sombrillas contribuyen significantemente su sobresaturación de su capacidad de carga física sobre todo en temporada alta de turismo (semana santa). Es importante que para fomentar el uso cada vez más el uso homogéneo de las playas de Manzanillo y se busquen esquemas de manejo que concilien el derecho público y el uso privado en la ocupación de playas de Manzanillo. Por último, es importante tomar en cuenta la percepción de la población residente sobre uso de las playas en temporada alta de estimar sus efectos negativos de la sobresaturación de algunas playas.

BIBLIOGRAFIA

• Amaya‐Molinar, C., Conde‐Pérez, E. y R. Covarrubias‐Ramírez, 2008. La competitividad turística: imperativo para Manzanillo. Teoría y Praxis 5: 17‐32. • Ariza, E., Jiménez, J. A., Sarda, R., Villares M., Pinto, P., Fraguell R., Roca, E., Marti, C., Valdemoro, H., Ballester, R. and M. Fluvia, 2010. Proposal for an integrated quality index for urban and urbanized beaches. Enviromental Management 45: 998‐1013. • Betancourt‐Fernández, L. y A. Herrera‐Moreno, 2005. Acerca de la capacidad de carga física de la Playa Grande, Cayo Levantado, Samaná, Republica Dominicana. Reporte Técnico del Programa EcoMar, Santo Domingo, 14 pp. • Botero‐Saltaren, C., Hurtado‐García, Y., González‐Porto, J., Ojeda‐Manjarrez, M. y L. Diaz‐Rocca, 2008. Metodología de cálculo de la capacidad de carga turística como herramienta para la gestión ambiental. Y su aplicación en cinco playas del Caribe Norte Colombiano. Gestión y Ambiente Vol. 11 No 3: 109‐122. • Cifuentes, M., 1992. Determinación de la capacidad de carga turística en áreas protegidas. Centro Agronómico Tropical de Investigación y Enseñanza (CATIE), Turrialba, Costa Rica. • Clark, J. R., 1990. Carrying capacity: the limits to tourism. University of Miami. Rosentiel School of Marine and Atmospheric Sciences (presented in the Congress on Marine Tourism, East/West Conference Center, Univ of Hawaii, Honolulu, May 23‐29). • Cota‐Valenzuela, D., 2008. Importancia de la zona federal marítimo terrestre en el desarrollo turístico de las regiones. Biblioteca Jurídica Virtual del Instituto de Investigaciones Jurídicas de la UNAM: 19 pp. • INEGI, 2005. Conteo de población y vivienda 2005, México. Instituto Nacional de Geografía y Estadística e Informática. • Norma Cubana, 1988. Sistema de normas para la protección del medio ambiente. Áreas de playa. Comité Estatal de Normalización. • NYS, 2005. Bathing beach design standards. New York State • O’Reilly, A. M., 1986. Tourism carrying capacity: concepts and issues. Tourism Managament, 7 (4): 254‐258. • Pigram, P., 1983. Outdoor Recreation and Resource Management. St. Martin's Press. New York.


823

Silva, C. P., Alves, F. L. and R. Rocha, 2007. The management beach carrying capacity: The case of northern Portugal. Journal of Coastal Research, Special Issue 50: 135‐139. • Vaz, B., William A. T., da Silva, C. P. and M. Phillips, 2009. The importance of user’s perception for beach management. Journal of Coastal Research, Special Issue 56: 1164‐1168. • Roig, M. F. X., 2002. Análisis de la capacidad de carga en los espacios litorales, calas y playas situados en áreas naturales de especial interés en la Isla de Menorca. Documento Técnico, Universidad de Almería. • Roig, M. F. X., 2003. Análisis de la relación entre de la capacidad de carga física y la capacidad de carga perceptual en las playas naturales de la Isla Menorca. Investigaciones Geográficas, 31: 107‐118. • Trousdale, W., 1997. Carrying capacity considerations: The need for managing change in a unique tourism destination. The Canadian Urban Institute and The Canadian International Development Agency 19 pp. • UNCED, 1992. Agenda 21 programme of action for sustainable development. United Nations, New York. • Yepes, V., 2002, Ordenación y gestión del territorio turístico: Las Playas. En Blanquer D. (dir): Ordenación y Gestión del Territorio Turístico. Ed. Tirant lo Blanch. Valencia, pp. 549‐579. Depósito Legal: V‐1048‐2002. ISBN 84‐8442‐536‐3.


824

2.43. PELLETS PLÁSTICOS NAS PRAIAS DO MUNDO: ANÁLISE DO ESTADO DA ARTE COMO FERRAMENTA DE AUXÍLIO À GESTÃO COSTEIRA

Plínio Martins Falcão1, Celia Regina de Gouveia Souza2

1 Instituto Federal da Bahia – IFBA / Grupo de Pesquisa Terra&Mar & Programa de Pós‐Graduação em

Geografia Física da Universidade de São Paulo, Brasil, [email protected] 2 Instituto Geológico do Estado de São Paulo & Programa de Pós‐Graduação em Geografia Física da

Universidade de São Paulo, Brasil, [email protected] Palavras‐chave: pellets plásticos; estado da arte; praias; mundo. RESUMO A existência de pellets nas praias está relacionada, em primeiro plano, com a intensidade das

atividades humanas no que se refere aos sistemas de produção industrial voltados para o mercado consumidor. Também conhecidos como esférulos ou gránulos plásticos, eles dão origem a uma infinidade de produtos que atendem demandas diversificadas, desde objetos de uso doméstico até fibras plásticas para outros setores que as utilizam.

A presença dos pellets plásticos já é, marcadamente, um problema de vários pontos do litoral do mundo, não abrangendo apenas algumas localidades. Mesmo porque os mecanismos de transporte hidrodinâmico podem fazer com que esses esférulos viagem por milhares quilômetros, chegando às praias, manguezais, recifes de coral, ou até mesmo associando‐se a processos sedimentares e morfodinâmicos costeiros.

Este trabalho teve como objetivo analisar o estado da arte dos estudos sobre pellets plásticos nas praias do mundo, cujas investigações foram iniciadas na década de 1970, abordando, até então, questões específicas que puderam ser agrupadas em três dimensões de análise: i) distribuição; ii) caracterização química; iii) abordagem biológica. Para tanto, os recursos metodológicos fundamentais foram a pesquisa bibliográfica (em nível de publicações científicas) e o levantamento estatístico, a fim de se construir um panorama da situação mundial a partir das pesquisas até então realizadas.

Essa categorização aponta para uma realidade que ainda carece de atenção, visto que um dos maiores problemas contemporâneos está relacionado ao lixo produzido e descartado pela humanidade, sobretudo no oceano. E isto não seria diferente para o ambiente marinho e costeiro, que é de elevada sensibilidade e, ainda assim, tem sido alvo de inúmeros impactos com níveis diferenciados de gravidade.

Portanto, o presente estudo traz contribuições a duas vertentes básicas: i) o reforço à idéia de que investigações no campo devem ser ampliadas e / ou incentivadas; ii) a proposição de modelos de planejamento que apóiem a gestão costeira no sentido de minimizar os impactos provenientes da deposição de lixo industrial e doméstico nos cursos d’água continentais e nos oceanos.


825

1. INTRODUÇÃO A Revolução Industrial, na transição entre os séculos XVIII e XIX, marcou o início de um processo

de produção que se alargou a partir das novas necessidades estabelecidas pelo homem, que já se organizava socialmente, firmando, a partir do século XX, as chamadas sociedades de consumo.

Partindo‐se do pressuposto de que a produção industrial cresceu conforme a expansão dos mercados consumidores, a ampla oferta de produtos industrializados ganhou dimensões a ponto de alavancar todos os setores da economia vinculados à produção e ao beneficiamento industrial. Um desses exemplos é o setor de plásticos, que se fortaleceu a partir da década de 1930, quando surgiram diversas estruturas baseadas em materiais de origem polimérica, cuja base principal está nos hidrocarbonetos (petróleo).

É praticamente incalculável a utilização do plástico no mundo moderno, pois eles estão por todos os lados, sob diferentes formas e produtos, indicando que sua produção ocorre em larga escala. São originados de materiais diferenciados, como polipropileno, polietileno e poliestireno, que são compostos derivados de propileno, atribuídos ao processamento petroquímico do petróleo e do gás natural, que dará origem a um dos principais tipos de polímeros existentes: os pellets plásticos.

O presente trabalho teve como objetivo elucidar o problema referente à presença de pellets plásticos no ambiente praial, tendo como recurso metodológico a análise do estado da arte sobre pellets em áreas costeiras e oceânicas, por meio do levantamento, na base Web of Knowledge ISI, dos estudos desenvolvidos a partir da década de 1970, período em que estes começaram a ser observados em grandes quantidades nesses locais.

A evidência de que existem estudos ainda a serem realizados é que a demanda industrial, que emerge das atividades de consumo, tem se ampliado e a probabilidade de mais esférulos pararem no ambiente é ainda contínua. Isto poderia ser desconsiderado com o passar do tempo, a partir de pesquisas que venham de fato a comprovar que esse tipo de incidente não mais ocorre nos dias atuais.

Todavia, quaisquer contribuições que podem modificar o panorama das ações danosas à zona costeira, decorrentes da humanização do espaço, tornam‐se importantes e afirmativas frente aos processos de planejamento ambiental e gestão da zona costeira.

2. OS PELLETS PLÁSTICOS E A POLUIÇÃO MARINHA E COSTEIRA Os pellets são grânulos de plásticos que constituem a forma principal com que as resinas plásticas

são produzidas e comercializadas. Servem de matéria prima nas indústrias de transformação, originando os mais variados objetos, que são produzidos após o seu derretimento e moldagem do produto final (Manzano, 2009). Suas características em termos de tamanho, coloração e forma são sempre variáveis, conforme a estrutura, a composição química e os tipos de uso. (figura 1)

Figura 1. Pellets plásticos e algumas de suas variações

Fonte: Falcão, P.M. & Souza, C.R. de G. (2011)


826

A indústria de pellets movimenta milhões de dólares a cada ano, em todo o mundo,

determinando que a fabricação desse material ocorra em pontos estratégicos do globo, o que favorece a dinâmica entre o mercado produtor e o consumidor. Para tanto, seu transporte, modelos de acondicionamento, depósito e utilização acarretam, muitas vezes, a perda irreparável de consideráveis quantidades, que acabam chegando às praias.

Se existe toda uma logística integrada por trás da distribuição desses pellets pelo mundo, certamente há também toda uma movimentação dos sistemas naturais que espalham esses grânulos por todas as partes. Exatamente por isso que se tornaram um problema ambiental em nível mundial, pois quantidades imensas desses esférulos vêm sendo lançadas, há décadas, diretamente no oceano e, posteriormente, dispersadas pela zona costeira.

Atualmente, os níveis de poluição marinha e costeira devidos à deposição de resíduos sólidos são questões debatidas com relevância pela comunidade científica. Estudos sobre pellets em diversos países (Takada, 2006; Ogata et al., 2009) têm apontado para realidades cada vez mais preocupantes, visto que em alguns pontos, as quantidades encontradas são enormes.

Turra et al. (2008), observam que eles estão presentes em todos os oceanos e praias do mundo e têm sido relatados desde a década de 1970 nos sedimentos e na superfície das águas de áreas costeiras e oceânicas, inclusive em áreas remotas do planeta, como praias do Pacífico e no Havaí. (figura 2)

Figura 2. Pellets plásticos na zona de deixa da Brighton Beach, Melbourne, Austrália

Fonte: Falcão, P.M. (2011)

No Brasil, os esférulos plásticos podem ser encontrados em diversos trechos do litoral. Os estudos mais aprofundados são, ainda, relativamente recentes na literatura científica, tratando especificamente de áreas na costa Nordeste (Costa et al., 2009; Ivar do Sul et al., 2009; Silva‐Cavalcanti et al., 2010) e na costa Sudeste, no estuário e Baía de Santos (Turra et al., 2008; Manzano, 2009). (figura 3)


827

Figura 3. Pellets plásticos na zona de deixa da Praia de Caraguatatuba (ao sul do Ribeirão da

Lagoa), Litoral Norte de São Paulo

Fonte: Falcão, P.M.; Souza, C.R. de G. (2011)

Por ainda existirem muitas possibilidades de investigação no que se refere à costa brasileira, com

seus mais de 9.200 Km de extensão, considera‐se relevante a proposição de novos estudos que aprofundem o tema, inclusive na perspectiva de contribuição com a gestão costeira.

3. ESTADO DA ARTE DOS ESTUDOS SOBRE PELLETS NO LITORAL A cadeia produtiva da indústria de plásticos é uma das maiores que existem no mundo,

consistindo em diversas etapas e setores que tratam desde o beneficiamento da matéria‐prima, passando pela transformação dos insumos até chegar ao produto final, distribuído em larga escala pelo mercado.

Os polímeros se constituem numa das inúmeras formas macromoleculares originadas dos hidrocarbonetos (Baird, 2002), a exemplo do polipropileno (PP), polietileno (PE), poliestireno (PS) e poliuretano (PUE), que servem de base para setores estratégicos da indústria mundial. Estes, por sua vez, são produzidos em forma de grânulos, com densidades, estruturas, composições e cores variadas, a depender das substâncias empregadas.

Esses grânulos ou esférulas plásticas, também conhecidos como pellets, têm até 5 mm de diâmetro (em média) e são matérias‐primas para a fabricação de utensílios plásticos com inúmeras finalidades. Consistem num dos principais problemas ambientais da atualidade, pois durante o seu manuseio e transporte, são comumente perdidas no ambiente, acumulando‐se principalmente em praias e zonas de convergência oceânica (Santos et al., 2008), quase sempre provenientes das áreas industriais onde são produzidos.

As publicações pioneiras relacionadas aos pellets plásticos no ambiente datam da década de 1970 e referiam‐se à presença destes em águas oceânicas, baías, estuários e praias (Carpenter, et. al., 1972; Cundell, 1973; Kartar, et. al., 1973; Colton, et. al., 1974; Morris, et. al., 1974). Em sequência, estudos mais específicos sinalizavam a contaminação por pequenas pastilhas de plástico em praias e em águas costeiras da Nova Zelândia, defendendo a idéia de que estes eram provenientes das regiões industrializadas do hemisfério norte (Gregory, 1977; 1978).

Seguidamente, estudos foram realizados no Líbano, associando a presença desses aglomerados à eliminação de resíduos por numerosas fábricas de plástico no país ou vazamentos durante o transporte do material (Shiber, 1979). Na década seguinte, novos estudos na costa mediterrânea, a exemplo da coleta para identificação de material realizada em treze praias da Costa del Sol, entre Algeciras e Almeria, na Espanha (Shiber, 1982).

Alguns anos depois, dezoito praias foram avaliadas entre Barcelona (Catalunha) e Algeciras (Andalucía), no mesmo país, encontrando‐se abundância de grânulos, inclusive com vestígios de


828

piche e outros materiais, justificados pela presença de mais de 100 fabricantes de plásticos situados nas proximidades da costa do Mediterrâneo. (Shiber, 1987).

Nos anos de 1990, as dimensões de distribuição, composição e características começaram a ser observadas com mais intensidade no que se refere às associações ecológicas (Minchin, 1996) e ao transporte de produtos químicos tóxicos (Mato et al., 2001), contribuindo com os estudos no campo da ecotoxicologia aquática.

A partir dessas informações, monitoramentos e investigações foram tomados como ponto de partida para o diagnóstico de áreas com elevadas quantidades de pellets plásticos, devido as suas propriedades ecotoxicológicas (Endo et al., 2005). Isso desencadeou uma série de novas investigações, cujos estudos evoluíram para níveis de caracterização química e vulnerabilidade ecológica.

A referência para estes casos baseia‐se na análise dos Poluentes Orgânicos Persistentes (POP), que conferem aos pellets plásticos a capacidade de adsorção de elementos químicos que envolvem os bifenilos policlorados (PCB), os diclorodifeniltricloroetanos (DDT), os hexaclorociclohexanos (HCH) e os policíclicos aromáticos hidrocarbônicos (PAH) (IPW, 2009).

Estes seriam, no caso dos grânulos plásticos, alguns dos principais condutores de contaminação química, que caracterizam um quadro específico de poluição marinha (Weber, 1993 apud Relatório da Comissão Mundial Independente sobre os Oceanos, 1999).

Dentro dessa linha foram realizados estudos e coletas com o intuito de monitorar diversas áreas do oceano (Takada, 2006; Rios, et. al., 2007; Ogata, et.al., 2009). Mas a identificação de áreas e a caracterização dos pellets com suas variadas associações materiais continuam sendo alvo de investigações em algumas costas do mundo (Ashton, et al., 2010; Frias, et al., 2010), ainda que os trabalhos sejam poucos para um diagnóstico geral da situação na qual se encontram as praias onde esse material aparece ou persiste.

No Brasil são relativamente recentes e ainda escassos os estudos, não sendo possível, ainda, traçar um panorama que favoreça diagnósticos, monitoramento e planejamento. As principais contribuições, até então, registraram o tema em algumas praias do Rio Grande do Sul (Pianowski, 1997), Pernambuco (Costa, et al., 2009; Silva‐Cavalcanti, et.al., 2009), Rio Grande do Norte (Ivar do Sul, et.al., 2009) e São Paulo (Turra, et al., 2008; Manzano, 2009), demonstrando a necessidade de novas investigações, a fim de se ampliar o conhecimento sobre os pellets plásticos, sua distribuição e conseqüências ao ambiente.

4. RESULTADOS & CONCLUSÃO O levantamento realizado na base Web of Knowledge ISI e EndNoteWeb, permitiu a

construção de um banco de dados com as referências sobre pellets plásticos, desde a década de 1970, quando surgiram as primeiras publicações científicas relacionadas a esse tipo de estudo.

Constatou‐se que durante as décadas de 1980 e 1990 houve uma redução na quantidade de estudos sobre os pellets em relação à década anterior. Mas a partir de 2000, com a intensa chamada para os problemas que acenam para uma crise ambiental no planeta, a temática do lixo marinho passou a ser observada de forma mais criteriosa pela comunidade científica mundial. (figura 4)


829

Figura 4. Quantidades de estudos por década

Fonte: Elaborado por Falcão, P.M. (2011)

No que se refere aos estudos sobre pellets plásticos no ambiente praial e oceânico, o censo

realizado a partir do referencial permitiu o agrupamento desses materiais por meio de três abordagens generalizadas: (a) Distribuição, que são os trabalhos com função diagnóstica, mensuração, quantificação e taxas; (b) Caracterização química, que corresponde às investigações referentes à capacidade de adsorção química, Poluentes Orgânicos Persistentes e propriedades toxicológicas, e (c) Abordagem biológica, que levanta os principais problemas relacionados com a asfixia, intoxicação e morte de animais causada pela ingestão.

Considerando as categorias supramencionadas, identificadas enquanto abordagens metodológicas utilizadas a partir da década de 1970, foi verificado que até o ano de 2011, num universo de 56 estudos publicados e registrados na base Web of Knowledge, ocorreu uma maior predominância de trabalhos cuja abordagem metodológica está diretamente relacionada com a distribuição (62%), em relação à caracterização química (29%) e abordagem biológica (9%). (figura 5)

Figura 5. Abordagens metodológicas no estudo dos pellets plásticos

Fonte: Elaborado por Falcão, P.M. (2011)


830

A presença dos pellets plásticos já é, marcadamente, um problema de vários pontos do litoral em

todo o mundo, não abrangendo apenas algumas localidades. Mesmo porque os mecanismos de transporte hidrodinâmico podem fazer com que esses esférulos viagem por milhares quilômetros, chegando às praias, manguezais, recifes de coral, ou até mesmo associando‐se a processos sedimentares e morfodinâmicos costeiros.

Esses dados apontam para uma realidade que ainda carece de atenção, visto que um dos maiores problemas contemporâneos está relacionado ao lixo produzido e descartado pela humanidade. E isto não seria diferente para o ambiente marinho e costeiro, cuja sensibilidade é elevada e, ainda assim, tem sido alvo de inúmeros impactos com níveis diferenciados de gravidade.

Portanto, o presente estudo traz contribuições a duas vertentes básicas: i) o reforço à idéia de que investigações no campo devem ser ampliadas e / ou incentivadas; ii) a proposição de modelos de planejamento que apóiem a gestão costeira no sentido de minimizar os impactos provenientes da deposição de lixo industrial e doméstico nos cursos d’água continentais e nos oceanos.

5. REFERÊNCIAS • ASHTON, K.; HOMES, L.; TURNER, A. 2010. Association of metals with plastic production pellets in the marine environment. Marine Pollution Bulletin, v.60, p. 2050‐2055. • BAIRD, C. 2002. Química Ambiental. Porto Alegre: Bookman. • BOURNE, W.R.P.; IMBER, M.J. 1982. Plastic pellets by collected by a prion on Gough Island, Central South Atlantic Ocean. Marine Pollution Bulletin, v.13, p. 20‐21. • CARPENTER, E.J.; ANDERSON, S.J.; HARVEY, G.R.; MIKLAS, H.P.; PECK, B.B. 1972. Polystyrene spherules in coastal waters. Science, New Series, vol. 178, p.749‐750 • COLTON, J.B.; KNAPP, F.D.; BURNS, B.R. 1974. Plastic particles in surface waters of the Northwestern Atlantic. Science, New Series, vol. 185, p.491‐497. • COSTA, M.F.; IVAR DO SUL, J.A.; SILVA‐CAVALCANTI, J.S.; ARAÚJO, M.C.B.; SPENGLER, A.; TOURINHO, P.S. 2009. On the importance of size os plastic fragments and pellets on the strandline: a snapshot os a Brazilian beach. Environ. Monit. Assess., publicado on line. • CUNDELL, A.M. 1973. Plastic Materials accumulating in Narragansett Bay. Marine Pollution Bulletin, vol. 4, issue 4, p.187‐188 • ENDO, S.; TAKIZAWA, R.; OKUDA, K.; TAKADA, H.; CHIBA, K.; KANEHIRO, H.; OGI, H.; YAMASHITA, R.; DATE, T. 2005. Concentration of polychlorinated biphenyls (PCBs) in beached resin pellets: Variability among individual particles and regional differences. Marine Pollution Bulletin, v.50, p. 1103‐1114. • FRIAS, J.P.G.L.; SOBRAL, P.; FERREIRA, A.M. 2010. Organic pollutants in microplastics from two beaches of the Portuguese coast. Marine Pollution Bulletin, v.60, p. 1988‐1992. • GREGORY, M.R. 1977. Plastic pellets on New Zealand beaches. Marine Pollution Bulletin, v.8, p.82.84. • GREGORY, M.R. 1978. Accumulation and distribution of virgin plastic granules on New Zealand beaches. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, v.12, p.399‐414. • INTERNATIONAL PELLET WATCH – IPW. Global Monitoring of Persistent Organic Pollutants (POPs) using Beached Plastic Resin Pellets. Disponível em: http://www.pelletwatch.org Acessado em: 12 de fevereiro de 2011. • IVAR DO SUL, J.A.; SPENGLER, A.; COSTA, M.F. 2009. Here, there and everywhere. Small plastic fragments and pellets on beaches of Fernando de Noronha (Equatorial Western Atlantic). Marine Pollution Bulletin, v.58, p.1229‐1244. • KARTAR, S.; ABOU‐SEEDO, F. 1973. Polystyrene spherules in the Severn Estuary ‐ A progress report. Marine Pollution Bulletin, vol. 7, issue 7, p.52.


831

• KARAPANAGIOTI, H.K.; ENDO, S.; OGATA, Y.; HIDESHIGE, T. 2011. Diffuse pollution by persistent organic pollutants as measured in plastic pellets sampled from various beaches in Greece. Marine Pollution Bulletin, vol. 62, issue 2, p.312‐317. • MANZANO, A.B. Distribuição, taxa de entrada, composição química e identificação de fontes de grânulos plásticos na Enseada de Santos, SP, Brasil. Dissertação. São Paulo: Instituto Oceanográfico / USP, 2009. • MATO, Y.; ISOBE, T.; TAKADA, H.; KANEHIRO, H.; OHTAKE, C.; KAMINUMA, T. 2001. Plastic Resin Pellets as a Transport Medium for Toxic Chemicals in the Marine Environment. Environ. Sci. Technol., v.35, p.318‐324. • MINCHIN, D. 1996. Tar pellets and plastics as attachment surfaces for lepadid cirripedes in the North Atlantic Ocean. Marine Pollution Bulletin, v.32, p. 855‐859. • MORRIS, A.W.; HAMILTON, E.I. 1974. Polystyrene spherules in the Bristol Channel. Marine Pollution Bulletin, vol. 5, issue 5, p.26‐27. • OGATA, Y.; TAKADA, H.; MIZUKAWA, K.; HIRAI, H.; IWASA, S.; ENDO, S.; MATO, Y.; SAHA, M.; OKUDA, K.; NAKASHIMA, A.; MURAKAMI, M.; ZURCHER, N.; BOOYATUMANONDO, R.; ZAKARIA, M.P.; DUNG, L.Q.; GORDON, M.; MIGUEZ, C.; SUZUKI, S.; MOORE, C.; KARAPANAGIOTI, H.K.; WEERTS, S.; McCLURG, T.; BURRES, E.; SMITH, W.; VELKENBURG, M.V.; LANG, J.S.; LANG, R.C.; LAURSEN, D.; DANNER, B.; STEWARDSON, N.; THOMPSON, R.C. International Pellet Watch: Global monitoring of persistent organic pollutants (POPs) in coastal waters. 1. Initial phase data on PCBs, DDTs, and HCHs. 2009. Marine Pollution Bulletin, v.58, p. 1437‐1446. • PIANOWSKI, F. 1997. Resíduos sólidos e esférulas plásticas nas praias do Rio Grande do Sul – Brasil. (Monografia de graduação). 76 p. Fundação Universidade Federal do Rio Grande, Rio Grande do Sul, Brasil. • RIOS, L.M.; MOORE, C.; JONES, P.R. 2007. Persistent organic pollutants carried by synthetic polymers in the ocean environment. Marine Pollution Bulletin, v.54, p. 1230‐1237. • SANTOS, I.R.; BAPTISTA NETO, J.A.; WALLNER,‐KERSANACH, M. Resíduos sólidos. In: BAPTISTA NETO, J.A.; WALLNER,‐KERSANACH, M.; PATCHINEELAM, S.M. Poluição Marinha. Rio de Janeiro: Interciência, 2008. • SHIBER, J.G. 1987. Plastic pellets and Tar on Spain’s Mediterranean beaches. Marine Pollution Bulletin, v.18, p. 84‐86. • SHIBER, J.G. 1982. Plastic pellets on Spain’s “Costa del Sol” beaches. Marine Pollution Bulletin, v.13, p.409‐412. • SHIBER, J.G. 1979. Plastic pellets on the coast of Lebanon. Marine Pollution Bulletin, v.10, p.28‐30. • SILVA‐CAVALCANTI, J.S.; ARAÚJO, M.C.B.; COSTA, M.F. 2009. Plastic litter on na urban beach – a case study in Brazil. Waste Manag. Res., n.27, p.93‐97. • SOUZA, C.R. de G. As células de deriva litorânea e a erosão nas praias do Estado de São Paulo. Tese. São Paulo: Instituto de Geociências / USP, 1997. • TAKADA, H. 2006. Call for pellets! International Pellet Watch Global Monitoring of POPs using beached plastic resin pellets. Marine Pollution Bulletin, v.52, p. 1547‐1548. • TURRA, A.; MALUF, A.; MANZANO, A.B. 2008. Invasão de plásticos nos oceanos. Ciência Hoje, v. 46, n.246, p.40‐45. • Web of Kowledge ISI – EndNoteWeb. Disponível em: http://www.myendnoteweb.com Acessado em: 21 de maio de 2011. • WEBER, P. 1993. Abandoned seas: reversing the decline of the oceans. Wolrdwatch Institute Review, Washington D.C., p.89‐111.


832

2.44. PLANIFICACION INTEGRADA DE LOS RECURSOS HÍDRICOS EN LOS ÁMBITOS LITORALES

M. España

Laboratorio de Planificación Ambiental (LABPLAM). Departamento de Urbanística y Ordenación del Territorio. Universidad de Granada. Campus de Fuentenueva, s/n. 18071 Granada. Telf: 0034 958 240447. [email protected]

Palabras clave: gestión integrada, planificación subregional, dinámica de usos. RESUMEN

Las problemáticas asociadas a los recursos hídricos (escasez, desequilibrios recursos‐demanda, contaminación…) están muy presentes en Andalucía especialmente en las zonas litorales debido en parte a la presión del turismo y su estacionalidad, la existencia y proliferación de agriculturas intensivas y la elevada densidad de población que aparecen en algunas áreas (Bahía de Cádiz y Aglomeración Urbana de Málaga). En este contexto puede resultar especialmente interesante la integración de la planificación territorial e hidrológica que se reconoce desde hace bastantes años como un mecanismo imprescindible para alcanzar una gestión coherente y equilibrada del agua.

Este trabajo, revisa desde el punto de vista de la integración los planes de escala subregional y los planes hidrológicos que afectan a los entornos litorales andaluces, realizando una comparativa de las diversas estrategias de gestión de recursos hídricos que contemplan y valorando si realmente se han producido en los últimos años avances hacia la integración. Posteriormente compara estas diferencias entre planes con las distintas dinámicas territoriales que se dan en las zonas costeras, obtenidas a partir de un análisis de cambio de usos del suelo.

A partir de la revisión de los diferentes documentos y el análisis de las dinámicas se identifican una serie contradicciones existentes y se proponen criterios para alcanzar la integración real, que ayude a minimizar los conflictos actuales y futuros entorno a los recursos hídricos.

1. INTRODUCCIÓN

Durante décadas, la planificación y la gestión de los recursos hídricos en nuestro país ha sido una

política sectorial con gran fuerza que, en demasiadas ocasiones, ha actuado desvinculada de las realidades territoriales donde se aplicaba (Del Moral (2006); Aguilera, (1999); Prados (1994); Osés y Ortí, (1984)). Este modelo ha propiciado la aparición de numerosos conflictos relacionados con el agua tales como desequilibrios territoriales, contaminación, superexplotación, avenidas e inundaciones… (Estevan (2008); Frontana (2002); Martinez y Esteve (2002); Arrojo y Naredo (1997); Del Moral (1994)). En paralelo la planificación territorial, que en ocasiones ha propuesto y favorecido el desarrollo de actividades económicas sin contemplar si existían o no recursos hídricos para atenderlas.

Para minimizar estos conflictos, acelerados en los últimos años, son muchas las voces que se alzan abogando por una planificación y gestión integrada de las políticas territoriales e hidrológicas: Woltjer and Al (2007); Achouri (2006); Del Moral (2006); Sousa y Botequilha (2006); Carter, Kreutzwiser, de Loe (2005); Mitchel (2005); Aguilera (1997). A pesar de la existencia de numerosas referencias, algunas de hace más de 10 años, son escasos los trabajos que presentan metodologías para alcanzar con éxito dicho objetivo a partir del marco legislativo y administrativo actual.


833

2. OBJETIVO Y METODOLOGÍA El objetivo principal de la presente comunicación es determinar la relevancia de la gestión hídrica

en los Planes de Ordenación Territorial de escala Subregional (POTs, en adelante) de Andalucía. De esta manera obtendremos una primera aproximación a la relación que existe actualmente entre documentos y cuestiones hídrico‐territoriales.

Este trabajo se enmarca dentro de una investigación más amplia que persigue la identificación de algunos hitos clave para alcanzar la planificación integrada de recursos hídricos a partir del análisis de las debilidades y fortalezas del sistema de planificación vigente.

La metodología que hemos aplicado en esta primera parte del trabajo puede dividirse en cuatro etapas:

1. Revisión bibliográfica 2. Determinación de problemas generados por la planificación sectorial de agua y territorio 3. Identificación de factores de integración para evaluar la relevancia de la gestión hídrica en los planes territoriales y de la gestión territorial en los planes hidrológicos 4. Revisión y evaluación de la relevancia de la gestión hídrica en los Planes de Ordenación del Territorio de ámbito Subregional Comenzamos por una revisión bibliográfica y la lectura minuciosa y análisis de documentos de

planificación y normativos relativos al agua y al territorio. De la revisión bibliográfica hay que destacar los trabajos de Del Moral (2006; 2009); España (2009); y especialmente Carter, Kreutzwiser, de Loe (2005), donde se propone una metodología para que los responsables municipales puedan evaluar, la magnitud de la integración y la sostenibilidad en la planificación territorial y en las prácticas de gestión del agua en tres municipios canadienses. De los documentos de planificación y normas examinados los más relevantes son: Directiva Marco de Aguas (Directiva 2000/60), Reglamento de Planificación Hidrológica (R.D. 907/2007); Planes Hidrológicos de Cuenca; Borradores Planes Hidrológicos de las Demarcaciones Hidrográficas que afectan a Andalucía; Plan de Ordenación del Territorio de Andalucía; Planes de Ordenación del Territorio de ámbito subregional; Planes Generales de Ordenación Urbana.

A partir de la información de esta primera etapa se puede afirmar que la gestión integrada del agua y el territorio va a tener que buscar solución a los numerosos problemas que la gestión sectorial tradicional ha potenciado, especialmente en Andalucía donde las características climáticas y socioeconómicas hacen que los recursos estén sometidos a tensiones estacionales y espaciales muy fuertes. Algunos de estos problemas son:

‐ objetivos contradictorios en documentos relativos a una misma zona por proceder de órganos administrativos distintos.

‐ desequilibrios territoriales entre la disponibilidad de recursos y la implantación de actividades muy consuntivas de agua

‐ desajuste entre lo planificado y la dinámica real ‐ ausencia de datos objetivos y estadísticas que relacionen los usos del agua con las

actividades productivas donde se consumen.

La tercera etapa de la metodología consiste en la identificación de factores de integración para la evaluación del nivel de integración entre los documentos de planificación hidrológicos y territoriales. Son factores que intentan dar respuesta a los problemas previamente identificados y que persiguen valorar el grado de “compromiso” que tienen los documentos de planificación del agua con los territoriales y viceversa. Los primeros (planificación hidrológica) deberían incluir estas cuestiones desde una perspectiva territorial mientras que en los documentos de planificación territorial tendrían que aparecer desde la perspectiva hidrológica.

Para aclarar la finalidad de los factores de integración ponemos como ejemplo el tratamiento que debería darse en ambos tipos de documentos (planificación hidrológica, planificación territorial) a la actividad agraria de regadío (primera consumidora de recursos hídricos en Andalucía). En los documentos de planificación hidrológica debería hacerse alusión a las superficies puestas en riego, a


834

sus escenarios futuros y a cuál sería la superficie máxima en función de los consumos medios existentes y de los recursos hídricos disponibles que se podrían asignar para esta actividad, además sería importante que aparecieran los datos de consumo espacializados. Por otro lado, en los documentos de planificación territorial, tendrían que aparecer datos de consumo, de recursos hídricos asignados a esa actividad, de límites y de posibles escenarios.

La última fase se fundamenta en la revisión de los POTs a partir de los factores de integración, es decir la lectura pormenorizada de estos documentos intentando descubrir si hacen referencia a estos factores y de qué manera. Para realizar esta primera aproximación a la situación inicial hemos elegido este tipo de documentos por su escala de trabajo y por su objetivo como marco de referencia para las administraciones y las actividades de particulares.

3. IDENTIFICACIÓN DE FACTORES CLAVE PARA EVALUAR LA RELEVANCIA DE LA GESTIÓN HÍDRICA EN LOS PLANES TERRITORIALES Y DE LA GESTIÓN TERRITORIAL EN LOS PLANES HIDROLÓGICOS

En la tabla que aparece a continuación se recogen los factores identificados, diferenciando si son

factores que habrá que incluir en los documentos de planificación hidrológica, planificación territorial o en ambos. En realidad todas los factores deben aparecer en ambos tipos de documentos pero lo que se señala es donde hay que centrar la atención, ya que resultaría redundante aludir, por ejemplo a la perspectiva territorial de indicadores en un plan territorial o a la determinación de recursos hídricos en un plan hidrológico, porque ya lo hacen. Se señalan por lo tanto los factores que tras la revisión de numerosos documentos consideramos que deberían estar presentes y no lo están o lo hacen desde una óptica diferente.

Para facilitar la presentación de los factores de integración se han agrupado en cuatro bloques: ‐ Bloque 1.Coordinación y cooperación entre administraciones: en este bloque aparecen

factores que deben incluir los documentos para facilitar la relación entre las diferentes administraciones relacionadas con la planificación y gestión de agua y territorio, ya que la transferencia de información y la cooperación y coordinación son piezas clave para avanzar.

‐ Bloque 2. Equilibrios: es muy importante mantener el equilibrio en el territorio y en los recursos hídricos por ello las características del ámbito a planificar deben aparecer de manera clara.

‐ Bloque 3. Usos del suelo y sus demandas: se incluyen aquí factores relacionados con los usos del suelo y las actividades consumidoras de recursos hídricos. Se recogen de manera general pero tendrán que aparecer para el uso urbano del agua, el agrícola y el industrial, y cualquier otro que tenga relevancia sobre el consumo total de recursos hídricos (turístico, energético…).

‐ Bloque 4. Gestión del Medio Físico: son varios los problemas ambientales relacionados con los recursos hídricos y algunos con grandes repercusiones incluso para la seguridad ciudadana. En Andalucía los de mayor importancia son las avenidas e inundaciones, la erosión de suelos y la sequía. Tabla 1. Factores de integración para la planificación integrada de recursos hídricos

Bloque Factores de integración

Incluir en documentos de planificación

Hidrológica

Territorial

1. COORD

. Y

COOP

ENTR

E ADMÓN.

Establecer un marco efectivo para trabajar con administraciones vinculadas con la planificación/gestión del agua (Consultas, convenios…)

Establecer un marco efectivo para trabajar con administraciones vinculadas con la planificación/gestión del territorio (Consultas, convenios…)


835

Fuente: Elaboración propia. 4. REVISION DE LOS POTS DESDE LA PERSPECTIVA HIDROLÓGICA

Los POTs constituyen uno de los instrumentos del planeamiento territorial en Andalucía según la Ley 1/1994, estableciendo los elementos básicos para la organización y estructura del territorio en su ámbito, siendo el marco de referencia territorial para el desarrollo y coordinación de las políticas, planes, programas y proyectos de las Administraciones y Entidades Públicas así como para las actividades de los particulares. El ámbito de cada plan abarca el conjunto de términos municipales completos y contiguos, que por sus características físicas, funcionales y socioeconómicas conformen un área coherente de planificación territorial (artículo 14).

Actualmente están aprobados 12 POTs y otros 6 se encuentran en tramitación.

Tabla 2. Planes de Ordenación Territorial de ámbito Subregional aprobados y en tramitación en Andalucía POTs aprobados

Año aprobación

Año revisión

Nº Municipio

Población 2010

Superficie(km2)

Densidad población

DemarcacionesHidrográficas

Aglomración Urbana de Granada 1999 2003 32 517.923 859,3 602,73 Guadalquivir

Poniente de Almería 2002 2008 9 248.079 969,7 255,83 Mediterránea

Sierra de Segura 2003 ____ 13 26.649 1932,7 13,79

Guadalquivir; Segura

Ámbito de Doñana 2003 ____ 13 125.401 2736,4 45,83

Guadalquivir; Tinto‐Odiel

Establecer un marco efectivo para trabajar con administraciones de distinta escala (Consultas, convenios…)

2.

EQUILIBRIOS

Contemplar los recursos hídricos disponibles para su ámbito de aplicación

Recoger la distribución espacial de los usos del suelo por categorías principales (agricultura secano, agricultura regadío, urbano, industrial, natural)

Reconocer la necesidad de equilibrio entre recursos hídricos y demandas y proponer posibles soluciones

3. U

SOS DEL SUELO Y SUS

DEM

ANDAS DE AGUA

Superficie y distribución espacial de los principales usos del suelo

Indicadores de consumo de recursos hídricos para cada actividad consuntiva

Perspectiva territorial de los indicadores de consumo Medidas para mejorar la eficienciaRecursos hídricos disponobles por actividad Límites de consumo por actividad Máximo desarrollo de cada actividad (número, superficie,

…) según recursos hídricos disponibles

Escenarios futuros

4. GESTION

MED

IO FÍSICO Medidas para reducir la erosión de suelos

Delimitación de zonas de riesgo por inundación/avenidas Medidas para reducir/prevenir contaminación de agua y/o

sobreexplotación de acuíferos

Medidas de protección Dominio Público Hidráulico Medidas excepcionales en situaciones de sequía


836

Bahía de Cádiz 2004 ____ 5 430.276 606,1 709,91

Guadalete‐Barbate

Costa del Sol Occidental 2006 ____ 9 379.334 941,5 402,90 Mediterránea

Litoral Occidental de Huelva 2006 ____ 7 105.763 732,1 144,47

Tinto‐Odiel; Guadiana

Litoral Oriental Axarquía 2006 ___ 29 165.224 958,9 172,31 Mediterránea

Levante de Almería 2009 ___ 11 90.325 1198,8 75,35

Mediterránea; Segura

Aglomeración Urbana de Sevilla 2009 ___ 46 1.508.605 4912,3 307,11 Guadalquivir

Aglomeración Urbana de Málaga 2009 ___ 13 871.491 1332,1 654,22 Mediterránea

Costa Noroeste de Cádiz

2011 ___ 4 121.201 360,7 336,02

Guadalquivir; Guadalete‐Barbate

POTs en tramitación

La Janda 7 87.380 1536,9 56,85

Guadalete‐Barbate

Campo de Gibraltar

7 264.620 1528,6 173,11

Guadalete‐Barbate; Mediterránea

Aglomeración Urbana de Almería 9 251.780 1158,9 217,26 Mediterranea

Litoral de Granada 17 127.613 786,7 162,21 Mediterranea Aglomeración

Urbana de Huelva 8 239.985 965,8 248,48 Tinto‐Odiel; Guadalquivir

Sur de Córdoba 31 275.443 3440,1 80,07 Guadalquivir Fuente: Elaboración propia.

El análisis se realiza en los POTs del Poniente de Almería, del Litoral Occidental de Huelva, del

Litoral Oriental de la Axarquía y de la Costa Noroeste de Cádiz. Hemos elegido estos cuatro (ya aprobado y con ámbitos litorales) porque:

‐ en las zonas litorales existe una gran presión sobre los recursos hídricos debido a las características ambientales excepcionales y al fuerte desarrollo de las actividades económicas, como se reconoce en el Informe de Medio Ambiente publicado por la Junta de Andalucía del año 2007. En dicho documento se cifra en un 23,4% el crecimiento de la demanda hídrica del litoral andaluz desde 1987 hasta 2007 y la cuadruplicación de los cultivos bajo plástico en estos ámbitos entre 1970 y 1998.

‐ los POTs han alcanzado su máximo desarrollo en el frente litoral. Al representar en el mapa de Andalucía los ámbitos para los que se ha aprobado o está en tramitación un POTs, descubrimos que los 812 Km de costa están incluidos. Figura 1. Planes Subregionales aprobados y en tramitación y Demarcaciones Hidrográficas en

Andalucía


837

Fuente: Elaboración propia.

‐las áreas litorales andaluzas se encuentran actualmente en un proceso propio de planificación: la gestión integrada de zonas costeras. Dentro de este marco más amplio puede ser útil avanzar en la planificación integrada de los recursos hídricos.

‐pertenecen a provincias distintas, estando así representadas todas las provincias litorales andaluzas a excepción de Granada, que no cuenta aún con ningún plan aprobado con ámbito litoral.

A continuación se presenta una tabla con los resultados de la revisión, en la que se indica con el

símbolo √ que el POTs incluye el factor de integración, y con el símbolo –, que no lo incluye. Tabla 3: Resultados de la revisión de cuatro POTs mediante factores de integración

Bloque

Factores de integración

Ponien

te de Alm

ería

Litoral

Occiden

tal

de

Hue

lva

Litoral

Orien

tal

Axarquía

Costa

Noroe

ste

de

Cádiz

1. CO

ORD

. Y

COOP

ENTR

E ADMÓN

Establecer un marco efectivo para trabajar con administraciones vinculadas con la planificación/gestión del agua (Consultas, convenios…)

‐ ‐ ‐ ‐

Establecer un marco efectivo para trabajar con administraciones de distinta escala (Consultas, convenios…)

‐ ‐ √ ‐

2.

EQUIL

Contemplar los recursos hídricos disponibles para su ámbito de aplicación

√ ‐ ‐ ‐

Reconocer la necesidad de equilibrio entre recursos hídricos y demandas y proponer

√ ‐ √ ‐


838

5.RESULTADOS DE LA EVALUACIÓN

Una vez revisados los planes subregionales, y completada la tabla 3 podemos afirmar que el tratamiento de los factores de integración en dichos documentos es muy dispar. Para algunas de las cuestiones identificadas no existen referencias en ninguno de los 4 documentos y sin embargo hay otras que están presentes en todos y su tratamiento es extenso.

Para el bloque 1 “Cooperación y coordinación entre administraciones”, sólo encontramos una referencia a los factores de integración identificados, ya que a pesar de recoger la posibilidad de gestionar algunas problemáticas mediante convenios o consorcios entre diferentes administraciones, no llegan a establecer un marco efectivo que lo propicie. También encontramos numerosas alusiones a los contenidos y características que deben tener los Planes Generales de Ordenación Urbana pero la posibilidad de trabajar de manera conjunta y coordinada sólo aparece en el plan del Litoral Oriental de la Axarquía (art. 8 de la Normativa), justificando el símbolo √ de la tabla.

Las cuestiones incluidas en el bloque 2 tienen mucha relevancia pues reconocer la necesidad de equilibrio entre recursos hídricos disponibles y demandas es imprescindible si se aspira a un modelo territorial donde se minimicen los conflictos. Esto que resulta tan obvio sólo se recoge en 2 de los POTs revisados y no de manera explícita. En el plan del Poniente de Almería (memoria de ordenación) se dice que “partiendo del déficit actual, se pretende conseguir el equilibrio del

posibles soluciones

3. USO

S DEL SUELO Y SUS DEM

ANDAS DE AGUA

Indicadores de consumo de recursos hídricos

Uso urbano √ ‐ √ √ Uso agrícola √ ‐ ‐ √ Uso industrial √ ‐ ‐ ‐

Medidas para mejorar la eficiencia Uso urbano ‐ ‐ √ √ Uso agrícola √ ‐ ‐ ‐ Uso industrial ‐ ‐ ‐ ‐

Recursos hídricos disponibles Uso urbano ‐ ‐ ‐ ‐ Uso agrícola ‐ ‐ ‐ ‐ Uso industrial ‐ ‐ ‐ ‐

Límites de consumo Uso urbano ‐ √ √ √ Uso agrícola √ ‐ √ ‐ Uso industrial ‐ ‐ √ ‐

Escenarios futuros Uso urbano √ ‐ √ ‐ Uso agrícola √ ‐ √ ‐ Uso industrial √ ‐ √ ‐

4.

GESTION

MED

IO

FÍSICO

Medidas para reducir la erosión de suelos ‐ √ ‐ ‐ Delimitación de zonas de riesgo por

inundación/avenidas √ √ √ √

Medidas para reducir/prevenir contaminación de agua y/o sobreexplotación de acuíferos

√ √ √ √

Medidas de protección Dominio Público Hidráulico

√ ‐ √ √

Medidas excepcionales en situaciones de sequía

‐ √ √ ‐


839

sistema”. El plan del Litoral Oriental de la Axarquía, en su artículo 67, afirma que “uno de los objetivos del plan es propiciar el uso sostenible y la gestión integral de los recursos hídricos”.

El otro factor incluido en el bloque 2 (recursos hídricos disponibles en el ámbito de planificación) debería ser un dato de partida básico pero sólo aparece en el plan del Poniente de Almería. Esto hace que en el bloque 3 no encontremos ninguna referencia a los recursos hídricos disponibles por actividad consuntiva.

El Plan del Litoral Oriental de Huelva recoge en el bloque 3, “usos del suelo y sus demandas de agua”, tan sólo una referencia general referente a los límites de consumo urbano. El resto de planes sí que cuentan con algunos indicadores de consumo de recursos hídricos y algunas medidas para mejorar la eficiencia. En cuanto a la presentación de escenarios futuros encontramos algunos datos en el plan del Poniente de Almería y en el del Litoral Oriental de la Axarquía relativos, casi exclusivamente, a la evolución previsible de las demandas de agua.

La mayor parte de las referencias encontradas en los POTs a los factores de integración previamente identificados se enmarcan dentro del bloque de Gestión del Medio Físico. En todos los planes se realiza una delimitación provisional de las zonas de riesgo por inundaciones y avenidas que sirve como orientación hasta que cada Plan General de Ordenación Urbana realice una delimitación más minuciosa. También aparece en todos ellos alguna medida destinada a reducir o prevenir la contaminación del agua como la limitación de actividades potencialmente contaminantes en lugares concretos o la apuesta por el tratamiento de las aguas residuales.

De este cuarto bloque es llamativa la ausencia de medidas excepcionales para las situaciones de sequía, a pesar de ser una situación recurrente y propia del clima mediterráneo que rige en todos los ámbitos de los planes analizados. En la tabla se reconoce la existencia de medidas en dos planes, aunque en el plan del Litoral Oriental de la Axarquía no se trata de una medida como tal, al ser tan sólo una reflexión que se hace en la memoria informativa (la conexión hidráulica de toda la costa malagueña puede configurarse como el instrumento que garantice los suministros urbanos incluso en futuras situaciones de emergencia). El plan del Litoral Occidental de Huelva si recoge en el artículo 113 de la normativa que las captaciones subterráneas para abastecimiento de los núcleos serán sustituidas por aguas superficiales, y sólo se utilizarán las mismas en situaciones de sequía y/o por motivos de desabastecimiento temporal debido a mejoras en la red, accidentes y situaciones similares.

6. CONCLUSIONES

En los últimos años ha aumentado el número de trabajos en distintas partes del mundo que

abogan por una gestión integrada de las políticas territoriales e hidrológicas como posible solución a los conflictos existentes en torno a los usos del agua y del suelo. Sin embargo todavía son pocas las metodologías desarrolladas acerca de cómo habría que actuar.

Comenzar con un diagnóstico del estado de la cuestión en los documentos de planificación puede constituir un progreso, por el hecho de “medir” la situación inicial y poder plantear objetivos más concretos. La metodología expuesta para evaluar el grado de incorporación de factores de integración en los planes de ordenación del territorio de ámbito subregional arroja varios resultados:

‐existe diferencia entre unos planes y otros a pesar de ser muy próximos espacialmente y proceder de la misma administración

‐no se recogen referencias a cuestiones que deberían aparecer para optar a un desarrollo territorial con menores conflictos vinculados al agua, como los recursos hídricos disponibles o las demandas existentes

‐sí ponen esfuerzo en reducir los riesgos de inundaciones y avenidas a través de la delimitación de las zonas más peligrosas, pero en muchos casos ya son zonas ocupadas que requieren la intervención de la Administración


840

Con esta primera aproximación, se abre una vía de trabajo interesante en la que las propuestas metodológicas de análisis deberán ir acompañadas de medidas propositivas, para ir avanzando hacia una integración real dentro del marco legislativo y administrativo vigente.

BIBLIOGRAFIA • Achouri, M., 2006, Next Generation of Watershed management programmes objetives and Expected Results, Environmental Role of Werlands in Headwaters, 301‐312 • Aguilera, F., 1999, Hacia una nueva cultura del agua: cuestiones fundamentales. El agua a debate desde la Universidad. Hacia una nueva cultura del agua. I Congreso Ibérico sobre Planificación y Gestión de Aguas, Zaragoza • Arrojo, P. y Naredo, J.M., 1997, La gestión del agua en España y California, Bilbao, Editorial Bakeaz • Carter, N., Kreutzwiser, R. y De Loe, R., 2005, Closing the circle: linking land use planning and water management at the local level, Land use Policy, 22, 115‐127. • Del Moral, L., 1994, Elementos para una teoría de los conflictos territoriales sobre el agua, Boletín de la A.G.E., 18, 17‐27 • Del Moral, L., 2006, Planificación Hidrológica y Política Territorial en España, El Agua en el Siglo XXI. Gestión y Planificación, Zaragoza, Institución Fernando el Católico, 29‐46. • Del Moral, L., 2009, Nuevas tendencias en gestión del agua, ordenación del territorio e integración de políticas sectoriales, Scripta Nova vol. XIII, nº 285. • España, M., 2009, Hacia la integración de las políticas territoriales e hidrológicas: aplicación a la zona regable Genil‐Cabra. Diploma de estudios avanzados en Urbanismo, Ordenación del Territorio y Planificación Ambiental. Universidad de Granada • Estevan, A., 2008, Herencias y problemas de la política hidráulica española, Editorial Bakeaz Frontana, J., 2002, Agua y territorio: recursos y conflictos de usos en Andalucía y en la costa de Granada, Universidad de Granada e Instituto de Desarrollo Regional. • Martínez, J. y Esteve, M.A., 2002, Agua, regadío y sostenibilidad en el sureste ibérico, Editorial Bakeaz • Mitchell, B., 2005, Integrated water resoruce management, institutional arragements, and land‐use planning, Environment and Planning, 37, 1335‐1352 • Osés, J. y Ortí, A., 1984, Política hidráulica y cuestión social: orígenes, etapas y significados del Regeneracionismo Hidráulico de Joaquín Costa, Revista Agricultura y Sociedad, 32, 11‐107. • Prados, M.J., 1994, Política de riego en Andalucía (1960‐1984), Instituto de Desarrollo Regional, Universidad de Sevilla. • Sousa, H. y Botequilha, A., 2006, Integrating landscape and water‐resources planning with focus on sustainability. From landscape research to landscape planning, Editorial Springer, 143‐159. • Woltjer, J. y AL, N., 2007, Integrating Water Management and Spatial Planning, Journal of the American Planning Association, 73, Issue 2, 211‐222.


841

2.45. PREDICCION MORFODINAMICA OPERACIONAL. UNA NUEVA ESTRATEGIA DE GESTION DEL LITORAL

A.Sánchez‐Arcilla1, V. Gracia1, M. García1 y J.M. Solé1

1Universitat Politècnica de Catalunya, Laboratori d’Enginyeria Marítima, c/ Jordi Girona 1‐3, Campus Nord‐UPC, Edif. D‐1, 08034 Barcelona, Spain. [email protected] Palabras clave: Impacto de temporales, gestión, sistema operacionales, SWAN, XBEACH. RESUMEN Una parte muy importante de las playas de arena de España pueden ser consideradas como playas urbanas y por tanto se encuentran limitadas en su parte continental por todo tipo de infraestructuras (paseos marítimos, calles, comercios, carreteras, vías de tren, etc.). En la mayoría de ocasiones esta ocupación del dominio natural no ha tenido en cuenta su alta variabilidad y dinamismo por lo que resultan especialmente vulnerables al impacto de temporales. Conocer con antelación cual será la respuesta de un tramo de costa frente a unas determinadas condiciones hidrodinámicas es altamente interesante puesto que permitiría escoger de antemano la mejor estrategia de defensa minimizando en lo posible los impactos. El principal objetivo de este trabajo es evaluar la viabilidad de un sistema de predicción morfodinámico, PRE‐MOS (Pre ‐ Morphodynamic Operational System), como herramienta de alarma temprana y gestión de la costa. Para ello se pretende reproducir la respuesta morfodinámica de dos playas de la litoral noroccidental mediterráneo español frente al impacto del temporal de Diciembre de 2008, que arrasó esta parte de la costa causando graves daños en paseos marítimos y otras infraestructuras. PREMOS se estructura en tres grandes módulos: (1) una unidad meteorológica representada por las predicciones de viento realizadas de forma rutinaria por el Servei Meteorològic de Catalunya mediante los modelos MM5 y WRF (Dudhia, 1993) para el mediterráneo noroccidental y que sirven como condición de partida a (2) la unidad de generación y propagación del oleaje, (SWAN, Booj et al. 1996) en donde se reproducen los procesos del oleaje que finalmente son utilizados en (3) un modelo de evolución morfodinámico (XBEACH, Roelvink et al. 2009) en donde se analiza la respuesta de la costa frente a estas acciones de oleaje. SWAN es un modelo de tercera generación de oleaje que ha sido previamente validado para distintos temporales para la costa mediterránea española (Alomar et al., 2009) mientras que el modelo XBEACH ha sido utilizado para evaluar los procesos de rebase y rotura en un tramo de costa del delta del Ebro (mediterráneo noroccidental) por García et al. (2011). El artículo describirá en detalle los resultados obtenidos en dos playas de la costa Catalana, realizando un análisis crítico sobre las sensibilidad del sistema frente a condiciones de partida (batimetría y condiciones de oleaje) distintas con el fin de determinar la utilidad de este tipo de aproximaciones para la gestión de costas. 1. INTRODUCCION

Una parte muy importante de las playas de España pueden ser consideradas como playas urbanas y por tanto se encuentran limitadas en su parte continental por todo tipo de infraestructuras (paseos marítimos, edificios, carreteras, vías de tren, etc.). En muchas ocasiones esta ocupación del dominio natural no ha tenido en cuenta su alta variabilidad y dinamismo por lo que resultan especialmente vulnerables al impacto de temporales. Conocer con antelación cual será la respuesta de un tramo de costa frente a unas determinadas condiciones hidrodinámicas resulta altamente interesante puesto


842

que permitiría escoger de antemano la mejor estrategia de defensa minimizando en lo posible los impactos.

El principal objetivo de este trabajo es evaluar la viabilidad de un sistema de predicción morfodinámico, PRE‐MOS (Pre ‐ Morphodynamic Operational System), como herramienta de alarma temprana y gestión de la costa. Para ello se ha reproducido la respuesta morfodinámica de tres playas del litoral catalán, frente al impacto de un gran temporal que tuvo lugar en Diciembre de 2008 y que afectó a una parte importante de las infraestructuras del litoral causando un total de 3 muertos. En el artículo se describen los pasos seguidos en la implementación del sistema de predicción y se evalúa la sensibilidad del sistema frente a condiciones de oleaje distintas, con el fin de determinar el rango de validez de este tipo de aproximaciones para la gestión de costas.

2. AREA DE ESTUDIO

La costa catalana tiene una longitud aproximada de unos 700 km de los cuales alrededor de 250 km son playas de arena. En su mayoría (exceptuando las playas del delta del Ebro) se trata de playas urbanas o semi‐urbanas limitadas en la parte continental por una gran variedad de infraestructuras de elevado interés económico. En concreto, las playas analizadas han sido (ver figura 1) las de La Porquerola en la provincia de Tarragona, Pont del Petroli en la provincia de Barcelona y la playa de S’Abanell en la provincia de Girona.

La playa de la Porquerola (T.M. de Mont‐Roig del Camp), con un sedimento de arena fina de unas 170 µm, se localiza dentro de un tramo de costa longitudinalmente uniforme de unos 6.5 km de longitud, abierto al oleaje. La parte posterior de la playa se sitúa entre las cotas +2.3 m, en la zona de la desembocadura de la riera de la Porquerola y la +3.1 m en el sector septentrional. Un aspecto distintivo de la playa es la existencia de una pradera de Posidónea bien desarrolla a partir de una profundidad de unos 3 m (figura 1) justo frente a la desembocadura de la riera.

La playa del Pont del Petroli (T.M. de Badalona) constituida por un sedimento más grueso de unas 350 µm, es un claro ejemplo de playa urbana en vías de recuperación en la que se está construyendo un paseo peatonal (entre las cotas +5 m y +6 m) tras el cual se sitúa una línea de viviendas a una distancia media de la orilla de entre 50 y 80 m.

La playa de S’Abanell (en el T.M. de Blanes) es la playa con el sedimento más grueso, de 700 µm, tiene una longitud de unos 2,5 km y un ancho medio de 22 m. Los tramos central y norte se encuentran totalmente integrados en el casco urbano y vienen limitados por un paseo marítimo y red de calles que sitúan la parte el trasdós entre las cotas +3.8 y +4.2 m. El tramo sur, hasta la desembocadura del rio Tordera, mucho menos urbanizado, presenta una zona de campings con acceso directo a la playa a una cota ligeramente más baja, entre la +1.9 y +2.9 m.


843

Figura 1. Localización de las playas de estudio e información de boyas de oleaje de la red XIOM.

Playa de S’Abanell (Blanes)

Playa del Pont del Petroli (Badalona)

Playa de la Porquerola (Mont-Roig del Camp)

El temporal de diciembre de 2008

Durante los día 26 a 28 de Diciembre de 2008 un centro de altas presiones se instala al norte de

Europa y provoca el estancamiento de una débil borrasca justo frente a las costas de Catalunya. El resultado de esta situación meteorológica fue la generación de un campo de vientos del Este muy fuerte (con valores medios superiores a los 50 km/h) que actuó durante unos 2 días generando un temporal de mar típicamente de Levante.

En la figura 2 se presentan los valores de altura de ola Hs, periodo y dirección registrados por las boyas de oleaje (red de medidas XIOM) próximas a las playas de estudio. Las mayores alturas se situaron en el sector central (boya Llobregat) y Norte (boya Blanes) con valores de hasta 4.65 m de Hs y periodos de pico, Tp, de 14.3 s mientras que al Sur (boya de Cap Tortosa) el temporal presentaba una menor intensidad, con valores de Hs y Tp de 3.6 m y 13.3 s respectivamente. En la tabla 1 se muestra un resumen de los valores más representativos. Tabla 1. Características principales del temporal de diciembre de 2008 registrados por la red de medidas oceanográficas XIOM.

Hs máx. (m)

Tp máx. (s)

Tr (años)

Dirección (N. mag)

Duración (días)

Blanes 4.65 14.3 5 77 65Llobregat 4.65 13.3 10 88 55Cap Tortosa 3.24 13.3 1 87 55 El impacto del temporal produjo graves destrozos en numerosos municipios de la costa central y

norte, con la rotura de paseos marítimos y caminos de acceso (Blanes, Escala o Cadaqués entre otras

N

Río Tordera

Posidonea


844

localidades), el rebase de obras de abrigo de puertos (Blanes y Llançà), la inundación de parte del casco urbano (Blanes, Tossa de Mar) o la rotura de mobiliario y servicios, causando además un total de tres personas muertas lo que acabó por generar un estado de alarma que llevó en muchos casos al cierre de accesos a las playas. El coste aproximado de los daños tan solo en los municipios del sector Norte superó los 11 millones de euros (Torres, 2009).

Figura 2. Características del oleaje del temporal de Diciembre de 2008 registradas por la red de

medidas oceanográficas XIOM y predicción del modelo SWAN.

12/25/08 12/26/08 12/27/0812/28/08 12/29/08 12/30/0812/31/08 1/1/09Fecha

0

1

2

3

4

Altu

ra d

e ol

a H

s (m

)

0

4

8

12

16

Tp (s

)

0

90

180

270

360

Dir

(º N

mag

.)

Hs BoyaHs SwanDirBoyaTp Boya

12/25/0812/26/08 12/27/0812/28/08 12/29/0812/30/0812/31/08 1/1/09

0

1

2

3

4

5

Altu

ra d

e ol

a H

s (m

)

0

4

8

12

16

Tp (s

)

0

90

180

270

360

Dir

(º N

mag

.)

12/25/08 12/26/0812/27/0812/28/08 12/29/0812/30/08 12/31/08 1/1/09

0

2

4

6

8

Altu

ra d

e ol

a H

s (m

)

0

4

8

12

16

Tp (s

)

0

90

180

270

360

Dir

(º N

mag

.)

3. METODOLOGIA La respuesta morfodinámica de las playas de La Porquerola, Pont del Petroli y S’Abanell al

temporal de Diciembre de 2008 ha sido obtenida de dos formas distintas: (i) alimentando directamente el modelo XBEACH con la información de oleaje y nivel medio registrado por las boyas de la red XIOM y estaciones meteorológicas y (ii) con un planteamiento puramente pre‐operacional, en el que para cada playa se realiza un pase del sistema PRE‐MOS. Los resultados obtenidos en uno y otro caso han sido comparados de forma visual con la extensa información gráfica existente dada la imposibilidad de obtener las características morfológicas antes y después del temporal.

PRE‐MOS (figura 3) se estructura en cuatro grandes módulos: (i) una unidad meteorológica que proporciona las predicciones de viento realizadas de forma rutinaria y que sirven como condición de partida a una (ii) unidad de generación y propagación del oleaje en donde se reproducen los procesos del oleaje que a su vez alimentan a (iii) un modelo de evolución morfodinámico en donde se simula la respuesta de la costa frente a estas acciones de oleaje. Finalmente, los resultados


845

obtenidos son analizados de forma integrada en (iv) un módulo de integración en el que se caracteriza la costa a partir de una serie de indicadores (agregados o simples).

Las fuentes meteorológicas utilizadas en el modelo PRE‐MOS pueden ser de muy distinto origen (modelos MM5, MASS o WRF gestionados por el Servei Meteorològic de Catalunya) si bien en este caso se optó por las predicciones realizadas por el European Centre for Medium‐Range Weather Forecasts (Ecmwf) para el sector NW Mediterráneo español por ser las que mejor cubrían el periodo sujeto a análisis.

Conocidas las condiciones meteorológicas, PRE‐MOS determina el campo de oleaje en el dominio mediante el modelo SWAN (Booj et al. 1996), un modelo de tercera generación de oleaje que incluye los procesos hidrodinámicos propios de zonas costeras poco profundas, a diferencia del modelo WAM más orientado a escalas oceánicas. Dentro del módulo hidrodinámico se incluyen las variaciones del nivel medio del mar; en este caso las posibilidades son múltiples pudiendo utilizar las predicciones realizadas por el ente público de Puertos del Estado para los puertos de Barcelona y Tarragona o bien realizar estimas más locales a partir de las predicciones de viento. En el caso de las playas de estudio el nivel medio ha sido evaluado de forma analítica a partir de las condiciones meteorológicas (presión atmosférica e intensidad del viento) registradas por estaciones próximas a las playas.

Los procesos morfológicos son evaluados con XBEACH (Roelvink et al. 2009), un modelo 2DH de propagación de oleaje, ondas largas, corrientes y transporte de sedimento asociado, específicamente desarrollado para playas abiertas, playas con dunas y playas barrera en condiciones de alta energía.

Todos estos modelos ofrecen una descripción muy detallada (tanto en el tiempo como en el espacio) de los distintos procesos que analizan, sin embargo, su aplicación para la gestión de la costa no siempre resulta fácil. Por ello se realiza un análisis, tanto de forma integrada como individual, de aquellos parámetros que pueden resultar de interés. En la tabla 2 se muestran los parámetros más comúnmente utilizados en el módulo de integración de indicadores.

Tabla 2. Parámetros analizados en el módulo integración de indicadores de PRE‐MOS.

Longitudinal Transversal Patrón (x,y)

Hb

Tp

θb

Remonte

Inundación

Mor

folo

gía

Erosión / Acumulación

Posición de la línea de orillaCambios en playa emergida

Cambios en playa sumergida

Magnitudes (absolutas/relativas)

Hid

rodi

nám

ica

Corrientes IntensidadIntensidad

Dimensiones

Oleaje Magnitudes, distancia a la costa y tipo

Nivel del mar Cota y alcance

Caudales

Validación de los modelos La estructura secuencial de PRE‐MOS, en la que un modelo sirve como forzamiento de otro en

una única dirección, permite un tratamiento totalmente independiente. Con respecto al módulo meteorológico, las predicciones suministradas por el Ecmwf están siendo ampliamente utilizadas por la comunidad científica para describir de forma detallada las condiciones meteorológicas en el sector mediterráneo noroccidental (Cavalleri y Bertotti, 2003 y 2004, Bolaños et al. 2007,Rutti et al. 2008 entre otros) por lo que en este trabajo son consideradas como datos de partida en el sistema.

Alomar et al. (2009) y Solé (2011) entre otros, realizan un estudio de sensibilidad del modelo SWAN bajo distintos patrones climáticos y configuraciones para el mar catalán y concluyen que existe


846

una fuerte dependencia entre los parámetros intrínsecos del modelo y las características meteorológicas de partida de forma que no existe a priori un esquema único de calibración. Por estos motivos, en este trabajo se ha optado por utilizar los parámetros por defecto del modelo.

Figura 3. Diagrama de flujo del sistema PRE‐MOS (izq.) y modelos y fuentes de información asociados (dcha.).

Módulo Meteorológico ECMWF

Módulo Hidrodinámico

(Oleaje y nivel medio)

SWAN Malla 1 (0.25ºx0.25º)

Malla 2 (0.05ºx0.05º)

Nivel medio

Módulo Morfodinámico XBEACH

Estación Meteorológica

Modelo digital del Terreno

Características de la playa

Módulo Indicadores

PRE-MOS

Malla 3 (0.025ºx0.025º)

El modelo XBEACH ha sido validado y calibrado por García et al. (2011) para la playa del

Trabucador, una playa barrera de aproximadamente 4 km de longitud situada en el delta del Ebro. En la figura 4 se muestra a modo de ejemplo los resultados obtenidos por el modelo para distintas configuraciones y el índice de Brier Skill Score (BSS) siendo el mejor valor obtenido de 0.44 lo que de acuerdo con van Rijn et al.(2003) se corresponde con una reproducción del modelo que puede ser considerada como razonable. Nótese que el BSS es calculado de forma integrada para el dominio computacional (la totalidad de la barra) en la zona de mayor movilidad (entre las isobatas ‐3.5 m del lado mar y ‐3 m del lado tierra).

Figura 4. Calibración del modelo XBEACH en la barra del Trabucador (adaptada de García et al.

2011).


847

Implementación del sistema PRE‐MOS PRE‐MOS utiliza un esquema de trabajo distinto según el módulo considerado. El módulo

hidrodinámico (modelo SWAN) trabaja de forma anidada en 2 mallas esféricas regulares, una gruesa de 0.25ºx0.25º y otra más fina de 0.05ºx0.05º (figuras 2 y 5), de forma que las condiciones obtenidas en la malla gruesa proporcionan junto con el campo de vientos inicialmente suministrado por el Ecmwf las condiciones de partida de la malla fina. Concatenada a esta malla fina el modelo XBEACH trabaja con una serie de mallas locales representativas de cada playa (en la tabla 3 se presentan sus características computacionales principales) obtenidas a partir de la información disponible en el Institut Cartogràfic de Catalunya y que si bien deben ser consideradas como representativas de cada una de las zonas no están actualizadas a la situación previa al temporal.

El sistema de coordenadas utilizado en XBEACH es curvilíneo lo que permite adaptarse mejor a las características del terreno optimizando el relieve existente con el menor número posible de nodos. La formulación de transporte utilizada en el modelo se corresponde con la de van Rijn (2007) y en el caso de la playa de S’Abanell se ha realizado un test de sensibilidad adicional con la formulación de Soulsby (1997).

Figura 5. Anidamiento de mallas del sistema PRE‐MOS.

Tabla 3. Características principales del dominio computacional utilizado en XBEACH.

Longitud del dominio (m)

ancho medio dominio (m)

profundidad máxima (m)

cota máxima (m) nx ny

promedio transvesal (m)

promedio longitudinal (m) nº nodos

MontRoig del Camp 2886 2660 -33.36 9.27 115 94 23.13 30.70 10810Badalona 2947 1443 -29 7.614 132 104 10.93 28.34 13728

Blanes 2166 1639 -33.88 45.936 167 117 9.81 18.51 19539


848

RESULTADOS En la figura 2 se presentan las predicciones de altura de ola obtenidas por el modelo SWAN para

el evento de diciembre de 2008. Como puede apreciarse el modelo predice el patrón general de comportamiento, con una estructura en todas las zonas muy similar. Los resultados obtenidos muestran la capacidad de reproducir un crecimiento muy rápido de la altura de ola debido a la intensidad de los vientos actuantes y un decaimiento progresivo y repunte (de mayor o menor intensidad) unas 24 horas más tarde.

En la tabla 4 se muestran los errores medios cuadráticos para la totalidad del periodo y considerando sólo el evento más energético (altura de ola registrada por la boya superior a 2 m) así como las diferencias máximas registradas. Como puede apreciarse el pico del temporal es predicho con un error de unos 0.45 m para las boyas de Cap Tortosa y Llobregat mientras que en la boya de Blanes se produce claramente una sobre predicción con una diferencia de unos 2 m. Si las discrepancias se analizan en términos de error relativo medio absoluto, RMAE, se obtienen valores de 0.08 y 0.1 para la boya de Cap Tortosa y Llobregat lo que según van Rijn et al. (2003) se corresponde con un buen ajuste. En el caso de la boya de Blanes el RMAE ha sido de 0.15 y se describe como una predicción razonable. Los errores asociados al periodo y dirección del oleaje se sitúan en torno a 1s y 7º respectivamente, a excepción nuevamente de Blanes dónde los valores se doblan.

Tabla 4. Error medio cuadrático (RMSE) y diferencias máximas obtenidas por el modelo SWAN en

las distintas zonas (los valores con * representan el pico del temporal con Hs>2 m).

Batimetria Resolución Boya RMSE RMSE* Dif. Máx. Dif. Máx.* RMSE RMSE* Dif. Máx. Dif. Máx.* RMSE RMSE* Dif. Máx. Dif. Máx.*Blanes 0.52 1.02 2.29 2.29 1.4 2.3 4.5 4.2 44 14 147 16Llobregat 0.50 0.46 1.46 1.46 1.4 1.1 3.9 2.6 47 7 172 18Cap Tortosa 0.83 0.43 1.44 0.92 1.7 1.8 4.6 3.7 50 6 141 15

Dirección (º)Hs (m)

GEBCO 0.05º x 0.05º

Tp (s)

En la figura 6 se presentan el impacto del pico del temporal reproducido por PRE‐MOS en la playa

de S’Abanell. Como pude verse el sistema reproduce una inundación muy severa en la zona de la desembocadura del río Tordera y zona central de la playa con la consiguiente afectación de los campings de la zona y paseo marítimo, tal y como se refleja en las fotografías de la figura. El impacto del oleaje de acuerdo con PRE‐MOS fue menor en el tramo más al norte de la playa. Sin embargo el sistema no es capaz de reproducir las acumulaciones de arena que tuvieron lugar sobre una parte muy importante del paseo. Los resultados obtenidos para la playa de el Pont del Petroli no mostraron ningún episodio de rebase relevante si bien el sistema arroja un retroceso de la costa muy significativo de unos 20 m, aspecto que fue puesto de manifiesto por los periódicos de la zona (Carvajal, 2008). Finalmente, la playa de la Porquerola es la que sufrió un menor impacto con una erosión de la parte emergida y acumulación de arena en la zona sumergida (figura 7).


849

Figura 6. Simulación 3D de la playa de S’Abanell en el pico del temporal.

Paseo marítimo

Tordera

En la figura 7 se muestran los perfiles de playa resultantes según se alimente el sistema con los

datos de las boyas de oleaje (red de medidas XIOM) o bien con un planteamiento puramente operacional (PRE‐MOS). Como cabía esperar, el perfil de S’Abanell es el que presenta las mayores diferencias, en torno a 0.4 m, reflejo de una sobrepredicción del oleaje por parte del modelo SWAN. El nivel del mar en zona de rompientes, así como el remonte son superiores en el caso de PRE‐MOS. Esto se traduce en una mayor erosión local en la cimentación del paseo marítimo situado paralelo a la línea de costa, tal como se observa en las fotografías de la figura 6.

En la playa del Pont del Petroli las diferencias de los perfiles según sean calculados a partir de los datos de la XIOM o bien deforma operacional (PRE‐MOS) son muy similares y reflejan el buen ajuste obtenido en las condiciones hidrodinámicas. La playa de la Porquerola presenta una tendencia similar si bien puntualmente las diferencias llegan a alcanzar los 0.36 m.


850

Figura 7.Perfiles inicial y final para las distintas playas y casos analizados y lámina de agua asociada

1300 1200 1100 1000

-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

cota

(m)

InicialFinal PRE-MOSLám. H2O PRE-MOSFinal XIOMLám. H2O XIOMFinal PRE-MOS (Soulsby)XIOM - PRE-MOS

-0.400.4

Dife

renc

ias

(m)

1400 1300 1200 1100 1000

-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

cota

(m)

-0.100.1

Dife

renc

ias

(m)

2600 2400 2200 2000distancia (m)

-8

-6

-4

-2

0

2

4

cota

(m)

-0.4

-0.2

0

Dife

renc

ias

(m)

Playa de la Porquerola

Playa del Pont del Petroli

Playa de S'Abanell

La elección de la ecuación del transporte dentro del modelo XBEACH resulta determinante en

términos de la respuesta morfológica del perfil. En el caso de utilizar la ecuación de Soulsby (1997) el perfil responde erosionando la zona próxima a la orilla (entre la cota +2 y isobata ‐2 m) y acumulando el material aguas adentro. Por el contrario, si se utiliza la ecuación de van Rijn (2007), junto con un modelo de oleaje que incluye la asimetría de la ola, el comportamiento es totalmente distinto observándose una erosión en la parte sumergida y acumulación en la parte emergida de la playa.

DISCUSIÓN

Los sistemas de predicción operacional están sujetos a una serie de incertidumbres y errores

estrechamente relacionados con la naturaleza de los modelos que los componen y la forma en que se comunican entre ellos (Baart et a. 2011). La elección de un buen modelo meteorológico sin duda repercute en el resultado final (Cateura et al. 2005; Bolaños et al. 2007);sin embargo, el procedimiento utilizado en PRE‐MOS hace que el primero de la cadena en cuanto a la introducción de errores sea desde un punto de vista formal el módulo de generación y propagación del oleaje (SWAN).

En líneas generales las predicciones obtenidas por el modelo SWAN son buenas, si bien en el caso de Blanes se produce una excesiva sobrepredición del evento. Las causas que explican esta gran


851

diferencia son múltiples, desde un escenario meteorológico mal representado localmente hasta un anidamiento de mallas inadecuado. Las características meteorológicas de Diciembre de 2008 (vientos continuados de Levante) junto con la orografía costera de Blanes representan una de las situaciones meteorológicas más simples (a diferencia de otros sectores en los que puede coexistir un viento de gran intensidad de tierra junto con otro marítimo también intenso) por lo que en este caso no puede ser considerada como una fuente de errores relevante. Por otro lado, la introducción de una malla más fina en el módulo hidrodinámico ha resultado en una sub‐predicción generalizada de la altura de ola. Este comportamiento de SWAN ha sido observado por Alomar et al. (2010) para distintos escenarios climáticos del mar catalán. El uso de mallas anidadas más finas debe ir acompañado por un campo de vientos local, de lo contrario el esquema implícito utilizado por SWAN tenderá a suavizar las condiciones de oleaje.

Figura 8.Máximos y mínimos del remonte (sup.) y distancia que alcanza el remonte desde la orilla

(inf.) para la totalidad de la playa de S’abanell.

26- 1

3:20:01

26- 21

:40:00

27- 6:00

:00

27- 14

:19:59

27- 2

2:39:5

9

28- 6

:59:58

28- 15:1

9:58

0

1

2

3

4

Ru

(m)

PRE-MOS

XIOM

26- 1

3:20:01

26- 2

1:40:0

0

27- 6

:00:00

27- 1

4:19:5

9

27- 2

2:39:59

28- 6

:59:58

28- 1

5:19:58

-40

0

40

80

120

160

200

Dis

tanc

ia a

lcan

zada

desd

e la

oril

la (m

)

PRE-MOS

XIOM

Con respecto al modelo XBEACH, los resultados obtenidos en este trabajo muestran, como cabía esperar, una respuesta morfológica distinta conforme varían las condiciones de oleaje distintas. Sin embargo, en el caso más extremo (playa de S’Abanell) en el que las condiciones de oleaje tienen una diferencia máxima de 2 m en el pico del temporal, las variaciones en la batimetría resultantes no superan los 0.45 m. La influencia de las condiciones hidrodinámicas es más visible en los términos de interacción ola‐playa, como puede ser el nivel del mar o remonte (figura 7). Un aspecto determinante en la respuesta morfológica del modelo es la elección de la ecuación de transporte adecuada. En el caso de la playa de S’Abanell (playa reflejante) el uso de la ecuación de Soulsby (1997) produce un comportamiento de la playa inesperado, con la generación de un gran escarpe entorno a la línea de orilla y una acumulación de sedimento en la parte más emergida. Sin embargo, la respuesta morfológica fue la de un suavizado del perfil y acumulación de arena en la parte más emergida (figura 6). En condiciones de playa reflejante, el modelo parece indicar una sobre‐predicción de las corrientes de resaca lo que resulta en un transporte de sedimento excesivo en dirección de mar abierto. Esta necesidad de calibración del módulo morfodinámico a nivel local ya ha sido puesta de manifiesto en publicaciones recientes (Ciavola et al. 2011a, 2011b).

Desde el punto de vista de la gestión de la playa, la elección de los indicadores que describan el comportamiento hidro‐morfodinámico es de vital importancia. Existe una gran cantidad de trabajos en los que se propone un tipo u otro de metodología (Mendoza y Jiménez, 2009, Valdemoro et al. 2003, Davidson et al. 2003). En la mayoría de casos, las ecuaciones de cálculo utilizadas simplifican excesivamente el proceso (valores morfológicos irreales) o bien son muy regionales (condiciones de aguas profundas). Un ejemplo de la dificultad de presentar un indicador único para una playa puede verse en la figura 8, en la que se muestran los valores máximos y mínimos del remonte del oleaje y la distancia que alcanza la lámina de agua desde la orilla para la totalidad de la playa de S’abanell.


852

CONCLUSIONES El sistema PRE‐MOS ha sido capaz de reproducir el comportamiento hidrodinámico y

morfodinámico en las playas del litoral catalán para el temporal de Diciembre de 2008. La elección de las escalas de anidamiento y condiciones de contorno en los distintos modelos ha

resultado fundamental puesto que condicionan el resultado final. En el caso del modelo SWAN, un refinamiento de la malla no ha comportado una mejora de los resultados. Los resultados obtenidos por XBEACH muestran una gran dependencia con la estrategia utilizada en la inicialización del modelo.

El uso de indicadores agregados debe ir acompañado por el rango de variabilidad que reflejan las condiciones de la playa. AGRADECIMIENTOS

Este trabajo ha sido parcialmente financiado por el proyecto europeo FIELD_AC (contrato núm.

242284) y se ha desarrollado dentro del Master Internacional de Gestión de Zonas Costera y Estuáricas (Apoyado por el Ministerio de Medio Ambiente, Rural y Marino). Los autores agradecen la información proporcionada por el Servei Meteorològic de Catalunya y el Institut Cartogràfic de Catalunya.

REFERENCIAS • Alomar M. ,Bolaños R., Sánchez‐Arcilla A., Sairouni A. y Ocampo‐Torres F.J. 2009. Uncertainties in wave modeling for fetch‐limited growth conditions. A: 33rd IAHR Congress. "Water engineering for a sustainable environment : 33rd IAHR Congress, Hyatt Regency Vancouver". 2009, p. 2846‐2853. • Bolaños‐Sanchez R., Sánchez‐Arcilla A. and Cateura J., 2007. Evaluation of two atmospheric models for wind‐wave modelling in the NW Mediterranean. Journal of Marine System, 65 (2007), pp. 336–353. • Booij, N., Holthuijsen, L.H. and R.C. Ris, 1996, The SWAN wave model for shallow water, Proc. 25th Int. Conf. Coastal Engng., Orlando, USA, Vol. 1, pp. 668‐676. • Carvajal C. “Badalona pateix també els efectes del temporal de llevant” [en línea]. El TotBadalona. http://www.eltotdigital.com/2008/ [consulta: 1 de noviembre de 2011]. • Cateura, J., Sanchez‐Arcilla, A., Bolaños, R., 2005. High resolution wind modelling. Mediterranean extremes. 12th International Congress of the international maritime association of the Mediterranean (IMAM 2005). Lisbon, Portugal, 26–30 September. • Cavaleri, L. and Bertotti, L.: Accuracy of the modeled wind and wave fields in enclosed seas, Tellus, 56a, 167–175, 2004. Cavaleri, L. and Bertotti, L.: The characteristics of wind and wave fields modelled with different resolutions, Q. J. Roy. Meteor. Soc., 129, 1647–1662, 2003. • Ciavola, P., Ferreira, O., Haerens, P., Van Koningsveld, M., Armaroli, C., Lequeux, Q., 2011a. Storm impacts along European coastlines. Part 1: The joint effort of the MICORE and ConHaz Projects. Environmental Science and Policy, 14 (7), pg. 912‐923 • Ciavola, P., Ferreira, O., Haerens, P., Van Koningsveld, M., Armaroli, C., 2011b. Storm impacts along European coastlines. Part 2: lessons learned from the MICORE project. Environmental Science and Policy ,14 (7), pg. 924‐933. • Davidson, M.A., Van Koningsveld, M. de Kruif, A. Rawson, J. Holman, R. Lamberti, A., Medina, R. Kroon, A. and Aarninkhof, S. 2007. The CoastView project: Developing video‐derived Coastal State Indicators in support of coastal zone management. Coastal Engineering. Vol 54, Nos. 6‐7 • Dudhia, J., 1993: “A nonhydrostatic version of the Penn State‐NCAR Mesoscale Model: Validation tests and simulation of an Atlantic cyclone and cold front”. Mon. Wea. Rev., vol. 121, p. 1493‐1513.


853

• García M., Solé J.M., Gracia V., Alomar M., Tolosana R.1, Fernández J., Pallarès E., Jiménez J. and Sánchez‐Arcilla A. Modelling barrier beaches under storms with XBEACH: The case of the Trabucador bar. DeltaNet International Conference. St. Carles de la Ràpita (Spain). Book of abstracts. • Mendoza E.T. y Jiménez, J.A. 2009 Regional geomorphic vulnerability analysis to storms for Catalan beaches. Proceedings of the Institution of Civil Engineering: Maritime Engineering, ICE. 162, 3, 127 –135. • Roelvink D., Reniers A., van Dongeren A., van Thiel de Vries J., McCall R. and Lescinski J. 2009. Modeling storm impacts on beaches, dunes and barrier islands, Coastal Engineering, Volume 56, Issues 11‐12, November‐December 2009. • Ruti P.M., Marullo S., D'Ortensio F. y Tremant M. 2008. Comparison of analyzed and measured wind speeds in the perspective of oceanic simulations over the Mediterranean basin: analyses QuikSCAT and buoy data. J. Mar. Science, 70, pp. 33–48. • Sole J. M. 2011. Evaluation of SWAN model for modeling wind‐generated waves in the Catalan Coast. Proyecto Final de Máster Internacional de Gestión de Zonas Costeras y Estuáricas. Universidad Politécnica de Cataluña, 35pp y anejos. • Soulsby, R. L. (1997), Dynamics of Marine Sands, Thomas Telford, London. • Torres, Anna. "Temporal Marítim de Llevant a la Costa Brava" [en línea]. Territori, Observatori de Projectes i debats territorials de Catalunya. 31 diciembre 2009. http://territori.scot.cat/index.php [consulta: 14 noviembre de 2011]. • Valdemoro, H.I., Jiménez, J.A., Cáceres, A. and Gracia, V. 2003. Utilización de indicadores en gestión de costas. Aplicación a la evaluación de riesgos de infraestructuras en playas urbanas. VII Jornadas Españolas de Costas y Puertos. Libro de resúmenes, p 504‐506. • van Rijn, L.: 2007, ‘Unified view of sediment transport by current and waves, part I, II, III and IV’. Journal of Hydraulic Engineering 133(6,7), 649–689 (part I & part II), 761–793 (part III & part IV). • van Rijn, L. C., D. J. R. Walstra, B. Grasmeijer, J. Sutherland, S. Pan, and J. P. Sierra: 2003, ‘The predictability of cross‐shore bed evolution of sandy beaches at the time scale of storms and seasons using process‐based Profile models’. Coastal Engineering 47(3), 295–327


854

2.46. RECONSTRUCCIÓN HISTÓRICA DE LOS USOS DEL SUELO EN EL DESAPARECIDO SISTEMA DE DUNAS DE GUANARTEME (GRAN CANARIA, ISLAS

CANARIAS), CLAVE PARA ENTENDER SU DINÁMICA ESPACIO‐TEMPORAL

A. Santana‐Cordero1, M.L. Monteiro‐Quintana2 y L. Hernández‐Calvento1

1 Grupo de Geografía Física y Medioambiente, Departamento de Geografía ‐ ULPGC. Campus del Obelisco (35003) Las Palmas de Gran Canaria. [email protected] [email protected] 2 Departamento de Ciencias Históricas ‐ ULPGC. Campus del Obelisco (35003) Las Palmas de Gran Canaria. [email protected] Palabras clave: usos del suelo, reconstrucción histórica, interacción hombre‐medio, dunas, Canarias.

RESUMEN

En este trabajo se presenta una reconstrucción de los usos del suelo en el extinto sistema de

dunas de Guanarteme, para el período comprendido entre finales del siglo XIX y mediados del XX. Los objetivos de esta investigación han sido identificar dichos usos del suelo y determinar cuáles influyeron, y de qué manera, en la desaparición de este espacio. Para ello se ha aplicado una metodología que combina fuentes y técnicas de la Geografía y de la Historia. De este modo, se han llegado a identificar cuatro usos del suelo (agricultura, extracción de áridos, residencial y recreativo) que de una manera u otra han tenido alguna incidencia sobre este espacio. Finalmente, hemos elaborado una cartografía, correspondiente a los resultados de los análisis realizados, la cual nos ha permitido reflejar de manera espacial la distribución de los usos del suelo detectados.

1. INTRODUCCIÓN

La reconstrucción histórica de las características de un determinado territorio se ha abordado

desde diferentes disciplinas científicas y aplicando diversas técnicas, con objetivos y escalas espacio‐temporales que varían según el estudio (Santana et al., 2010), y para varios tipos de ecosistemas, como los forestales, los litorales y estuarios, y los valles de ríos (Grossinger et al., 2007). Mediante estos trabajos accedemos a la posibilidad de simular escenarios pasados, lo cual nos permite, entre otras cuestiones, realizar análisis de cambio y estudios de evolución de los distintos aspectos que han constituido el territorio estudiado. Recientemente, estos estudios se han incorporado a las tareas de gestión de los ecosistemas, principalmente cuando se pretende abordar proyectos de restauración (McAllister, 2008).

Una pieza muy importante en las reconstrucciones son las fuentes de información. Entre ellas destacan algunas fuentes primarias, como los documentos custodiados en archivos históricos, las fotografías históricas, los relatos escritos (McAllister, 2008) y las fotografías aéreas. Por otro lado destaca la Historia Oral, que juega un papel importante al posibilitar la creación de fuentes de información mediante sus métodos de reconstrucción (Sloan, 2008). Tienen la virtud estos métodos de adecuarse a las necesidades de una investigación multidisciplinar, a la vez que permiten confirmar, contrastar o refutar conclusiones procedentes de otras fuentes escritas (Benadiba y Plotinsky, 2001). La información derivada de estas fuentes viene a suplir a la que cabría haberse obtenido en otros documentos históricos.

Para trabajos de este tipo, con un inherente enfoque geográfico, el uso de sistemas de información geográfica (SIG) resulta de mucho interés, ya que permiten georreferenciar mapas escaneados (Grossinger et al., 2007) de los que se puede extraer información territorial, así como realizar análisis espacio‐temporales mediante la comparación de varios documentos cartográficos, como cambios en el paisaje o evolución de patrones de asentamiento humano (Levin et al., 2010).


855

Por lo que respecta a los sistemas de dunas litorales, la presión antrópica ha determinado que pocas áreas de dunas costeras permanezcan ajenas a la presencia de actividades humanas en Europa y Norte América y, a pesar de la atención prestada a la gestión y la conservación de estos espacios en las últimas décadas, continúan siendo un recurso en disminución (Pye y Tsoar, 1990; Jackson y Nordstrom, 2011), ya que tanto los sistemas de dunas activos como estabilizados han atraído siempre la atención del hombre. Como consecuencia, estas áreas han sido extensamente utilizadas para diversos usos, como el pastoreo, la agricultura y la silvicultura, suponiendo también un recurso importante de cara a proporcionar materiales para la construcción.

Siguiendo estas premisas, este trabajo tiene como objetivo identificar y caracterizar los usos del suelo que tuvieron lugar desde el último tercio del siglo XIX a los años cincuenta del siglo XX en el sistema de dunas de Guanarteme (Gran Canaria, islas Canarias), al ser éste el período clave en que se produce la desaparición de este campo de dunas. Los momentos iniciales coinciden, además, con el año de 1879, a partir del cual se dispone de información válida para abordar esta reconstrucción. Para los años cincuenta, se considera la fecha de 1954 como referente, debido a que se dispone de una fotografía aérea de ese año. Este trabajo de reconstrucción permite comprender de qué manera las actividades antrópicas alteraron la dinámica del campo de dunas y se produjo la ocupación de la totalidad del espacio por donde éste se extendía. 2. ÁREA DE ESTUDIO

El sistema de dunas de Guanarteme se desarrollaba en el tómbolo que une la isla de Gran Canaria con el conjunto volcánico de La Isleta, situado al NE de la primera. Tenía una superficie de 2,5 km2 y la dinámica de sus dunas estaba condicionada por los vientos dominantes, de dirección NW‐SE, que resultan de la modificación de la dirección de los vientos alisios, de procedencia NE, por la interposición del relieve de La Isleta.

Figura 1. Área de estudio (elaboración propia).


856

El sistema constaba de dos zonas bien diferenciadas: por un lado, en el seno del tómbolo (también conocido como “istmo de Guanarteme”) se encontraba el campo de dunas propiamente dicho, que era una zona caracterizada por un relieve llano subyacente al depósito eólico; por otro lado, en el límite sur del sistema, existía una terraza sedimentaria alta, de unos 50 metros de altitud, que se introducía en forma de cuña en este espacio.

Actualmente de este sistema tan sólo quedan las que fueron sus áreas de entrada y salida de las arenas, las playas de Las Canteras y Las Alcaravaneras, respectivamente, puesto que el resto del campo de dunas fue ocupado por el crecimiento de la ciudad de Las Palmas de Gran Canaria.

Figura 2. a. Toponimia del área de estudio (elaboración propia); b. Los arenales de Santa Catalina (1925), fuente: FEDAC; c. Iglesia del Pino y fábrica de ladrillos al fondo (1925), fuente: FEDAC.

3. METODOLOGÍA El trabajo se propone dar respuesta a los siguientes objetivos: a) identificación y caracterización de

los usos del suelo entre 1879 y los años cincuenta del siglo XX y b) detectar cuáles de esos usos pusieron fin al sistema de dunas de Guanarteme.

Para la consecución de los objetivos, se ha empleado una metodología que resulta de la combinación de métodos, técnicas y uso de fuentes relativa a la Geografía y a la Historia, lo cual deriva de la propia naturaleza de la investigación, al tratarse de la reconstrucción de un territorio. Para ello se han seguido los siguientes pasos: 1) selección de las fuentes de información que aporten datos de los usos del suelo históricos existentes en el área de estudio para el periodo tratado; 2) análisis de dichas fuentes con el objetivo de identificar los usos que se dieron en ese periodo; 3)


857

caracterización de los usos detectados; 4) elaboración de documentos cartográficos en los que se reflejen los resultados de los anteriores análisis; y 5) establecimiento de unas conclusiones de conjunto que permitan explicar la dinámica territorial de los usos del suelo y los problemas ambientales que estos generaban con su desarrollo.

Entre las fuentes consultadas, se encuentran documentos cartográficos y fotografías aéreas históricas, que nos han permitido una observación directa del área de estudio; y las fuentes orales. Cabe decir que las fuentes orales se han construido a través de entrevistas a personas mayores que aún retienen en su memoria recuerdos relativos al extinto sistema de dunas de Guanarteme (ver tabla 1).

Tabla 1. Características de los informantes.

Nombre Año de nacimiento Lugar/es de residencia Pedro Santana 1947 GuanartemeAnónimo 1 1929 Santa CatalinaCandelaria Hernández 1928 La IsletaLucía Perdomo 1924 GuanartemeSusana Morales 1928 Guanarteme; Santa Catalina

Tras la caracterización de los usos se ha hecho uso de un SIG, que ha permitido georreferenciar cartografía histórica y fotografías aéreas, identificar áreas de extracción de áridos, cartografiarlas y calcular su superficie. Finalmente se han podido obtener unos documentos cartográficos en los que se ha reflejado la información más relevante tratada en este trabajo.

4. RESULTADOS

A continuación se exponen los resultados procedentes de los análisis realizados. Se ha dedicado un

apartado a cada uso del suelo considerado. Agricultura Este uso se localizaba en la parte SE del entorno del sistema de dunas, como lo demuestran el

"Plano de la Bahía de Las Palmas" de 1879, para el siglo XIX, y las fuentes orales y fotografías aéreas, para el XX.

En el citado mapa se nos muestra cómo en 1879 la actividad agrícola se localizaba en la zona donde hoy se encuentran los barrios de Alcaravaneras y Ciudad Jardín, ubicación corroborada por las fuentes orales y las fotografías aéreas (correspondientes a 1949 y 1954) para el siglo XX, si bien es verdad que con motivo del proceso urbanizador esta actividad fue perdiendo superficie por el norte, quedando relegada, cada vez más, a la zona del Estadio Insular y la parte norte de Ciudad Jardín, en parcelas delimitadas pero aún sin construir. Al respecto, el informante Anónimo 1 habla de la existencia de cercados de tomates en Ciudad Jardín, destacando que ahí “ya no había arena”. Otras localizaciones, aportadas por el informante Pedro Santana, son Guanarteme y Mesa y López, donde existían parcelas grandes y el cultivo dominante era el plátano.

Por último, en las fotografías aéreas (sobre todo en la de 1949) se observa una actividad agrícola en desuso en la terraza alta, de la que se tiene también referencia a partir del testimonio de Pedro Santana, quien explica que “toda la Minilla era una finca”. Este hecho se confirma con el actual topónimo “Finca de la Minilla”, observable en la cartografía actual en referencia a esta zona.

Extracción de áridos

De todas las actividades que se desarrollaron en el sistema de dunas, la que más contribuyó a su desaparición fue la extracción de áridos, ya que una vez que esta actividad comenzó, las dunas fueron


858

desapareciendo y la ciudad empezó a expandirse, ocupando el área arenosa. Más allá de que fuera el área de crecimiento natural de la ciudad, su ocupación pudo estar motivada también por otros aspectos, como la lucha histórica de la sociedad capitalina contra la dinámica de las arenas, debido a la invasión de cultivos e infraestructuras. Por otra parte, se producía, con la ocupación de este espacio, una gran oportunidad para impulsar la economía local y permitir el acceso a la vivienda a personas que carecieran de ella. A todo esto se suma que la materia prima, la arena, tenía aprovechamiento económico, precisamente como material de relleno de obras públicas y en la construcción de ladrillos para las viviendas. En conjunto, todo ello ayudó a que la actividad extractiva se desarrollara con intensidad y eficacia.

Se estima que esta actividad tuvo su comienzo de manera masiva a partir de 1883, con el comienzo de la construcción del Puerto de La Luz. Las imágenes de 1954 dan cuenta de un sistema claramente alterado y colonizado por la urbanización. El hecho de que no exista ya continuidad entre la playa y el sistema interior, indica que en esta fecha los procesos eólicos eran prácticamente residuales.

Algunas fuentes orales destacan la intensidad con la que se extrajo la arena desde que comenzó la expansión de la ciudad sobre el campo de dunas, mientras que otras se centran en las actividades relacionadas con el hurto de la arena. En este sentido, cabe citar algunos comentarios de los informantes: Pedro Santana comenta que todo el mundo fabricó Guanarteme con eso, aludiendo a la importancia de la actividad; el informante Anónimo 1 dice que se extraía una barbaridad y según él, la actividad extractiva se desarrolló de norte a sur y de una manera sistemática; por último, Candelaria Hernández cuenta que iban a la playa por la noche. Iban los carros, cogían la arena de la playa y se la llevaban pa’ fabricar. […] sería en el (año) 36.

Por lo que respecta a las extracciones localizadas en el interior, se ha procedido a su identificación en 1949 y 1954, con base en las fotografías aéreas correspondientes a esos años. Una vez corregidas geométricamente las imágenes, el contorno de las extracciones se ha digitalizado en el entorno de un SIG y se ha calculado su superficie. Ello permite conocer también el ritmo al que crecieron estas extracciones. Así, se obtiene que por espacio de 5 años, la superficie ocupada por las extracciones casi se dobla, pasando de 20870 m2 a casi 37935 m2, y que cada año estas extracciones crecieron 3412 m2.

Tabla 2. Datos de la extracción de áridos para el período 1949‐1954.

Año Superficie ocupada por extracciones (m2) 1949 20870,341954 37935,28Diferencia 17064,94Velocidad extracción (m2/año) 3412,99

Parte de la arena que se extraía era procesada en la fábrica de ladrillos de Eufemiano Fuentes

(situada tras la iglesia del Pino). Se puede considerar a esta fábrica como una de las piezas clave en el desmantelamiento y ocupación del campo de dunas, pues su funcionamiento impulsaba la extracción de arena, así como la fabricación de los ladrillos que después eran utilizados para la construcción de las viviendas e infraestructuras que ocuparían el campo de dunas.

Residencial

El campo de dunas cumplía la función de dar cobijo a los “sin casa”, según algunos de los

testimonios recogidos. Este hecho viene determinado por su carácter de espacio residual en el contexto de la ciudad de Las Palmas.

En este sentido, un vecino del barrio de Guanarteme, Pedro Santana, recuerda, refiriéndose a mediados de los años cincuenta, ver los moros viviendo allí. Los moros venían [...] Hacían sus casetitas y se quedaban allí. En la época de Franco, claro... Y gente de aquí pobres también vivían allí


859

en chabolas. Asimismo, el informante Anónimo 1 destaca la convivencia de grupos de canarios y de

norteafricanos, que tenían en común el vivir en unas muy malas condiciones de vida: eso era una cosa aislada ahí dentro, donde vivía esa gente ahí. […] Desgraciadamente hay que decirlo. […] Eso era un estado de pobreza terrible, esa zona de ahí […] Pocos eran los que salían de ahí para ir a algún sitio.

De estos testimonios, se pueden extraer varias ideas. Por un lado, se pone de manifiesto que el campo de dunas, un espacio con escaso valor económico y con un marcado carácter marginal desde el punto de vista socio‐económico, suponía, sin embargo, un recurso para las personas más desfavorecidas, al poder instalarse allí.

Por otro, cabe destacar cierta concentración poblacional, materializada en forma de núcleos que podríamos denominar “infraviviendas” y que irían desde los portones, a las ciudadelas o las chozas (Iglesias, 2003). Sobre este último aspecto, Pedro Santana, por ejemplo, comenta que las chabolas ocupaban la zona dónde actualmente está el Instituto de Educación Secundaria de Mesa y López hacia el Estadio Insular, y la zona del actual Cuartel de la Aviación (ver figura 3). Por su parte, Susana Morales sitúa otros núcleos de esta infravivienda al final de la actual calle de Bernardo de La Torre (en su linde con las arenas), en un sector entre los barrios de Santa Catalina y Guanarteme y en la confluencia de la actual Avenida Mesa y López con Guanarteme.

Recreativo

Según comentan los informantes, este espacio soportaba algunas actividades recreativas. En primer lugar, las dunas constituían un lugar muy importante para la diversión de los niños. Al

respecto, Lucía Perdomo nos comenta …y me iba a la arena a jugar. A subirme a las montañas, [...] rodarme por ahí pa’bajo hasta que llegaba abajo… todo el mundo asustao’… volvíamos otra vez por ahí pa’rriba, a la montaña otra vez… y así, ese era el juego de nosotros. El juego descrito por esta informante se recoge también en los testimonios de los otro cuatro entrevistados. Así, Pedro Santana nos dice: subíamos y nos riscábamos hacia... abajo ¡claro! Había que subir, pa' jugar a... es que no teníamos otra cosa…, y Susana Morales nos comenta: nos íbamos a riscar, donde está la fábrica de Don Eufemiano Fuentes (zona de la Iglesia del Pino)... A todo esto, Candelaria Hernández matiza y añade: …nosotros nos tirábamos por la montaña más limpia (respecto a la presencia de vegetación)…

También había otros juegos, como jugar a las casitas haciendo “muros” de arena o subirse a una duna para ir a ver pasar el tren (Lucía Perdomo), lo que al parecer, era un atractivo para los niños.

Un comentario que destaca en los testimonios es que los niños evitaban ir a jugar a la parte donde estaban los norteafricanos e iban a otro lugar, ya que les tenían miedo.

En segundo lugar, este espacio era usado también por las familias para ir los domingos y pasar allí el día. En el siguiente fragmento, extraído de la entrevista de Candelaria Hernández, se nos informa sobre esto: ¿jugaba cerca de las arenas o...? (intervención del entrevistador) No. A las arenas no veníamos sino los domingos porque no teníamos otra cosita. Nada más. No había cine, no había... […] Íbamos a las arenas a pasarnos el día, la tarde, [...] la mañana no, la tarde. ¿los domingos? Los domingos, sí. Los domingos solo. ¿Y era costumbre? Sí, sí, sí. Yo y mucha gente. ¿Sí? Sí. De La Isleta veníamos caminando, nada de coches ni de guaguas ni de nada porque no había ni taxi. Nosotros no teníamos coche... […] veníamos caminando [...] nos quitábamos los zapatos, los dejábamos abajo, después subíamos, subíamos, subíamos y nos tirábamos de arriba a abajo, y a veces los trajes se nos rompían y las hermanas mayor nos pegaba una “jalá”. Entonces digamos que... venían y se pasaban el día jugando ¿no? Jugando sí, tirándonos de arriba a abajo... tirándonos. Ok. […] ¿Y hasta qué edad iba usted a pasar el día a las arenas? ¿A las arenas? a... por lo menos 17, 18 años (1945‐46).

En tercer y último lugar, cabe comentar que la última duna existente en este espacio, que caía desde la Loma del Ingeniero Salinas, asociada a la terraza alta,también tuvo uso recreativo, ya que allí se subía la gente para ver los partidos de fútbol que se disputaban en el Estadio Insular, que queda justo debajo. Sobre esta cuestión, Anónimo 1 comenta que aquella era zona militar y que cuando


860

había partido, los militares abrían el acceso a la duna, con el fin de facilitar ver el partido de fútbol. Seguidamente, dice: …yo me acuerdo en los años 50 ir a ver un partido de fútbol allí sentado en la arena allí. Osea, [...] la loma mirando pa’bajo, encima del estadio… Pedro Santana también comenta que, para ver los partidos, la gente nos subíamos arriba a la arena, al paseo de Chil…

Por último, se hace preciso comentar que este uso no tiene una influencia notable sobre el territorio como para contribuir significativamente a la degradación del sistema.

Figura 3. Usos del suelo históricos.

CONCLUSIONES Y PERSPECTIVAS Las fuentes consultadas han permitido identificar el desarrollo de una serie de usos del suelo que,

de forma progresiva, fueron ocupando el sistema de dunas de Guanarteme, entre finales del siglo XIX y mediados del XX. Entre estos usos destaca, tanto por la superficie a la que afecta, como por la intensidad de la actividad y el impacto que genera, la extracción de áridos. Por ello, una de las conclusiones más importantes a las que se llega con este trabajo de investigación es la consideración de que la extracción de áridos fue el uso del suelo que más contribuyó a acabar con el sistema de dunas, debido a su intensidad, cada vez más creciente con el paso de los años, y a su poder de transformación y, por tanto, de degradación que produce sobre este tipo de espacios. También se observa que para la sociedad de la época el interés por el campo de dunas es puramente económico, lo cual deriva de las posibilidades que ofrece de cara a la construcción y expansión de la ciudad; desaparece, por tanto, la antigua visión de espacio estéril e improductivo, desde el punto de vista de la agricultura y la ganadería, que tenía la sociedad decimonónica de este sistema.

Desde el punto de vista de la metodología, resulta de interés la consideración conjunta de técnicas de análisis propias de la Geografía, como son las tecnologías de la información geográfica (fotografías aéreas y sistemas de información geográfica), con otras propias de la Historia, como es la reconstrucción a través de fuentes documentales u orales. Precisamente, con respecto a estas


861

últimas, es de interés su potencial para la reconstrucción del territorio y de los usos humanos que inciden en él en períodos en los que no se disponen de otras fuentes documentales directas.

A partir de este trabajo quedan abiertas las puertas a la reconstrucción de los usos del suelo para el resto de sistemas de dunas de Canarias, con el fin de determinar las principales causas de la alteración de los mismos. En este sentido resulta interesante el hecho de disponer en Canarias de diferentes sistemas de dunas activos y semi‐activos (Corralejo ‐Fuerteventura‐, el Jable ‐Lanzarote‐ y La Graciosa), potenciales áreas de estudio para la línea de investigación que se presenta en este trabajo. En este sentido, el hecho de que estos sistemas presenten un distinto grado de alteración, permitirá analizar diferentes escenarios donde la interacción hombre‐medio no tiene por qué haber sido la misma que la observada para el caso de Guanarteme. El estudio conjunto de los usos del suelo históricos en dichos espacios nos puede aportar conclusiones muy interesantes acerca de aquellas prácticas que más han dañado las dinámicas naturales de estos espacios, constituyendo esta información un importante recurso de cara a la planificación y gestión futura en los sistemas de dunas litorales de Canarias.

REFERENCIAS

• Archivo fotográfico de la FEDAC. Cabildo Insular de Gran Canaria. Disponible en: http://www.fedac.org (Fecha de consulta: 1 de noviembre de 2011). • Benadiba, L. y Plotinsky, D., 2001, Historia Oral. Construcción del archivo histórico escolar. Una herramienta para la enseñanza de las Ciencias Sociales, Ediciones Novedades Educativas. • Centro Cartográfico y Fotográfico (CECAF) del Ejército del aire: Fotografías aéreas de Las Palmas de Gran Canaria, 1949 [fondo del Departamento de Geografía de la ULPGC]. • Centro Cartográfico y Fotográfico (CECAF) del Ejército del aire: Fotografías aéreas de Las Palmas de Gran Canaria, 1954 [fondo del Departamento de Geografía de la ULPGC]. • Dearing, J.A., Battarbee, R.W., Dikau, R., Larocque, I. y Oldfield, F., 2006, Human‐environment interactions: learning from the past, Regional Environmental Change, 6, 1‐16 • Grossinger, R.M., Striplen, C.J., Askevold, R.A., Brewster, E. y Beller, E.E., 2007, Historical landscape ecology of an urbanized California valley: wetlands and woodlands in the Santa Clara Valley, Landscape Ecology, 22, 103‐120. • Hoffman, M.T. y Rohde, R.F., 2007, From pastoralism to tourism: The historical impact of changing land use practices in Namaqualand, Journal of Arid Environments, 70, 641‐658 • Iglesias Hernández, M.L., 2003, Historia de un barrio y una sociedad en permanente construcción: Schamann entre 1940 y 1970 desde las fuentes orales. Tesis Doctoral (Inédita). Departamento de Ciencias Históricas de la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, Las Palmas de Gran Canaria. • Jackson, N.L. y Nordstrom, K.F., 2011, Aeolian sediment transport and landforms in managed coastal systems: a review, Aeolian Research, 3 (2), 181‐196. • Levin, N., Kark, R. y Galilee, E., 2010, Maps and the settlement of southern Palestine, 1799‐1948: an historical/GIS análisis, Journal of Historical Geography, 36, 1‐18 • McAllister, L.S., 2008, Reconstructing historical riparian conditions of two river basins in eastern Oregon, USA, Environmental Management, 42, 412‐425 • Pye, K. y Tsoar, H., 1990, Aeolian Sand and Sand Dunes, Unwin Hyman, 396 p. • Riley, M. y Harvey, D., 2007. “Talking geography: on oral history and the practice of geography”, Social & Cultural Geography, 8 (3): 345‐351.Rumsey, D. y Williams, M. (2002). “Historical maps in GIS”. En A. K. Knowles (Ed.). “Past Time, past Place: GIS for History”. ESRI Press, Redlands (CA), USA, 1‐18 pp. • Santana Cordero, A.M., León Martel, M.C., Monteiro Quintana, M.L., Hernández Cordero, A.I., Hernández Calvento, L. y Pérez Chacón, E., 2010. “Aplicación de TIG en la reconstrucción de las disfunciones territoriales históricas de sistemas de dunas de Canarias”. Congreso de Tecnologías de la Información Geográfica. Sevilla. pp. 1.119‐1.129.


862

• Sloan, S., 2008, Oral History and Hurricane Katrine: reflections on shouts and silences, The Oral History Review, 35, 176‐186 • Steffen, W., Sanderson, A., Tyson, P.D., Jäger, J., Matson P.A., Moore, B.III., Oldfield, F., Richardson, K., Schellnhuber H.J., Turner, B.L., Wasson, R.J., 2004, Global change and the earth system: a planet under pressure, Springer, Berlin Heidelberg New York, p.336.


863

2.47. RECUPERACIÓN AMBIENTAL DE ÁREAS DEGRADADAS EN LAS MARISMAS DEL PARQUE NACIONAL DE DOÑANA

A. Vélez‐Martín1, A. Pérez‐Vázquez1, A. García‐Álvarez1, M. J. Cadenas2,

C. J. Luque1,2, E. M. Castellanos1,2

1. Área de Ecología/RNM 311 Ecología y Medio Ambiente. Departamento de Biología Ambiental y Salud Pública. Facultad de Ciencias Experimentales. Universidad de Huelva. Campus de El Carmen, 21071, Huelva, España, [email protected]

2. Centro Internacional de Estudios y Convenciones Ecológicas y Medioambientales (CIECEM). Parque Dunar s/n, Matalascañas, Almonte, 21760, Huelva, España, [email protected]

Palabras Clave: restauración ecológica, marismas, cultivos abandonados RESUMEN

La Gestión Integrada de Áreas Litorales pretende compatibilizar los usos humanos preservando

los valores ambientales de las zonas costeras, pero cuando algunas de estas actividades cesan se hace necesario reintegrar estos espacios al entorno litoral. Resulta imprescindible intentar recuperar los valores ambientales originales de los lugares afectados durante mucho tiempo por tales actividades, especialmente cuando estas zonas se sitúan en espacios naturales protegidos. Nuestro estudio se desarrolla en una finca que, sobre terrenos de marismas desecados, ha sido utilizada para cultivos de secano durante más de tres décadas.

La Finca Los Caracoles, se originó a raíz de la aprobación del Plan de Transformación Almonte‐Marismas, a principios de los años 70. Al noreste del Parque Nacional de Doñana, 2.665 hectáreas integradas en las marismas del Guadalquivir fueron aisladas con la construcción de diques perimetrales, drenadas con el establecimiento de un complejo sistema de canales y se interrumpió el flujo de un canal natural, el Caño Travieso, que atravesaba este espacio y aportaba grandes volúmenes de agua a las marismas de Doñana.

Esta situación permaneció hasta 2004, con el comienzo de las actuaciones de restauración derivadas del Proyecto Doñana 2005, que tiene como objetivo principal la regeneración hídrica integral de las marismas del Guadalquivir. Mediante la Actuación nº6 del citado proyecto, se llevó a cabo la expropiación de los terrenos y su incorporación al Parque Nacional, cesando la actividad agrícola en todas las parcelas cultivadas. Para restablecer el régimen natural de inundaciones en la finca, se realizaron los siguientes cometidos: (1) los canales de drenaje fueron soterrados, (2) parte de los diques perimetrales (sur y oeste) fueron eliminados, y (3) el perfil original del Caño Travieso fue recuperado, aunque no su funcionalidad.

Este trabajo se enmarca dentro del proyecto de investigación “Ecología de restauración de la fauna y flora en la Finca Los Caracoles (Actuación nº 6 del Proyecto Doñana 2005, Ministerio de Medio Ambiente). Dinámica de la vegetación acuática y terrestre”. Tras siete años de seguimiento de las comunidades vegetales y de los procesos ambientales derivados de aquellas actuaciones puntuales, hemos evaluado los cambios ecológicos producidos en relación a las zonas aledañas de referencia, valorando el nivel de recuperación alcanzado. 1. LAS MARISMAS DEL PARQUE NACIONAL DE DOÑANA

El Parque Nacional de Doñana, declarado por la UNESCO Reserva de la Biosfera en 1980 y Patrimonio de la Humanidad en 1994, está situado en el suroeste de la Península Ibérica en torno a la desembocadura del Guadalquivir (Figura 1). Se extiende por más de 54.000 hectáreas, y en él confluyen playas, dunas, cotos y marismas. Las marismas de Doñana, mareales y no mareales, son uno de los ecosistemas predominantes del Parque.


864

Figura 1. Localización de las marismas del Guadalquivir, del Parque Nacional de Doñana y de la zona de estudio

A pesar de ello, durante las últimas décadas, las marismas han sufrido alteraciones importantes, principalmente como consecuencia de modificaciones hidrográficas (derivadas de canalizaciones, construcción de diques, disminución de aportes fluviales), de la pérdida de superficie por desecación y nuevos cultivos, del sobrepastoreo que se ejerce en algunos lugares, del agotamiento del acuífero por su explotación para abastecer a núcleos urbanos y a campos de regadío, de la contaminación originada aguas arriba, etc., modificando así su régimen hídrico en cantidad y calidad. Esta situación es de mayor relevancia por ser los humedales, en general, y las marismas, en particular, ecosistemas frágiles, vulnerables, dependientes de su entorno y altamente sensibles a sus cambios (Adam 1993; Mitsch y Gosselink 2007), en especial en lo que se refiere a los volúmenes y a la calidad de las aportaciones de aguas que reciben (Bayán et al. 2001).

Por todo ello, la conservación y protección de estos espacios es de vital importancia para salvaguardar los valores naturales, paisajísticos y culturales del ecosistema más sensible y complejo a la vez del Parque Nacional.

2. RECUPERACIÓN DE ÁREAS DEGRADADAS: PROYECTO DOÑANA 2005

Además de ser necesario establecer políticas encaminadas a la protección de aquellas zonas que, a día de hoy, permanecen relativamente inalteradas o que presenten un elevado grado de conservación, también deben promoverse estrategias y actuaciones cuya finalidad sea la recuperación de zonas que hayan sufrido algún proceso de pérdida de naturalidad inducida por la acción humana.

En este sentido, el Proyecto Doñana 2005 se lleva ejecutando algunos años con la finalidad última de conseguir la regeneración hídrica de las cuencas y cauces vertientes a las marismas del Parque Nacional de Doñana, restaurando el complejo sistema hidrológico de la marisma y permitiendo que evolucione con el mayor grado de naturalidad posible, dentro de los condicionantes de su entorno de tipo social, económico y cultural (Saura et al. 2001).

Las actuaciones emprendidas por este ambicioso macroproyecto, integradoras y de carácter global, en algunos casos se tratan de auténticos proyectos piloto que servirán de prueba para futuras


865

intervenciones. Dichas actuaciones son de distinta índole, abarcando la restauración de la dinámica hídrica, la regeneración de superficies transformadas por cultivos, la depuración de aguas, la recuperación de la funcionalidad mareal de algunos caños y la restauración de cauces para frenar aportes de sedimentos; complementadas todas ellas con un sistema de seguimiento y evaluación. 3. LA FINCA LOS CARACOLES

Nuestro estudio se centra en la Finca Los Caracoles, situada al noreste del Parque Nacional. Dicha finca se originó a raíz de la aprobación del Plan de Transformación Almonte‐Marismas a principios de la década de los años 70, cuando 2.665 hectáreas integradas en las marismas del Guadalquivir, que funcionaban como llanura de inundación durante las avenidas del Caño Travieso, fueron aisladas con la construcción de diques perimetrales y drenadas con el establecimiento de un complejo sistema de canales para su desecación y puesta en cultivo. De este modo el Caño Travieso, que atravesaba ese espacio y aportaba gran cantidad de agua al resto de las marismas de Doñana, fue interrumpido, pasando a verter sus aguas hacia el encauzamiento artificial de Entremuros (franja de 1 km de ancho aislada de la marisma por dos diques longitudinales) (Figura 2).

Figura 2. Ámbito de estudio donde aparecen los límites de la Finca Los Caracoles, su red de

canales de drenaje, diques perimetrales eliminados (marcados con línea discontinua), las zonas de referencia empleadas en este estudio (Reserva del Guadiamar, Lucios de Marilópez y del Cangrejo

Chico, Entremuros, Matochal, Huerta Tejada) y el Caño Travieso a su paso por la finca

Desde entonces y durante casi 35 años, en sus más de 50 parcelas de 50 hectáreas

aproximadamente cada una, los numerosos propietarios llevaron a cabo en la finca cultivos de secano, principalmente cereales de invierno como trigo, alpiste, cebada y avena. Casi toda la producción se dedicó a la preparación de forraje.


866

A pesar de la transformación de la finca, nunca fueron tierras muy aptas para cultivos por su textura arcillosa. Los suelos, poco permeables, sufrían durante los inviernos lluviosos encharcamientos importantes en amplias extensiones.

4. ACTUACIONES DE RESTAURACIÓN

El Proyecto Doñana 2005, con su Actuación nº6 (AYESA 2001), relativa a la restauración específica del Caño Travieso y Los Caracoles, supuso la expropiación de los terrenos de la finca y el abandono de los cultivos, para su incorporación al Parque Nacional.

En verano de 2004 se efectuó la primera fase de restauración de esta actuación, con la finalidad de restablecer el régimen natural de inundaciones en Los Caracoles. Consistió en: (1) la anulación del sistema de drenaje, soterrando todos los canales, (2) la eliminación parcial de los diques perimetrales (diques sur y oeste) y (3) la recuperación del perfil original del Caño Travieso a su paso por la finca. En una segunda fase de esta actuación, prevista para 2012, se restablecerá la funcionalidad del Caño Travieso (Figura 2).

Tras varias décadas dedicadas, en su mayor parte, a la producción de especies forrajeras de secano, existía la incertidumbre sobre cuáles serían los procesos de colonización y sucesión de la vegetación en los cultivos abandonados, y sobre su dinámica. Por ello, se planteó la hipótesis de que incrementos en los períodos de inundación y en la salinidad del suelo, que dejaba de estar drenado y lavado, redundarían en la disminución de las especies de cultivo y de las vinculadas al abandono de estos, favoreciendo la aparición de especies halófitas y de macrófitos, característicos de estos ambientes estresantes. La tasa de cambio en la matriz ambiental marcaría la dinámica de la vegetación y la dirección de los procesos. Así mismo, en esta primera fase, la conectividad con la marisma por el sur y el oeste de la finca, que por su comunidad vegetal son consideradas zonas de referencia para el proyecto (Figura 2), facilitaría la recuperación de la vegetación de la finca, en un proceso de sucesión espontánea (Prach et al. 2001).

En este sentido, la Actuación nº6 es abordada en el marco de la Gestión Adaptativa, esto es: (1) mediante actuaciones flexibles, que eviten realizar modificaciones irreversibles que no puedan ser rectificadas en el futuro, y (2) mediante un diseño experimental, que permita utilizar las distintas fases de la actuación para evaluar hipótesis de funcionamiento y obtener conclusiones que contribuyan a reajustar tanto las obras de actuación como la gestión del área restaurada (Santamaría et al, 2005).

5. CAMBIOS EN LA COMUNIDAD VEGETAL

Transcurridos siete años desde las actuaciones, la comunidad vegetal de la finca difiere de las existentes en las marismas de las zonas de referencia. En este periodo, los cambios en la composición florística se asemejan a los derivados de procesos de abandono de cultivos, condicionados por las fluctuaciones interanuales del régimen de precipitaciones característico del clima mediterráneo. Se ha registrado una elevada proporción de especies arvenses y ruderales anuales de las familias de las gramíneas, las compuestas y las fabáceas (Figura 3), mientras las poblaciones de vegetación halófila natural (dominadas por la perenne Arthrocnemum macrostachyum) no se han llegado a consolidar. Sólo las zonas topográficamente más deprimidas e inundables, que incluyen los canales de drenaje soterrados distribuidos por toda la finca, han sido ocupadas parcialmente desde 2006 por vegetación halófila perenne, como Arthrocnemum macrostachyum y Suaeda vera, y por especies características de pastizal salino mediterráneo, como los helófitos Scirpus maritimus y Juncus subulatus (Espinar 2009), lo que queda representado en la Figura 4.


867

Figura 3. Cambios en la composición florística de la Finca Los Caracoles durante el período de estudio

Figura 4. Presencia de vegetación halófila perenne (Arthrocnemum macrostachyum y Suaeda vera) y helófitos (Scirpus maritimus y Juncus subulatus) en 17 de los 31 puntos muestreados en

2010 sobre los canales de drenaje soterrados

Otro hecho destacable es que especies adaptadas a largos períodos de inundación,

principalmente Scirpus maritimus, están colonizando el curso del Caño Travieso (Figura 5). Este proceso se ha registrado tras el ciclo hidrológico 2009‐2010, con precipitaciones superiores a los 750 mm, considerado como muy húmedo (García Viñas et al. 2005). La inundación del canal y su conectividad con las marismas de las zonas adyacentes de referencia ha facilitado la dispersión y


868

establecimiento de las semillas de helófitos en lugares hasta entonces inaccesibles, generando las condiciones óptimas para la colonización por estas especies y desplazando a las comunidades anteriormente existentes. La dispersión de semillas por hidrocoria destaca por tanto como un elemento clave para la recolonización natural de estos ecosistemas por especies autóctonas (Vélez et al. 2008).

Estas nuevas poblaciones pueden ser de gran importancia en los próximos años, por la función que puedan ejercer como fuente de propágulos hacia otras zonas de la finca donde aún no han llegado.

Figura 5. Presencia del helófito Scirpus maritimus en 27 de los 52 puntos muestreados sobre el

Caño Travieso en 2010

Los resultados apuntan a que la recuperación de la naturalidad de este espacio, perdida por las

transformaciones y los usos agrícolas de las últimas décadas, es posible, aunque los cambios en la matriz ambiental y, en consecuencia, en la comunidad vegetal, se están produciendo de manera gradual. Dentro de la finca, la pérdida de aislamiento derivada de la primera fase de la Actuación nº6 ha favorecido sólo de manera parcial la recuperación de los hidroperíodos característicos de marismas continentales. Éstos, al ser dependientes del régimen de precipitaciones, únicamente tras años muy lluviosos parecen haber incidido en los procesos de manera significativa. La tasa de cambio que se registra en la vegetación se asemeja por el momento más a la de ecosistemas estrictamente terrestres que a la de los ecosistemas extremófilos anfibios mediterráneos, como son las marismas continentales.

No será hasta la segunda fase cuando se restituirá la influencia fluvial. La restauración de la funcionalidad del Caño Travieso recuperará los aportes hídricos originales que éste realizaba a la marisma. Hasta ahora, el papel que juega la finca, en su extensión como llanura de inundación durante las avenidas del Caño Travieso, es inexistente, lo que parece estar condicionando altamente los procesos que están ocurriendo en ella tras el inicio de la restauración.

Otros factores intrínsecos al ámbito de este estudio también han de considerase. La casi completa eliminación de la vegetación de marisma preexistente a los cultivos, la compleja matriz ambiental de la finca y la gran extensión de la misma, o la incertidumbre asociada a usos agrícolas diferentes por la parcelación entre distintos propietarios pueden estar condicionando los cambios.


869

En cualquier caso, la recuperación de la integridad de la finca con su entorno (con comunidades de marisma bien conservadas), la anulación del sistema artificial de drenaje, la ausencia de cualquier tipo de presión ganadera (presente en otros lugares y considerada un importante factor perturbador), y la recuperación del perfilado original del Caño Travieso, han sido decisiones acertadas de cara a la recuperación ambiental, y sus repercusiones son ya constatables en ciertos aspectos.

Por su enfoque flexible dentro del marco de la Gestión Adaptativa y por su carácter integrador, este proyecto es pieza clave en la recuperación ambiental de las marismas de Doñana. En este sentido, las acciones son abordadas de manera experimental y sus resultados servirán para el diseño de futuras actuaciones que permitan una correcta gestión integrada de este espacio litoral. AGRADECIMIENTOS

Al Dr. A. J. Davy (Universidad de East Anglia, Reino Unido) por sus sugerencias y comentarios y a todos los colaboradores (voluntarios, estudiantes, alumnos en prácticas y amigos). Al Plan Propio de Investigación de la Universidad de Huelva por la beca predoctoral otorgada. Al ceiA3 por su apoyo. BIBLIOGRAFÍA • Adam, P., 1993, Saltmarsh Ecology, Paperback edition, Cambridge, Cambridge University Press, 461 p. • AYESA, 2001, Proyecto “Doñana 2005”. Estudio para el Desarrollo de la Actuación nº 6. Recuperación del Caño Travieso, Tomo único. Documento nº 1. Memoria y anejos, 58 p. • Bayán, B., Casas, J., Ruíz de Larramendi, A. y Urdiales, C., 2001, Un proyecto para la regeneración de Doñana, Madrid, Ministerio de Medio Ambiente, 52 p. • Espinar, J. L., 2009, 1410 Pastizales salinos mediterráneos (Juncetalia maritimi). En: VV.AA., Bases ecológicas preliminares para la conservación de los tipos de hábitat de interés comunitario en España, Madrid, Ministerio de Medio Ambiente, y Medio Rural y Marino, 77 p. • García Viñas, J. I., Mintegui, J.A. y Robredo, J. C., 2005, La vegetación en la marisma del Parque Nacional de Doñana en relación a su régimen hidráulico. Serie Técnica Naturaleza y Parques Nacionales. Ed. Organismo Autónomo Parques Nacionales. • Mitsch, W.J. y Gosselink, J.G., 2007, Wetlands. 4rd edition, New York, John Wiley and Sons, Inc., 600 p. • Prach, K., Bartha, S., Joyce, C. B., Pyšek, P., van Diggelen, R y Wiegleb, G., 2001, The role of spontaneous vegetation succession in ecosystem restoration: A perspective. Applied Vegetation Science, 4, 111‐114 • Santamaría, L., Green, A.J., Díaz‐Delgado, R., Bravo, M.A. y Castellanos, E.M., 2005, La finca de Caracoles: un nuevo laboratorio para la Ciencia y la Restauración de Humedales. En Doñana: Agua y Biosfera (Eds. Cabrera C. & García Novo F), pp 313‐315. Confederación Hidrográfica del Guadalquivir, Ministerio de Medio Ambiente, Madrid. • Saura, J., Bayán, B., Casas, J., Ruíz de Larramendi, A. y Urdiales, C., 2001, Documento Marco para el Desarrollo del Proyecto Doñana 2005. Madrid, Ministerio de Medio Ambiente, 201 p. • Vélez, A., Luque, C. J., Castellanos, E. M., Barraso, R., García‐Trapote, A., Redondo‐Gómez, S., Mateos, E., Álvarez, L.A. y Figueroa, M.E., 2008, Valoración de la dispersión de semillas por medio acuático en una marisma restaurada (Finca Los Caracoles, Doñana). XIV Congreso de la Asociación Ibérica de Limnología. Huelva, septiembre 2010. Libro de resúmenes, página 142


870

2.48. SUSCEPTIBILIDAD A LA EROSIÓN EN EL PARQUE NACIONAL MORROCOY PARA EL AÑO 2009, FALCÓN, VENEZUELA

J. Colmenares, J. Arismendi.

Fundación Instituto de Ingeniería, Centro de Procesamiento Digital de Imágenes, Zona Postal 1080, Apdo. 40 200, Caracas 1040 A. Venezuela, [email protected] ; [email protected] Palabras claves: pérdida de tierra costera, ordenación, cartografía digital, cayo arrecifal. RESUMEN

La superficie de la tierra es muy dinámica, y sus cambios son el resultado de ciertos procesos como la

actividad volcánica, la meteorización y la erosión; siendo este último, uno de los principales problemas ambientales, que en la actualidad afecta a muchos países, y entre sus consecuencias destaca el retroceso de líneas costeras y la desertificación. La determinación de la susceptibilidad a la erosión constituye el primer paso para la adecuada administración de los espacios costeros, donde cada día aumenta la presión de los centros urbanos.

Con base en estas consideraciones surge la presente investigación, que se desarrolla dentro del Parque Nacional Morrocoy, con el objeto de conocer las áreas con mayor y menor susceptibilidad a la erosión para el año 2009, la cual se desarrolla con una metodología basada en: a) la superposición de factores, que establece la determinación de aquellas variables que influyan o condicionen el proceso, b) la asignación de un peso o valor a cada una de estas variables, en función de su nivel de influencia en el proceso, y c) el establecimiento de los rangos o grados de susceptibilidad. Del análisis de estos rangos, expresados en un mapa de susceptibilidad se obtuvo que las áreas más susceptibles a la erosión son las playas, así como las áreas intervenidas por asentamientos urbanos y destinadas a la actividad agropecuaria.

1. INTRODUCCIÓN

Los avances tecnológicos, el aumento de la población y el desarrollo de las diversas actividades

económicas han afectado los ecosistemas terrestres y marinos. Datos provenientes de la Cumbre de Johannesburgo del año 2002, indican que “La actividad humana ha degradado más de la mitad de los ecosistemas costeros del mundo. Para Europa la cifra es del 80% y para Asia del 70%”. Cerca del 80 % de la contaminación del mar proviene de fuentes ubicadas en tierra. En los países en desarrollo, más del 90% de las aguas negras y el 70% de los desechos industriales se arrojan a las aguas superficiales, sin antes haber sido tratados.” Por ello, se han creado estructuras políticas y jurídicas, que resguarden o protejan áreas con ecosistemas frágiles a cambios en el ambiente, importantes para el sostenimiento de la vida en el planeta.

En Venezuela, la forma jurídica utilizada es conocida como Áreas Bajo Régimen de Administración Especial (ABRAE) constituidas por parques nacionales, monumentos naturales, refugios de fauna silvestre y reservas de biosfera. Según lo establecido en la Reforma Parcial de la Ley del Instituto Nacional de Parques, Gaceta Oficial No 2.290 del año 1978, la figura conocida como Parques Nacionales “constituye aquellas superficies del territorio relativamente extensas, en las cuales estén representados uno o más ecosistemas importantes del país, o áreas naturales de relevancia nacional o internacional que no hayan sido esencialmente alteradas por la acción humana y en donde las especies vegetales y


871

animales, las condiciones geomorfológicas y los hábitats, sean de especial interés para la ciencia, la educación y la recreación”.

El Parque Nacional Morrocoy fue creado el 26 de mayo de 1974, por Decreto Nº 113, Gaceta Oficial N° 30.408. Luego fue ampliado mediante el Decreto No. 944 de fecha 27 de mayo de 1975, Gaceta Oficial No. 30.706. Se crea con el propósito de proteger y conservar un área con características peculiares y numerosas bellezas escénicas, así como evitar el uso indiscriminado de sus playas y la destrucción de sus ecosistemas.

Tanto los manglares como los arrecifes de coral son ecosistemas importantes para el mantenimiento de la diversidad biológica del Parque, así como para la protección de toda la línea de costa y del conjunto de islotes que comprenden su zona insular. Ambos ecosistemas son altamente susceptibles o tienen un bajo nivel de tolerancia a ciertos cambios en el ambiente, tales como: temperatura, salinidad del agua, sedimentación, aumento en el nivel del mar, aumento de la cantidad de dióxido de carbono en el mar, etc.

El Parque Nacional Morrocoy no escapa a esta realidad, y es un buen ejemplo del potencial natural preservado no sólo por la diversidad biológica que posee, sino además por sus playas, manglares y fondos marinos, que representan un extraordinario recurso para el turismo y valiosa fuente de ingreso a las poblaciones aledañas al mismo. Sin embargo, el creciente desarrollo de la actividad turística, con el consecuente aumento en la construcción de infraestructuras fuera y dentro de los límites del Parque, ha generado una amenaza para el mantenimiento de la biodiversidad del mismo.

En este sentido, al afectar la vida de los manglares y de los corales, se perjudica toda la línea de costa y los islotes o cayos que constituyen la parte insular del Parque, pues además de ser un elemento crucial en la cadena alimenticia de los océanos, protegen a la costa e islas de los embates del oleaje, cuya función principal es erosionar. Por ello, surge el interés en investigar las áreas más susceptibles a la erosión en el litoral del Parque Nacional Morrocoy con el fin de analizar sus causas y consecuencias, buscando prevenir y mitigar posibles daños a la población y sus actividades. Igualmente, se persigue preservar a uno de los mejores atractivos turísticos del país y ser base de futuras investigaciones en el área.

Para dar respuesta a este planteamiento se desarrollaron los siguientes objetivos: • Caracterizar las condiciones físico‐naturales geología, geomorfología, climatología, vegetación y

pendiente del Parque Nacional Morrocoy para el año 2009. • Caracterizar las condiciones socioeconómicas en el Parque Nacional Morrocoy para el año 2009. • Determinar los niveles de susceptibilidad a la erosión en el Parque para el año 2009. • Analizar las consecuencias de la erosión sobre la población y sus actividades económicas, en

aquellas áreas más susceptibles. Sobre la base de las consideraciones anteriores, las playas representan el elemento más frágil del

litoral donde las diferentes actividades humanas ejercen una gran presión. La erosión costera, cuya consecuencia más visible y clara es la desaparición de las playas, se está agudizando en distintas partes del mundo, como ha señalado Greenpeace (2009) “en algunos puntos del litoral español, entre los cuales está la costa Andaluza”, asimismo United Press International (2008) en “el sector de Buenos Aires, Punta Piedras, a orillas del Río de la Plata, ha retrocedido unos 0,2 metros por año entre 1969 y 1990, valor que se triplicó entre 1990 y 2002 hasta alcanzar los 0,7 metros por año aproximadamente”. De igual forma, en “estudios desarrollados por la Universidad Nacional Autónoma de México (2009) se determinó que Cancún perdió 20 metros de playa en el período comprendido entre 1960 y 1990”, equivalentes a 0,76 metros por año.

Esto demuestra la necesidad de conservar el Parque como un espacio fundamental para el desarrollo de la región; en el cual se pretende disminuir el impacto que el desarrollo de las diversas actividades económicas ha generado a los ecosistemas que constituyen el mismo. También, es importante destacar


872

que esta investigación se inserta en un macro proyecto para el estudio nacional de costas, dirigido por el Geógrafo José Arismendi en el Centro de Procesamiento Digital de Imágenes de la Fundación Instituto de Ingeniería, el cual generará información actual y detallada de gran utilidad para los entes oficiales del país en función del ordenamiento de estos espacios costeros.

2. MATERIALES Y MÉTODOS

Para poder desarrollar la presente investigación fue necesaria la visita a distintos centros de

información, que aportaron documentación favorable para el conocimiento del área en estudio, de su diversidad, su población y sus actividades.

La información de geología, geomorfología, pendiente, cobertura vegetal, uso de la tierra y precipitación, entendida como las variables que permitieron la determinación de la susceptibilidad, se obtuvo de los siguientes materiales cartográficos.

• Ocho cartas topográficas del IGVSB a escala 1:25.000 de referencias: 6548 I NO, 6548 I SO, 6548 II NO, 6548 III NE, 6548 IV NO, 6548 IV NE, 6548 IV SO y 6548 IV SE, que cubren las 28.767 ha o 288 km2 del Parque Nacional Morrocoy (1965).

• Una imagen pancromática de 2,5m de resolución espacial y una multiespectral de 10m de resolución espacial, identificadas con el código K/J 656/328 ambas del satélite Spot 5 tomadas el 15 de diciembre de 2009.

La metodología consistió en la preparación de mapas temáticos de los factores condicionantes y en la superposición de los mismos, estableciéndose el grado de susceptibilidad en función del peso asignado a cada uno de los factores. Esta metodología fue empleada por el Instituto Colombiano de Geología y Minería (INGEOMINAS, 2005) para la evaluación semi‐cuantitativa de los factores de inestabilidad, calificados según el criterio del investigador. La aplicación de esta metodología partió del levantamiento de cada una de las variables consideradas (geomorfología, geología, cobertura vegetal y uso de la tierra, pendiente y precipitación), las cuales fueron ponderadas en función de consultas a expertos en el área, para determinar niveles de erosión a partir de la sumatoria de los valores de todas las variables, cuyo máximo fue igual a 100, tal como se observa en la Tabla 1.

Tabla 1. Ponderación de las variables consideradas en la determinación de la susceptibilidad a la

erosión Variables Ponderación

Geomorfología 30 Geología 25

Cobertura vegetal y uso de la tierra 25 Pendiente 10

Precipitación 10

La obtención de las variables se realizo mediante la actualización cartográfica digital, proveniente de la orto‐rectificación de las imágenes Spot 5, que aportaron suficiente nivel de detalle para su levantamiento a escala 1:25.000.

Es importante destacar, que las variables consideradas no son las únicas responsables de la erosión en el Parque Nacional Morrocoy, ya que los vientos, el oleaje y las mareas, también influyen en este proceso, pero no se tomaron en cuenta por la carencia de registros.

Posteriormente, cada uno de los mapas temáticos fue evaluado de acuerdo a sus características propias, distribuyendo en categorías la ponderación establecida en la Tabla ,1 para cada una de las


873

variables. El mayor valor correspondió a la categoría más susceptible a la erosión, y el menor, a la menos susceptible.

Finalmente, se realizo la superposición de los 5 mapas temáticos ponderados obteniéndose 2.006 polígonos, agrupados a partir del establecimiento de clases según el método de Sturges a fin de sintetizar y hacer más fácil el manejo de los polígonos, obteniéndose los siguientes rangos de susceptibilidad (Tabla 2).

Tabla 2. Rangos de susceptibilidad

Susceptibilidad a la erosión Rangos Baja 3 – 40,9 Media 41 – 68,9 Alta 69 – 96,9

3. RESULTADOS

Con respecto a las superficies que abarcaron cada uno de los rangos de susceptibilidad, se tiene que,

la mayor superficie correspondió con áreas de susceptibilidad media, las cuales abarcan el 20,7% de la superficie total del Parque, y están representadas por gran parte de la llanura litoral, la llanura aluvial y el interior de algunos cayos. Luego, con el 5,1% se encuentran las áreas de susceptibilidad alta, que corresponden con casi la totalidad de los cayos, y parte de las llanuras litoral y aluvial. Finalmente, las zonas de susceptibilidad baja, con el 3,4% incorpora el cerro Chichiriviche. Cabe destacar, que dentro de las áreas categorizadas bajo el rango de susceptibilidad baja también se encuentra la superficie marítima del Parque, que abarca 203,9 km2 equivalente al 70,8% de su superficie, la cual no aparece reflejada en la figura 1.

Figura 1. Áreas susceptibles a la erosión

4. CONCLUSIONES 4.1. De la Geomática y las imágenes satelitales empleadas

La Geomática y el empleo de las imágenes satelitales permitieron lograr resultados muy

satisfactorios, no sólo por ofrecer una visión actualizada del área, sino al proporcionar mayor nivel de


874

detalle que el aportado por la Cartografía Nacional, facilitando la generación de los distintos mapas temáticos y el desarrollo de la metodología planteada, que exhibe de forma sencilla la realidad del Parque y se visualizan las zonas de mayor y menor susceptibilidad a la erosión.

4.2. Del área de estudio

El Parque Nacional Morrocoy constituye un ambiente marino costero de singular belleza,

caracterizado por sus playas, manglares y arrecifes, los cuales representan su atractivo turístico. Estos ecosistemas cumplen funciones vitales para el equilibrio ecológico del Parque, ya que proveen protección a las costas de la erosión y los embates del oleaje y sirven de hábitat para muchas especies. Conjuntamente, los manglares atrapan contaminantes y purifican las aguas cloacales transportadas por los afluentes, además de ofrecer una amplia gama de oportunidades para el sano esparcimiento y la recreación de sus visitantes. Así como importantes, son frágiles y susceptibles de perecer ante cualquier brusco cambio en su entorno, como la tala del manglar y aumentos en la temperatura del mar, la acidez y la cantidad de sedimentos en el agua. El desarrollo de la actividad turística del Parque ha sido desenfrenado, lo que hoy en día amenaza al mismo, es decir, si bien el turismo constituye la base económica de esa región, puede significar también su deterioro y declive. Con esto se quiere expresar, que la solución no es detener el turismo como tal, sino controlar su desarrollo impidiendo que éste perjudique a los ecosistemas del Parque.

4.3. De la metodología

De acuerdo con la metodología utilizada para la elaboración del mapa de susceptibilidad a la erosión,

se observó que la geomorfología, la geología, la cobertura vegetal y uso de la tierra, son las variables que más influyen en la erosión dentro del Parque, como se aprecia en las diferentes playas y cayos que presentan un elevado número de servicios para las actividades turístico recreativas que allí se desarrollan y donde hay una mayor intervención antrópica. Con esto se demuestra, que los procesos erosivos, si bien están condicionados por las características físico‐naturales de la zona, también dependen del crecimiento poblacional y de sus actividades.

Cabe destacar, que esta evaluación de susceptibilidad es de carácter cualitativa, y constituye el punto de partida para futuras investigaciones que se planteen determinar la vulnerabilidad a la erosión dentro del Parque, que deberán considerar las características específicas de la población que pudiere verse afectada, tales como: su capacidad para anticipar, sobrevivir, resistir y recuperarse del impacto de una amenaza, que unido a las características físico‐naturales aquí analizadas, constituyen un estudio de vulnerabilidad.

4.4. De la susceptibilidad a la erosión

La determinación de áreas susceptibles a la erosión, significó dar un gran paso en apoyo a las

autoridades encargadas del ordenamiento territorial de estos espacios, regidos por la figura legal restrictiva de Área Bajo Régimen de Administración Especial (ABRAE) con el fin de minimizar la afectación de los recursos naturales y las presiones sobre los valores socioculturales que ocasiona el desenfrenado desarrollo turístico de la zona, procurando una relación de armonía entre la sociedad y la naturaleza que es el principio central del desarrollo sostenible, donde el crecimiento económico, la equidad social y la sustentabilidad ambiental van de la mano.


875

4.5. De las consecuencias de la erosión sobre la comunidad costera y sus actividades económicas Los distintos tipos de erosión que podrían presentarse en el Parque Nacional Morrocoy, tienen su

origen no sólo en las condiciones físico‐naturales de la zona, sino además en su crecimiento urbano, el cual ha provocado aumentos en la sedimentación del ambiente próximo costero, en la tala de manglares y en la producción de desechos sólidos y líquidos, provocados por el incremento en la cantidad de botes, lanchas y yates; así como en las construcciones de comercios y posadas, dentro y fuera del Parque. Hoy en día, esa misma población está afectada por la desaparición de algunas playas y cayos, los cuales son el centro del atractivo turístico de la zona, un ejemplo de esto lo constituye la desaparición de cayo Pelón, producto de la muerte del arrecife; de él sólo quedan bancos de corales muertos como se puede observar en la figura 2.

Figura 2. Desaparición de Cayo Pelón

Fuente: Foto de la izquierda 2008, Venezolanos en línea. Foto de la derecha, tomada en campo, 2010.

Asimismo, en el cayo Boca Seca se observan procesos erosivos en el área cercana al puesto de comida

(Figura 3) Figura 3. Procesos erosivos en el cayo Boca Seca

Fuente: foto tomada en campo, 2010

Tal como se ha visto, las consecuencias de un mal manejo ambiental del Parque, pueden generar un

alto costo social y económico.


876

BIBLIOGRAFÍA

• Chuvieco, Emilio. 2006. Teledetección Ambiental. La Observación de la Tierra desde el Espacio. Segunda edición, editorial Ariel, S. A. Barcelona‐España. • Cumbre Mundial Sobre El Desarrollo Sostenible. Johannesburgo, Sudáfrica. Septiembre de 2002. [Documento en línea]. Disponible en: http://daccess‐dds‐ny.un.org/doc/UNDOC/GEN/N02/636/96/PDF/N0263696.pdf?OpenElement [Consulta: 29 de mayo de 2010]. • Decreto de creación del Parque Nacional Morrocoy (Decreto N°113). (1974, Mayo 26). Gaceta Oficial de la República de Venezuela, 30.408. (Extraordinario), 27 de mayo de 1974. • Decreto de reforma parcial del decreto N° 113 (Decreto N° 944). (1975, Mayo 30). Gaceta Oficial de la República de Venezuela, 30.706. (Extraordinario), 31 de mayo de 1975. • González de Vallejo, Luis, Ferrer, Mercedes, Ortuño, Luis y Oteo, Carlos. 2002. Ingeniería Geológica. Pearson Prentice Hall. Madrid‐España, página 611. • Greenpeace. Destrucción A Toda Costa. [Documento en línea]. Disponible en: http://www.greenpeace.org/espana/campaigns/costas/nuestro‐espacio‐litoral/la‐fragilidad‐del‐espacio‐lito/erosi‐n‐costera [Consulta: 15 de octubre de 2009]. • Grupo Estándares para Movimientos en Masa (GEMMA). 2007. Movimientos en Masa en la Región Andina: Una guía para la evaluación de amenaza. Servicio nacional de geología y minería, publicación geológica multinacional N° 4. • Instituto Colombiano de Geología y Mineria (INGEOMINAS). 2005. Susceptibilidad a Movimientos en Masa en los Cerros Occidentales de Santiago de Cali. [Documento en línea]. Disponible en: http://aplicaciones1.ingeominas.gov.co/sicat/html/Metadato.aspx?CID=175832 • Ley de Reforma Parcial de la Ley del Instituto Nacional de Parques (1978, Julio 21). Gaceta Oficial de la República de Venezuela 2.290. (Extraordinario), 9 de enero de 1979. • Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). Análisis de Riesgo y Vulnerabilidad del Sistema Litoral de Cancún, México. [Documento en línea]. Disponible en: http://www.cco.gov.co/anterior/Taller%20erosion%20costera/primer%20dia/mexico/MEXICO%20‐%20GABRIEL%20RUIZ%20MARTINEZ.pdf [Consulta: 15 de octubre de 2009]. • Zinck, Alfred. 1981. Definición del Ambiente Geomorfológico con Fines de Descripción de Suelos. Mérida‐Venezuela.


877

2.49. PROPOSTA METODOLÓGICA PARA AVALIAÇÃO E ADAPTAÇÃO EM PLANTAS DE PETRÓLEO NA COSTA DO BRASIL

Gleide B. M. Lacerda1, Célia R. Gouveia Souza2, Corbiniano Silva3, Eurídice M. S. Andrade1, Marcos

A. V. Freitas1

1. Universidade Federal do Rio de Janeiro, Programa de Planejamento Energético e Ambiental da Coordenação do Programa de Pós‐Graduação em Engenharia. [email protected]; [email protected]; [email protected] 2. Instituto Geológico, Secretaria de Estado do Meio Ambiente do Estado de São Paulo, Programa de Pós‐Graduação do Departamento de Geografia da Universidade de São Paulo. [email protected]; [email protected] 3. Universidade Federal do Rio de Janeiro, Programa de Engenharia Civil da Coordenação do Programa de Pós‐Graduação em Engenharia. [email protected]

Palavras‐chave: vulnerabilidades climáticas; avaliação; adaptação; proposta metodológica; ações de respostas, simulação de cenários; cartas temáticas; medidas adaptativas. RESUMO

O presente trabalho aborda uma proposta metodológica para o planejamento integrado e a

gestão de riscos naturais extremos e tecnológicos, com enfoque nos eventos de inundação costeira provocados pela elevação do nível do mar (NM) em instalações industriais de petróleo. O sítio de pesquisa contempla instalações industriais privadas de petróleo – a Ilha Redonda, situada na Baía de Guanabara, Rio de Janeiro (Brasil).

A Baía de Guanabara sofre atuação de ciclones extratropicais sobre o Atlântico Sul, onde os desastres, inundações e erosão costeira precisam ser previstos e gerenciados adequadamente. Sob condições meteorológico‐oceanográficas extremas, faz‐se necessário um arcabouço de sistemas preditivos de gestão de riscos que integrem a questão climática e ambiental, promovendo maior capacidade e rapidez de respostas.

No caso brasileiro, o trabalho justifica‐se pela carência de instrumental metodológico ad hoc, de avaliação e adaptação das estruturas costeiras às vulnerabilidades das alterações globais, tornando‐as mais resilientes e integradas aos sistemas naturais costeiros e aos planos, programas e sistemas públicos e corporativos, de emergência e de respostas.

Usando softwares computacionais de geoprocessamento, como o sistema ArcGIS 9.3, foram elaborados cenários de simulação da elevação do NM e os impactos da inundação, cujas condições de contorno consideram as previsões do Painel Intergovernamental de Mudanças Climáticas da ONU, do Relatório Stern, além das marés de sizígia e meteorológicas que ocorrem na baía.

O desenvolvimento da metodologia culminou: na avaliação das vulnerabilidades das infra‐estruturas industriais; no conhecimento prévio da inundação por faixas altimétricas; nas perdas físicas e custos dos danos patrimoniais estimados; na elaboração de cartas temáticas de medidas adaptativas e proposta de intervenções estruturais; e na necessidade de elaboração de um marco regulatório que assegure sua integração com os planos, programas e sistemas corporativos e públicos.

A aplicação da metodologia poderá assegurar à empresa a continuidade de suas atividades até certo nível de inundação na ilha, ou mesmo promover a busca por novas alternativas de produção, armazenamento e logística.

1. INTRODUÇÃO

O IPCC (2001, 2007) tem publicado relatórios que projetam uma elevação de até 1,00 m no nível

do mar para o final deste século. Medições maregráficas realizadas na costa norte do Oceano Índico


878

confirmam tais previsões, bem como a tendência de elevação que vem se acelerando desde 1870, tendo atualmente uma elevação estática do NM em valores que vão de 1 a 2 mm/ano. Em seus estudos para até 100 anos, Church et al. (2001; 2006), e Rohling et al. (2007), apontam que o aumento do NM pode subir até 1,60m.

Lacerda et al. (2009) expõe que, com o aumento previsto do NM é possível presumir a ocorrência de grandes prejuízos físicos e financeiros: infra‐estruturas podem tornar‐se vulneráveis e entrar em colapso; construções à beira‐mar desaparecerão; portos serão destruídos; populações e instalações comerciais e industriais serão remanejadas; sistema públicos e privados de esgotos e drenagem serão atingidos; novos furacões poderão atingir a costa sul‐sudeste do país, chuvas cada vez mais intensas deverão castigar as cidades, com grandes impactos sociais e políticos sobre as populações de áreas de risco e; temperaturas mais altas e extremas em curto período, além de mais doenças, serão registradas.

No Brasil, são ainda incipientes as políticas públicas e privadas de gestão integrada dos impactos na linha da costa sobre as estruturas industriais, incorporando elementos de avaliação e intervenções adaptativas, estruturais e não‐estruturais, e que tenham a questão ambiental dos riscos naturais e a integração institucional dos riscos tecnológicos como vertentes transversais ao problema das inundações costeiras.

Para tanto, foi desenvolvido um instrumental metodológico ad hoc, visando avaliação e adaptação num contexto de diagnóstico, prognóstico e gestão, para prevenção e redução dos danos advindos da probabilidade de ocorrência dos riscos em potencial de inundação nas plantas industriais costeiras de petróleo. No presente trabalho, está contemplada a integração de informações e o aparelhamento dos sistemas de defesa civil, de meteorologia e dos planos, programas e sistemas de emergência e de ações de respostas existentes e a serem desenvolvidos, tanto corporativos como públicos.

2. OBJETIVOS E JUSTIFICATIVA DO TRABALHO

A situação ou evento que supera a capacidade local, causando grande dano, destruição e

sofrimento humano e que necessita de apoio externo, é definida pela ISDR (2004) como desastre. Os desastres são classificados em três grupos: hidro‐meteorológicos, geofísicos e biológicos, os quais, de acordo com Tucci (2007), podem provocar inundações, secas, impactos na saúde da população, escorregamentos, avalanches e fome. Logo, são desastres naturais os terremotos, inundações, tsunamis, etc. Os desastres humanos são aqueles provocados pelo homem, como as guerras; os desastres tecnológicos são aqueles derivados de acidentes envolvendo substâncias químicas ou equipamentos perigosos (CRID, 2001). Considerando a possibilidade atual e futura de maior magnitude e freqüência na ocorrência dos desastres naturais extremos de inundação sobre as plantas de petróleo em regiões costeiras, nestas poderá ocorrer uma conjugação do desastre natural ao tecnológico, a partir das conseqüências de inundação sobre as instalações, provocando rupturas, vazamentos, contaminação, explosões, danos à força de trabalho, interrupção de abastecimento, multas ambientais, dentre outros.

Na visão de Lacerda et al. (2009), a gestão dos desastres implica no desenvolvimento de estratégias de ações pertinentes à governança dos riscos naturais extremos e tecnológicos, que consiste na existência de política pública adequada e eficiente, na identificação dos riscos através de diagnóstico, prognóstico e gestão, e, no desenvolvimento do conhecimento para redução dos fatores de risco, além da preparação para efetiva resposta e recuperação.

O objetivo principal da pesquisa consistiu na busca de respostas às seguintes questões: 1) como avaliar e conhecer os prováveis danos às vulnerabilidades encontradas? 2) como planejar o atendimento às adaptações necessárias?; 3) quais seriam as medidas adaptativas ad hoc na ilha? 4) considerando que os bens (ou ativos) da ilha devem ser protegidos, como proporcionar suas utilidades e assegurar as atividades industriais locais até determinado nível de inundação?

A relevância e inovação da pesquisa prendem‐se à aplicação de uma proposta metodológica mais abrangente que os estudos correntes. Foi desenvolvida uma avaliação estimada do percentual das


879

perdas e dos custos dos prejuízos, evidenciando a necessidade de estudos futuros para elaboração de cartas temáticas ad hoc que apontem as medidas adaptativas com proposição de intervenções estruturais. Os resultados da proposta metodológica poderão ser aplicados em sítios costeiros situados em regiões vulneráveis à inundação marinha, densamente povoados e estratégicos.

A pesquisa justifica‐se por considerar: a) as projeções globais de ocorrência de eventos climáticos cada vez mais intensos e freqüentes, com conseqüências no âmbito regional e local; b) a promoção de cidades e sítios resilientes, proporcionando suas adaptações às alterações globais do clima; c) a necessidade de gestão e planejamento integrado de médio e longo prazo, adequada às novas e freqüentes demandas de monitoramento e respostas às catástrofes e danos a partir de inundações, com relação direta às projeções e eventos advindos da elevação do NM; d) o desenvolvimento antecipado de instrumentos metodológicos preditivos de adaptação às alterações climáticas e vulnerabilidades decorrentes da elevação do NM em áreas costeiras, como ferramental para atendimento aos gestores e tomadores de decisão, sejam públicos e/ou privados.

3. CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO – ILHA REDONDA E BAÍA DE GUANABARA

No Estado do Rio de Janeiro, especialmente na região da Baía de Guanabara, tanto na linha de

costa quanto em ilhas, são encontradas instalações prediais e de infra‐estruturas do setor petrolífero. Nestas, os programas existentes de emergência e de gerenciamento de riscos tecnológicos, bem como nos planos de desenvolvimento de médio e longo prazo, não contemplam a governança de riscos ambientais advindos das mudanças climáticas globais, cujos efeitos abrangem escalas locais e regionais. A Ilha Redonda, sítio da pesquisa, contextualiza o recorte geográfico e a temática do estudo por apresentar as características de probabilidade de inundação por elevação do NM e possuir relevância estratégica no abastecimento energético regional. No Rio de Janeiro, localizado na Baía de Guanabara, o Terminal Aquaviário da Ilha Redonda (Figura 1) e da Ilha d’Água formam juntas uma planta industrial projetada para uma produção diária de 14 milhões de m³ de diferentes tipos de produtos derivados de petróleo e gás. No caso da Baía de Guanabara, o fator fundamental alegado pela empresa TRANSPETRO (braço de transporte marítimo da Petrobrás) é a facilidade logística que o local oferece para despachar, no caso, o gás natural liquefeito armazenado nas ilhas, através da malha de gasodutos da Região Sudeste do Brasil.

Figura 1: Localização da Área de Estudo: Baía de Guanabara e Ilha Redonda, com apresentação da infra‐estrutura existente na ilha e da simulação da inundação por faixas altimétricas pela elevação

do NM

A seguir é apresentada uma foto panorâmica atual da ilha (Fonte: RIMA, 2007)


880

Figura 2. Terminal da Ilha Redonda

Considerando a ocupação costeira da cidade do Rio de Janeiro e a orla marítima delimitada (MMA, 2006), é necessário antecipar cenários críticos e elaborar instrumentos legais normativos para todas as regiões vulneráveis municipais e estaduais, com o estabelecimento de zonas de vulnerabilidades climáticas, de medidas (estruturais e não‐estruturais) adaptativas e mitigadoras, com definição de critérios e prazos para sua ocupação e/ou desocupação, e também, para assegurar a continuidade das atividades na ilha, com os menores impactos sócio‐ambientais, patrimoniais e corporativos possíveis.

Conforme diferentes fontes (Amador, 1997, Freitas, 2007; INPE & NEPO, 2011; IBGE, 2011; Muehe & Neves, 2008; RIMA, 2007; Rosman, 2001; Santos et al., 2004), são várias as características da Baía de Guanabara. Ela se encontra na costa da região sudeste do Brasil (Latitude 22°48'12.70"S; Longitude 43° 7'5.62"O), possui extensão de 380 km² e compõe um conjunto de 30 ilhas formadas por uma planície sedimentar que incorpora diversos rios, tendo no seu entorno 7,6 milhões de habitantes. As marés são de pequena amplitude e do tipo irregular, com máxima de 1,40 m, média de sizígia de cerca de 1,20 m, média de quadratura de 0,80m e amplitude mínima de 0,20 m. O aumento do nível dos oceanos pode variar de ano para ano, com ciclos aproximados de 20 a 30 anos, oscilações de 0,10 a 0,50 m de amplitude, dependendo do local e da época. Influência das marés meteorológicas provoca um aumento natural do nível do mar e a aproximação de grandes ondas e de ressacas produzidas por ciclones extratropicais no Atlântico Sul, torna mais vulnerável a Região Metropolitana do Rio de Janeiro, ocorrendo tragédias e transtornos à população. Variações associadas a eventos climáticos (marés meteorológicas) são registradas, cuja diferença entre valores máximos e mínimos pode alcançar 0,90 m. Ressacas duram em média cinco dias no litoral do Rio de Janeiro. Marés meteorológicas têm sido cada vez mais freqüentes e as ondas podem chegar a 4,5m. Os eventos de chuvas extremas advindas de sistemas de tempestades associados ao deslocamento de frentes frias provocam precipitações de grandes intensidades e maiores freqüências, como as ocorridas em abril de 2010 na cidade do Rio de Janeiro que, com precipitações de 323 mm num período de 24 horas, causaram 233 mortes, 3 mil desabrigados e 11 mil desalojados. Em janeiro de 2011, na região serrana do Estado do Rio de Janeiro, as precipitações chegaram a 222 mm de chuvas em 12 horas, ocasionando 900 mortes, mais de 9 mil desabrigados e 11 mil desalojados. Os sistemas de tempestades estão associados ao deslocamento de frentes frias. Estes eventos provocam precipitações de grandes intensidades e maiores freqüências. A região, encravada entre o mar e a montanha, possui topografia que favorece inundações e, com os efeitos de uma grande precipitação, estas se tornam previsíveis. Desta maneira, a gravidade dos problemas varia em razão da intensidade dos temporais e das medidas que venham a ser adotadas, de prevenção, redução de danos e de monitoramento. A Defesa Civil municipal dispõe de dois sistemas de monitoramento e de ações preditivas dos temporais que possam culminar em enchentes, escorregamentos e destruição: o


881

Alerta Rio (um sistema que integra os órgãos municipais e estaduais de respostas) e o Centro de Operações da GEO RIO ‐ fundação municipal que gerencia as encostas da cidade. Este, por sua vez, dispõe de sirenes instaladas em algumas áreas de risco mapeadas e utiliza um radar meteorológico capaz de detectar tempestades com antecedência de 48 horas.

4. PROPOSTA METODOLÓGICA PARA AVALIAÇÃO E ADAPTAÇÃO DE IMPACTOS DA ELEVAÇÃO DO NM SOBRE PLANTAS INDUSTRIAIS COSTEIRAS DE PETRÓLEO

Lieber & Romano‐Lieber (2002) definem que Risco não é um mero cálculo de probabilidade, mas

uma construção social, ditando o que é e o que não é perigoso, própria para o exercício do poder. Os riscos evidenciam as expectativas de ocorrência de um evento involuntário, incerto e danoso. Sua análise só faz sentido se houver uma probabilidade de perda. Riscos naturais são aqueles pressentidos, percebidos e suportados por um grupo social ou indivíduo sujeito à ação possível de um progresso físico (Veyret et al., 2007). Risco tecnológico é definido como o potencial de ocorrência de eventos danosos à vida, em conseqüência das decisões de investimento na estrutura produtiva (Egler, 2008). Riscos industriais, por sua vez, têm o objetivo de explicitar duas componentes básicas: a freqüência estimada dos eventos acidentais nas indústrias e suas potenciais conseqüências, sendo que este último fator liga a análise de riscos ao sistema de resposta para emergências, situando‐se como elemento de redução dos impactos (Duarte, 2002).

Varnes (1984) considera que um conceito adaptado de análise e avaliação de Risco (R) envolve três etapas: identificação do perigo (H = Hazard); avaliação do grau de exposição ao perigo ou grau de incapacidade de lidar com as conseqüências do perigo (V = Vulnerabilidades); e avaliação da resposta ao perigo ou elemento em risco (E = Elemento em risco), que pode depender da resistência (habilidade de evitar as perturbações ambientais) e da resiliência (capacidade de responder às conseqüências das perturbações do ambiente), tal que R = H. V. E. Nesta perspectiva, a vulnerabilidade climática pode ser definida como o grau de suscetibilidade dos indivíduos ou sistemas, de incapacidade de resposta aos efeitos adversos da mudança climática, incluindo a variabilidade climática e os eventos extremos (IPCC, 2007).

Segundo o IPCC (2007), a adaptação no contexto das mudanças climáticas é o ajustamento dos sistemas naturais, sociais e econômicos em resposta para o atual e futuro estímulo climático e/ou seus impactos, nos quais podem ser adversos (danos) ou benéficos (oportunidades). Tal conceito de adaptação constitui uma abordagem que impõe a transversalidade e a integração em todos os níveis de tomadas de decisão, nos diferentes níveis institucionais: internos à instituição, entre os diferentes setores das instituições, e entre a instituição e os demais setores da sociedade.

Werner et al. (1982) analisam que em situações de risco, ser resiliente não é estar invulnerável, o que não significa dizer que em outras circunstâncias o indivíduo não se abateria. Ao contrário, é ter a capacidade de se reerguer depois de atingido, de adaptar‐se positivamente ao que lhe foi imposto, extraindo experiência das situações difíceis, enriquecendo de maneira única a vivência e depois, utilizar essa aprendizagem para reverter a situação ao seu favor. O termo “resiliência” tem sido utilizado como a capacidade para enfrentar, vencer e ser fortalecido ou transformado por experiências de adversidade. Este termo traz à discussão a questão da governança pela dimensão institucional e os limites sociais, econômicos, políticos e culturais da adaptação antrópica às alterações ecossistêmicas (Neto, 2011). Para o IPCC (1994), uma cidade resiliente é aquela que desenvolveu sistemas e capacidades para ser capaz de absorver choques futuros e ainda assim, manter essencialmente a mesma função, estrutura, sistemas e identidade, preparando‐se no presente para atenuar as conseqüências das tensões e choques futuros. A maneira mais eficaz a fim de enfrentar o problema das vulnerabilidades climáticas é aprender a lidar e adaptar‐se a elas (Lacerda et al, 2010). Logo, quando submetida a choques e estresse, uma cidade ou sítio torna‐se resiliente quando tem a capacidade de adaptar‐se e recuperar‐se e, ao mesmo tempo em que mantém suas funções, deve também ter a faculdade de no presente, tornar menos penosas as vulnerabilidades futuras.


882

Os estudos de desenvolvimento da proposta metodológica ad hoc foram divididos em três fases distintas: diagnóstico, prognóstico e gestão. Inicialmente, partiu‐se da identificação e avaliação preliminar das vulnerabilidades físicas do sítio. Para o conhecimento prévio das inundações por faixas altimétricas, cenários foram elaborados com o uso do software ArcGIS 9.3, totalizando três cenários distintos de simulação da elevação do NM e de seus impactos, com condições de contorno pré‐estabelecidas a partir de dados de previsão do IPCC (ONU), do Relatório Stern, além de medições de marés de sizígia e marés meteorológicas na baía de Guanabara. Após isto, foi possível realizar uma análise da gestão de riscos de inundação sobre as atividades industriais, sob a ótica econômica de possíveis perdas físicas e danos e prejuízos patrimoniais. A percepção da necessidade de desenvolver estudos para estimativa dos custos para implantação das medidas adaptativas de intervenções estruturais propostas aponta para a continuidade da pesquisa.

São apresentados a seguir dois fluxogramas pertinentes à abordagem metodológica proposta, figuras 3 e 4, evidenciada em boxes no fluxograma de desenvolvimento.

4.1. Fluxograma Geral ‐ Estrutura da metodologia e os níveis de gestão das medidas de avaliação e adaptativas

Figura 3. Fluxograma Geral ‐ Estrutura e Níveis de Gestão das Ações de Avaliação e Medidas adaptativas


883

4.2. Fluxograma de Desenvolvimento da Metodologia de Avaliação e Adaptação de Plantas Industriais de Petróleo Figura 4. Fluxograma de desenvolvimento da metodologia de avaliação e adaptação de plantas

industriais de petróleo


884

5. ADAPTAÇÃO E GERENCIAMENTO DE RISCOS NATURAIS EXTREMOS E TECNOLÓGICOS Além da avaliação das condições técnicas, meteorológicas e oceanográficas sobre o sítio de

pesquisa, são sugeridos estudos complementares de ações estruturais de adaptações, não só para uma melhor compreensão do problema, mas para melhor concepção das soluções. Os estudos futuros deverão abranger a estimativa de custos das obras de medidas adaptativas e intervenções propostas, a fim de reduzir ou evitar perdas nas instalações físicas da instalação, bem como estar amparado por legislação específica que assegure a integração de todos os sistemas, planos e programas citados na metodologia proposta. Sobre o gerenciamento de riscos naturais extremos e tecnológicos propriamente dito, o PAVENMM possui um viés integrador e encapsula os planos, programas e sistemas de respostas às emergências existentes e a serem desenvolvidos. Apenas a gestão isolada do PAVENMM não assegurará a eficácia necessária e os resultados esperados.

6. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

Ripley (2008) enfatiza que, com o aumento dos eventos catastróficos, destaca‐se a importância de

transformar pessoas comuns em melhores sobreviventes e, partindo‐se do princípio que a sorte não é confiável, no meio de uma crise é demasiado tarde para aprender lições. Por isso, parte dos recursos designados para segurança, planos, programas, política de calamidades e respostas às emergências deve também contemplar a participação, recrutamento e formação de agentes sociais e a população em risco, o cidadão comum, cuja primeira reação é a negação do impensável.

A falta de sistemas de conhecimento claro e inequívoco sobre solução para os problemas ambientais como grandes questões subjacentes, torna mais socialmente intolerável e problemático a crescente percepção social dos riscos (Beck et al, 1994). Provavelmente, um dos primeiros indicadores de vulnerabilidades da elevação do NM será a redução dos preços imobiliários costeiros, onde os empreendimentos situados em praias e ilhas deverão ser os mais afetados. Centrais nucleares, e propriedades costeiras em geral, provavelmente se tornarão impossíveis de serem seguradas.

No estudo de caso da Ilha Redonda, presume‐se que a aplicação da metodologia proposta deve abordar, de modo mais restritivo, uma análise sob o critério de custo e benefício. No caso da empresa proprietária decidir pela proteção de seus ativos e prolongar sua utilidade a ponto de assegurar as atividades industriais no local até determinado nível de inundação, a mesma deverá contingenciar recursos para implantar as medidas necessárias para adaptações físicas na ilha, estas obtidas em estudos futuros, o que poderá significar efetivamente a introdução da variável ambiental na gestão integral dos riscos industriais da planta.

Com o objetivo de reduzir as vulnerabilidades climáticas e os conseqüentes riscos às populações e atividades, bem como integrar tais critérios ao PAVNMM, uma legislação local mais eficaz deve considerar a alteração no zoneamento com o objetivo de ordenamento do uso do solo e os tipos de atividades permitidas em áreas urbanas densamente povoadas, contemplando também outras áreas de expansão, regiões metropolitanas e micro‐regiões através de Planos Diretores (Lacerda et al., 2007). No Brasil, a abordagem sobre gestão de riscos de inundação, apesar de ser tema de diversos e importantes estudos, não é contemplada na Política Nacional de Recursos Hídricos – Lei 9433/97 e, prescinde de uma regulação própria a fim de posicionar os tomadores de decisões em todas as etapas: (1) ações pré‐evento, de prevenção e proteção; (2) ações durante o evento, de proteção e socorro; (3) ações pós‐evento, de recuperação das áreas e reabilitação das atividades; (4) mitigação, paralela às demais, que consiste em políticas de gestão dos riscos e redução de perdas (Mediondo et al, 2007). Esta legislação deve prever e regular o descomissionamento de indústrias ou demais atividades sob risco potencial em regiões vulneráveis, que possam causar danos sócio‐ambientais, de logística de abastecimento, de turismo, dentre outras.

A responsabilização dos agentes envolvidos necessitará ser previamente discutida e integrada, porque após a catástrofe, normalmente a resposta é reconstruir/mitigar as expensas públicas, apesar da vulnerabilidade local nem sempre ocorrer em área pública. Nas áreas zoneadas não deverão ser


885

admitidas atividades que contrariem as normas de zoneamento, e deve fazer prevalecer o não reconhecimento do direito à pré‐ocupação, ou seja, o direito adquirido de permanecer no local em que se encontram as áreas construídas (Teodoro, 2004). Na costa brasileira, nas orlas “fixadas pela urbanização”, onde as edificações e infra‐estruturas foram assentadas dentro da faixa de resposta e dinâmica das praias, é usual que tais construções tendem à retomada pelo mar (Muehe, 2006).

Omitir ações preventivas sem estudar, avaliar e prever medidas adaptativas ad hoc, estabelecendo os riscos respectivos e suas soluções de mitigação e de respostas às emergências, pode resultar em perdas materiais e de vidas humanas. Poderão ser também significativos os prejuízos econômicos advindos da recuperação de estruturas, multas ambientais, recuperação de áreas degradadas, substituição de abastecimento por interrupção de atividades, indenizações por danos aos bens patrimoniais, às vidas humanas e à imagem da empresa proprietária. Também ficaria prejudicada a redução da probabilidade de ocorrência do risco e a conseqüente redução do valor do prêmio do seguro. As empresas seguradoras poderão sugerir que as medidas de adaptações às vulnerabilidades sejam executadas nas áreas sob risco potencial de inundação.

BIBLIOGRAFÍA

• Amador, E. S., 1997. Baía de Guanabara e Ecossistemas Periféricos: Homem e Natureza. Rio de Janeiro: E. S. Amador, 1997. • Beck, U. Giddens, A. e Lash, S. (Ed.), 1994. Reflexive Modernization: Politics, tradition and Aesthetics in the Modern Social Order. – Cambridge: Polity Press. • Church, J., White, N., 2006. A 20th century acceleration em global sea‐level rise. Geophys. Res. Lett. L01602 33, dói: 10.1029/2005GL024826. • Church, J., Gregory, J., Huybrechts, P., Kuhn, M., Lambeck, K., Nhuan, M.T., Qin, D., Woodworth, P., 2001. Understanding 20th century sea‐level rise and projections for the future. Alfred‐Wegener‐Institut für Polar‐ und Meeresforschung ePIC ‐ Electronic Publication Information Center. • CRID (Centro Regional de Informacion sobre desastres). Vocabulário controlado sobre desastres. São José. 2001. Disponível em http://www.crid.or.cr/crid/esp/vocabulario_controlado.html. • Duarte, M., 2002. Riscos Industriais: etapas para a investigação e a prevenção de acidentes. Rio de Janeiro: FUNENSEG. • Egler, C. A. G. Potencial de Risco Tecnológico. In: Nicolodi, J.; Zamboni, A.. (Org.). Macrodiagnóstico da Zona Costeira e Marinha do Brasil. 1 ed. Brasília: Ministério do Meio Ambiente, 2008, v. 1, p. 149‐171. • Freitas, M., 2007. Projeto de Estudo de Adaptação e Vulnerabilidades dos Recursos Hídricos do Estado do Rio de Janeiro às Mudanças Climáticas. – 1º Relatório IVIG – Instituto Virtual Internacional de Mudanças Globais, COPPE – Coordenação dos Programas de Pós‐graduação em Engenharia, UFRJ – Universidade Federal do Rio de Janeiro. • Giddens, A., 1994. Living in a post‐traditional society in BECK, U.; GIDDENS, A. e LASH, S. (Ed.) Reflexive Modernization: Politcs, Tradition and Aesthetics in the Modern Social Order, Cambridge: Polity Press. • IBGE, 2010. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatísticas. Censo 2010. Disponível em (http://www.ibge.gov.br). • ISDR (International Estrategy for Disaster Reduction). Terminology: basic terms of disaster risk reduction. (revisão de 31/03/2004). Disponível em: http://unisdr.org/eng/library/lib‐terminology‐eng‐p.htm • IPPC, 2007. Climate Change 2007: The Physical Science Basis ‐ A report of Working Group I of the Intergovernmental Panel on Climate Change – Summary for Policymakers. 18p., Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA. IPCC, 2007. AR 4, Climate Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability, Contribution of Working Group II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. • IPCC, 2001. Climate Change, The Scientific Basis, Cambridge Univ. Press, 881 pp.


886

• IPCC, 1994. Working Group II Report ‐ "Impacts, Adaptations and Mitigation of Climate Change: Scientific‐Technical Analyses", Contribution of Working Group II to the Second Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. • INPE, NEPO, 2011. Projeto “Megacidades, Vulnerabilidades e Mudanças Climáticas. Região Metropolitana do Rio de Janeiro e as Vulnerabilidades às Mudanças Climáticas. • Lacerda, G., Mamede, E., Assad, L., Freitas, M., 2010. Hydrological Vulnerabilities from Sea Level Instability: Physical Action Adaptation and Risk Management. Storm Surges Congress 2010. University of Hamburg, Germany. • Lacerda, G., Andrade, E. 2009. Mudanças climáticas e Análise de Risco da Indústria de Petróleo no Litoral Brasileiro. Fundación Mapfre, Madrid. • Lacerda, G., Mamede, E. , Calixto, E., 2007. Regulação das Emergências Ambientais e Sua Contribuição à Gestão Ambiental da Indústria do Petróleo. Anais do V SIMGEN – Simpósio de Gestão e Estratégia em Negócios ‐ Seropédica, UFRRJ, RJ, BRASIL. • Lieber, R.R.; RomanoLieber, N.S.. O conceito de risco: Janus reinventado. In:Minayo, M.C.S.; Miranda, A.C. Saúde e ambiente sustentável: estreitando os nós. Rio de Janeiro: Ed. Fiocruz/Abrasco, 2002. p.69‐111. • MMA ‐ Ministério do Meio Ambiente., 2006. Projeto Orla: Fundamentos para Gestão Integrada. Ministério do Meio Ambiente, Ministério do Planejamento. • Mediondo, E.M.; Graciosa, M.C.P. Fundo de Seguros como Mecanismo de Transferência de risco e Ferramenta de Gestão para Redução de Vulnerabilidade às Inundações. Anais da Jornadas Internacionales sobre gestión Del Riesgo de Inundações y Deslizamientos de Laderas, Brasil, 2007. • Muehe, D. (org)., 2006. Erosão e Progradação do Litoral Brasileiro. – Brasília: Ministério do Meio Ambiente. • Neves, C., Muehe, D., 2008. Impactos Possíveis da Elevação do Nível do Mar e Eventos Climáticos ‐ RIO PROXIMOS 100 ANOS – O aquecimento global e a cidade. Prefeitura da cidade do Rio de Janeiro – Secretária Municipal de Urbanismo – Instituto Municipal de Urbanismo Pereira Passos, 2008. • Neves, C., Muehe, D., Rosman, P., Valentini, E., 2008. Estudo de Vulnerabilidade no Litoral do Estado do Rio de Janeiro Devido às Mudanças Climáticas – Relatório das Etapas I e II, Levantamento e Análise de Dados Existentes. Fundação Coppetec, UFRJ – Universidade Federal do Rio de Janeiro, RJ. • Neto, S., 2011. Resiliência das Cidades: Presente e Futuro na Construção da Sustentabilidade. Revista Território e Ambiente Urbano 6, Lisboa, Portugal. • POLÍTÍCA NACIONAL DE RECURSOS HÍDRICOS, Lei 9433/1997. • POLÍTICA NACIONAL SOBRE MUDANÇA DO CLIMA, Lei nº 12.187/2009 – Ministério do Meio Ambiente, 2009.. • Rohling, E.J.; Grant, K.; Hemleben, C.H.; Siddall, M.; Hoogakker, B. A. A.; Bolshaw, M. & Kucera, M., 2007. High rates of sea‐level rise during the last interglacial period. Nature Geoscience (published online in 16/12/2007, doi:10.1038/ngeo.2007.28). • Ripley, A., 2008. Impensável: Como e por que as pessoas sobrevivem a desastres. São Paulo: Globo. Rosman, P, C. Modelagem em Tempo Real para Planejamento de Ações Emergenciais.,COPPE/UFRJ, Sistema de Base Hidrodinâmica Ambiental ‐ SisBAÍA, 2001. • Stern, N., 2006. Stern Review. The Economics of Climate Change. UK, 267p. • Souza, C. R. de G., Filet, M., A. F., Buschel, E. C. G., Moraes, M.B.R. & Poleti, A. E., 2001. Gerenciamento Costeiro e os Estudos do Quaternário no Estado de São Paulo, Brasil. Revista Pesquisas em Geociências, 28 (2): 475‐486. Instituto de Geociências da Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, Brasil. • Souza, C. R. de G. & Suguio, K. 2003 ‐ The coastal erosion risk zoning and São Paulo Plan for Coastal Management. Journal Coastal Research. SI35:530‐547. • Teodoro, C. & Irigaray, J.H. ‐ Zoneamento Ambiental (www.ac.gov.br/mp/meioambiente/direitoambiental/palestra10_0504.pdf,2004. • Tucci, Carlos., 2007. Inundações Urbanas. – Porto Alegre: ABRH/RHAMA.


887

• Veyret, Y. (org.), 2007. Os Riscos: o homem como agressor e vítima do meio ambiente. São Paulo: Contexto. • Werner, E., Smith, R., 1982. Vulnerable but invincible: a longitudinal study of resilient children and youth. New York: MacGraw‐Hill Book. • WDR, World Disasters Report, 2006.


888

2.50. USO DE INDICADORES DE CALIDAD PARA EL DIAGNÓSTICO Y EVALUACIÓN EFICIENTE DE LA GESTIÓN DE RIESGOS NATURALES EN ZONAS

COSTERAS

J. Alcántara‐Carrió y C. Lacambra Inst. Investigación en Medio Ambiente y Ciencia Marina. Universidad Católica de Valencia C/ Guillem de Castro 94. C.P. 46001 Valencia, España. [email protected] y [email protected] Palabras clave: gestión integrada de zonas costeras, gestión y reducción de riesgos naturales, indicadores, calidad. RESUMEN

El incremento de desastres naturales, en pérdidas de vidas humanas, bienes materiales y ecosistemas, hace necesario optimizar los esfuerzos en la lucha contra los riesgos naturales. En la gestión de los riesgos naturales existe un amplio abanico de posibilidades de actuación, y para elegir entre dichas opciones este trabajo plantea el desarrollo de herramientas e indicadores que evalúen su eficiencia. Con dicho fin, en este estudio se aplican conceptos de evaluación de sistemas de calidad a la gestión de riesgos y desastres, enmarcando dicha gestión dentro de la gestión o manejo integrado de zonas costeras. Los sistemas de calidad son en la actualidad muy empleados para la optimización de procesos industriales o de mejora de la calidad ambiental, pero hasta ahora no han sido aplicados a la gestión de riesgos y desastres naturales en la zona costera.

Implantar estos sistemas de calidad implica tres pasos principales: i) la definición de unos objetivos de calidad en la gestión de los riesgos; ii) la definición de responsables que garanticen el cumplimiento de dichos objetivos; y, iii) el diseño de manuales y procedimientos, incluyendo la definición de indicadores cuantitativos para cada uno de estos procedimientos. En este trabajo se han establecido inicialmente cuatro procedimientos básicos, que atienden respectivamente al análisis de las amenazas, la vulnerabilidad, el impacto o daño, y la gestión del riesgo. Para cada uno de estos procedimientos se ha diseñado una matriz con indicadores previamente definidos, cuyo valor ha de ser determinado por los responsables de implantar el sistema de calidad para cada tipo de riesgo natural, tanto de carácter climático como geológico.

El interés o beneficio de este planteamiento radica en que dichos indicadores identificarán las fortalezas y debilidades en los diferentes sistemas de gestión de los riesgos y desastres, permitiendo realizar diagnósticos tanto a nivel espacial (comparando entre diferentes zonas, regiones o países) como temporal, no solo de los esfuerzos realizados en recursos humanos, naturales y financieros, sino también y más importante de la eficiencia de dicho esfuerzo. Además del análisis de los actuales sistemas de gestión de riesgos y desastres, cabe esperar que implantando esta filosofía sea posible crear nuevos sistemas de gestión de riesgos y desastres naturales basados en una mejora continua de su eficiencia y acordes con las realidades de cada región. Es interesante indicar que mejorar la eficiencia en la gestión de los riesgos naturales es también una medida de adaptación a las consecuencias del cambio global. Un último beneficio a destacar es que la estrategia propuesta se basa en la construcción de puentes de información y colaboración entre las instituciones involucradas en la gestión de riesgos y desastres naturales. 1. INTRODUCCIÓN

El objetivo de este trabajo es mostrar el desarrollo de una serie de herramientas e indicadores diseñados para aumentar la eficiencia en la gestión de riesgo en zonas costeras. El objetivo final de este proyecto es producir una metodología aplicada a la gestión del riesgo y los desastres naturales que integre elementos del Manejo Integrado de Zonas Costeras (MIZC), de la Gestión para la


889

Reducción del Riesgo a Desastres Naturales (GRRDN), del Cambio Global y los sistemas de evaluación de calidad.

El análisis de las amenazas, vulnerabilidad y riesgos en la zona costera es complejo por la propia dinámica de la zona y sus procesos. A dicha complejidad hay que añadir que, tanto a nivel global, regional como local, es necesario considerar múltiples restricciones relacionadas con la ausencia de información detallada, la diversidad geográfica típica de las zonas costeras, la diversidad de actividades y asentamientos, la dependencia de las poblaciones costeras al medio natural, el papel que juegan los ecosistemas costeros durante los eventos o la necesidad de maximizar esfuerzos para producir estrategias de gestión para la disminución del riesgo y los desastres naturales, entre otras muchas cuestiones.

Atendiendo a las amenazas en las zonas costeras, éstas pueden deberse a eventos extremos de origen climático, tales como huracanes, ciclones, lluvias torrenciales, mares de leva, temporales, inundaciones, deslizamientos, o a eventos de origen geodinámico, como por ejemplo terremotos, tsunamis, erupciones volcánicas, subsidencia del suelo y de nuevo deslizamientos. Algunos de estos procesos físicos son de carácter crónico, por ejemplo las tormentas, pudiendo producir cambios dramáticos y permanentes; por el contrario, otros de carácter más puntual pero generalmente más energéticos, como por ejemplo un tsunami, pueden cambiar drásticamente el paisaje costero en cuestión de horas.

En relación a la vulnerabilidad, es interesante indicar que aunque se reconoce que las amenazas naturales contribuyen permanentemente a la vulnerabilidad de las zonas costeras, es posible restaurar la resiliencia ecológica y social si se considerase: i) el entendimiento de los procesos físicos que modelan las zonas costeras, su naturaleza, frecuencia e impactos, y la respuesta natural del medio natural a dichos procesos y sus impactos; ii) el entendimiento de las consecuencias y las respuestas de las comunidades humanas a dichos procesos; iii) la planificación y el desarrollo de las zonas costeras de acuerdo a dichos procesos físicos; y iv) la implementación de sistemas que permitan el seguimiento de la gestión de riesgo y prevención de desastres más eficientes.

McGranahan et al. (2007) calculan que el 10% de la población mundial y el 13% de la población urbana está ubicada en los 10 metros más próximos a la línea de costa, lo cual corresponde a únicamente el 2% de la superficie del planeta. El IPCC ha calculado que para el año 2080 alrededor de 560 millones de personas podrían estar en riesgo de sufrir inundaciones (NICHOLLS Y WONG, 2007). Por otro lado, el Programa de Naciones Unidas para el Desarrollo, en su informe del desarrollo humano (PNUD, 2007) considera que el aumento del nivel del mar y los eventos relacionados con el clima afectaran a entre 180 y 230 millones de personas en un futuro cercano. Independientemente de la incertidumbre relacionada con el cálculo de dichas cifras, hay que tener en cuenta que estas estimaciones consideran únicamente los eventos relacionados con el clima, sin embargo las zonas costeras son vulnerables también a las amenazas de origen geodinámico y por tanto, la población que podrá ser afectada es mucho mayor.

Recientes grandes desastres, como el tsunami del Sudeste Asiático en 2004, el terremoto de Haití en 2010 y las inundaciones que han afectado Colombia en 2010 y 2011, han evidenciado la ausencia general de preparación ante las amenazas naturales en los países en desarrollo. Aunque el tsunami del 2004 y el huracán Katrina en 2005 elevaron el perfil de la gestión de desastres en las agendas internacionales, a nivel nacional y local son aun necesarios mayores esfuerzos para lograr disminuir la vulnerabilidad de las zonas costeras al cambio global (incluyendo los desastres naturales y las consecuencias del cambio climático), para aumentar su capacidad de respuesta y recuperación y, para construir una capacidad interna de auto‐evaluación y mejoramiento autónomo en temas asociados con la prevención y reducción del riesgo y la atención y gestión de desastres.

Por otro lado, después de un evento extremo, existen esfuerzos internacionales cruciales para la reconstrucción y recuperación de la zona afectada. Sin embargo, no hay tal apoyo para los eventos menos dramáticos, más pequeños pero más frecuentes que a menudo no alcanzan los medios internaciones pero que pueden poner en peligro el desarrollo local y nacional de los países afectados (MARULANDA ET AL., 2008). Por tanto es evidente que los países necesitan tener estrategias y planes para prevenir, mitigar y reducir los daños causados por todo tipo de desastres naturales.


890

Aunque los países tienen agencias e instituciones especializadas en la prevención y atención a desastres, en la práctica es necesario crear más capacidad dentro de los programas y establecer estrategias que puedan ayudarles a ser más eficientes. La ausencia de recursos económicos, de información, del conocimiento sobre los riesgos y procesos físicos, de evaluaciones de vulnerabilidad sólidas, de capacidad técnica y de voluntad política, entre otras razones, han sido justificaciones observadas por varios autores para intentar explicar la vulnerabilidad de los desastres en las zonas costeras y/o explicar la falta de implementación de las políticas y estrategias existentes (ORTIZ PÉREZ Y MÉNDEZ LINARES, 2001; INVEMAR, 2003; SZLAFSZTEIN Y STERR 2007; NAVARRETE ET AL., 2007). Otra posible razón es la ausencia de sistemas de evaluación que permitan a las autoridades hacer un seguimiento de las políticas de implementación de forma objetiva y eficaz. Un sistema de evaluación de la calidad de los sistemas de gestión, basado en la mejora continua, permitiría definir claramente los objetivos, procedimientos e indicadores cuantitativos, todo lo cual permitiría valorar la eficacia de los resultados de la gestión realizada. Por ejemplo, existen programas de concienciación y alarmas instaladas, sin embargo el número de personas que han recibido entrenamiento o el número de alarmas que funcionan son hechos completamente diferentes que pueden marcar la diferencia para una población que enfrenta un evento.

El conjunto de indicadores de un sistema de calidad aplicado a la gestión de riesgos naturales propuesto permitiría a las agencias evaluar su capacidad de reducir el riesgo y de gestión así como su progreso en la implementación de las estrategias de gestión de riesgo. Así mismo, permitiría la identificación de áreas de investigación donde exista una clara deficiencia de información y por último, aunque no menos importante, permitiría la identificación de las amenazas principales y sus posibles consecuencias y la identificación de áreas bajo mayor riesgo. Adicionalmente, un set de indicadores claros permitiría a las diferentes agencias involucradas en la gestión de reducción de riesgo entender y hacer seguimiento a la vulnerabilidad, el riesgo, el impacto y la capacidad de respuesta y asignar sus recursos (humanos, materiales y económicos) según la realidad y requerimientos particulares de cada área.

En el contexto de este trabajo, la gestión de reducción de riesgo considera todas las etapas, incluyendo la prevención, protección, atención y recuperación post desastre. Los desastres más recientes han puesto en evidencia que la mayoría de la gestión para la reducción de riesgos en Latinoamérica y el Caribe, y en general a nivel mundial, se ha centrado en la atención y la recuperación, mientras que la prevención de desastres y la protección y adaptación de las comunidades costeras raramente han sido incluidas en las iniciativas de reducción de desastres, de manejo integrado de zonas costeras o de planificación del territorio (LACAMBRA Y ZAHEDI, 2010).

Salvo algunas excepciones, la mayoría de los asentamientos costeros en el neotrópico, tienen menos de 1 millón de habitantes y la mayoría de las poblaciones costeras dependen de los recursos naturales para su supervivencia (LACAMBRA Y ZAHEDI, 2010). Para estos asentamientos y para las zonas rurales las soluciones de adaptación, protección y respuestas basadas en la ingeniería dura podrían no ser viables y es posible que estrategias de ingeniería blanda, escudos biológicos o la adaptación a través de ecosistemas sean una respuesta acorde con las comunidades, su vulnerabilidad y el desarrollo sostenible. Aunque el uso de ecosistemas en la protección costera ha sido promovido en varias regiones del mundo (FRIESS ET AL., 2008; KAPLAN ET AL., 2009; ALONGI, 2008; SPALDING ET AL., 2011) en Latinoamérica hay muy pocos ejemplos. Considerando que durante los pasados 30 años el número de desastres registrados se ha multiplicado, que los registros históricos indican que la región en muy susceptible a las amenazas climáticas y geológicas, que muchos países de la región están desarrollando rápidamente sus zonas costeras pero que muy pocas inversiones están siendo aseguradas y que la supervivencia de las comunidades costeras es muy dependiente de los ecosistemas naturales, todas las iniciativas que pretendan disminuir la vulnerabilidad de estas zonas a los desastres naturales y el cambio global deberían ser consideradas y más aun aquellas que sean acordes con la realidad física, ecológica, socio‐económica y política de la región y con la información disponible.

La implementación de indicadores siguiendo los procedimientos de evaluación de calidad es por tanto una nueva alternativa, innovadora, que aunque puede no generar entendimiento sobre las


891

características físicas de la amenaza o las características de las sociedades afectadas, sí es útil para identificar la eficacia de las entidades que trabajan en gestión de riesgo y así canalizar mejor los recursos humanos, financieros y naturales. Este tipo de análisis permite identificar por ejemplo, el enfoque de las instituciones hacia la reducción del riesgo y la vulnerabilidad, la efectividad de las estrategias de la adaptación y protección aplicadas, el esfuerzo dedicado a la prevención, a la atención y a la reconstrucción, la disparidad entre las instituciones sobre los parámetros utilizados, los tipos de riesgos considerados, el tipo y calidad de información utilizada en la gestión de riesgo, así como la incertidumbre relacionada con ella, entre otros muchos factores que influyen en la eficacia de la gestión de riesgo.

Es por tanto el objetivo de este trabajo contribuir a un mejor entendimiento de los desastres naturales y el riesgo, así como mostrar la aplicación de un sistema de calidad a la evaluación de la eficiencia en la gestión de riesgos naturales en las zonas costeras, incorporando además planteamientos de la gestión basados en el MIZC. 2. PROCESO DE SELECCIÓN DE INDICADORES

De todos los elementos que constituyen el diseño de un sistema de calidad aplicado a la gestión

de riesgos naturales (manual de calidad y manual de procedimiento, anexos para la normalización de las evidencias, y definición de los indicadores) este trabajo se centra en el último de ellos. Se ha diseñado así una matriz en la cual se definen indicadores cuantitativos para cada una de las etapas de la gestión de riesgo y que puede ser aplicada a cada una de las amenazas que sufren las zonas costeras, individual o colectivamente.

La definición de cada indicador es el resultado de un ejercicio de análisis de indicadores existentes para la gestión de desastres naturales, tomando como caso de estudio el trópico Latinoamericano y el Caribe, pero aplicables globalmente, con el objetivo de producir indicadores numéricos cuantitativos y no descriptivos, que puedan ser sometidos a análisis estadísticos y revisados y actualizados periódicamente según se produzca mas información o las entidades así lo requieran.

Se utilizan varios tipos de fuentes de información para alimentar cada una de las tablas de la matriz y los indicadores. Por ejemplo la información necesaria para los indicadores de amenaza viene de los centros de monitoreo e investigación en meteorología, geología y oceanografía de cada país o región. Las fuentes de los datos de impacto son las agencias que suelen atender emergencias y los datos para los indicadores de gestión provienen de todas las instituciones que de alguna forma estén involucradas en producir información o aplicarla en la gestión de riesgo.

La información necesaria para la aplicación de la herramienta se obtiene a través de encuestas dirigidas a cada una de las instituciones involucradas en la gestión de riesgo, tanto los institutos o agencias de investigación que producen información básica sobre los fenómenos naturales, clima, oceanografía, riesgos, vulnerabilidad y uso de recursos naturales como las agencias implementadoras de los planes de emergencia y contingencia en caso de un desastre. 3. RESULTADOS

En total se han definido 99 indicadores aplicables a 22 fenómenos naturales. En las tablas a continuación se presentan ejemplos de indicadores para cada una de las etapas relacionadas con los desastres naturales y por tanto relacionadas con la gestión de riesgo: amenazas, vulnerabilidad, impacto y gestión. Algunos de estos indicadores son genéricos, y se definen con mayor detalle para cada una de las amenazas y/o según las particularidades de cada área evaluada. Las tablas y matrices presentadas a continuación son por tanto la base para la producción de los indicadores. Dichas tablas se presentan ordenadas, por razones prácticas, de acuerdo a su aplicabilidad temporal en la gestión de riesgo: i) amenaza; ii) impacto; iii) gestión del riesgo, considerando prevención, atención, recuperación y reconstrucción; y iv) vulnerabilidad y resiliencia relativas al tiempo (pasado y futuro). En la Tabla 1 se han definido la magnitud, la frecuencia, la probabilidad y la duración de los eventos como los parámetros que pueden representar numéricamente las características físicas y temporales


892

de las amenazas. A cada uno de esos parámetros se les ha adjudicado un indicador numérico directamente relacionado con las características de cada fenómeno natural. Tabla 1. Ejemplo de indicadores propuestos para la evaluación de las amenazas. *SDH Según los datos históricos

Amenazas Indicadores

Magnitud Frecuencia Probabilidad SDH*

Duración

Huracanes Escala Saffir‐Simson Mes/días/años 1:? Horas/días

Tormentas tropicales

Velocidad del viento, altura olas, mm de precipitación

Mes/días/años 1:? Horas/días

Temporales/ oleaje fuerte

Altura de la ola (m) Mes/días/años 1:? Horas/días

Lluvias mm de precipitación, tiempo de residencia del agua


Marea meteorológica

Altura de la marea más alta (mm) Mes/días/años 1:? Horas/días

Mar de leva Altura de la ola (m) Mes/días/años 1:? Horas/días

Erosión costera cm de retroceso/tiempo 1:?

Deslizamientos Volumen de tierra Mes/días/años 1:?

Intrusión salina Salinidad (psu o ppm) 1:?

Incendios forestales Hectáreas quemadas Mes/días/años 1:? Horas/días

Sequias Días sin lluvia Mes/días/años 1:? Horas/días

Ola de calor Grados por encima de la temperatura más alta promedio


Sismos Según escala de Richter Mes/días/años 1:? Segundos

Tsunamis Altura de la ola (m) Mes/días/años 1:? Horas

Otros indicadores considerados pero que no se han incluido en la tabla incluyen: las repeticiones

del mismo evento (para el caso de eventos sísmicos), el número de eventos combinados al mismo tiempo, número de eventos que superan registros históricos y número de registros en la base de datos.

Otros eventos considerados y no incluidos aun en la tabla son el ascenso del nivel del mar, las desglaciaciones, la desertificación, el diapirismo lodos, la sobre explotación de recursos, las plagas, la contaminación (atmosférica, aguas, suelos) y la licuación suelos

En la Tabla 2 se han identificado tres componentes de impacto: el social, el económico y el ambiental. Los tres están relacionados entre sí, por tanto esta clasificación se ha establecido únicamente por motivos prácticos para la obtención de información dado que diferentes instituciones suelen documentar los diferentes impactos. Así mismo, dentro de cada componente se han identificado sub‐componentes que permiten escoger los indicadores según la unidad/ente de impacto previamente identificado. Tabla 2. Ejemplo de indicadores propuestos para la evaluación del impacto

Componente IndicadoresSocial Personas Número de muertos

Número de heridos

Infraestructura Número de viviendas destruidas


893

Líneas vitales destruidas

Económico Sectores productivos Millones de dólares en perdidas

Agropecuario forestal Áreas afectadas

Pérdidas económicas

Industria y comercio Pérdidas económicas

Infraestructura prioritaria Pérdidas en salud

Pérdidas en educación

Pérdidas en Socorro

Gobierno

Comunitaria

Otras infraestructuras

Ambiental Ecosistemas Hectáreas de ecosistemas afectadas

Número de ecosistemas destruidos

Contaminación Km de tierra contaminada

En la Tabla 3 se entiende como indicadores para la gestión todas aquellas medidas que pretendan

disminuir el riesgo, vulnerabilidad y amenaza de los fenómenos naturales, así mismo aquellas medidas de atención durante un evento y de reconstrucción post‐evento. Las columnas de la izquierda representan cada una de esas medidas (prevención, protección, atención y reconstrucción), las columnas del medio indican el tipo de medida identificada y las columnas de la derecha el indicador respectivo a cada medida.

En la Tabla 4 aunque se reconoce que la vulnerabilidad de las zonas costeras a los desastres naturales esta intrínsecamente relacionada con la exposición, el impacto y la capacidad de respuesta, por motivos prácticos en la obtención de información se han identificado 5 componentes de la vulnerabilidad.

Los trabajos de Blaikie et al. (1994), Klein y Nicholls (1999), Turner et al. (2003), Adger (2006), Navarrete et al. (2007) y Ionescu et al. (2009), entre otros, discuten los conceptos de vulnerabilidad y resiliencia, y hay también cientos de métodos que pretenden evaluar la vulnerabilidad de las zonas costeras principalmente frente el aumento del nivel del mar. Por tanto, este trabajo no se concentra en la discusión conceptual pero entiende que la vulnerabilidad y resiliencia en este contexto incluyen el impacto que los fenómenos naturales pueden causar a las comunidades costeras y el medio físico y la capacidad de respuesta a corto, mediano y largo plazo de los mismos. Por ello, se incluyen dentro de esta tabla medidas que podrían disminuir la vulnerabilidad a los desastres o aumentar la resiliencia y que también podrían ser consideradas indicadores de gestión para la prevención de futuros eventos o la reconstrucción.

En general se observa que la retroalimentación del sistema permitirá eventualmente mejorar la eficacia en la gestión y así disminuir la vulnerabilidad a los desastres naturales.

Tabla 3. Ejemplo de indicadores propuestos para la evaluación de la gestión Medidas Objetivo Indicador

Medidas de prevención orientadas a reducir la amenaza

Prevención educativa Presupuesto destinado a la formación académica en prevención de desastres

Sensibilización publica Número de personas que han asistido a programas de prevención

Esfuerzo de investigación Presupuesto dedicado a la investigación en vulnerabilidades, amenazas, desastres naturales del organismo

Reducción de la magnitud de la amenaza

Presupuesto destinado a ayudas a personas/industrias/empresas destinados a la reducción de emisión de CO2


894

Medidas de mitigación del impacto (planificación, reducir vulnerabilidad)

Medidas de defensa duras

Costo de las medidas de defensa ejecutadas

Medidas de defensa blandas Presupuesto destinado a las medidas de defensa en los planes de desarrollo

Medidas de adaptación (mantenimiento)

No. de campañas anuales de mantenimiento de las redes de drenaje

Medidas de reasentamiento Presupuesto destinado a reasentamiento

Atención Medidas de Alerta/aviso No. de alertas realizadas

Medidas de evacuación No. de vías de evacuación

Medidas de salvamento y defensa

No. de personas capacitadas para operaciones de salvamento

Reconstrucción Medidas de recuperación ambiental

Presupuesto invertido en la recuperación ambiental

Medidas de recuperación social

No. de programas de atención postraumática

Medidas de recuperación de infraestructura

Km de vías reconstruidos

Medidas de recuperación de la economía

Subsidios

Tabla 4. Ejemplo de indicadores propuestos para la evaluación de la vulnerabilidad y resiliencia

Componente Indicador de vulnerabilidad//resiliencia Social Número de personas capacitadas en prevención a desastres

Económico Presupuesto destinado a obras de adaptación

Ambiental Hectáreas de ecosistemas restauradas

Política No de licencias de construcción revocadas por estar en zonas de riesgo

Infraestructura No. de infraestructura primaria reforzada

4. DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES

Es evidente que existe una necesidad urgente de identificar iniciativas y estrategias para la prevención a desastres en las áreas costeras a nivel local, nacional, regional y global. Estas estrategias deberían estar acorde con las características físicas y socio‐económicas de cada área en particular. Así mismo son necesarias medidas claras que permitan hacer el seguimiento de la gestión de riesgos y de la eficacia de las estrategias de prevención, atención y reconstrucción propuestas.

Esta discusión y sus conclusiones se centran en tres aspectos principales: la herramienta propuesta, la gestión de riesgo como tal y cuestiones emergentes de esta investigación.

• La integración de las estrategias de manejo integrada de zonas costeras y la gestión para la reducción de riesgo a través indicadores integrados en un sistema de calidad podría:

o Contribuir al conocimiento existente de los desastres naturales y sus consecuencias en los asentamientos costeros

o Proporcionar una herramienta basada en indicadores útiles para la gestión de reducción de riesgos, aplicable a las zonas costeras y que incluyan los componentes físico, social, económico y ambiental

o Proporcionar un protocolo o herramienta que permita la autoevaluación periódica a través del cual las agencias e instituciones involucradas en la gestión de riesgo puedan identificar aquellas áreas de su trabajo que necesitan mayor esfuerzo o atención, ya sean entidades encargadas de la producción de información para la planificación y prevención o de la prestación de servicios de emergencia durante un evento.

o Identificar qué entidades y bajo qué parámetros técnicos están realizando los estudios de prevención, vulnerabilidad y propuestas de respuestas


895

o Identificar también el tipo de información que se está utilizando para estos fines o Permitir la integración operativa de los diferentes programas involucrados con la gestión

al riesgo en diferentes instituciones. • El uso de indicadores cuantitativos y comparables permite identificar tendencias y aplicar

criterios de eficiencia en la recolección y análisis de información, así como definir criterios para la gestión según los resultados encontrados y diseñar soluciones para mejorar la eficacia en la gestión. Por un lado se reducen así las consecuencias de los fenómenos naturales extremos y por el otro se incrementar la capacidad de respuesta y recuperación durante los eventos.

De la revisión bibliográfica e institucional realizada para el desarrollo de los indicadores propuestos y del diseño de los indicadores para la gestión de riesgo se concluye que:

• Es necesario identificar y esclarecer el papel de las instituciones involucradas en las diferentes etapas de la gestión de riesgo. Se observa que muchas entidades podrían estar involucradas (i.e. planificación, desarrollo territorial, fuerzas militares, medio ambiente) y las responsabilidades de cada una no estar bien definidas

• Es posible que la información arriba referenciada exista, pero puede no ser de fácil acceso, es por tanto recomendado hacer esta labor de forma coordinada con las instituciones que producen la información y aquellas que la analizan

• Se ha argumentado que el uso de indicadores en general puede simplificar la realidad, pero en este caso, no sería un inconveniente puesto que los indicadores propuestos no pretenden reflejar la realidad física de los desastres naturales (su entendimiento, o las características o respuestas biológicas, físicas o sociales) sino la gestión de las instituciones según sus responsabilidades frente a dichos desastres.

• Sin embargo es importante aclarar que la implementación de la herramienta depende de la información disponible y de la capacidad de colaboración de las entidades responsables. Se parte de un estudio base actual que puede ser revisado periódicamente y a través del cual se pueden identificar aquellas áreas donde la información (cantidad y calidad) ha mejorado.

• Sistemas más eficaces de gestión de riesgo conllevaran directamente a una reducción de la vulnerabilidad a los desastres costeros y por otro lado son iniciativas que fomentan la planificación acorde con las dinámicas físicas y ambientales y por tanto con la adaptación al cambio climático o cualquier otro cambio de las condiciones ambientales.

El análisis de los sistemas de gestión de riesgo y el diseño de la matriz e indicadores propuestos ha originado otras inquietudes entre las que se incluyen:

• La aparente desintegración de la planificación territorial con las estrategias de manejo integrado de zonas costeras y las iniciativas de reducción de riesgo.

• La escasez de vínculos observados entre las entidades con responsabilidades de planificación y desarrollo del territorio con las entidades encargadas de la gestión de riesgo. Pareciera que las entidades con injerencia en el desarrollo rural y la planificación urbana pudiesen estar desligadas completamente de estos procesos a pesar de promover la protección del medio ambiente, el desarrollo sostenible.

• Aunque el objetivo principal de este estudio no es evaluar a las instituciones, los resultados de la implementación de la matriz podrán ser utilizados para realizar una evaluación de vulnerabilidad de las instituciones relacionadas con la gestión del riesgo.

Por último, haciendo mención específica al interés socio‐político actual en la adaptación de la región al cambio climático, consideramos que es necesario incluir el tema de adaptación en cualquier estrategia de gestión de riesgo y por tanto es conveniente la identificación de los posibles impactos en la región. Dichos impactos derivaran de los cambios en las condiciones ambientales que han sido relacionados con el cambio climático: cambio en las temperaturas, cambio en los patrones de precipitación, aumento en el nivel del mar y acidificación del océano. El cambio climático es un evento continuo, sin embargo sus impactos, particularmente los relacionados con la precipitación, temperatura y aumento en el nivel del mar van a ver vistos principalmente a través de cambios en los patrones de los fenómenos naturales, es por tanto que una gestión eficaz al riesgo de fenómenos


896

naturales favorecerá tanto a la gestión del riesgo en sí, como a los procesos de adaptación al cambio climático.

BIBLIOGRAFIA • Adger, W. N. 2006. Vulnerability. Global Environmental Change, 16: 268‐281. • Alongi, D.M. 2008. Mangrove forests: resilience, protection from tsunamis, and responses to global climate change. Estuarine, Coastal and Shelf Science 76:11‐13. • Blaikie, P., Cannon, T., Davis, I., y Wisner, B. 1994. At Risk: Natural Hazards, People’s Vulnerability and Disasters. Routledge. New York. USA. • Friess, D., Möller, I., y Spencer, T. 2008. Managed Re‐alignment and the Re‐establishment of Saltmarsh Habitat, UK. In: The Role of Environmental Management in Disaster Risk Reduction and Climate Change Adaptation. ProAct Network. Switzerland. • INVEMAR, 2003. Definición de la Vulnerabilidad de los sistemas bio‐geofísicos y socioeconómicos debido a un cambio en el nivel del mar en la zona costera colombiana y medidas para su adaptación. Santa Marta. Colombia. • Ionescu, C., Klein, R.J., Hinkel, J., Kumar, K., y Klein, R. 2009. Towards a Formal Framework of Vulnerability to Climate Change. Environmental Modeling & Assessment 14:1–16. • Kaplan, M., Renaud F.G. y Lüchters, G. 2009. Vulnerability assessment and protective effects of coastal vegetation during the 2004 Tsunami in Sri Lanka. Nat. Hazards Earth Syst. Sci., 9: 1479–1494. • Klein R.J.T., y Nicholls, R.J. 1999. Assessment of coastal vulnerability to climate change. Ambio 28: 182‐187. • Lacambra C. 2009. Ecosystem‐Inclusive Coastal Vulnerability Assessment. PhD Thesis. Geography Department. University of Cambridge. Cambridge UK. 476 pp • Lacambra, C. y Zahedi, K. 2010. Climate Change, Natural Hazards and Coastal Ecosystems in Latin‐America: a framework for analysis. In: Hans Günter Brauch, H; Oswald Spring, U; Grin, J., Mesjasz, C; Kameri‐Mbote, P., Chadha Behera, N., Chourou, B; Krummenacher, H. Facing Global Environmental Change. Environmental, Human, Energy, Food, Health and Water Security Concepts. Hexagon Series on Human and Environmental Security and Peace. • Marulanda, M., Cardona O.D. y Barbat, A. 2008. Revealing the impact of small disasters to the Economic and social development. The need of a proposal to cover the losses of low‐income people and a Framework to measure and reduce the vulnerability. Source 10: 110‐120. • McGranahan, G. Balk, D., y Anderson, B. 2007. The rising tide: assessing the risks of climate change and human settlements in low elevation coastal zones. Environment and Urbanization 19:17‐37. • Navarrete, D.M., Gomez, J.J., y Gallopín, G. 2007. Syndromes of sustainability of development for assessing the vulnerability of coupled human–environmental systems. The case of hydrometeorological disasters in Central America and the Caribbean Global. Environmental Change 17: 207‐217. • Nicholls R. J., y Wong, P.P. 2007. Coastal Systems and Low‐lying Areas. In: Parry M. L., Canziani O. F., Palutikof J. P., van der Linden P. J. and Hanson C. E. (eds.). Climate Change 2007: Impacts, Adaptation and Vulnerability. Contribution of Working Group II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge University Press. 315‐356. • Ortiz Perez, M., y Mendez Linares, A. 2001. Repercusiones del ascenso del nivel del mar en el litoral del Golfo de México. in Gay, C. (ed.): México: una visión hacia el siglo XXI. El cambio climático en México. INE, U.S. Country Studies Program, UNAM, México. 73‐85. • PNUD, 2007. Informe de Desarrollo Humano. Lucha contra el cambio climático: Solidaridad frente a un mundo dividido. Nueva York. USA. • Szlafsztein, C., y Sterr, H. 2007. A GIS‐based vulnerability assessment of coastal natural hazards, state of Pará, Brazil. Journal of Coastal Conservation 11: 53‐66.


897

• Spalding, M., Ruffo, S., Lacambra, C., Meliane, I., Zeitlin, H., Shepard, C., y Beck, M. (in press). The role of ecosystems in coastal protection: adapting to climate change and coastal hazards. Ocean & Coastal Management. • Turner B.L., Kasperson, R.E., Matson, P.A.., McCarthy, J.J., Corell, R. W., Christensen, L., Eckley, N., Kasperson, J. X., Luers, A., Martello, M. L., Polsky, C., Pulsipher, A., y Schiller, A. 2003. A framework for vulnerability analysis in sustainability science. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 100: 8074‐8079.


898

2.51. UTILIZACIÓN DE COMUNIDADES DE MACROALGAS PARA LA ESTIMACIÓN DEL ESTADO ECOLÓGICO DE LAS AGUAS COSTERAS DE

ANDALUCÍA

R. Bermejo, G. de la Fuente, JJ. Vergara, I. Hernández Departamento de Biología (Área de Ecología). Facultad de Ciencias del Mar, Universidad de Cádiz, Apdo. 40, 11510, Puerto Real, Cádiz, España. [email protected], [email protected], [email protected], [email protected] Palabras Clave: Calidad del agua, Macroalgas, Indicadores de Calidad Biológica, Directiva Marco del Agua. RESUMEN

De acuerdo con la Directiva Marco del Agua (DMA), el estado ecológico de las masas de agua costeras de Europa se evalúa mediante diferentes elementos de calidad biológicos. Uno de los tres elementos de calidad propuestos se basa en la composición y abundancia de las comunidades de macroalgas marinas. Debido a las diferencias biogeográficas existentes a lo largo de las costas europeas, se han definido seis grandes ecorregiones (Atlántico, Báltico, Mar del Norte, Mar de Barents, Mar de Noruega y Mediterráneo). En aguas costeras atlánticas, se han propuesto tres indicadores del estado ecológico basados en macroalgas de intermareales rocosos: el RSL (Reduced Species List), el CFR (Calidad de Fondos Rocosos) y el MarMAT (Marine Macroalgae Assessment Tool). Para el Mediterráneo han sido dos los índices propuestos: el CARLIT (CARtography LITtoral) y el EEI (Ecological Evaluation Index). En este contexto, la situación de Andalucía, como zona de transición entre el Atlántico y el Mediterráneo, presenta una serie de dificultades, tanto técnicas como conceptuales, a la hora de abordar su estudio; ya que, al pertenecer sus aguas a dos ecorregiones diferentes, su evaluación puede llevarse a cabo hasta con cinco índices distintos. Por otra parte, la existencia de un gradiente natural a lo largo de estas costas interfiere en los valores de los indicadores, y hace necesaria la definición de varias condiciones de referencia para evaluar el estado ecológico. Estas dificultades han supuesto, sin embargo, una serie de oportunidades, puesto que la situación geográfica de Andalucía permite comparar los índices desarrollados ‐tanto para el Atlántico como para el Mediterráneo‐ en la región del estrecho de Gibraltar. Este trabajo es una revisión de la labor que se viene realizando en este ámbito desde el año 2006 hasta la actualidad, y está basado en varios trabajos previos organizados en cuatro puntos: i) Comparación de los índices CFR y RSL en las costas de Cádiz; ii) Adaptación del índice RSL a la costas atlánticas del sur de España; iii) Comparación de los índices EEI y CARLIT en el Mediterráneo andaluz; iv) Adaptación del índice CARLIT a las costas mediterráneas del sur de España. A partir de los resultados obtenidos, se propone el índice RSL como el más adecuado para la evaluación del estado ecológico de las aguas costeras atlánticas de Andalucía, y el índice CARLIT para las aguas Mediterráneas del mar de Alborán. Además, gracias a la aplicación de estos indicadores, se han identificado nuevas especies no citadas para la costa gaditana o andaluza, y se han realizado las cartografías de las comunidades intermareales del Parque Natural del Estrecho y el Paraje Natural de Maro Cerro‐Gordo, información que puede ser muy útil para la gestión de estos Espacios Naturales Protegidos.


899

1.INTRODUCCIÓN Muchos organismos e instituciones, tanto a nivel nacional como internacional, consideran la

elevada densidad poblacional, la urbanización, la agricultura, el turismo, la industria, la pesca y el transporte marítimo como las principales presiones a las que el ser humano somete a la zona costera (Casazza et al., 2002; EEA, 1999; UNEP, 1996). Estas presiones pueden cambiar las condiciones ambientales, dando lugar a muchas y variadas formas de polución (p.e. acidificación, eutrofización, invasión de especies exóticas, polución por compuestos orgánicos y materia orgánica) que provocan, finalmente, la degradación del medio. En este sentido, una de las principales razones que explican la regresión o degradación de determinados ecosistemas marinos costeros es el aumento en la concentración de nutrientes y materia orgánica en las aguas costeras como consecuencia de los vertidos de aguas residuales urbanas (Flechter, 1996; Hering et al. 2010) identifican la eutrofización como la presión antrópica más importante sobre estos ecosistemas marinos europeos, siendo la reducción en las entradas de nutrientes al ecosistema la principal medida de restauración. La eutrofización es capaz de alterar la distribución de la luz en la columna de agua y el tipo de sustrato (Nielsen et al., 2002), simplificando la complejidad estructural de las comunidades (Arévalo et al., 2007). Además de la eutrofización, otra importante preocupación en los ecosistemas costeros es el incremento en los niveles de metales pesados ligado a actividades humanas. De hecho, las entradas de metales pesados debidas a la acción del hombre han sido estimadas mil veces superiores a las naturales en algunos ecosistemas acuáticos (Chase et al., 2001; Gheggour et al., 2002). Por estos motivos, nutrientes, turbidez y metales pesados son las variables más comúnmente utilizadas para definir la calidad del agua. Sin embargo, aunque el análisis de las muestras de aguas ofrece una información muy precisa, esta es a su vez muy local y efímera. Los bioindicadores presentan una serie de ventajas muy interesantes al compararlos con los indicadores físico‐químicos. La primera y más importante es que permiten una medida directa de los efectos de la contaminación sobre los organismos vivos, que es lo que en la mayoría de las ocasiones se persigue cuando se mide la concentración de un contaminante en el medio marino. También permiten conocer la persistencia de los contaminantes en los organismos, una vez que estos han podido desaparecer del medio y no pueden ser medidos por métodos físico‐químicos (Licata et al., 2004). Además, eliminan los problemas de fluctuación en los niveles de contaminantes asociados al movimiento del agua, que ocurren cuando se realiza una medida directa de estos y que obligan al investigador a realizar varias medidas en un corto intervalo de tiempo (Ostapczuk et al., 1997). Por ello, y con el objeto de controlar y evitar el futuro deterioro de los hábitats marinos, la Directiva Marco del Agua (DMA) obliga a la evaluación del estado ecológico de las aguas superficiales a partir de elementos de calidad biológicos, para implementar los planes de gestión necesarios para preservar la calidad del agua y su estado ecológico. En el marco de la DMA, el concepto de “estado ecológico” se define como la expresión de la calidad de la estructura y el funcionamiento de los ecosistemas acuáticos asociados a las aguas superficiales; y se clasifica, con arreglo al anexo V de la DMA, en 5 categorías: malo, deficiente, aceptable, bueno o muy bueno (DMA, 2000/60/EC). En el caso de las masas de aguas costeras, se han propuesto cuatro elementos de calidad biológicos (BQE o “Biological Quality Element") para definir el estado ecológico: fitoplancton, invertebrados bentónicos, macroalgas y angiospermas marinas.

Todos los indicadores deberán ser expresados, según la DMA, en un rango numérico que vaya desde 0 a 1 (EQR o “Ecological Quality Ratio”), siendo 1 el valor de referencia indicador de un estado ecológico óptimo. Al no existir, en la mayor parte de las costas europeas, registros históricos completos y adecuados referidos a estos BQE, la DMA propone establecer el valor de referencia a partir de los valores obtenidos en lugares poco perturbados por la acción del hombre.

A lo largo de la costa europea, pueden identificarse diferentes regiones o subregiones biogeográficas muy diferentes entre sí, lo que dificulta o imposibilita que índices basados en cualquiera de los BQE puedan ser utilizados para todas las aguas costeras europeas. Por tanto, se han desarrollado distintos indicadores del estado ecológico para ámbitos geográficos restringidos. Con el fin de asegurar cierta consistencia en los resultados, los indicadores basados en un mismo tipo de


900

organismo y hábitat deberán ser intercalibrados entre sí. En caso de querer aplicar un indicador del estado ecológico, desarrollado para un determinado ámbito geográfico, en otra región o subregión, el bioindicador deberá ser adaptado a las particularidades del nuevo lugar. Para las aguas costeras europeas, con objeto de intercalibrar diferentes indicadores basados en un mismo tipo de organismo y hábitat, se han diferenciado seis grandes ecorregiones (Atlántico, Báltico, Mar del Norte, Mar de Barents Mar de Noruega y Mediterráneo) y, dentro de cada región, se han clasificado sus aguas en función de una serie de variables ambientales para delimitar los diferentes hábitats (IES, 2009). Sin embargo, a pesar de lo práctico de la clasificación, esta no es siempre adecuada ni tiene por qué coincidir para todos los BQE. Guinda et al. (2008) señalan que, aunque la DMA considera todo el noroeste atlántico como una sola ecorregión, los ecosistemas presentes en la costa ibérica son claramente diferentes a los de aguas más septentrionales (EEA, 2006). Por otra parte, a pesar de estar incluido el mar de Alborán dentro de la ecorregión mediterránea (IES, 2009), este posee una serie de particularidades biogeográficas que hacen necesario definir unas condiciones de referencia diferentes a las utilizadas en el Mediterráneo occidental (Ballesteros et al., 2007). Esto es debido a la especial situación de Andalucía como zona de transición entre el Atlántico y el Mediterráneo, lo que da lugar a la existencia de un gradiente en las condiciones naturales que afectan al desarrollo de las comunidades fitobentónicas.

Los macrófitos bentónicos se consideran como buenos indicadores de la calidad del agua (Borowitzka, 1972; Díez, 1999). Una de las características que hacen de los macrófitos buenos bioindicadores es el carácter sésil de la mayoría de estos. Ello permite integrar los efectos a largo plazo de la exposición a nutrientes u otros contaminantes que provocan un descenso en la biomasa de especies sensibles, las cuales son reemplazadas por especies resistentes u oportunistas (Murray y Littler, 1978; Díez et al., 1999). Por tanto, el estudio de las comunidades de macroalgas puede ser muy útil a la hora de analizar cambios en la calidad del agua (Firweather, 1990). Por ello, para estimar el estado ecológico de las aguas costeras, la DMA propone, entre otros BQE, la utilización de la composición y abundancia de macroalgas.

En relación con las aguas costeras atlánticas y mediterráneas, se han propuesto cinco indicadores del estado ecológico basados en la utilización de macroalgas en intermareales rocosos, tres para el Atlántico [el RSL “Reduced Species List” (Wells et al., 2007; Wells, 2008), el CFR “Calidad de Fondos Rocosos” (Juanes et al., 2008) y el P‐MarMAT “Portuguese Marine Macroalgae Assessment Tool” (IES, 2009)] y dos para el Mediterráneo [el CARLIT "CARtografía LIToral" (Ballesteros et al. 2007) y el EEI "Ecological Evaluation Index" (Orfanidis et al., 2001; Orfanidis et al. 2003; Orfanidis et al., 2011)].

Aunque, como se ha comentado anteriormente, la comunidad internacional ha venido realizando un importante esfuerzo en el seguimiento de la evolución y distribución de numerosos contaminantes, estos datos no están siempre disponibles para el investigador, o no son adecuados o suficientes para definir un estado ecológico preliminar o identificar fuentes de contaminación. Por este motivo y con objeto de intercalibrar indicadores entre lugares geográficamente alejados, se han propuesto diferentes sistemas de puntuación basados en el análisis de fotografías aéreas para cuantificar las presiones humanas que afectan a un área. Siguiendo esta metodología, durante el proceso de intercalibración se han propuesto diferentes sistemas de puntuación para el Atlántico y el Mediterráneo, que permiten la identificación de zonas de referencia y cuantificar las presiones humanas a las que está sometida un área. En el caso del Atlántico, el sistema de puntuación está dividido en tres apartados (JRC, 2011b): i) Distancia a vertidos de aguas residuales; ii) Distancia a vertidos industriales; iii) Contaminación difusa. El valor final del índice varía de 0 a 11, correspondiendo 0 a un lugar no perturbado y 11 al lugar más degradado posible. Por otra parte, en el caso del Mediterráneo, se ha apostado por el índice LUSI (Land Used Simplified Index; Flo et al., no publicado), el cual, en lugar de considerar distancias a fuentes puntuales de contaminación, utiliza el porcentaje de superficie ocupada por diversas actividades humanas (urbanización, agricultura intensiva e industria) para estimar el valor de las presiones antrópicas. El valor de este índice oscila entre 0 y 8,75, siendo el valor 0 propio de áreas en las que no existen presiones humanas.

El objeto de este trabajo es presentar una revisión de la labor que viene realizando nuestro grupo de investigación en este ámbito, y está basado en varios trabajos previos organizados en cuatro


901

puntos: i) Comparación de los índices CFR y RSL en las costas de Cádiz; ii) Adaptación del índice RSL a la costas atlánticas del sur de España; iii) Comparación de los índices EEI y CARLIT en el Mediterráneo andaluz; iv) Adaptación del índice CARLIT a las costas mediterráneas del sur de España.

2.ÁREA DE ESTUDIO

La costa andaluza (Fig. 1) está situada entre los 36º y los 37,4º de latitud Norte, y del 1,6º a los

7,4º de longitud Este, en la región más meridional de Europa. De sus cerca de 690 kilómetros de longitud, 235 están bañados por el océano Atlántico y 465 por el mar Mediterráneo. Esta posición, entre dos grandes masas de agua con unas características dinámicas y físico‐químicas tan diferentes (Cano, 1977; Cano 1978), y las peculiaridades orográficas en superficie y profundidad de esta región se traducen en una serie de condiciones oceanográficas (Cano et al., 1997; García‐Lafuente et al., 1998; García‐Lafuente y Ruíz, 2007) y meteorológicas complejas, que afectan a la ecología y distribución de las algas en la zona (Conde, 1989; Seoane‐Camba, 1965). Buen ejemplo de esto son las diferencias en la amplitud mareal máxima, la cual varía a lo largo del litoral desde los aproximadamente 1,9 m de Isla Cristina hasta los 0,2 m de Almería; las marcadas diferencias en la climatología, existentes entre las costas orientales y occidentales; la presencia de ciertos afloramientos de agua profunda a lo largo de la costa, que incrementan la cantidad de nutrientes y disminuyen la temperatura del agua (García‐Lafuente et al., 1998; García‐Lafuente y Ruíz, 2007); o la presencia de grandes ríos en la fachada atlántica andaluza. Por tanto, considerando todos estos factores ambientales, así como algunos estudios biogeográficos y ecológicos previos de esta región (Álvarez‐Cobelas et al., 1989; Conde 1989; Ballesteros y Pinedo, 2001; Bermejo et al., 2012; Bermejo et al., no publicado), la costa andaluza podría dividirse provisionalmente en tres grandes sectores:

Figura 1. Sectorización biogeográfica de las costas andaluzas

.

1. Atlántico‐ Comprendería desde la desembocadura del Guadiana hasta la Punta de la Plata (Cádiz)

2. Alborán‐ Este sector se extendería entre la Punta de la Plata y algún lugar comprendido entre Cala Rijana y Guardias Viejas, en la provincias de Granada y Almería, respectivamente.

3. Mediterráneo‐ Se extendería desde algún punto situado entre Cala Rijana y Guardias Viejas hasta el límite con la Región de Murcia.

3.ÍNDICES PROPUESTOS 3.1.Reduced Species List: El índice RSL (Wells et al., 2007) calcula el estado ecológico de la localidad a partir del número de taxa presentes de una lista reducida de especies en un


902

intermareal. Este cálculo se realiza utilizando cinco elementos: i) Riqueza específica, corregida en función de las características que presente el intermareal; ii) Proporción de algas rojas; iii) Proporción de algas verdes; iv) Razón ESG (Ecological Status Group); v) Proporción de algas oportunistas. Este índice ha sido el oficialmente adoptado por el Reino Unido, Noruega e Irlanda. Sin embargo, su adecuación a la DMA ha sido puesta en tela de juicio (sin que hasta la fecha se haya tomado una resolución definitiva), pues no considera la abundancia en ninguno de los elementos que utiliza para definir el estado ecológico, como la citada directiva recomienda. 3.2.Calidad de Fondos Rocosos: El índice CFR (Juanes et al., 2008) estima el estado ecológico a partir de diferentes medidas de cobertura en al menos tres transectos, paralelos a la costa, de cinco metros, localizados entre la zona intermareal media y baja (en el caso del intermareal, pues este método también puede ser aplicado en el submareal). Inicialmente, este índice se basaba en cuatro elementos para la evaluación del estado ecológico (Juanes et al., 2008); pero, en las últimas modificaciones propuestas por Guinda et al. (2008), se eliminó el estado fisiológico de la comunidad (desarrollo reducido de los frondes de las macroalgas características, despigmentación, baja densidad de individuos, daños físicos…), al ser muy complicada y subjetiva su valoración. Actualmente, los elementos utilizados son tres: i) Recubrimiento de macroalgas características en el intermareal; ii) Cobertura de especies oportunistas; iii) Riqueza específica de macroalgas características. En la actualidad, este indicador ha sido oficialmente recomendado para su uso en las aguas atlánticas españolas a través de la orden ARM 2656/2008, por la que se aprueba la instrucción de la planificación hidrológica. 3.3.Marine Macroalgae Assessment Tool: El índice MarMAT (IES, 2009) utiliza los mismos elementos que el índice RSL más la cobertura de algas oportunistas. Si bien, en la última modificación de Neto et al. (no publicado), sustituye el porcentaje de algas rojas por el número de taxa de algas rojas, el cual parece más adecuado para las regiones del sur de Europa (Bermejo et al., 2012; Guinda et al., 2008). 3.4.Cartografía Litoral: El índice CARLIT (Ballesteros et al., 2007) evalúa el estado ecológico a partir de la cartografía de las comunidades de macroalgas existentes en el intermareal y submareal cercano de un determinado tramo de costa rocosa. Para ello, clasifica las diferentes comunidades en nueve categorías según su sensibilidad a las presiones ambientales y humanas, corrigiendo el valor de sensibilidad en función de diferentes situaciones geomorfológicas (p.e. tipo de costa y naturaleza del substrato) que afectarán de forma natural al desarrollo de las comunidades algales. 3.5.Ecological Evaluation Index: El índice EEI (Orfanidis et al., 2001) calcula el estado ecológico de una comunidad a partir de la medida de cobertura de las diferentes especies presentes en tres áreas de 20 x 20 cm. Para ello, clasifica las especies en dos categorías de estado ecológico: ESG‐I (especies pertenecientes a estados sucesionales avanzados) y ESG‐II (especies oportunistas), basándose en rasgos morfológicos; y, a partir del porcentaje de cobertura de especies pertenecientes a cada categoría, calcula el estado ecológico. Durante el proceso de intercalibración, se han puesto de manifiesto problemas teóricos para la

aplicación del índice dentro de la DMA, puesto que la métrica de este índice era discreta y no continua, por lo que no podía ser expresado como EQR. Para solucionar este problema, Orfanidis et al. (2011) han propuesto algunas modificaciones en el cálculo del índice, que permiten expresar el resultado de la estimación del valor ecológico de forma continua (Ecological Evaluation Index continuous formula; EEIc).

4.COMPARACIÓN DEL “CFR” Y “RSL” EN LA COSTA GADITANA

Con el objeto de comparar los índices CFR y RSL a lo largo de la costa atlántica andaluza (Bermejo,

2009), se muestrearon 18 localidades entre Chipiona y Algeciras. Es de destacar que la metodología del CFR fue modificada, utilizando para la estimación de la cobertura un área de 40 x 40 cm lanzada


903

al azar en la zona inferior media del intermareal, en lugar de los tres transectos de 5 metros propuestos por Juanes et al. (2008). En el caso del índice RSL, se diseñó una nueva lista reducida de especies para Andalucía, considerando criterios como la estacionalidad, la sensibilidad a la contaminación y la facilidad para su determinación taxonómica (Bermejo, 2009; Bermejo et al., 2012).

Para poder calibrar y evaluar la respuesta de estos índices a las presiones de origen humano, las diferentes localidades se clasificaron por un grupo de expertos atendiendo a la distancia a puntos de vertido, puertos o núcleos urbanos (Wells et al., 2007; Guinda et al., 2008). Al no existir, o no haberse localizado, lugares en los que existiera una clara degradación del hábitat, se clasificaron las localidades muestreadas en tres de los cinco grupos establecidos por la DMA: aceptable, bueno y muy bueno.

Una vez calibrados los índices CFR y RSL, utilizando los elementos propuestos por Guinda et al. (2008) y Wells et al. (2007), respectivamente, se procedió a su comparación (tabla 1). Tabla 1. Coincidencia‐no coincidencia para cada índice utilizado, con respecto al estado estimado por el panel de expertos. En trama de gris, número de localidades clasificadas de forma coincidente

para cada estado ecológico

Índice Estado

Predicción Aceptable Bueno Muy Bueno Total

RSL Aceptable 4 0 0 4 Bueno 0 8 2 10 Muy Bueno 0 2 3 5

CFR

Deficiente 2 1 0 3 Aceptable 0 1 1 2 Bueno 1 3 0 4 Muy Bueno 1 5 4 10

El índice RSL mostró unos resultados más acordes a los obtenidos por el comité de expertos, con un 80% de coincidencia, como se observa en la tabla 1. En cambio, el CFR mostró unos resultados muy diferentes a los esperados para las distintas localidades, con un porcentaje de coincidencias del 36,8% (tabla 1). Además, este índice presentó mayores divergencias y un comportamiento más irregular con respecto al estado ecológico preliminar (tabla 1), llegando a clasificar como deficientes localidades definidas previamente como en un estado ecológico bueno, o muy bueno localidades definidas con un estado aceptable.

Por lo tanto, de este estudio se extrajeron las siguientes conclusiones: 1. El indicador RSL presentó una mejor aproximación al estado ecológico del litoral atlántico

andaluz frente al indicador CFR. 2. El RSL es menos sensible a perturbaciones ambientales e integra la información a una escala

espacio‐temporal mayor, mientras que el CFR es más sensible a los cambios ambientales y viene referido a una escala espacio‐temporal menor.

3. Los desajustes en el índice CFR podrían ser atribuidos a la metodología utilizada para el cálculo de la cobertura de especies (variabilidad espacial; Wells, 2002), a la estocasticidad en la abundancia de algunas especies estacionales o efímeras como la mayoría de las Ulváceas (variabilidad temporal; Wells, 2002; Wells y Wilkinson, 2003), o a la variación en la abundancia de especies características debido a fenómenos locales (pendiente, orientación, abrasión, enterramiento…). Por tanto, en el caso de la costa atlántica andaluza, el considerar la abundancia parece introducir una variabilidad natural que no permite detectar cambios en las comunidades de macrófitos relacionados con las presiones humanas.

5.ADAPTACIÓN DEL “RSL” A LAS COSTAS ATLÁNTICAS DE ANDALUCÍA

Con el objeto de mejorar la adaptación del índice RSL a la costa atlántica andaluza, se estudiaron 19 localidades situadas en la costa gaditana (16 en la ecorregión atlántica y 3 en la ecorregión


904

mediterránea). Para ello, se clasificaron estas localidades en los cinco estados propuestos por la DMA. Esta clasificación se realizó utilizando datos de nutrientes (amonio, nitrato, nitrito, fosfato), turbidez (sólidos en suspensión) y metales pesados (índice de contenido metálico, ICM), en lugar de la opinión de un panel de expertos. A partir de esta clasificación, se calibró el índice y se propusieron algunas modificaciones en los elementos que lo conforman: i) Se sustituyó la proporción de algas rojas por el número de especies de algas rojas, el cual es más sensible a la calidad del agua en el sur de Europa (Guinda et al., 2008; Bermejo et al., 2012; Neto et al., no publicado); ii) La ratio ESG fue sustituida por el porcentaje ESG cuyo valor se encuentra limitado entre 0 y 1, lo que facilita los cálculos (Hernández, 2008; Ivesa et al., 2009); iii) Se clasificaron las especies como ESG‐I o ESG‐II, atendiendo a características ecológicas en lugar de morfológicas.

Posteriormente, se cuantificaron las presiones humanas a las que están sometidas las 19 localidades según el sistema de puntuación propuesto por el grupo de intercalibración para el Atlántico Noreste (NEA‐GIG) (JRC, 2011), y se compararon con los valores de EQR‐RSL obtenidos para comprobar la sensibilidad del índice (figura 2).

Como se observa en la figura 2, la relación entre el valor estimado para las presiones y el valor EQR indica que el índice RSL adaptado fue suficientemente sensible, mostrando la tendencia esperada y una correlación significativa (r = ‐0,861, p< 0,001, considerando todas las localidades; r = ‐0,812, p< 0,001, considerando solo localidades atlánticas) con respecto a las presiones consideradas.

Figura 2. Correlación entre el valor de presiones y el valor EQR‐RSL. Puntos negros – localidades pertenecientes a la ecorregión atlántica; Puntos blancos – localidades pertenecientes a la

ecorregión mediterránea

Si bien, desde un punto de vista técnico, las estaciones de Punta Carnero, Algeciras y

Guadarranque se encuentran en la ecorregión mediterránea, se dan una serie de circunstancias que justifican la inclusión de estas tres localidades en el análisis:

1. Las diferencias en la flora ficológica y las condiciones ambientales entre Algeciras y Cádiz son menores que entre Cádiz y Galicia (Álvarez‐Cobela et al., 1989), aunque estas últimas se encuentren en la misma ecorregión según la DMA.

2. Las particularidades del mar de Alborán ya han sido señaladas por varios autores, debiendo ser considerado como una suave transición entre el Atlántico y el Mediterráneo (Báez et al., 2004; Ballesteros et al., 2007).

3. Diversos autores consideran que el límite entre el Atlántico y el Mediterráneo estaría localizado entre Calaburras (Málaga) (Conde, 1989) y Cabo de Gata (Almería) (Álvarez et al., 1989, Ballesteros y Pinedo, 2001). Por estos motivos, las localidades de esta zona podrían ser consideradas tanto Atlánticas como Mediterráneas, lo que abriría la puerta a una posible intercalibración de los índices atlánticos y mediterráneos en la región del estrecho de Gibraltar.

Independientemente de este hecho, el índice RSL fue sensible al valor de las presiones


905

consideradas.

6.COMPARACIÓN “EEIc” Y “CARLIT EN EL MEDITERRÁNEO ANDALUZ

Con el objeto de comparar los índices CARLIT y EEIc a lo largo de la costa mediterránea andaluza, se muestrearon 25 localidades entre Tarifa (Cádiz) y San Juan de los Terreros (Almería). Para poder evaluar la respuesta de estos índices a las presiones de origen humano, se utilizó el índice LUSI (Land Used Simplified Index; Flo et al., no publicado). A partir de esta información, se compararon ambos índices y su sensibilidad a las presiones antrópicas (figura 3).

En la figura 3 se puede observar que el índice EEIc sobreestima el estado ecológico en ciertos lugares, donde los efectos de fuentes de contaminación locales fueron más evidentes. Por otra parte, el índice CARLIT subestima el estado ecológico en lugares no perturbados. Este hecho está relacionado con el efecto de factores geomorfológicos que serán corregidos una vez establecidas las condiciones de referencia. No obstante, en términos generales, ambos índices mostraron una alta correlación (r= 0,729; n= 25; p‐valor< 0,001) y se comportaron de acuerdo a lo esperado, obteniendo los valores más altos del índice en los lugares menos perturbados por la acción antrópica.

Figura 3. Correlación entre los valores EQR del EEIc y los valores EQ del índice CARLIT. En negro,

puntos donde los valores del índice LUSI fueron igual o mayor a ;, en gris oscuro, puntos donde los valores del índice LUSI estuvieron comprendidos entre 2 y 4; en gris claro, puntos donde los valores

del índice LUSI estuvieron comprendidos entre 2 y 1, y en blanco, puntos donde los valores del índice LUSI estuvieron comprendidos entre 1 y 0

Fuente: Bermejo et al. (2011)

Estos resultados preliminares muestran que ambos índices fueron sensibles a las presiones

antrópicas. Sin embargo, el índice CARLIT presenta una serie de ventajas metodológicas y teóricas que, unidas al hecho de que el efecto de las variables geomorfológicas no ha sido corregido (y es esperable una pequeña mejora en los resultados obtenidos), justifican la elección de este índice para la evaluación del estado ecológico en Andalucía. Entre las ventajas metodológicas y teóricas cabe destacar:

1. La aplicación del índice permitirá elaborar una cartografía de las comunidades intermareales rocosas, prestando especial atención a especies de interés para la conservación.

2. Se trata de un método no destructivo, por lo que su aplicación no supondrá una amenaza para determinadas especies sensibles de lento crecimiento, como es el caso de Cystoseira. Por tanto, podrá aplicarse tantas veces como se quiera sin que esto interfiera en el normal desarrollo del ecosistema.


906

3. Su aplicación es más rápida y sencilla en cuanto a trabajo en laboratorio y conocimientos taxonómicos necesarios.

4. La escala a la que trabaja el índice CARLIT y la metodología que utiliza lo hacen más adecuado y objetivo para el propósito de la DMA. Así, mientras el EEI infiere el valor ecológico de una masa de agua de varios kilómetros cuadrados a partir del análisis de 3 cuadrículas de 400 cm2, el índice CARLIT puede utilizar transectos de varios kilómetros para estimar el estado ecológico.

7.ADAPTACIÓN PRELIMINAR DEL “CARLIT” AL MEDITERRÁNEO ANDALUZ

Con el objeto de adaptar y evaluar la adecuación del índice CARLIT a la costa mediterránea andaluza, se cartografiaron más de 57 kilómetros de costa. De estos, más de la mitad correspondieron a zonas no perturbadas por la acción del hombre (34,5 km). Para ello, se recorrieron a pie y mediante buceo sin botella diferentes tramos de costa, que se dividieron en numerosos transectos (de al menos 20 metros) en función de las comunidades de macroalgas presentes en el intermareal y submareal cercano (hasta 2 metros), y otros factores geomorfológicos.

En función de los datos obtenidos, se elaboró una lista de las principales comunidades, y a cada una de ellas se le asignó un valor de sensibilidad.

A partir de la cartografía de las zonas no perturbadas, se evaluaron como factores geomorfológicos que pueden influir en el desarrollo de las comunidades algales: la morfología de la costa, la pendiente, la orientación de la costa, la naturaleza del substrato y la exposición al oleaje (Ballesteros et al., 2007). La morfología de la costa fue el factor más influyente, tanto en el sector de Alborán como en el levantino, lo que coincide con los resultados obtenidos por Ballesteros et al. (2007) para la costa catalana.

De acuerdo a la ecuación 1 de Ballesteros et al. (2007), se calculó el valor de referencia para cada situación geomorfológica relevante para ambas regiones (tabla 2). Ecuación 1. EQ = Σ(li *SLi) / Σ li donde EQ (Environmental Quality) es la calidad ambiental de un tramo de costa; li es la longitud de costa ocupada por la comunidad i; SLi es el nivel de sensibilidad de la comunidad i. Tabla 2. Condiciones de referencia preliminares para el mar de Alborán y el levante andaluz, según

la morfología de la costa. Situaciones Geomorfológicas Relevantes (SGR) SGR

Costa alta

Costa baja

Bloques métricos

Blóques decimétricos

EQi Alboran

10.6

17.1

14.2

11.2

EQi Levante

18.1

17.3

17.2

14.9

A partir de estas condiciones de referencia, el valor EQR del índice CARLIT se calcularía según la

ecuación 2 (Ballesteros et al., 2007).

Ecuación 2. EQR = Σ ((EQssi/EQrsi) *li) / Σ li donde i es la situación; EQssi es EQ en el sitio de estudio para la situación i; EQrsi es EQ en el lugar de referencia

para la situación i; li es la longitud de costa en el sitio de estudio para la situación i. 8.ESTADO DE LAS MASAS DE AGUAS ANDALUZAS

De acuerdo con los resultados obtenidos para el índice RSL adaptado a las costas atlánticas andaluzas (Bermejo et al., 2012) y los resultados preliminares de la adaptación del índice CARLIT al mar de Alborán y Mediterráneo andaluz, las aguas andaluzas presentan en términos generales un estado ecológico bueno (figura 4). Si bien, en los casos puntuales de la bahía de Cádiz y la bahía de Algeciras, existen masas de agua con estados pobre y aceptable. Este hecho puede ser explicado por


907

causas naturales (baja tasa de renovación del agua), humanas (elevada densidad de población y actividad industrial) y metodológicas. Las causas metodológicas están relacionadas con el tamaño reducido de estas masas de agua, donde existen presiones muy puntuales y concretas, y permiten a los índices identificar zonas degradadas. En cambio, en otros casos, donde las masas de agua poseen un gran tamaño y se agrupan diversas localidades, estas presiones no pueden ser identificadas en el resultado global de la masa de agua, pues se compensan con el resultado obtenido en otras zonas adyacentes no perturbadas. Por ejemplo, la agrupación de las estaciones de El Algarrobico, Mojácar y Villaricos presenta un estado ecológico bueno. Sin embargo, en esta última estación se encuentran claros signos de degradación del hábitat (valor EQR 0.49, estado ecológico aceptable), probablemente relacionados con el vertido de aguas industriales de empresas cercanas. En este sentido, deben proponerse ajustes en los índices que permitan identificar estas zonas degradadas y sus causas.

Figura 4. Cartografía de las masas de agua costeras y de transición andaluzas clasificadas según su estado ecológico a partir de comunidades de algas intermareales. En negro, masas de aguas con un estado ecológico pobre; en gris fuerte, masas de agua con un estado ecológico aceptable; en gris claro, masas de agua con un estado ecológico bueno; en blanco, masas de agua con un estado

ecológico muy bueno, y reticulado, masas de agua no evaluadas.

Otro hecho que llama la atención es la gran cantidad de masas de agua no evaluadas en el oeste de Andalucía. Esto se debe a la inexistencia de plataformas rocosas intermareales de origen natural, adecuadas para el desarrollo de comunidades de macrófitos bentónicos marinos.

La zona mediterránea parece mostrar un mejor estado ecológico que la zona atlántica. Este hecho está probablemente más relacionado con diferencias naturales en el desarrollo de las comunidades de macroalgas y en la metodología aplicada (RSL en el Atlántico y CARLIT en el Mediterráneo) que con un mejor estado de las aguas mediterráneas. En este sentido, el índice RSL (Bermejo et al., 2012) presentó algunos problemas a la hora de discriminar entre los estados bueno y muy bueno. Sin embargo, considerando que el objetivo de la DMA es que todas las masas de agua europeas alcancen un estado ecológico bueno en el año 2015, este problema no invalida el índice, pues el RSL adaptado fue capaz de discriminar entre los estados aceptable y bueno o muy bueno. Si bien, habrá que llevar a cabo futuros estudios de intercalibración, especialmente en el área del Estrecho, con objeto de comparar el comportamiento de ambos índices. Los resultados preliminares apoyan la coherencia de los índices (tabla 3), observándose, no obstante, que el índice RSL siempre presenta valores más bajos de EQR que el índice CARLIT.


908

Tabla 3. Valores de EQR de los índices RSL y CARLIT en seis localidades del área del Estrecho

Localidad

Bolonia

Isla de Tarifa

Pta Camorro

Pta Carnero

Pto de Algeciras

RSL

0.86

0.77

0.78

0.67

0.08

CARLIT

0.94

0.87

0.87

0.84

0.35

9.MEJORA EN EL CONOCIMIENTO DEL FITOBENTOS

El proceso de calibración y aplicación de estos índices mejorará el conocimiento sobre la flora

ficológica europea, y en este caso, la andaluza. De hecho, durante el presente trabajo han sido citadas por primera vez seis nuevas especies para el litoral gaditano, tres para Andalucía; y la presencia de Solieria chordalis, para la que Cádiz es localidad tipo, ha sido confirmada (Bermejo et al., 2010), pues había sido considerada taxa inquirenda al no haber sido nuevamente citada desde el siglo XIX (Conde et al., 1996). Es de destacar, entre estas nuevas citas para Andalucía, la de Schimmelmannia schousboei, puesto que es una de las pocas algas que se encuentran recogidas en el convenio de Barcelona, para la Protección del Medio Ambiente Marino y la región Costera del Mediterráneo (1995). Otro ejemplo de esta mejora en el conocimiento son los estudios preliminares que se llevaron a cabo en la bahía de Cádiz para la aplicación de índices basados en macroalgas marinas. A partir de estos estudios, se elaboró un listado de 67 especies de macrófitos marinos bentónicos para dicha bahía (Hernández et al., 2010), sin haber incluido un estudio en profundidad de las especies epífitas. Ello supone un incremento de casi 50 especies en la bahía, si lo comparamos con estudios previos de Muñoz y Sánchez de La Madrid (1994) y Garrido et al. (1995). Por otra parte, la aplicación de estos índices ayudará a entender la composición, estructura y funcionamiento de los ecosistemas marinos costeros, siendo posible realizar el seguimiento de cambios a grandes escalas temporales y espaciales (Wells et al., 2007). En este sentido, estos datos pueden ser una buena base para medir la respuesta de la distribución de ciertas especies al cambio global (Boaventura et al., 2002). Este hecho es particularmente importante considerando la especial condición de la Península Ibérica, y Andalucía en particular, como límite entre el Atlántico y el Mediterráneo. Además, esta base de datos también permitirá identificar características de las comunidades, muy importantes desde un punto de vista de la gestión de la biodiversidad y la protección‐conservación (Underwood, 1991), como la presencia de especies amenazadas o invasoras, o franjas costeras particulares desde un punto de vista biogeográfico. En este sentido, los datos de distribución de determinadas especies sensibles, obtenidos durante la calibración y aplicación de estos índices, serán compartidos con la Sociedad Española de Ficología y el Ministerio de Medio Ambiente Rural y Marino, con objeto de elaborar un libro rojo‐atlas de especies de macroalgas amenazadas en España.

La aplicación del índice CARLIT permitirá obtener una cartografía de las comunidades bentónicas intermareales y submareales someras de las costas andaluzas. Estos mapas pueden ser una herramienta muy útil para promover actuaciones eficientes de uso, gestión y conservación de las zonas litorales, especialmente en espacios naturales protegidos (García‐Gómez et al., 2003). Recientemente, se ha elaborado la cartografía de las comunidades algas intermareales del Paraje Natural de Maro‐Cerro Gordo (De la Fuente et al., 2012) y, en la actualidad, se está elaborando la del Parque Natural del Estrecho. 10.AGRADECIMIENTOS Estos estudios han sido financiados a través de un contrato OT suscrito entre la Universidad de Cádiz y la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía (OT 2010/102), y una beca FPU del Ministerio de Educación (Gobierno de España) concedida a Ricardo Bermejo. Agradecemos a A. Bermejo, R. Bermejo Álvarez, Mª del Mar Chavés, J.L. Jiménez, R. Jiménez, C. Lacida, S. Molina, A.


909

Rincón e I. Olivé la ayuda prestada en el trabajo de campo. BIBLIOGRAFÍA • Álvarez‐Cobelas M., Gallardo T, Ribera M.A., Navarro‐Toro M.J., 1989. Una Biogeografía de la flora de algas bentónicas marinas de la Península Ibérica. Anales Jard. Bot. Madrid 46: 9‐19. • Arévalo, R., Pinedo, S., Ballesteros, E., 2007. Changes in the composition and structure of Mediterranean rocky‐shore communities following a gradient of nutrient enrichment: descriptive study and test of proposed methods to assess water quality regarding macroalgae. Mar. Pollut. Bull. 55, 104–113. • Ballesteros E., Árevalo, R., 2004 Praderas y bosques marinos de Andalucía. Ed: Junta de Andalucía. • Ballesteros, E., Torras, X., Pinedo, S., García, M., Mangialajo, L., de Torres, M., 2007. A new methodology based on littoral community cartography dominated by macroalgae for the implementation of the European Water Framework Directive. Mar. Pollut. Bull. 55, 172–180. • Bermejo, R., 2009. Utilización de macroalgas como bioindicadores para la Directiva Marco del Agua (DMA): Costas atlánticas de Andalucía. Tesis de Máster en Oceanografía. Departamento de Biología, Universidad de Cádiz, 62 pp. • Bermejo R., De la Fuente G., Vergara JJ., Hernández I., 2011. Assessment of ecological status in southern Mediterranean Spain using macroalgae assemblages. Póster EPCV. • Bermejo, R., Vergara, J.J., Hernández, I., (2012). Application and reassessment of the reduced species list index for macroalgae to assess the ecological status under the Water Framework Directive in the Atlantic coast of Southern Spain. Ecol. Indicat. 12, 46‐57 • Bermejo, R., Pérez Lloréns, J.L., Vergara, J.J., Hernández, I., 2010. Notas corológicas del macrofitobentos de Andalucía (España). IV. Acta Bot. Malacitana 35, 142–144. • Bull JC., Kenyon EJ., Edmunds D., Cook KJ., 2010. Recent loss of Gibraltar seagrasses. Bot. Mar. 53, 89‐91 • Boaventura, D.P., da Fonseca, L.C., Hawkins, S.J., 2002. Intertidal rocky shore communities of the continental Portuguese coast: analysis of distribution patterns. Mar. Ecol. 23, 69–90. • Borowitzka, M.A., 1972. Intertidal algal species diversity and the effect of pollution. Aust. J. Mar. Freshw. Res. 23, 73–84. • Cano, N., 1977. Resultados de la campaña "Alborán 73". Bol. Inst. Esp. Oceanogr. 230 (1), 105‐177. • Cano, N., 1978. Resultados de la campaña "Alborán 76". Bol. Inst. Esp. Oceanogr. 247 (4), 3‐50. • Cano, N., García Lafuente J, Hernández‐Guerra A., Blanco JM., Escánez J., 1997. Hidrología del mar de Alborán en julio de 1993. Publ. Espec. Inst. Esp. Oceanogr. 24, 9‐26 • Casazza, G., Silvestri, C., Spada, E., Melley, A., 2002. Coastal environment in Italy: Preliminary approach using the DPSIR scheme of indicators. In: Littoral 2002—The Changing Coast. EUROCOAST, Portugal, pp. 541–550. • Chase, M.E., Jones, S.H., Hennigar, P., Sowles, J., Harding, G.C., Freeman, K., Wells, P.G., Krahforst, C., Coombs, K., Crawford, R., Pederson, J., Taylor, D., 2001. Gulfwatch: monitoring spatial and temporal patterns of trace metal and organic contaminants in the Gulf of Maine (1991–1997) with the blue Mussel, Mytilus edulis. Mar. Pollut. Bull. 42, 491–505. • Conde, F., 1989. Ficogeografía del Mar de Alborán en el contexto del Mediterráneo occidental. Anales Jard. Bot. Madrid 46: 21‐26. • Conde, F., Flores‐Moya, A., Soto, J., Altamirano, M., Sánchez, A., 1996. Check‐list of Andalusia (S. Spain) seaweeds. III. Rhodophyceae. Acta Bot. Malacitana 21, 7–33. • De la Fuente G., Bermejo R., Vergara JJ., Hernández I., 2012. Cartografía litoral de las comunidades de macroalgas en el Paraje Natural Los Acantilados de Maro‐Cerro Gordo: Implicaciones para la gestión. Póster ISMS. • Díez, I., Secilla, A., Santolaria, A., Gorostiaga, J.M., 1999. Phytobenthic intertidal community structure along an environmental pollution gradient. Mar. Pollut. Bull. 38, 463–472.


910

• EEA, 1999. State and Pressures of the Marine and Coastal Mediterranean Environment. Report No. 5. European Environment Agency, Copenhagen. • EEA, 2006. The changing faces of Europe’s coastal areas. Report No. 6. European Environment Agency, Copenhagen. • Flechter, R., 1996. The occurrence of green tides. A review. In: Schramm, W., Nienhuis, P.H. (Eds.), Recent Changes and the Effects of Eutrophication, Ecological Studies. Marine Benthic Vegetation, vol. 123. Springer, pp. 7–30. • Flo E., Camp J., Garcés E., no publicado. Assessment Pressure methodology Land Uses Simplified Index (LUSI). • García‐Gómez JC., Corzo JR., López‐Fe CM., Sánchez‐Moyano JE., Corzo M., Rey J., Guerra‐García JM., García‐Asencio I., 2003 Metodología cartográfica submarina orientada a la gestión y conservación del medio litoral: mapa de las comunidades bentónicas del frente litoral norte del estrecho de Gibraltar. Bol. Inst. Esp. Oceanogr. 19 (1‐4), 149‐163 • García‐Lafuente J., Ruiz J., 2007. The Gulf of Cádiz pelagic ecosystem: A review. Progr Oceanogr 74, 228–251. • García Lafuente J., Cano N., Vargas M., Rubín JP., Hernández‐Guerra A., 1998. Evolution of the Alborán Sea hydrographic structures during July 1993. Deep‐Sea Res. I 45: 39‐65. • Garrido JL., Garrido MA., Ruiz JA., Valencia JL., Merino EM., Bejarano A., Fernández MA., Pérez‐Lloréns JL., (1995). Flora acuática del litoral gaditano. Quercus 108: 35‐37. • Gheggour, M., Chafik, A., Langston, W.J., Burt, G.R., Benbrahim, S., Texier, H., 2002. Metals in sediments and the edible cockle Cerastoderma edule from two Moroccan Atlantic lagoons: Moulay Selham and Sidi Moussa. Environ. Pollut. 115, 149–160. • Guinda, X., Juanes, J.A., Puente, A., Revilla, J.A., 2008. Comparison of two methods for quality assessment of macroalgae assemblages, under different pollution types. Ecol. Indic. 8, 743–753. • Hering, D., Borja, A., Carstensen, J., Carvalho, L., Elliott, M., Feld, C.K., Heiskanen, A.‐S., Johnson, R.K., Moe, J., Pont, D., Solheim, A.L., van de Bund, W., 2010. The European Water Framework Directive at the age of 10: a critical review of the achievements with recommendations for the future. Sci. Total Environ. 408, 4007–4019. • Hernández, I., 2008. Consideraciones sobre la utilización de dos indicadores basados en macroalgas marinas para la estimación de la calidad ecológica del agua en la región atlántica española. Algas 40, 17–21. • Hernández I., Bermejo R., Pérez‐Lloréns JL., Vergara JJ., 2010. Contribución al conocimiento de los macrófitos marinos del saco interno y caños adyacentes de la Bahía de Cádiz. ALGAS 43, 11‐16. • IES, 2009. Water Framework Directive Intercalibration Technical Report. Part 3. Coastal and Transitional Waters. In: Carletti, A., Heiskanen, A.‐S. (Eds.), Report No: EUR 23838 EN/3. • Ivesa, L., Lyons, D.M., Devescovi, M., 2009. Assessment of the ecological status of north‐eastern Adriatic coastal waters (Istria Croatia) using macroalgal assemblages for the European Union Water Framework Directive. Aquatic Conserv: Mar. Freshw. Ecosyst. 19, 14–23. • JRC., 2011s. WFD Intercalibration Phase 2: Milestone 4 report: Coastal waters Mediterranean Sea GIG Macroalgae. European commission. 18 pp. • JRC 2011b., WFD Intercalibration Phase 2: Milestone 4b report: Coastal Water / NEA‐GIG / Macroalgae and Angiosperms. European commission. 21 pp. • Juanes, J.A., Guinda, X., Puente, A., Revilla, J.A., 2008. Macroalgae, a suitable indicator of the ecological status of coastal rocky communities in the NE Atlantic. Ecol. Indic. 8, 351–359. • Licata, P., Trombetta, D., Cristani, M., Martino, D., Naccari, F., 2004. Organochlorine compounds and heavy metals in the soft tissue of the mussel Mytilus galloprovincialis collected from Lake Faro (Sicily, Italy). Environ. Int. 30, 805–810. • Littler, M.M., Littler, D.S., Taylor, P.R., 1983. Evolutionary strategies in a tropical barrier‐reef system—functional‐form groups of marine macroalgae. J. Phycol. 19, 229–237. • Muñoz JL., Sánchez de Lamadrid A., 1994. El medio físico y biológico en la bahía de Cádiz: saco interior. Junta de Andalucía, Consejería de Agricultura y Pesca.


911

• Murray, S.N., Littler, M.M., 1978. Patterns of algal succession in a perturbated marine intertidal community. J. Phycol. 14, 506–512. • Neto, J.M., Gaspar, R., Pereira, L., & Marques, J.C., no publicado. Ecological quality assessment of intertidal rocky shores. The use of marine macroalgae under the scope of European Water Framework Directive. • Nielsen, S.L., Sand‐Jensen, K., Borum, J., Geertz‐Hansen, O., 2002. Depth colonisation of seagrassseagrass (Zostera marina) and macroalgae as determined by water • transparency in Danish coastal waters. Estuaries 25, 1025–1032. • Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., 2001. Ecological evaluation of transitional and coastal waters: a marine benthic macrophytes‐based model. Mediterr. Mar. Sci. 2, 45–65. • Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., 2003. An insight to the ecological evaluation index (EEI). Ecol. Indic. 3, 27–33. • Orfanidis S., Panayotidis P., Ugland K.I. (2011) Ecological Evaluation Index continuous formula (EEI‐c) application: a step forwardfor functional groups, the formula and reference condition values. Mediterr. Mar. Sci. 12, 199‐231. • Ostapczuk, P., Schladot, J.D., Emons, H., Oxynos, K., Schramm, K.W., Grimmer, G., Jacob, J., 1997. Environmental monitoring and banking of marine pollutants by using common mussels. Chemosphere 34, 2143–2151. • Seoane‐Camba, J.A., 1965. Estudio sobre las algas bentónicas en la costa sur de la Península Ibérica (litoral de Cádiz). Inv. Pesq. 29, 1–216. • Underwood, A.J., 1991. Beyond BACI: experimental designs for detecting human environmental impacts on temporal variations in natural populations. Aust. J. Mar. Freshw. Res. 42, 569–587. • UNEP, 1996. Etat du milieu marin et littoral de la région Méditerranéenne. MAPTech. Rep., 101–148. • Wells, E., 2002. Seaweed Species Biodiversity on Rocky Intertidal Seashores in the British Isles. Ph.D. thesis, Heriot‐Watt University, Edinburgh. • Wells, E., 2008. Water Framework Directive Marine Plants Task Team: intertidal coastal waters macroalgae‐rocky shore tool. Paper No.: MPTT/MAT01. • Wells, E., Wilkinson, M., Wood, P., Scanlan, C., 2007. The use of macroalgal species richness and composition on intertidal rocky seashores in the assessment of ecological quality under the European Water Framework Directive. Mar. Pollut. Bull. 55, 151–161.


912

2.52. VULNERABILIDADE ÀS MUDANÇAS CLIMÁTICAS: ÍNDICE DE EXPOSIÇÃO À INUNDAÇÃO E À EROSÃO NA REGIÃO COSTEIRA DO LITORAL NORTE DE SÃO

PAULO, BRASIL

B.F. Pavani, D.A. Gonçalves, W.C. Sousa Júnior

Pós‐graduação em Engenharia de Infra‐Estrutura Aeronáutica, Instituto Tecnológico de Aeronáutica. Praça Marechal Eduardo Gomes, 50, CTA, Vila das Acácias, São José dos Campos, SP, Brasil. [email protected], [email protected], [email protected]

Palavras‐chave: erosão, inundação, vulnerabilidade costeira, InVEST. RESUMO

As mudanças climáticas podem ampliar a freqüência de eventos climáticos extremos, incidindo na

prestação de serviços de uma paisagem atual e de como estes serviços podem ser afetadas por novos programas, políticas e condições no futuro. Devido à complexidade na interação entre os ambientes terrestres e marinhos, a zona costeira é muito suscetível a variáveis ambientais, como o efeito das marés, ondas, ventos, correntes marítimas e temperatura. O presente trabalho apresenta resultados da aplicação de um modelo analítico de vulnerabilidade costeira para o Litoral Norte de São Paulo. Os dados de entrada são parâmetros qualitativos associados à geomorfologia, localização dos habitats naturais, taxas de mudança do nível do mar, regime de ventos, perfil de profundidade da plataforma continental e cartas sínteses da região. Após formatação destes dados, foi executado o módulo Coastal Vulnerability do modelo InVEST 2.0., obtendo um mapa qualitativo aos fatores de vulnerabilidade climática, no qual são observados índices de exposição (EI) à inundação e à erosão para os segmentos costeiros. Estes índices são usados para compreender as contribuições relativas de diferentes variáveis de exposição costeira e destacar os serviços ecossistêmicos, identificando as regiões de maior risco para a costa. Os maiores EI estão localizados nas áreas geomorfológicas mais vulneráveis, como as planícies costeiras e fluvio‐marinhas. Por outro lado, as zonas de maiores altitudes são apontadas como os menores índices de exposição. Menos de 5% da costa foi identificado com EI negativo (EI = ‐1), ou seja, 95% dos segmentos litorâneos apresentam níveis de exposição entre moderados e altos, o que ressalta a vulnerabilidade da região. Os valores positivos encontrados para o EI variam entre 0,0 e 3,0. Considerando os valores observados, foram identificados os segmentos costeiros com índice maior que 1,5 os mais vulneráveis à erosão e à inundação, atingindo aproximadamente 28%. A linha de costa com esta característica é representada por 127 km dentre os 456 km do Litoral Norte. Deve‐se focar a atenção nas populações humanas que vivem nestes segmentos, devido ao alto risco que estão sujeitas na incidência de tempestades. Os demais indivíduos se beneficiam amplamente dos serviços de proteção oferecidos pelos ambientes naturais. Além da familiarização com algumas características da região litorânea, estes índices de exposição auxiliam os gestores costeiros, planejadores, proprietários e outros interessados a identificar as localizações preferenciais para moradias, atividades e infra‐estruturas. Dentro do contexto das mudanças climáticas, o aumento da quantidade e intensidade das tempestades pode complicar a situação dessas pessoas que vivem em área de risco, ainda mais grave quando se considera o aumento da densidade demográfica nas zonas litorâneas. Portanto, deve‐se implementar estratégias de desenvolvimento e licenciamento a fim de reduzir os indivíduos em risco, aumentando o bem estar humano sem bloquear o fluxo dos serviços ecossistêmicos. Portanto, propõe‐se dar continuidade ao estudo e identificar diferentes cenários futuros para explorar as conseqüências de mudanças esperadas sobre os recursos naturais.


913

1. REVISÃO BRIBLIOGRÁFICA A crescente preocupação com as mudanças climáticas globais vem interferindo nas tomadas de

decisão de instituições públicas e privadas. De acordo com o quarto relatório do Painel Intergovernamental de Mudanças Climáticas (IPCC, 2007), o aumento na concentração dos gases do efeito estufa, como dióxido de carbono e metano, na atmosfera é responsável pelo aquecimento global.

Espera‐se um aumento da temperatura global entre 2°C a 4,5°C acima dos níveis que antecedem a Era‐Industrial, justificado pelo desenvolvimento das atividades humanas, principalmente a queima de combustível fóssil (IPCC, 2007). Os principais impactos do aquecimento global são as mudanças nas condições climáticas: temperatura, pluviosidade, elevação do nível do mar, ondas de calor, tempestades, gerando uma maior incerteza dos padrões climáticos.

O aquecimento da temperatura intensifica a evaporação e a quantidade de água na atmosfera, aumentando o risco de enchentes, nevascas e granizos. Ao comparar as variações climáticas na América, Europa e Ásia, observou‐se que a cada elevação de 1ºC na temperatura do planeta aumenta entre 6% a 7% a evaporação da água (Min et al., 2011). Em simulações feitas para os dados de precipitação no Reino Unido, aponta‐se que a cada três casos, em dois as emissões antropogênicas no século 20 aumentaram o risco de enchentes nos dois países em mais de 90% (Pall, 2011).

As alterações citadas poderão originar, além das perdas diretas, transformações sociais e econômicas expressivas. Essas intervenções podem se agravar ainda mais em áreas litorâneas, nas quais há alta complexidade na interação entre continente e ambiente marítimo. A zona costeira apresenta diferentes aspectos geomorfológicos e ecológicos, sendo muito suscetível a variáveis ambientais, como o efeito das marés, ondas, ventos, correntes marítimas e temperatura. Mas à medida que a biodiversidade do ecossistema aumenta sua vulnerabilidade a eventos extremos diminui.

O aumento de pluviosidade no litoral acarreta em escorregamentos nas encostas de morro (IPT, 2010) mapeou. Além da erosão costeira, ressalta‐se que a combinação de eventos extremos – ressaca do mar e precipitação intensa ‐ tem causado problemas, principalmente, nos trechos de rodovia que tracejam próximos a linha de costa.

Neste trabalho, o sentido de vulnerabilidade costeira está associado à exposição da linha de costa à erosão e à inundação, considerando variáveis populacionais, geomorfológicas, de habitats naturais, de mudança do nível do mar, do regime de ventos, da energia das ondas e dos limites da plataforma continental. Gornitz et al. (1992) consideram que os fatores desta vulnerabilidade são diretamente ligados a agentes costeiros, oceanográficos e meteorológicos, influenciando uma grande extensão territorial.

2. ÁREA DE ESTUDO

O Litoral Norte de São Paulo, que abrange os municípios de Ubatuba, Caraguatatuba, São

Sebastião e Ilhabela, está situado no sudeste do Estado de São Paulo, entre o Vale do Rio Paraíba e o Oceano Atlântico.

A Unidade Hidrográfica de Gerenciamento de Recursos Hídricos do Litoral Norte (UGRHI‐3) é definida pela Lei no 9.034/95, de 03/05/1995, que dispõe sobre o Plano Estadual de Recursos Hídricos.

Aproximadamente 70% das áreas do território desses municípios estão protegidas pelos Parques Estaduais da Serra do Mar e de Ilha Bela. Entretanto, a atenção relacionada à influência antrópica na região está focalizada na série de intervenções e de empreendimentos estaduais e federais previstos para esta região, como a ampliação do Porto de São Sebastião, instalação do gasoduto, duplicação da Rodovia dos Tamoios, construção de novos acessos rodoviários e especulação imobiliária.

Tais atividades, embora contribuam para o desenvolvimento econômico e a inclusão social, ampliando as oportunidades de renda e de trabalho, elevando a arrecadação municipal e propiciando a melhoria do atendimento às demandas de consumo da população local, são responsáveis por


914

repercussões negativas sobre o patrimônio natural e cultural, dado que elas não são pautadas por regras de uso, ocupação do solo e apropriação dos recursos naturais terrestres e marinhos em conformidade com o desenvolvimento sustentável (SÃO PAULO, 2005).

Estas obras resultarão em diversos impactos sócios‐ambientais‐econômicos na região, como a modificação de ecossistemas terrestres e marinhos, impactos nas áreas de entorno das Unidades de Conservação, poluição dos corpos d’água, além do aumento da circulação de veículos, da migração e da favelização. A implementação de empreendimentos como estes requer uma intensa análise para mitigação destes impactos que afetam ecossistemas frágeis e importantes para a manutenção da biodiversidade.

3. OBJETIVOS

A presente proposta tem como objetivo identificar as áreas de maior vulnerabilidade costeira a

eventos extremos para o Litoral Norte do Estado de São Paulo. Espera‐se a produção de mapas de vulnerabilidade costeira. Para tanto, a metodologia será

composta do cálculo de índices de exposição à erosão e à inundação decorrentes de cenários de mudanças climáticas para a região, propostos pelo conjunto de modelos InVEST. Faz‐se necessária a compreensão das contribuições relativas de diferentes variáveis de exposição costeira e destacar os serviços de proteção oferecidos por habitats naturais.

4. MATERIAL E MÉTODOS

O InVEST – Avaliação Integrada dos Serviços Ecossistêmicos e Trade‐offs é um conjunto de

modelos, desenvolvidos pelo The Natural Capital Project na Universidade de Stanford (EUA), que quantificam, qualificam e mapeiam os serviços ecossistêmicos.

Através da análise de múltiplos serviços e múltiplos objetivos, podem identificar áreas onde o investimento pode aumentar o bem estar humano sem interromper os serviços ecossistêmicos. O pacote inclui modelos de mapeamento, qualificação, quantificação e valoração dos benefícios proporcionados pela natureza. É dividido em três grandes biomas: modelos terrestres, modelos hidrológicos (água de doce) e modelos marinhos.

O módulo Coastal Vulnerability do modelo InVEST 2.0 calcula um índice de exposição, diferenciando as áreas costeiras com diferentes riscos à erosão e à inundação. Utiliza um conjunto de entrada que mistura de dados raster com dados georreferenciados.

Além de um banco de dados populacionais, as entradas utilizadas são os serviços de proteção oferecidos por habitats naturais: geomorfologia da zona costeira, localização dos habitats naturais, taxas de mudança do nível do mar, regime de ventos e perfil de profundidade da plataforma continental e mapas da região costeira de interesse com resolução espacial (>250 metros).

Para calcular o índice de vulnerabilidade, são combinadas as variáveis biológicas e geofísicas em cada segmento de linha de costa. É confeccionado uma categorização dos critérios definidos pelo modelo e pelo usuário, variando de exposição muito baixa (rank = 1) e exposição muito elevada (rank = 5). Essa categorização é baseada no método proposto por Gornitz et al. (1990) que calcula um Índice de Exposição (EI) para cada segmento de linha de costa.

Para executar o modelo, as exposições ao vento e às ondas são obrigatórias. No entanto, as outras cinco variáveis são opcionais e podem ser removidas da contagem para cálculo do EI. Entretanto, se não são inseridos dados de uma certa variável mas o modelo tem dificuldade de interpretação, é atribuído uma classificação de exposição moderada (rank = 3) para a abordagem não limitar‐se a incompleta.

Ao estimar a exposição costeira para a erosão e a inundação devido a tempestades, é importante considerar a população humana que está sujeita a esses eventos de risco. O módulo Coastal Vulnerability utiliza um banco de dados populacionais derivado de dados censitários. Para obter uma varredura do conjunto de dados e estimar o número de pessoas que residem em cada célula da grade costeira, estes dados são sobrecarregados dados do litoral e atribuídos uma contagem da população


915

para cada segmento da linha de costa. A saída é um mapa qualitativo das zonas costeiras quanto à exposição aos fatores de

vulnerabilidade climática, no qual são observados índices de exposição à erosão e à inundação (EI) para os segmentos costeiros. Estas são usadas para compreender as contribuições relativas de diferentes variáveis de exposição costeira e destacar os serviços ecossistêmicos, identificando as regiões de maior risco para a costa.

5. RESULTADOS

O conjunto de dados de entrada foi compactado pela análise de diferentes estudos do Litoral

Norte de São Paulo. Para a geomorfologia, os dados foram extraídos da base de dados disponibilizada pela CPRM ‐ Companhia de Pesquisa de Recursos Minerais/Serviço Geológico do Brasil (Figura 1), aos quais foram atribuídos índices de exposição à inundação e à erosão para cada região mencionada, variando entre 1 e 5 (Tabela. 1).

Figura 1. Geomorfologia do litoral norte paulista disponibilizado pela CPRM

Tabela 1. Classificação dos sistemas geomorfológicos do Litoral Norte quanto a sua exposição à inundação e à erosão causada por agentes costeiros

NOME_UNIDADE Id Id_exp

Ilha de São Sebastião 1 1 Costeiro, unidade granito‐gnáissica migmatítica 2 2 Costeiro, unidade granito‐gnáissica migmatítica 3 2 Costeiro, unidade ortognáissica 4 2 Costeiro, unidade de gnaisses peraluminosos 5 2 Costeiro, unidade de gnaisses peraluminosos 6 2 Costeiro, unidade de gnaisses bandados 7 2 Costeiro, unidade de gnaisses bandados 8 2 Granito São Sebastião 9 1 Granito Parati‐Mirim 10 1 Granito Parati‐Mirim 11 1 Granito Parati, Suíte Getulândia 12 1 Granito Caþandoca 13 1


916

Granito Ilha Anchieta 14 1 Complexo Pico do Papagaio 15 1 Granito Parati, Suíte Getulândia 16 1 Charnockito Ubatuba 17 1 Charnockito Ubatuba 18 1 Rio Negro 19 2 Coberturas detríticas indiferenciadas 20 4 Depósitos litorâneos indiferenciados 21 5

As formações rochosas ígneas, compostas por granitos, foram identificadas como índice 1, pois

sofrem menos com a ação do intemperismo. As formações rochosas ígneas/metamórficas e somente metamórficas são identificadas pelo índice 2. Apesar de também apresentarem estruturas montanhosas e escarpas serranas, são mais suscetíveis à erosão devido à composição de gnaisses e a proximidade da costa. As planícies fluvio‐marinhas são classificadas como índice 4, pois além de estarem mais familiarizadas com o nível do mar, possuem uma vegetação que ajuda na fixação do solo. Por fim, as planícies costeiras foram identificadas como a região mais vulnerável (índice 5), pois são compostas de sedimentos arenosos, não apresentam vegetação e localização em baixo relevo. Para facilitar as análises, foram somadas as extensões dos ambientes em cada índice de exposição (Tabela 2).

Tabela 2. Extensões dos ambientes relacionados aos índices de exposição costeira Índice 1 2 3 4 5 Total

Extensão (m)

169.642

142.795 0 48.701 73.030 434.16

7 Os dados de regime de vento, obtidos através do CPTEC/INPE ‐ Centro de Previsões de Tempo e

Estudos Climáticos do Instituto Nacional de Pesquisas Espacias, são referentes aos valores de velocidade e direção do vento em três estações meteorológicas do Litoral Norte Paulista: Juquei, Caraguatatuba e Picinguaba. Observando‐os, nota‐se que são predominantes e assume maiores velocidades na direção leste/oeste, ainda mais intensos no sentido leste, influenciando a dinâmica costeira da região (Figura 2). Os ventos na região são predominantes entre o intervalo 1,5 m/s a 4,5 m/s, sendo a velocidade 2 m/s a que mais aparece nos dados computados (Figura 3).

Figura 2. Ocorrência e velocidade dos ventos resultantes das três estações meteorológicas situadas

no Litoral Norte de São Paulo


917

Figura 3. Freqüência das velocidades dos ventos nas três estações meteorológicas situadas no

Litoral Norte de São Paulo

O limite da plataforma continental utilizado foi o sugerido pelo próprio modelo, e é determinante para o potencial de ocorrências de tempestades na região. A área de interesse (AOI) selecionada para a execução do modelo foi definida como a área da plataforma continental brasileira, limitando‐se aos extremos leste e oeste do Litoral Norte de São Paulo (Figura 4).

Figura 4. Área de interesse selecionada

Os dados de população referem‐se aos compilados no último censo brasileiro (Tabela 3 (IBGE,

2010)) e são associados aos índices de exposição, como resultado.


918

Tabela 3. População dos quatro municípios do Litoral Norte (IBGE, 2010)

Município Caraguatatuba

Ilhabela São Sebastião

Ubatuba

População 99.540 27.956 72.219 76.456 Por falta de informação mais detalhada foi considerado um nível moderado de alteração do nível

do mar para toda a região de estudo. Depois de preparados os dados de entrada, foi executado o módulo InVEST Coastal Vulnerability, obtendo o mapa apresentado no Figura 5.

Figura 5. Mapa do índice de exposição à inundação e à erosão (EI) e histograma das suas

freqüências nos segmentos costeiros do Litoral Norte de São Paulo

Os maiores índices de vulnerabilidade estão localizados nas áreas geomorfológicas mais

vulneráveis, como as planícies costeiras e fluvio‐marinhas. Por outro lado, as zonas de maiores altitudes são apontadas como os menores índices de exposição. Menos de 5% da costa foi identificado com EI negativo, ou seja, 95% dos segmentos litorâneos do Litoral Norte de SP apresentam níveis de exposição entre moderados e altos, o que ressalta a vulnerabilidade da região. A maior freqüência é encontrada no intervalo de 1,0 < EI < 1,5, atingindo 37% do segmento costeiro. O intervalo anterior (0,5 < EI < 1,0) apresentou freqüência de 26% e o posterior (1,5 < EI < 2,0) de 20%. Os intervalos EI=‐1; 0,0 < EI < 0,5; 2,0 < EI < 2,5 representam aproximadamente 5% da zona costeira cada. Excludente os intervalos de EI que não foram registrados segmentos com essas características, a menor freqüência observada foi no intervalo de 2,5 < EI < 3,0 com pouco mais de 2% do território.

Considerando os valores apresentados, foram identificados os segmentos costeiros com índice maior que 1,5 os mais vulneráveis à erosão e à inundação. A linha de costa com esta característica atinge 127 km dentre os 456 km do Litoral Norte, aproximadamente 27,8%.

6. CONSIDERAÇÕES FINAIS

Apesar de sua importância, o capital natural sofre degradações rápidas e sem monitoração,


919

alcançando o esgotamento. Utilizando‐se das análises de múltiplos serviços e múltiplos objetivos, o modelo identifica as áreas onde o investimento pode aumentar o bem estar humano, sem bloquear o fluxo dos serviços ecossistêmicos.

Uma das principais limitações teóricas é a simplificação de diversas características naturais e dos processos costeiros extremamente complexos em apenas sete variáveis e cinco categorias de exposição. Por exemplo, o modelo não considera qualquer hidrodinâmica da água ou dos transportes de sedimentos, assumindo que as regiões comparadas atuam de modo similar nestes processos.

O peso das exposições é o mesmo em toda região de interesse, não considerando que existem locais com diferentes interações que inferem na atuação de uma variável de forma mais extrema ou mais amena.

O índice de exposição (EI) assume a proteção dos habitats naturais mesmo em ambientes já protegidos geomorfologicamente. Em outras palavras, considera‐se uma dupla proteção contra a erosão e a inundação, subestimando a exposição de algumas regiões.

Os dados de vento e onda são simplificados para poderem ser utilizados em diversas regiões do mundo. Os cálculos dos dados padrões não fornecem séries temporais das 10% maiores velocidades do vento observadas, restringindo os dados de entrada para cálculo da exposição ao vento e às ondas.

Por fim, como limitação técnica, o módulo Coastal Vulnerability produz um mapa qualitativo e projetado para uma escala relativamente grande, considerando a atuação na zona costeira. O modelo não prevê resultados para tempestades direcionadas para uma região específica.

Os dados geomorfológicos são insumo crítico em todos os cenários do Coastal Vulnerability. Assim, a vulnerabilidade do ambiente é fortemente influenciada pelas formações rochosas e relevos costeiros. Tratando‐se de resultados qualitativos, este índice identifica as regiões mais expostas à erosão e à inundação. Sendo os índices de exposição positivos quase totalidade da amostra analisada, aponta‐se para uma grande influência que as tempestades podem ter nos ambientes costeiros.

Dentro do contexto das mudanças climáticas, o aumento da quantidade e intensidade das tempestades pode complicar a situação dessas pessoas que vivem no Litoral Norte, ainda mais grave quando se considera o aumento da densidade demográfica nas zonas litorâneas.

Destaca‐se que os riscos quanto à erosão e à inundação são ainda maiores quando dirigidos aos segmentos costeiros com VI maior que 1,5, que são identificados como os mais vulneráveis da região litorânea estudada. Deve‐se focar a atenção nas populações humanas que vivem nestes segmentos, sendo que os demais indivíduos se beneficiam amplamente dos serviços de proteção oferecidos pelos ambientes naturais.

Além da familiarização com algumas características da região litorânea, estes índices de exposição auxiliam os gestores costeiros, planejadores, proprietários e outros interessados a identificar as localizações preferenciais para moradias, atividades e infra‐estruturas. Esta diferenciação de cenários demonstra como as mudanças climáticas podem incidir na prestação de serviços de uma paisagem de hoje e de como os serviços ecossistêmicos podem ser afetados por novos programas, políticas e condições no futuro.

Portanto, deve‐se implementar estratégias de desenvolvimento e licenciamento a fim de reduzir os indivíduos em risco, aumentando o bem estar humano sem bloquear o fluxo dos serviços ecossistêmicos.

BOBLIOGRAFÍA

• Gornitz, V., L. Seeber, 1990, Vertical crustal movements along the East Coast, North America, from historic and late Holocene sea level data. Tectonophysics. 178:127‐150. • IBGE (Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística), 2010, Anuário Estatístico do Brasil de 2010. IBGE: Rio de Janeiro. • IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change), 2007, Climate Change 2007: The Physical Science Basis, Summary for Policy Makers. Geneva.


920

• IPT (Instituto de Pesquisas Tecnológicas), 2010, Plano de gestão das áreas de risco, São Paulo. • Min, S‐K., Zhang, X., Zwiers, F.W., Hegerl, G.C., 2011, Human contribution to more‐intense precipitation extremes, Nature, Volume 470, Pages: 382‐385. Date published: (17 February 2011). DOI: 10.1038/nature09763. • Pall, P., Aina, T., Stone, D.A., Stott, P.A., Nozawa, T., Hilberts, A.G.J., Lohman, D., Allen, M.R., 2011, Anthropogenic greenhouse gas contribution to flood risk in England and Wales in autumn 2000, Nature, Volume 470, Pages: 382‐385. Date published: (17 February 2011). DOI: 10.1038/nature09762. • SÃO PAULO (Estado), 2005, Litoral Norte, Secretaria do Meio Ambiente, Coordenadoria de Planejamento Ambiental Estratégico e Educação Ambiental. São Paulo: SMA/CPLEA.


921

2.53. LA GEOMORFOLOGÍA Y LA HIDRODINÁMICA COMO ELEMENTOS PARA LA FORMULACIÓN DE UN PLAN INTEGRAL DE MANEJO EN PLAYA PALMERAS,

PARQUE NACIONAL NATURAL ISLA GORGONA, COLOMBIA

Osorio, A.F. 1*; Quintana, Y.A. 1; Bernal, G.R. 1; Urrego, L.E. 1; Amorocho, D. 2; Botero,V.1; Osorio‐Cano, J.D1; Gomez‐García, A.M1; Payan, L. 3;

1. Grupo de Investigación en Oceanografía e Hidrología Costera ‐ OCEANICOS. www.oceanicos.unalmed.edu.co. Facultad de Minas, Universidad Nacional de Colombia, sede Medellín. Medellín ‐ Colombia 2. Centro de Investigación para el Manejo Ambiental y el Desarrollo –CIMAD. Cali ‐ Colombia 3. Parque Nacional Natural Gorgona. PNN de Colombia *. Profesor Asociado. Escuela de Geociencias y Medio Ambiente, Facultad Nacional de Minas, Universidad nacional de Colombia. e‐mail: [email protected] Palabras Clave: Geomorfología, Hidrodinámica, Plan Integral de Manejo, Parque Nacional Natural Gorgona, Colombia. RESUMEN

Playa Palmeras corresponde a un litoral arenoso ubicado dentro de la isla Gorgona. Esta es un

área privilegiada para el desove de tortugas, ya que no está sujeta a presiones o intervención antrópica fuerte, a depredación o daño de nidos por animales domésticos, a extracción de huevos y de hembras para consumo humano. En cuanto al hábitat y los ecosistemas marino‐terrestres se tiene registros de al menos tres especies, Lepidochelys olivacea (Golfina), Chelonia agassizii (Negra) y Eretmochelys imbricata (Carey). Esta playa viene presentando un retroceso en la línea de costa, de la cual se desconocen sus causas, fenómeno que esta afectando directamente el proceso de anidación de las tortugas. Este estudio ha pretendido caracterizar los efectos asociados a fenómenos hidrodinámicos, razón por la que se han caracterizado las condiciones físicas (hidrodinámicas y geomorfológicas) y biológicas (tortugas y vegetación) presentes en el área de estudio, con esto se ha determinado los efectos sobre la conservación de las especies y se ha definido un plan integral de manejo de esta zona de playa.

1. INTRODUCCIÓN

El Parque Nacional Natural Gorgona es un área protegida de carácter nacional y está ubicada a 56

kilómetros de la costa del municipio de Guapi, sobre el Océano Pacífico en el departamento del Cauca, República de Colombia. En ésta se encuentra ubicada Playa Palmeras, en el costado suroccidental de la isla, posee una longitud aproximada de 1,2 km. La isla fue declarada área protegida Nacional a partir del año de 1983 (Parque Nacional Natural Gorgona). En isla Gorgona están presentes dos de los ecosistemas más biodiversos del trópico: los arrecifes coralinos y la selva húmeda tropical. Las formaciones coralinas del parque son las más grandes del Pacífico colombiano y se cuentan entre las más desarrolladas y diversas del Pacífico Oriental Tropical, destacándose por su buen estado de conservación. Se encuentran especies propias de esta selva, una gran variedad de especies marinas, colonias de anidación de aves marinas, y de migración de aves playeras y marinas. Sus aguas son frecuentadas por delfines, cachalotes y la ballena jorobada que encuentran en éstas un sitio ideal de apareamiento y crianza. Además se encuentran 5 especies de tortugas marinas y 2 terrestres 1. Por tratarse de un área protegida, no tiene habitantes dentro de sus límites, en esta sólo

1 Parques Nacionales Naturales de Colombia. www.parquesnacionales.gov.co. Parque Nacional Natural Gorgona.


922

reside una pequeña comunidad compuesta por funcionarios, investigadores, y una población flotante de visitantes (turistas) durante los diferentes meses del año.

Playa Palmeras corresponde a un litoral arenoso de la Isla, priorizado como objeto de conservación en el Plan de Manejo y el Programa de Monitoreo del Parque, debido a que estos litorales arenosos son áreas de desove para al menos tres especies de tortugas marinas; Lepidochelys olivacea (Golfina), Chelonia agassizii (Negra) y Eretmochelys imbricata (Carey) (Amorocho, 1992), especies que tienen algún grado de amenaza según el Libro Rojo de Reptiles de Colombia2. En los últimos años se han observado cambios en la línea de costa, variaciones en los bancos de arena y en la composición y estructura de la vegetación de la playa, dominada principalmente por palmas de coco (Cocos nucifera). Igualmente se ha observado que algunas tortugas no logran desovar por encima de la línea de marea, mientras que otras no logran construir sus nidos por la presencia de una gran cantidad de raíces de cocoteros, generando con esto la necesidad de realizar acciones de salvamento de nidos, con el fin de tratar de dar solución a una problemática que involucra la conservación de las especies de tortugas marinas anidantes en esta zona.

Cabe resaltar que las tortugas marinas presentan una característica admirable conocida como filopatria, este fenómeno se refiere al arraigo que tienen las tortugas por su lugar de nacimiento. Cuando nacen, las tortugas graban las características de la playa en su vientre, de tal manera que cuando son adultas y están en periodo reproductivo, regresarán una y otra vez a la misma zona donde nacieron para depositar sus huevos, cuando no encuentran el sitio para la postura retrotraen sus huevos y se regresan al océano amenazando su propia existencia. En este sentido, información procedente del análisis de DNA mitocondrial de tortugas marinas hembras sugiere que las colonias anidantes constituyen un aislado genético en casa playa natal. Si esta situación es real, las poblaciones delimitadas geográficamente corresponderían también a poblaciones genéticas únicas con baja variabilidad genética (Lutz, et al., 1997).

Debido a que se desconocen las causas por la cual se ha dado este retroceso en la playa, se planteó este estudio geomorfológico e hidrodinámico costero, involucrando a biólogos y forestales en una investigación interdisciplinaria, para tratar de determinar cuáles son las principales causas de los cambios que se vienen dando; si son procesos erosivos realmente, si son cambios en las corrientes, vientos, nivel del mar, estructura y composición de la vegetación, entre otras. A partir del análisis de esta información se busca construir un Plan Integral de Manejo de la playa, que sugiera las acciones a realizar para conservarla.

2. ZONA DE ESTUDIO

El Parque Nacional Natural Gorgona tiene una extensión de 61.687.5 ha. Ubicado a 56 km de la

costa de Guapi, sobre el Océano Pacífico. En el ecosistema terrestre se encuentra la Isla Gorgona y la Isla Gorgonilla. La isla tiene una longitud de 8.5 km, y 2.5 km de ancho, el punto más alto tiene 338 m.s.n.m. Las coordenadas y la ubicación de playa palmeras se pueden ver en la figura 1.

2 Castaño‐Mora, O. V. (editora). 2002. Libro rojo de reptiles de Colombia. Serie Libros Rojos de Especies Amenazadas de Colombia. Instituto de Ciencias Naturales ‐ Universidad Nacional de Colombia y Ministerio del Medio Ambiente. Bogotá, Colombia.


923

Figura 1. Ubicación geográfica de Isla Gorgona

Fuente: Google Earth

3. METODOLOGÍA

Este estudio se realizó en 2 etapas principales: La Etapa 1. Recopilación de información primaria y

secundaria, hasta llegar a construir el modelo de funcionamiento del sistema, y la Etapa 2. Construcción de escenarios de la dinámica de la playa.

3.1. Etapa 1, recopilación de información primaria y secundaria

En la Tabla 1 se presenta el esquema empleado por componentes para la adquisición de

información secundaria necesaria para el entendimiento de la problemática en Playa Palmeras.

Tabla1. Etapa 1, recopilación de información secundaria

FÍSICO FORESTAL TORTUGAS Hidrodinámica Estudios para determinación de régimen de vientos (variación a lo largo del año y tendencias interanuales)

Estudio sobre las especies vegetales presentes en la isla

Estudios de monitoreo: actividad reproductiva

Estudios para determinación de clima marítimo de olas y mareas (variación a lo largo del año y las tendencias interanuales)

Historia sobre la vegetación y colonización en la isla

Otras variables (nubosidad, radiación, salinidad)

Estudios sobre vegetación insular en Colombia

Estudios de caracterización de la playa: hábitat de las tortugas anidantes

Geomorfología Imágenes aéreas y satelitales

Estudios de caracterización geomorfológica

Caracterización de los suelos o litorales arenosos en el Pacífico Estudios de batimetrías generales y

detalladas

Playa Palmeras

Isla Gorgonilla


924

A partir de la recolección de información primaria (Figura 2) y secundaria se obtuvo el diagnóstico y la caracterización del clima marítimo y del transporte de sedimentos de la playa. Además se identificaron las especies forestales y la ecología de las tortugas. En términos generales se describió y comprendió el sistema natural de funcionamiento de la playa. Con estos insumos se construyó el modelo morfodinámico y de inundación que permite ver el contexto general de la dimensión del problema. Cada uno de los componentes del sistema se presentará más adelante con sus metodologías específicas.

3.2. Etapa 2. Construcción de escenarios

Con base en la dinámica de funcionamiento de la playa con los factores condicionantes del hábitat

y de reproducción de las tortugas, se utilizó un sistema de información geográfico para plantear diversos escenarios donde se percibió la dimensión del problema. Con estos elementos se obtienen mapas que muestran el modelo digital del terreno, la distribución de la vegetación, los sitios de anidación por temporada y la probabilidad de inundación construida trimestralmente (Figura 3).

Figura 2. Etapa 1, recopilación de información primaria

Época seca Época húmeda

Etap

a 2. C

ARAC

TERI

ZACI

ÓN Y

DES

CRIP

CIÓN

DEL

SIS

TEM

A NA

TURA

L

Determinación de los sistemas de corrientes y el transporte de sedimentos inducido por la rotura del oleaje y los ciclos mareales.

Identificación de las dinámicas marinas existentes en la zona de estudio y entender el comportamiento morfodinámico del sistema.

Descripción de la composición vegetal y textura del suelo.

Monitoreo, seguimiento de la actividad reproductiva de tortugas marinas.

Campaña de campo

Visita preliminar: reconocimiento del área de trabajo para la planificación.

Utilización de modelos de simulación numérica: ELCOM, SWAN, SMC.

Toma de datos hidroclimáticos y morfodinámicos: medición de radiación, humedad relativa, pluviosidad, magnitud y dirección de vientos, altura de ola, periodo, ciclo mareal, perfiles de playa, levantamiento topográfico de playa, caracterizacón de sedimientos de la playa y del lecho marino,

batimetría de detalle.

MODELO DE FUNCIONAMIENTO

DEL SISTEMA


925

Figura 3. Esquema metodológico detallado por componentes y conexiones de integración entre las mismas

La fase de campo incluyó campañas distribuidas a lo largo del año que permitieron caracterizar de manera estacional (época húmeda y muy húmeda), las variables climatológicas (velocidad y dirección del viento, lluvia, presión atmosférica, radiación solar, humedad relativa) e hidrodinámicas (olas, mareas y corrientes) y sus efectos sobre la playa.

La componente hidrodinámica se basa en un esquema metodológico que requiere datos de campo y modelamiento numérico, para finalmente determinar las dinámicas de corrientes, las cuales son el insumo principal del transporte de sedimentos y los modelos morfodinámicos. El componente geomorfológico estudió la dinámica de los sedimentos y de las geoformas asociadas, teniendo en cuenta las características hidrodinámicas de la zona. Este componente se encarga de caracterizar los sedimentos de la playa (proveniencia, distribución, tamaños de grano) y analizar la variabilidad en las distintas épocas del año, asociada a cambios en la hidrodinámica (oleaje, corrientes, mareas y nivel del mar). También se encargó de monitorear los perfiles de la playa y del subfondo, así como la evolución de la línea de costa bajo un escenario de aumento de nivel del mar y de cambios en la dirección del oleaje. Mediante estos insumos se desarrollaron modelos morfodinámicos que permitieron hacer predicciones en el largo plazo del comportamiento de la playa. Se emplearon modelos de simulación numérica (WWIII, SWAN, SMC, H2D, ELCON, entre otros) que permitieron conocer las dinámicas marinas existentes en la zona de estudio y entender el comportamiento morfodinámico del sistema.

El componente biológico evaluó algunas de las características del ecosistema de litoral arenoso presentes en Playa Palmeras, que se cree pueden estar interactuando con los procesos hidrodinámicos y/o geomorfológicos. La evaluación se basa en la caracterización de la comunidad vegetal asociada a la playa y el análisis de la dinámica de los eventos de anidación de las especies de tortugas marinas que utilizan dicha playa como hábitat de reproducción y que se han visto afectados por la dinámica marina.

4. RESULTADOS 4.1. Componente hidrodinámico

Las corrientes longitudinales son de especial importancia en la disposición de equilibrio de una

playa y, más comúnmente, en su forma en planta, dado su importante capacidad de transporte de sedimentos. De hecho, las corrientes longitudes se producen en la zona de rotura del oleaje y, por


926

tanto, en un área donde el sedimento se encuentra en suspensión (por la acción propia de la rotura del oleaje) y es fácilmente transportable por efecto de dichas corrientes. De este modo, para que una determinada forma en planta esté en equilibrio es necesario que, o bien no existan corrientes longitudinales, o bien que, aun existiendo, el gradiente de transporte generado por éstas sea nulo. Las corrientes en playas debido al oleaje obtenidas son inferiores a 0.2 m/s para las tres condiciones del nivel del mar evaluadas, nivel alto, nivel medio y nivel bajo y, para las dos épocas climáticas consideradas correspondientes a junio a noviembre (semestre 1) y diciembre a mayo (semestre 2). En Playa Palmeras las mayores corrientes se concentran en el sur y en algunos casos en el norte de la isla, dependiendo esto principalmente de la dirección con que el oleaje se aproxima a las islas de Gorgona y Gorgonilla.

De los resultados se puede deducir que como las corrientes que se generan por el oleaje tienen una dirección predominante SW‐NE, se presentará una tendencia de que la playa acumule más sedimentos al norte de la misma. En la parte sur de la playa se encuentra una punta en la cual se concentra la energía del oleaje y generando las mayores corrientes, esto impide que se acumulen sedimentos en esa zona. También son de gran importancia las corrientes de retorno (rip currents) que se presentan al sur y al norte de la isla, ya que estos sistemas propician la pérdida de sedimentos por llevarlos hacia zonas donde pueden ser arrastrados por las corrientes por marea que se presentan.

En la Figura 4 se observan las corrientes por el oleaje de la dirección SW (el cual representa 59% del tiempo durante el semetre Dic‐May y el 78% durante el semestre Jun‐Nov) con una altura de ola Hs=1.36 m y un periodo de pico Tp=14 s (la cual representa un condición de oleaje extremos con gran influencia de SWELL) para esta dirección de oleaje. Se observa que para este caso las corrientes se concentra en la punta sur de Playa Palmeras (ver Figura 1 para ubicación) con dirección predominante SW‐NE, las corrientes de mayor magnitud se presentan con las condiciones del nivel del mar medio, sin embargo, el oleaje es la fuerza dominante cuando el nivel del mar está bajo o alto, también se puede apreciar un sistema de corrientes de retorno (rip‐currents) en la misma punta y que podría sacar el sedimento de la playa llevando hacia el canal que divide Isla Gorgona de la Isla de Gorgonilla, generando una pérdida de sedimentos del sistema.

Figura 4. Magnitud y dirección de las corrientes de rotura en playa palmeras con niveles de marea

alta (izquierda), media (centro) y baja (abajo). Caso Dir=SW Hs=1.36 m y Tp=14 s


927

Mapas de probabilidad de inundación: Los mapas son una herramienta indispensable para la gestión del riesgo de inundación, en ellos es posible estimar las áreas que son más propensas a estar inundadas y aquellas que son más seguras. Para identificar los puntos o zonas más seguras para el desove de tortugas, se construyeron una serie de mapas de de inundación trimestralmente para varios niveles de probabilidad de excedencia.

Usando la Figura 5 y definiendo los siguientes niveles de probabilidad de excedencia: 20%, 10%, 5%, 1%, se obtienen las cotas correspondientes a cada probabilidad, usando la batimetría de detalle que se levantó en las campañas de campo se obtienen las curvas de nivel de cota de inundación para cada probabilidad.

En la Tabla 2 se presentan los valores de cota de inundación para cada nivel de probabilidad de excedencia y para cada trimestre, esto quiere decir que por ejemplo en los meses de diciembre a febrero, el 20% del tiempo se supera una cota de 4,01m, mientras que el 1% del tiempo la cota excedida es de 5,25m. El nivel de referencia de estas cotas es el promedio de los niveles de bajamar de marea viva, calculado a partir de la serie de marea de Tumaco.

Figura 5. Probabilidad de excedencia y horas excedidas por la cota de inundación distribuidos

trimestralmente

Tabla 2. Valores de cota de inundación trimestral para varios niveles de probabilidad de excedencia con los cuales se construyen los mapas de inundación.

Probabilidad de excedencia

Cota de Inundación trimestral (m)

DEF MAM JJA SON 20% 4,01 4,01 4,19 4,16 10% 4,41 4,38 4,55 4,57 5% 4,73 4,66 4,83 4,88 1% 5,25 5,15 5,30 5,43

En la Figura 6 se muestra a manera de ejemplo el mapa de cota de inundación correspondiente a

los meses de septiembre a noviembre. En este mapa las líneas magentas corresponden al nivel que alcanza el mar para una probabilidad de excedencia del 20%, mientras que las líneas verdes corresponden al nivel para una probabilidad de excedencia del 1%. Las zonas comprendidas entre la línea verde y la línea de vegetación corresponden a las áreas con menor probabilidad de ocurrencia de una inundación ya que solo el 1% del tiempo el agua eventualmente alcanzaría éste nivel, por lo tanto estas zonas son las más seguras para el desove de tortugas o para el traslado de los huevos.


928

Figura 6. Mapa de probabilidad de inundación de Playa Palmeras en los meses de septiembre a noviembre

4.2. Componente geomorfológico Modelo morfodinámico de corto (eventos extremos) y medio plazo (variabilidad estacional) de

la playa: Playa Palmeras está expuesta a diversos forzadores entre los que se encuentran: el oleaje, la marea (astronómica y meteorológica) y el viento, todos ellos con variaciones temporales en distintas escalas, por ejemplo el oleaje responde a un ciclo diurno, pero también a un ciclo estacional, mientras que la marea aunque tiene variaciones diurnas, un ciclo completo sucede cada 19 años. El modelo morfodinámico de funcionamiento de Playa Palmeras es presentado en dos escalas temporales, en primer lugar el corto plazo o respuesta del sistema ante eventos extremos, el cual fue obtenido a partir de las mediciones de perfiles de playa quincenales durante el 2011 y semanales desde el 20 de julio hasta el 5 de septiembre de 2011. En segundo lugar se plantea el modelo morfodinámico en el medio plazo, para lo cual se utilizaron simulaciones de corrientes por marea (modelo ELCOM) y por rotura del oleaje (modelo SMC) que han sido descritas anteriormente por la componente hidrodinámica. A partir de las corrientes resultantes por ambos forzadores se calculó la magnitud y dirección del transporte potencial de sedimentos. Los resultados concuerdan con las tendencias de los perfiles de playa.

Planta de equilibrio general: Este análisis consistió en evaluar los posibles cambios que ha tenido

la planta de Playa Palmeras, a partir del FME anual y mensual. En la Figura 7 se muestran las plantas de equilibrio para las máximas variaciones de la dirección del FME para la serie anual. Dichas variaciones máximas corresponden a los años 1995 (magenta) con un ángulo de incidencia del FME de N57.8°W y 2008 (verde) con un ángulo de incidencia de N64°W.

Es importante resaltar que aunque las variaciones en el ángulo de incidencia son significativas (6.2°) el modelo de equilibrio resultante sólo muestra variaciones apreciables en la zona norte de la


929

playa, indicando una tendencia a la acreción de la línea de costa de aproximadamente 13 m bajo las condiciones del año 2008.

Figura 7. Plantas de equilibrio generales para variaciones del ángulo del FME anual

En magenta planta correspondiente a la dirección del FME del año 1995 (N57.8°W). En verde planta correspondiente a la dirección del FME del 2008 (N64°W)

Las plantas modales (variación alrededor de la planta de equilibrio) simuladas se asemejan de

buena forma a la planta general que se observa en la Figura 8 y que además pudo ser comprobada en campo. En cuanto a la variación de la dirección del FME mensual, se abordaron igualmente los cambios mayores, para los meses de enero (azul) con un ángulo de incidencia de N51.26°W y noviembre (rojo) con un ángulo de incidencia del FME de N65.88°W.

Figura 8. Plantas de equilibrio generales para variaciones del ángulo del FME mensual interanual

En azul planta correspondiente a la dirección del FME del mes de enero (N51.26°W). En rojo planta correspondiente a la dirección del FME del mes de noviembre (N65.88°W)


930

4.3. Componente biológico La vegetación costera juega un papel primordial en el equilibrio de todos los ecosistemas

cercanos, ésta garantiza protección de vientos fuertes para la vegetación que se encuentra más adentro y para las comunidades animales y humanas que viven en terrenos insulares o costeros, también provee protección de las mareas y sirve como fuente de alimentación, refugio y anidación a muchas especies de fauna, por esta razón constituye un ecosistema de mucho interés para la conservación (Mederos, 2005).

Las condiciones físicas a las que las palmas, árboles, arbustos y hierbas están sujetos son muy particulares debido a las temperaturas y las condiciones físicas de las costas. La vegetación es principalmente halófita, debido a que por la influencia de las mareas se desarrollan en suelos con alto contenido de sales solubles. Los suelos en estas zonas están compuestos principalmente por arenas (tamaño desde 62 micrones hasta los 2 milímetros) (Duran y Méndez 2010). Adicionalmente en Playa Palmeras, la vegetación costera está sujeta a una alta exposición de luz solar, lo cual también puede considerarse como un factor limitante para el establecimiento de algunas especies, que requieren sombra.

No obstante, la vegetación predominante en Playa Palmeras en el PNN Gorgona, es una plantación de palma de coco (Cocos nucifera L.) introducida en la isla hace aproximadamente 150 años. Por ello, en esta área se presenta una interacción estrecha entre estas comunidades, las tortugas Caguamas y la vegetación costera, en donde se presentan tanto relaciones benéficas como antagónicas; por ejemplo las raíces de las plantas conceden soporte a los nidos de las tortugas brindándoles mayor cohesión a los sedimentos, pero algunos de los sitios potenciales para el desove de las tortugas, están ocupados por vegetación, y principalmente por la palma.

5. CONCLUSIONES

La vegetación de Playa Palmeras refleja la variabilidad de las condiciones microambientales de la

playa como drenaje (textura del suelo), salinidad y luminosidad, en donde pueden crecer especies como Cocos nucifera que se adaptan muy bien a la alta influencia de las mareas, y suelos con granulometría gruesa. También se presentan, aunque con poca frecuencia, otras especies menos tolerantes a estas condiciones. En general, las características granulométricas, son típicas del ambiente costero, por esta razón es posible la anidación de la tortuga Lepydochelys olivacea en esta zona, como lo plantean Amorocho y otros (1992), éstas requieren zonas cerca al mar o dentro de la vegetación, con sustrato arenoso, de poca rocosidad, planas o con bajas pendientes, aunque ellas logran superar obstáculos como madera dejada por la deriva. Esta interacción entre la vegetación y las tortugas, es una muestra de que las comunidades animales y vegetales responden a las condiciones físicas, y hacen parte de un sistema íntimamente ligado. Por eso, las medidas de manejo se deben integrar las condiciones ambientales necesarias para la coexistencia de ambas comunidades. En este caso en especial las plantas herbáceas juegan un papel de gran importancia, ya que su sistema radicular funciona como retenedor de sustrato, pero no se consideran competencia por espacio para las tortugas. Teniendo en cuenta estas características y relaciones, se plantea el siguiente esquema de manejo.

6. PLAN INTEGRAL DE ACCIÓN

El Plan Integral de Acción que se propone pretende servir como instrumento de planificación para

la gestión, buscando trazar la dirección a seguir por parte de los funcionarios del PNN Gorgona y de los actores con interés, priorizando las acciones e iniciativas relevantes, en un trabajo articulado para la mitigación de la problemática que involucra las tortugas marinas. Se debe trabajar con base en las actividades que contribuyan a la solución y prevención de este problema ambiental.


931

Se ha optado por las acciones propuestas a partir de los resultados del estudio teniendo como base los mapas construidos en SIG, con las variables de vegetación, anidación, cota de inundación y erosión, que son los principales parámetros donde se traslapan los diferentes resultados de los componentes analizados, a partir de esta herramienta se elaboró el siguiente Plan de Acción.

A continuación en la ficha siguiente se resume el Plan Integral con las acciones que hay que tomar y posteriormente se amplía, explicando con más detalle las actividades a emprender.

PPLLAANN IINNTTEEGGRRAALL DDEE AACCCCIIÓÓNN PPAARRAA EELL MMAANNEEJJOO DDEE LLOOSS EEFFEECCTTOOSS DDEE EERROOSSIIÓÓNN EENN PPLLAAYYAA PPAALLMMEERRAASS,, PPAARRQQUUEE NNAACCIIOONNAALL NNAATTUURRAALL GGOORRGGOONNAA Objetivo General Desarrollar un plan integral de acción en Playa Palmeras que contribuya a mejorar, mediante acciones de manejo y monitoreo de variables climáticas, las condiciones que limitan la anidación de las tortugas. Herramientas: Mapa topobatimétrico (levantamiento con GPS diferencial y/o con técnicas de perfiles de playa). Mapa de caracterización de palmas Mapa de cota de inundación construido anualmente. Cartilla con protocolos para el monitoreo de las condiciones morfodinámicas de la playa, de la vegetación y de las tortugas.

1. Programa de gestión de la playa y planificación de acciones.

1.1 Objetivo específico:Gestionar el manejo de la playa mediante acciones (corto, medio y largo plazo) que permitan mitigar los efectos que condicionan la playa como sitio de anidación de las tortugas.

Acciones: • Geoposicionar nidos: geoposicionando el nido y con el mapa topobatimetrico que tiene la cota de inundación dibujada, evaluar el riesgo que este corre de perderse por inundación del oleaje o la marea. • Tala selectiva de palmas muertas: esto permite el manejo de la enfermedad que aqueja las palmas, y abre espacios para el resurgimiento de nuevos individuos. • Colonizar zonas con vegetación dunar: esto permite retener sedimentos en la playa a través del sistema radicular, para ello es necesario identificar flora nativa que pueda servir para este propósito. • Manejo agronómico de la plantación de coco: se debe realizar con el fin de manejar la enfermedad que posee, evitar daños mecánicos y relocalizar las plantas nuevas que nacen con el fin de mejorar la supervivencia de estas. • Relocalización de troncos: se debe ubicarlos en zonas donde cumplan la función de retener sedimentos. • Manejo de basuras: es importante adelantar jornadas de limpieza, mínimo una al año con el fin de no tener residuos que interfieran en el tránsito y postura de las tortugas. • Implementación de avisos informativos: se debe llamar la atención de visitantes y pescadores sobre la importancia de la conservación del sitio y de las acciones prohibitivas. • Siembra de barrera natural de protección: se debe evaluar si el coral nativo o la vegetación sumergida puede servir de barrera para disminuir la energía del oleaje, si tiene esta capacidad se debe incentivar su crecimiento (esto requiere una evaluación de detalle). • Relleno de playa: con material de Gorgonilla. Esto es una acción viable desde la perspectiva de la ingeniería de costas, pero al ser una intervención antrópica tendrá que ser evaluada desde el punto de vista de un EIA (Estudio de Impacto Ambiental)


932

2. Programa de monitoreo permanente*.

2.2 Objetivo específico:Establecer un programa de monitoreo permanente de la playa que permita determinar los cambios generados en ella por efectos de la variabilidad climática y la dinámica tendencial*.

Monitoreo hidrodinámico Para realizar este monitoreo se contará con los siguientes instrumentos de medición: Sensor de presión: estará ubicado en el sector de la azufrada midiendo permanentemente, los datos deberán ser descargados cada 3 meses, la Universidad deja el equipo en calidad de préstamo. Estación meteorológica: está estará ubicada en el faro en Gorgonilla, la información debe ser descargada y guardada en una base de datos, a disposición de todos para ser utilizada, se tomarán datos con una frecuencia de cada 3 horas. Igualmente, los datos deberán ser descargados cada 3 meses, la Universidad deja el equipo en calidad de préstamo. Medidor de oleaje: se realizará la gestión en el mediano plazo para conseguir un instrumento que se pueda ubicar en Playa Palmeras para realizar la medición permanente, y se puedan descargar los datos cada 3 meses. Monitoreo geomorfológico Este monitoreo se realizará a través de la medición de perfiles de playa (5 perfiles distribuidos a lo largo de la zona de estudio con una separación de 200 m) cada 15 días como mínimo. Se buscarán los medios para contar con voluntarios de Parques con el fin de aumentar la resolución de los perfiles. Monitoreo Forestal Monitoreo de las parcelas pequeñas, cada 6 meses, para observar evolución de la regeneración de la vegetación costera, inventario de palmas vivas y muertas en el mismo recorrido, es decir tasas de mortalidad y reclutamiento. Monitoreo de Tortugas Fortalecer el monitoreo de las tortugas con guardaparques voluntarios, en este sentido se debe garantizar que la intensidad sea la misma año tras año, por lo menos en los 2 meses pico, geoposicionar los nidos, se debe gestionar el mantenimiento de los GPS para garantizar la toma de datos. Monitoreo en tiempo real con sistemas basados en imágenes digitales Además del monitoreo con las herramientas anteriores, se plantea para el largo plazo la posibilidad de monitorear la playa a través de un sistema de cámaras digitales, con el fin de capturar imágenes de los procesos que se dan en tiempo real y hacer seguimiento al proceso de anidación de tortugas.

6.1. Acciones puntuales (Corto plazo) • • Se propone realizar una tala selectiva principalmente de las palmas muertas, y una

relocalización de la regeneración de palmas de coco que viene creciendo. • • Colonizar algunas zonas con la especie Espagneticola trilobata, para mejorar la retención de

sustratos, esta especie responde bien a condiciones de sustrato arenoso y de drenaje rápido (sin encharcamiento), sin atentar con los huevos de las tortuga a diferencia de la palma de coco.

• • Manejo de la plantación de coco, esta debe ser maneja como un cultivo comercial, haciendo énfasis en control de la enfermedad del anillo rojo ya que las está deteriorando gradualmente. Aunque el coco se vuelve competencia para los nidos de tortugas también colabora para retener humedad y mantener la estructura de los nidos.


933

• • Manejo de los troncos anclados en la playa, estos pueden ser reubicados en zonas con potencial para retener sedimentos sin afectar el tránsito de la tortuga, sectores 2, 3 y 4.

• • Manejo de basuras, se debe realizar gestión de las basuras en Playa Palmeras y en Gorgonilla. Es importante adelantar jornadas de limpieza, mínimo una al año. También realizar campañas educativas no solo con los turistas sino con la comunidad vecina al área, encaminada a manejar las basuras ya que estas por las corrientes pueden llegar hasta la isla.

• • Ubicar avisos informativos alusivos a la protección de playas y a la prohibición de cosas que atenten principalmente contra la vegetación y la fauna.

• • Manejo de vegetación dunar, esta es una alternativa para retención de sedimentos, en este sentido se debe profundizar aún más en el conocimiento de la vegetación de la playa con el fin de definir cuales tienen este potencial.

6.2. Acciones puntuales (Medio plazo)

• • Si la situación de medio plazo es crítica (si según el monitoreo con perfiles de playa se

continúa con la pérdida progresiva de la arena de la playa) se debe evaluar un solución más intrusiva, como el relleno de playa.

• • La siembra de barreras naturales (vegetación o corales) puede servir como disipador de la energía del oleaje. Se debe investigar y evaluar correctamente la posibilidad de reproducción en esta zona ya que es algo que está todavía en la frontera del conocimiento y hay muchos vacíos técnico‐científicos para tomar una decisión con alto nivel de certeza.

6.3. Acciones de gestión para el largo plazo

En el largo plazo se debe realizar un estudio para caracterizar tipos de sedimentos en los nidos de

las tortugas para comparar con los sedimentos de toda la playa para observar cuales poseen las cualidades más adecuadas que garanticen el éxito de supervivencia de la especie.

De otro lado y con el fin de garantizar el monitoreo, dada la importancia de tener una fuente de datos del largo plazo, se debe iniciar y mantener una estrategia de largo plazo para el mantenimiento de los equipos.

Con el fin de seguir evaluando la evolución de la playa es necesario seguir monitoreándola permanentemente, con el fin de planificar acciones acertadas en el largo plazo, para esto se elaboró un cartilla donde se explica que variables se deben monitorear y cómo hacerlo (metodológica y técnicas), esto permite obtener datos permanentes para procesar y tomar acciones en tiempo real de acuerdo a los resultados.

6.4. Cartilla metodológica

Esta herramienta es primordial para la gestión que se propone (desde el corto al largo plazo),

debido a que estandariza el monitoreo y garantiza la toma de datos con las variables mínimas requeridas. Esta debe contener los protocolos necesarios para medir las variables que den cuenta de la dinámica de la playa y su evolución en el tiempo, además del monitoreo de la vegetación y las tortugas.

7. AGRADECIMIENTOS

Los autores quieren agradecer a la convocatoria “Por Nuestros Mares” financiada por “Fondo

Alianza para Acción Ambiental y la Niñez” y “Conservación Internacional” los cuales han suministrado los fondos para el desarrollo del proyecto. Se agradece además a los gestores de cada una de estas instituciones por su valioso acompañamiento: María Claudia Diazgranados, Ximena García y Jhon Poveda. Se agradece la voluntad institucional de PNN Gorgona y a sus directivos. Y además, se quiere


934

dar un agradecimiento especial a todos los estudiantes y técnicos que han hecho posible el desarrollo del trabajo de campo, las modelaciones numéricas y el acoplamiento de los resultados de cada componente. Son ellos: Oscar Andrés Álvarez Silva, Enovaldo de Jesús Herrera Meléndez, Daniel Santiago Peláez Zapata, Juan José Guerrero Gallego, Juan Gabriel Correa Pérez, Sara Betancur Valencia, Deisy Natalia Cárdenas Giraldo, Héctor “Shiry” González.

BIBLIOGRAFÍA

• Amorocho, D., Rubio, H., Díaz, W. 1992. Observaciones sobre el estado actual de las tortugas marinas en el Pacífico colombiano. En: Rodríguez, M., Sánchez, P. Contribución al conocimiento de las tortugas marinas en Colombia. Serie de publicaciones especiales en Colombia. • Herrera, A., Amorocho, D. 2011. Informe final de anidación temporada 2010 – 2011. Fortalecimiento del programa de monitoreo de tortugas marinas WWF ‐ Cimad ‐ UAESPNN en el Parque Nacional Natural Gorgona. Cali, Colombia. • Lutz, P.L.; Musick, J.A.; Wyneken, J. 1997. The Biology of Sea Turtles. Marine Science Series. CRC Press. USA. Vol. 1 (432pp.) y 2 (455pp.). • Pavía, A., Amorocho, D. y J.A. Rodríguez‐Zuluaga. 2007. Ecología reproductiva y participación pública para el manejo y conservación de la tortuga Golfina (Lepidochelys olivacea) en el Parque Nacional Natural Gorgona. Informe final presentado a Rufford Small Grants. CIMAD. Cali. 33 p.


935

2.55. GEODIVERSIDAD Y PATRIMONIO GEOLÓGICO EN EL LITORAL ANDALUZ: EL MARCO DE OPORTUNIDAD DE LA ESTRATEGIA ANDALUZA DE

GESTIÓN INTEGRADA DE LA GEODIVERSIDAD

Castellano 2, O. Guijarro 2, M. León 2, F. Ortega 1

1. Dirección General de Gestión del Medio Natural, Consejería de Medio Ambiente, Junta de Andalucía. Avda. Manuel Siurot 50, 41071‐Sevilla [email protected] 2. Agencia de Medio Ambiente y Agua, Consejería de Medio Ambiente. Avda. Johann Gütemberg nº 1‐Isla de la Cartuja 41092 ‐ Sevilla acastellano @agenciamedioambienteyagua.es, [email protected], [email protected]

Palabras clave: geodiversidad, patrimonio geológico, estrategia, gestión integral, litoral, geología, geomorfología, conservación, desarrollo sostenible, georecurso, geoindicadores.

RESUMEN

La presente comunicación tiene como finalidad exponer los objetivos y líneas de acción relativos a

la política y la gestión de la Geodiversidad en Andalucía, las cuales incluyen la protección y conservación del Patrimonio Geológico, también dentro del ámbito de las zonas costeras, así como la puesta en marcha de sistemas de seguimiento de geoindicadores que permitan la evaluación de procesos determinantes en la dinámica de ecosistemas tan frágiles y vulnerables como los litorales. Dichas líneas de acción están recogidas en la Estrategia Andaluza de Gestión Integrada de la Geodiversidad (EAGIG), aprobada en el año 2010 por Consejo de Gobierno de la Junta de Andalucía. La Estrategia pretende asimismo promover la puesta en valor del Patrimonio Geológico como activo socioeconómico para el desarrollo sostenible del territorio, siempre desde la garantía de la sostenibilidad y el uso racional, para lo cual prevé acciones encaminadas a consolidar una oferta geoturística apoyada institucionalmente y a reforzar la Geodiversidad en el marco de las políticas activas de turismo y desarrollo sostenible.

Ambas líneas estratégicas, conservación y puesta en valor, son susceptibles de contribuir notablemente a la integración de las actividades humanas en un medio tan sensible y vulnerable como el costero y a favorecer la distinción y la diversificación de la oferta turística en los espacios litorales. A dichas líneas se añaden además las acciones dirigidas a la difusión y divulgación de los valores asociados a la Geodiversidad y al Patrimonio Geológico y a la participación de Andalucía en los foros y marcos internacionales relacionados con la Geodiversidad (Redes Mundiales y Europeas de Geoparques, Proyecto Global Geosites, etc.).

La EAGIG persigue, asimismo, definir un foro de encuentro e intercambio de información y posiciones que promueva la implicación de ciudadanía en su conjunto y la participación activa y colaboración de todos los actores sociales, públicos y privados, con capacidad de toma de decisiones en la materia. Con esta idea propone el desarrollo de un modelo de gestión que articule los mecanismos de comunicación y coordinación necesarios. En este sentido, la Estrategia puede entenderse como un ejemplo de instrumento orientado a la Gestión Integral de uno de los elementos más desconocidos y poco reconocidos del patrimonio natural, que en el caso del litoral andaluz adquiere una importancia añadida como consecuencia de su riqueza y diversidad geológica.

1. ANTECEDENTES DE LA ESTRATEGIA ANDALUZA DE GESTIÓN INTEGRADA DE LA GEODIVERSIDAD

La Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía, en el ámbito de sus competencias,

viene acometiendo, desde hace más de una década, un conjunto de iniciativas cuyo objetivo general es el de inventariar, evaluar, proteger y gestionar la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico de Andalucía, como un activo más del Patrimonio Natural, que adquiere además una notable dimensión


936

potencial como recurso en la puesta en marcha de estrategias de desarrollo sostenible y de diversificación económica.

Entre las acciones desarrolladas en este periodo de tiempo destaca, por magnitud e importancia, la elaboración del Inventario Andaluz de Georrecursos, publicado por primera vez en el año 2004 y cuya primera actualización ha visto la luz en el año 2011. El Inventario es resultado de un extenso trabajo de recopilación, investigación y diagnóstico del Patrimonio Geológico andaluz, en el cual han colaborado científicos e investigadores pertenecientes a las 11 universidades andaluzas, además de un notable elenco de expertos y profesionales de reconocido prestigio en el ámbito de la Geología y las Ciencias de la Tierra.

También a lo largo de esta última década se han puesto en marcha un buen número de iniciativas de puesta en valor del Patrimonio Geológico, tales como la interpretación “in situ” de hitos y recursos geológicos, la apertura y dotación de centros destinados a dar a conocer la singularidad y los valores geológicos de determinados espacios, la publicación de materiales relacionados con la Geodiversidad de Andalucía o la promoción de jornadas técnicas y de formación. Igualmente, se han llevado a cabo medidas de protección del Patrimonio Geológico, incluidas dentro del Programa de Actuaciones en Recursos Geológicos de Andalucía.

Otro de los objetivos conseguidos en estos últimos años ha sido la incorporación institucional de Andalucía a los programas y foros internacionales relacionados con la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico, en especial, a las Redes Europeas y Mundiales de Geoparques (EGN y GGN), grupos de trabajo auspiciados por la UNESCO y orientados al intercambio de experiencias y herramientas para la conservación y puesta en valor de la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico. Andalucía cuenta en la actualidad con tres Parques Naturales que han obtenido la distinción oficial de Geoparques: Cabo de Gata‐Níjar, Sierras Subbéticas y Sierra Norte de Sevilla. Próximamente se presentará también la candidatura a dichas redes del Paisaje Protegido Río Tinto.

La consecución de estos logros ha ido en paralelo a un proceso global de consolidación de la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico como parte del Patrimonio Natural andaluz. A escala nacional, el hito más destacable de este proceso de institucionalización es la aprobación de la Ley 42/2007 del Patrimonio Natural y la Biodiversidad, el primer marco legislativo estatal que aborda de forma específica los conceptos de Geodiversidad y Patrimonio Geológico, integrando ambos como parte fundamental del patrimonio natural e incorporándolos a los principales instrumentos de desarrollo que contempla. A escala regional, el ejemplo más significativo de esta progresiva institucionalización de la Geodiversidad es su incorporación al organigrama administrativo de la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía, mediante la creación de un Servicio específico de Geodiversidad y Biodiversidad, adscrito a la Dirección General de Gestión del Medio Natural.

El camino andado ha situado a Andalucía como una región de referencia en el campo de la conservación y gestión de la Geodiversidad, tanto a escala nacional como a nivel europeo. Si bien Geodiversidad y Patrimonio Geológico son términos relativamente nuevos en el contexto de las políticas medioambientales, su tratamiento en Andalucía presenta, a día de hoy, un considerable recorrido que permite hacer una reflexión y extraer conclusiones en cuanto a sus necesidades, nuevos retos y planteamientos. Entre los nuevos retos de la conservación, gestión y uso sostenible de la Geodiversidad destaca la puesta en marcha e implementación de la Estrategia Andaluza de Gestión Integrada de la Goediversidad, que determina para los próximos 8 años las directrices de la acción y planificación de estos recursos, desde la perspectiva de la coordinación y la convergencia de actores sociales, tanto públicos como privados.

2. EL MARCO DE LA ESTRATEGIA ANDALUZA DE GESTIÓN INTEGRADA DE LA GEODIVERSIDAD

La aprobación por parte del Consejo de Gobierno de la Junta de Andalucía de la Estrategia

Andaluza de Gestión Integrada de la Geodiversidad inició, en el año 2010, una nueva etapa en la conservación, gestión y uso sostenible del Patrimonio Geológico andaluz. La Estrategia define una hoja de ruta encaminada a dar respuesta a las distintas necesidades y potencialidades que presentan


937

la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico andaluz, en las cuales convergen diferentes perspectivas e intereses, en ocasiones incluso contrapuestos, pero que necesariamente deben ser incardinados en aras del desarrollo sostenible y la gestión responsable. Asimismo, la Estrategia pretende definir un marco de encuentro y un foro de debate que favorezca la participación y colaboración de las distintas administraciones, organismos y actores, de forma que se garantice la gestión integrada de este patrimonio natural y cultural. Para ello desarrolla seis objetivos generales: 1. La definición de una política institucional y un modelo de gestión integral de la Geodiversidad

que articule los mecanismos necesarios de coordinación entre administraciones, instituciones científico‐técnicas y organismos con competencias directas o indirectas sobre la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico. Dicha política institucional debe también contemplar las fórmulas adecuadas de participación de la sociedad en su conjunto, así como la de los agentes públicos y privados involucrados en el tema.

2. La conservación y protección de la Geodiversidad Andaluza a través del establecimiento de un cuerpo legal que dé soporte normativo a los inventarios y catálogos relativos al Patrimonio Geológico, por medio de su incorporación a los instrumentos de planificación y prevención ambiental existentes y mediante la definición de herramientas e instrumentos prácticos de conservación y protección activa, apoyados en el modelo de gestión establecido a tal efecto.

3. La utilización sostenible de la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico mediante su introducción en las políticas, programas y estrategias de desarrollo y desde la consolidación de una oferta geoturística, apoyada institucionalmente, capaz de generar externalidades positivas para la población de las áreas rurales.

4. El fomento de la educación y concienciación para la conservación de la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico, por medio de la integración de ambos en las políticas activas de educación ambiental y mediante la mejora del conocimiento y entendimiento de la Geodiversidad.

5. La participación institucional de Andalucía en los foros y programas internacionales, reforzando su papel en el programa Geoparques, auspiciado por la UNESCO, y estableciendo también protocolos y herramientas de coordinación con el Grupo de Trabajo Geosites Español, también bajo el amparo de esta organización mundial.

6. La evaluación y seguimiento del programa de actuaciones y los compromisos establecidos en la propia Estrategia, mediante el diseño y monitorización de indicadores y el de control de objetivos.

Con el objeto de asegurar la participación activa de la sociedad, la Estrategia se planteó, desde su inicio, como un marco abierto y participativo en el que se pretendió dar cabida a: administraciones, grupos de desarrollo rural y agencias locales de desarrollo, asociaciones, fundaciones de patrimonio y organizaciones no gubernamentales, museos, universidades y centros de investigación, instituciones científico‐técnicas y otros actores públicos y privados, incluyendo empresas, promotores turísticos, etc. Con esta idea se facilitaron diferentes vías de descarga y consulta del documento borrador, tanto por medio de envíos directos de documentación como por vía web, a través de la página de la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía. Igualmente fueron habilitados protocolos a partir de los cuales pudieron ser recogidas una gran variedad de aportaciones procedentes de distintos ámbitos. Dichas aportaciones, unidas a las modificaciones asociadas a los procesos de exposición, información pública y alegaciones, introdujeron mejoras sustanciales en el documento definitivo, tanto en los niveles de diagnóstico como en el programa de medidas.

3. LAS LÍNEAS DE ACCIÓN DE EAGIG EN LAS ÁREAS LITORALES

Atendiendo a los objetivos generales contemplados en la Estrategia Andaluza de Gestión

Integrada de la Geodiversidad pueden definirse una serie de ámbitos de interés convergentes con la gestión de las áreas litorales, o que aportan información relevante y son por tanto susceptibles de ser incluidos en modelos orientados a la gestión integral de las zonas costeras. Cabe reseñar entre estas


938

líneas de acción las dirigidas a: la conservación de la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico, su puesta en valor y el desarrollo de instrumentos orientados a la coordinación y la participación.

4. CONSERVACIÓN

Dos son las líneas de acción de la EAGIG que en mayor medida pueden contribuir a la definición

de modelos de gestión integral en áreas litorales: • por un lado la línea establecida por los trabajos de inventario y catalogación del patrimonio

geológico; • y por otro la dirigida a la definición de sistemas de seguimiento por medio de geoindicadores.

4.1. Inventario y catalogación del Patrimonio Geológico El marco general de la EAGIG contempla entres sus líneas estratégicas y objetivos la conservación

y protección del Patrimonio Geológico, para la cual resulta imprescindible el desarrollo de trabajos destinados a su identificación y diagnóstico. Con el objeto de dar respuesta a esta necesidad se pone en marcha en Andalucía el Inventario Andaluz de Georrecursos (IAG), actualizado en el año 2011. Con la puesta en marcha del Inventario se consiguen, entre otros, los siguientes objetivos: • El establecimiento de un catálogo abierto y sistematizado de localidades de interés geológico

en el marco del territorio andaluz. • La tipificación y valoración de los georrecursos identificados mediante criterios unitarios de

calidad, potencialidad de uso y fragilidad. • La definición de una orientación previa sobre su protección y, en su caso, utilización activa. • La formalización de un primer diagnóstico sobre las medidas y criterios de gestión a aplicar en

cada localidad. • La sistematización y cartografiado de la información levantada y su incorporación a los Sistemas

de Información Ambiental de la Consejería de Medio Ambiente. • La optimización de la información y resultados obtenidos mediante la producción y distribución

de productos divulgativos, que permiten dar a conocer el Patrimonio Geológico y fomentar su consideración desde los diferentes ámbitos que puedan intervenir sobre el mismo (planificación urbanística y territorial, turística, protección arqueológica y cultural, etc.).

El Inventario recoge una descripción genérica de cada enclave, así como diferentes fichas de síntesis referidas a sus aspectos geológicos más relevantes. Está compuesto en la actualidad por 662 localidades, clasificadas en 11 categorías no excluyentes en función de los valores que condujeron a su catalogación como georrecursos y evaluadas en función de la aplicación de criterios de baremación normalizados que determinan el valor científico, didáctico y turístico de cada uno de los lugares de interés. Asimismo se incluyen, para todas las localidades, diagnósticos relativos a su fragilidad, los problemas o riesgos para su conservación y su potencial de uso público. De los 662 enclaves que componen el Inventario 132, el 20% del total de las localidades, se ubican dentro de los límites de los términos municipales costeros andaluces (Figura 1). Si bien no todos ellos están asociados en su origen y/o funcionamiento actual a sistemas morfodinámicos propios de ámbitos litorales, si deben ser tenidos en cuenta en el conjunto de la gestión de éstas áreas, dado que frecuentemente son emplazamientos cuyas amenazas vienen determinadas por la presión sobre el suelo característica de este tipo de espacios, la cual ha resultado particularmente intensa durante el último decenio.


939

Figura 1. Distribución de georrecursos en Andalucía

En cuanto a la distribución por provincias de los georrecursos litorales andaluces (Figura 2), cabe reseñar que es la provincia de Almería, con 56 localidades (el 42,4% de los 132 georrecursos), la que agrupa más enclaves costeros de interés geológico, seguida de las provincias de Cádiz, Huelva y Málaga, que coinciden en el número de enclaves, 24 (un 18,2% del total de los enclaves litorales cada una de ellas). En el otro extremo, Granada cuenta únicamente con 4 georrecursos en su entorno litoral (tan sólo un 3% del total).

Figura 2. Distribución por provincias de georrecursos en el litoral andaluz

Factores como la singularidad de la historia geológica reciente de los sistemas costeros andaluces, la heterogeneidad y variabilidad de los materiales y procesos que en ellos se localizan o producen, o la existencia de dos fachadas litorales (atlántica y mediterránea) bien diferencias en sus características y dinámicas, son los que en mayor medida determinan el excepcional valor y diversidad del Patrimonio Geológico de las costas de la Comunidad Autónoma. Como dato significativo puede señalarse que 16 de los georrecursos costeros de Andalucía están también catalogados como Geosites por IUGS y UNESCO. Son igualmente reconocibles en el litoral andaluz elementos correspondientes a 6 Contextos Geológicos de Relevancia Internacional, identificados también dentro del proyecto Global GEOSITES de la UNESCO, de los cuales dos encuentran además en Andalucía su mejor ámbito de representación.

El 43,9% (58) de los georrecursos litorales de Andalucía alcanzan una valoración científica alta o muy alta y el 72,7% (96) de dichas localidades se valoran como de alto o muy alto interés didáctico


940

(Figura 3). La relevancia turística internacional de las costas andaluzas conlleva asimismo que las valoraciones relacionadas con el potencial turístico de estos georrecursos alcancen niveles altos o muy altos en el 49,2% (65) de los casos.

Figura 3. Valoración de georrecursos litorales en Andalucía.

Por provincias son reseñables las valoraciones científicas y didácticas de Huelva y Cádiz, asociadas

a la presencia de acantilados, sistemas litorales complejos de flechas y contraflechas y grandes estuarios y marismas; y en especial las valoraciones científicas y didácticas que se identifican en el levante andaluz, relacionadas con el interés de los rasgos geológicos asociados a los episodios volcánicos submarinos que dieron como resultado la configuración actual de estos espacios litorales y a los modelados propios de las cuencas neógenas ubicadas en este sector, las cuales se vieron sometidas a la alternancia de rellenos en diferentes ambientes sedimentarios (lacustres, neríticos y marinos) y se vieron afectadas por la crisis de salinidad del Messiniense.

Una muestra de la diversidad del Patrimonio Geológico del litoral de Andalucía es la gran variedad de categorías que están representadas en estos territorios (Fig. 4). Más del 56% de los georrecursos litorales presentan rasgos geomorfológicos de interés y más de un 31% rasgos sedimentológicos. También están bien representadas las categorías petrológicas (18,9%), paleontológicas (17,4%) y estratigráficas (11,4%).

Figura 4. Porcentajes de georrecursos por categorías

1. Estratigráfica, 2. Paleotológica, 3.Cavidades, 4. Mineralógica, 5. Geominera, 6. Hidrogeológica, 7. Sedimentológica, 8. Geomorfológica, 9. Petrológica, 10. Tectónica y 11. Geoarqueológica)

En relación a los sistemas morfodinámicos que determinan el funcionamiento y origen de estos

georrecursos destaca también su diversidad y complejidad (Tabla 1). Son reconocibles en los georrecursos del ámbito costero 9 sistemas morfodinámicos, siendo el más representado el sistema litoral (52,70% de los georrecursos incluidos en la categoría geomorfológica), seguido del eólico y el fluvial, con porcentajes del 33,78% y 20,27% respectivamente. También están presentes de forma significativa sistemas como el estuarino (17,57%) y el kárstico (13,51%).


941

Tabla 1. Representación de sistemas morfodinámicos asociados al litoral andaluz

Sistemas Morfodinámicos Representación (%)Eólico 33,78Fluvial 20,27Lacustre 5,41Gravitacional 6,76Denudativo 9,46Estructural‐denudativo 2,70Kárstico 13,51Volcánico 8,11Litoral 52,70Estuarino 17,57

Los trabajos de inventario, diagnóstico y catalogación del Patrimonio Geológico en Andalucía

constituyen, indudablemente, una de las piedras angulares de las líneas estratégicas orientadas a la protección y conservación de este excepcional patrimonio natural y cultural. En este sentido se consideran también de gran valor dentro del ámbito de la gestión integrada de espacios tan complejos como las áreas litorales. Actualmente, se encuentra en proceso de redacción el Decreto por el que se regula el Inventario Andaluz de Georrecursos. Su aprobación definitiva otorgará, por primera vez en Andalucía, una cobertura legal a los elementos más relevantes y representativos del Patrimonio Geológico.

4.2. Geoindicadores

Uno de los aspectos más innovadores de la EAGIG, dentro del ámbito de las acciones dirigidas a la

conservación y protección del patrimonio natural, es la puesta en marcha de un sistema de evaluación de procesos de cambio global y de hábitat y ecosistemas de interés, a través del seguimiento de los denominados geoindicadores. Los geoindicadores (GEIs) son aspectos o rasgos sustentados en parámetros abióticos que pueden ser objeto de monitorización. Sirven como herramientas en la evaluación de cambios rápidos en los sistemas y procesos propios del medio físico, muchos de los cuales están íntimamente ligados a procesos biológicos. Evidencian la existencia o no de cambios en dichos sistemas, así como el significado, importancia y tendencia de los mismos, permitiendo orientar las medidas que deben llevarse a cabo para su mitigación, atenuación o compensación.

En términos de gestión integral, este seguimiento puede utilizarse en estudios ambientales para analizar la evolución de un enclave natural o área geográfica, incluyendo los cambios producidos por la acción antrópica, así como aquellos que son resultado de la evolución natural. Es por ello que resultan especialmente interesantes en la evaluación de dos ámbitos de seguimiento bien definidos: el de los procesos de cambio global y sus efectos sobre el medio natural; y el de la evaluación del estado de conservación y tendencia de hábitats y ecosistemas de interés.

En relación al seguimiento de los procesos de cambio global cabe reseñar que el medio físico ofrece una extraordinaria información sobre los cambios acaecidos en los ecosistemas en el pasado, sobre su dinámica y evolución, así como sobre los procesos que condujeron a dichos cambios. Su análisis facilita además la construcción de escenarios tendenciales y modelos predictivos de evolución de estado, que pueden a su vez ser comparados y corregidos en función de los propios datos de seguimiento obtenidos, permitiendo su calibración y el análisis de su desviación respecto a los resultados esperados. Todo ello es especialmente relevante en el estudio de las relaciones causa‐efecto producidas por los motores directos e indirectos que activan los procesos de cambio global, los cuales, en última instancia, son lo que en mayor medida inciden en la magnitud de los grandes


942

problemas ambientales actuales, así como en la gravedad de sus implicaciones sociales y económicas.

En relación al seguimiento de hábitats y ecosistemas, la utilización de indicadores relacionados con el medio físico resulta de excepcional relevancia para el desarrollo de los trabajos de definición y evaluación de estados ecológicos, que en muchos casos son imprescindibles para el cumplimiento de las directivas europeas relacionadas con la biodiversidad (Hábitats y Aves), con las aguas continentales y de transición (Directiva Marco de Aguas) o con las aguas marinas (Directiva Marco de Estrategia Marina).

Otra ventaja añadida al uso de sistemas de evaluación apoyados en parámetros relacionados con el medio físico es que, en muchos casos, se dispone además de datos de seguimiento de parámetros con series temporales considerables. Este factor favorece la determinación de los estados “ceros” o iniciales de los indicadores y permite, en ocasiones, la constitución de escenarios de seguimiento que incluyen la definición de resultados esperables en diferentes horizontes temporales.

Aún si cabe, la utilización de sistemas de seguimiento por medio de geoindicadores es aún más importante en ámbitos como el litoral, caracterizados por un medio físico muy dinámico y vulnerable ante las acciones antrópicas, que además resulta especialmente sensible a amenazas como el cambio climático. En este sentido se considera que el seguimiento de geoindicadores puede resultar una herramienta de primer orden para la gestión integral de espacios costeros. Tanto es así que sus aplicaciones pueden trascender el ámbito exclusivo de la protección y conservación del patrimonio natural y abarcar una gran variedad de campos, entre los cuales se incluyen: la concienciación y la educación ambiental o la evaluación de escenarios y costes socioeconómicos.

En la actualidad, la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía ha iniciado los trabajos para el diseño de un Sistema General de Seguimiento de Geoindicadores para el conjunto del territorio de Comunidad Autónoma. Entre las áreas temáticas que abordan se incluyen aspectos que evidencian una relación directa con la dinámica y estado de los ecosistemas y hábitats litorales andaluces, como por ejemplo: química del coral y pautas de crecimiento, formación y reactivación de dunas, calidad de las aguas subterráneas en acuíferos costeros, nivel relativo del mar, posición relativa de la línea de costa o balances sedimentarios en sistemas fluviales y litorales1. En la Fig. 5 puede observarse un gráfico de evaluación de Geoindicadores en el que se analizan los parámetros que finalmente determinarán la idoneidad y viabilidad de su seguimiento. Aspectos como la adecuación territorial del indicador, la disponibilidad de datos, la relación coste‐beneficio o el grado de aceptación científica, son solo algunos ejemplos de las variables que serán tenidas en cuenta en el proceso de formalización definitiva del Sistema Andaluz de Seguimiento de Geoindicadores.

Figura 5. Principales parámetros de evaluación de idoneidad y viabilidad de Geoindicadores

1 Las áreas temáticas de seguimiento atienten a los criterios definidos por la International Union of Geological Sciencies (IUGS).


943

5. PUESTA EN VALOR La EAGIG incluye también un amplio abanico de medidas destinado a promocionar la función del

Patrimonio Geológico de la Comunidad Autónoma como activo para el desarrollo sostenible y para la diversificación de actividades económicas. La puesta en valor de estos recursos en los espacios costeros, al igual que ocurre con la puesta en valor del resto de elementos propios del patrimonio natural, puede favorecer la activación de iniciativas que ofrezcan alternativas al turismo generalizado de sol y playa y que, en consecuencia, tiendan a modelos turísticos menos estacionales y dependientes.

Cabe reseñar en primer lugar, que el turismo relacionado con el Patrimonio Geológico (Geoturismo) define ya un segmento específico reconocido, dentro del ámbito del turismo de la naturaleza, que es incluso considerado específicamente por Administraciones y operadores turísticos2. El éxito de iniciativas como las Redes Europeas y Mundiales de Geoparques ponen de manifiesto que es posible compatibilizar la conservación de espacios litorales frágiles y vulnerables con su desarrollo socioeconómico, mediante el adecuado dimensionamiento de la oferta turística a la capacidad de acogida del territorio y a través del establecimiento de criterios y modelos de uso y aprovechamiento compatibles. Todo ello no sólo contribuye a la conservación de los valores naturales, en este caso geológicos, de las áreas costeras, si no que garantiza la sostenibilidad de las actividades en el futuro e imprime un sello indiscutible de calidad que refuerza la competitividad de estos ámbitos geográficos y les confiere un carácter diferencial dentro de un mercado cada vez más global.

Desde la EAGIG se proponen medidas orientadas a consolidar una oferta geoturística de referencia para el conjunto de la Comunidad Autónoma, en la que las áreas litorales deben jugar un papel determinante. Al excepcional valor del Patrimonio geológico que albergan las costas andaluzas hay que añadir el potencial que presentan los espacios litorales como destinos turísticos de primer orden a nivel internacional, su proyección y capacidad de atracción.

Entre las acciones ya iniciadas en el ámbito de la puesta en valor de la Geodiversidad pueden reseñarse, por ejemplo: la elaboración de materiales de interpretación y difusión del Patrimonio Geológico, la realización de infraestructuras de interpretación in situ de hitos geológicos, el diseño de itinerarios geoturísticos o la elaboración de cursos de formación y concienciación a empresarios y promotores. Dentro de las medidas que están previstas sean desarrolladas durante los próximos años pueden destacarse: la creación de un catálogo abierto de iniciativas relacionadas con el uso sostenible de la Geodiversidad y el Patrimonio Geológico, la definición de criterios de gestión y uso sostenible de los elementos del Patrimonio Geológico o el desarrollo de herramientas e instrumentos dirigidos al intercambio de ideas y experiencias.

6. GESTIÓN INTEGRAL

Al margen de las medidas específicas que contempla, la EAGIG constituye en sí misma un ejemplo

de modelo de gestión integral. Aunque su enfoque está orientado al tratamiento de un elemento específico del patrimonio natural, desarrolla un complejo grupo de instrumentos y herramientas cuya función principal es articular los mecanismos a través de los cuales debe hacerse efectiva la coordinación y cooperación necesaria para su adecuada gestión. En este sentido, puede constituir un marco de referencia para la discusión de los modelos de gestión integral aplicables al ámbito complejo de las áreas litorales, que en última instancia, se dirigen también a la convergencia de enfoques e intereses y a la definición de un marco de desarrollo sostenible, que garantice la compatibilidad de las actividades humanas con los valores naturales de la costa y también su viabilidad social y económica a medio y largo plazo.

2 Geoturismo sostenible en la Red de Espacios Naturales Protegidos de la Comunidad Autónoma del Paisa Vasco; Estudios de Mercado de la Travel Industry of America.


944

Entre los objetivos específicos que considera la Estrategia en relación a la definición de un modelo de gestión integral de la Geodiversidad pueden reseñare los siguientes:

• Crear un órgano consultivo con competencias sustantivas en materia de gestión de la Geodiversidad.

• Adecuar y reforzar la coordinación interadministrativa entre las instituciones con competencias directas o indirectas en materia de Geodiversidad.

• Introducir y promover la gestión de la Geodiversidad mediante los instrumentos y herramientas de planificación vigentes en Andalucía.

• Fomentar la participación pública y social en la gestión integrada de la Geodiversidad. • Para su desarrollo propone una serie de instrumentos que pueden sintetizarse en el siguiente

esquema relacional:

Figura 6. Síntesis de los principales instrumentos orientados a la gestión integral contemplados en la EAGIG

BIBLIOGRAFÍA

• Consejería de Medio Ambiente, Junta de Andalucía, 2011, Estrategia Andaluza de Gestión Integrada de la Geodiversidad, Consejería de Medio Ambiente • Consejería de Medio Ambiente, Junta de Andalucía, 2011, Inventario Andaluz de Georrecursos, Consejería de Medio Ambiente • García Cortés A. et al., 2008, Contextos Geológicos Españoles de Relevancia Internacional, Instituto Geológico y Minero de España, Ministerio de Educación y Ciencia • Carcavilla L. y Palacio J., 2010, Proyecto GEOSITES; aportación española al patrimonio geológico mundial, Instituto Geológico y Minero de España, Ministerio de Educación y Ciencia • Carcavilla L. et al., Patrimonio Geológico y Geodiversidad: investigación, conservación, gestión y relación con los espacios naturales protegidos, Instituto Geológico y Minero de España, Ministerio de Educación y Ciencia • IUGS, 2000, Introducción a los Geoindicadores, inédito • IKT, Gobierno Vasco, 2011, Geoturismo sostenible en la Red de Espacios Naturales Protegidos de la Comunidad Autónoma del Paisa Vasco, inédito


945

2.56. OBRAS DE DEFENSA COSTERAS EN EL CARIBE COLOMBIANO¿SOLUCIÓN O PROBLEMA?

N. Rangel‐Buitrago1, G. Anfuso1, I. Correa2

1. Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales, Universidad de Cádiz. Puerto Real, Cádiz, España. [email protected], [email protected] 2. Departamento de Geología, Universidad EAFIT. Medellín, Colombia. [email protected]

RESUMEN

Los crecientes problemas de erosión costera en el Caribe colombiano, relacionados en parte con

factores como el cambio climático y el paulatino aumento en la ocupación del litoral debido a la demanda del suelo para usos industriales y turísticos han traído consigo la construcción de numerosas y diferentes tipos de estructuras, lo que comúnmente se denomina como “blindaje de la costa”. Por este término se entiende, en detalle, la construcción y emplazamiento sistemáticos de espolones, rompeolas y muros para contrarrestar la erosión costera; de puertos, para actividades comerciales y pesqueras, y de paseos marítimos. Los impactos potenciales de la estrategia de “blindar la costa” son muchos, e incluyen, entre otros, efectos negativos sobre el paisaje, restricciones de accesos a las playas y privatización de áreas públicas, cambios drásticos en los balances de sedimentos costeros y, a escalas locales, la generación de fuertes corrientes litorales que representan altos riesgos para los bañistas. Durante los últimos años, el Caribe colombiano ha experimentado un proceso acelerado de urbanización y desarrollo, muchas veces desorganizado y caótico y relacionado con el gran aumento de la población costera. Por ejemplo, en Cartagena, el número de habitantes pasó de 904.603 (en 2005) a 968.848 (en 2010). Asimismo, muchos puertos y marinas han sido construidos y ampliados para atender la demanda generada por las actividades comerciales y turísticas (p. ej. puertos de Mamonal y Bosque en Cartagena y Marina de Santa Marta en el departamento del Magdalena). En este trabajo se analizaron la distribución espacial, las principales características y los efectos e impactos de las estructuras antrópicas asociados al “blindaje de la costa” en las zonas litorales de los departamentos de Córdoba, Bolívar y el municipio de Santa Marta cuyas longitudes de costa corresponden al 31% (538 km) del Caribe colombiano. Para evaluar el impacto de todas las estructuras marítimas en las zonas estudiadas, se utilizó el coeficiente de impacto antropogénico K. Este coeficiente es la relación entre la longitud total (l) de todas las estructuras realizadas por el hombre en un sector litoral y la longitud (L) del sector investigado. De acuerdo a esta metodología, diferentes categorías de impacto antropogénico pudieron ser estimadas, obteniéndose valores de impacto “mínimo” con K = 0,0001‐0,1; “promedio” cuando K = 0,11‐0,5; “máximo” con K = 0,51‐1,0, y “extremo” si K > 1,0. Se identificaron un total de 496 obras ingenieriles de defensa. Estas incluyen estructuras marinas (p. ej. transversales y longitudinales – separadas y unidas al litoral) que se clasificaron, en función de sus características físicas como tajamares (jetties), espolones, rompeolas, cercas para dunas, paseos marítimos, muros y fortificaciones, puertos, muelles y piscinas para la explotación de sal y camarones. A lo largo de los sectores investigados, las intervenciones finalizadas para la protección del litoral fueron ejecutadas con el fin de contrarrestar severos procesos erosivos más que de prevenirlos. En la mayoría de los casos, muchas de las obras fueron realizadas como respuesta a la presión de los accionistas locales, ó fueron realizadas por los mismos habitantes sin ningún tipo de estudio previo y control. De esta manera la construcción de estructuras sobre la costa generó una ocupación, muchas veces exagerada, que alteró el entorno natural del sistema costero. De igual forma estas estructuras permitieron la preservación de algunas zonas, pero causaron desequilibrios importantes en el balance sedimentario de otras. En muchos de los casos los procesos de erosión se vieron multiplicados y se generaron nuevas zonas de erosión, consecuentemente obligando a la instalación de nuevas estructuras según el denominado “efecto domino”.

Palabras Clave: Obras de defensa, Erosión, Ocupación humana, Litoral Caribe, Colombia.


946

1. INTRODUCCIÓN

Los crecientes problemas de erosión costera en el Caribe colombiano, relacionados en parte con factores como el cambio climático, el paulatino aumento en la ocupación del litoral y la demanda del suelo para usos industriales y turísticos han llevado a la necesidad de regular actividades antrópicas y a la construcción de numerosas y diferentes tipos de estructuras, lo que comúnmente se denomina como “blindaje de la costa”. Por este término se entiende, en detalle, la construcción y emplazamiento sistemáticos de espolones, rompeolas y muros para contrarrestar la erosión costera; de puertos, para fomentar el comercio y las actividades pesqueras, etc.; de paseos marítimos, para usos turísticos, etc. Los impactos potenciales de la estrategia de “blindar la costa” son muchos, e incluyen, entre otros, efectos negativos sobre el paisaje, restricciones de accesos a las playas y privatización de áreas públicas, cambios drásticos en los balances de sedimentos costeros y, a escalas locales, la generación de fuertes corrientes litorales que representan altos riesgos para los bañistas.

En Colombia, la ocupación costera se inició a la par con la colonización española durante el siglo XVI por medio de la construcción de asentamientos humanos y ciudades marítimas orientadas principalmente a diversas actividades comerciales. La exportación de mercancías, como café, azúcar, etc., se dio esencialmente a través del transporte marítimo. De esta manera, se forzó la construcción de obras como puertos, diques y escolleras, e incluso muchas obras de defensa diseñadas como defensas contra los ataques piratas. En Latinoamérica, y en especial en Colombia, la mayoría de las prácticas y métodos empleados para la protección de la costa fueron heredados de la escuela europea, en particular de España, país que tiene una larga historia de ocupación litoral y construcción de obras de defensa.

Durante los últimos años, el Caribe colombiano ha experimentado un proceso acelerado de urbanización y desarrollo, muchas veces desorganizado y caótico y relacionado con el gran aumento de la población costera. Por ejemplo, en Cartagena, el número de habitantes pasó de 904603 (en 2005) a 968848 (en 2010). Asimismo, muchos puertos y marinas fueron han sido construidos y ampliados para atender la demanda generada por las actividades comerciales y turísticas (p. ej. puertos de Mamonal y Bosque en Cartagena y Marina de Santa Marta en el departamento del Magdalena).

En este trabajo se analizaron la distribución espacial, las principales características y los efectos e impactos de las estructuras antrópicas asociados al “blindaje de la costa” en diferentes sectores del Caribe colombiano.

2. METODOLOGÍA

Se analizaron las zonas litorales de los departamentos de Córdoba, Bolívar y el municipio de Santa Marta en el Departamento del Magdalena cuyas longitudes de costa corresponden al 31% (538 km) del Caribe colombiano (figura 1).

Un sistema de información geográfica (SIG) se empleó para el procesamiento y mapeo de las estructuras y para la asignación de su impacto sobre la línea de costa. Todas las obras costeras fueron cartografiadas dentro de una zona que se extendía desde la línea de costa hasta 100 metros dentro del continente. Para este proceso fueron utilizadas imágenes de satélite de alta resolución derivadas de Digitalglobe Maps y cartografía base del Instituto geográfico Agustín Codazzi (IGAC) a escala 1:25000. La información obtenida fue complementada con observaciones de campo sobre las principales características, composición y costos de las obras de protección costeras y zonas portuarias.

De acuerdo con los métodos descritos por Jiménez et al., (1997) y Pajak et al., (2002) todas las imágenes disponibles fueron georeferenciadas en orden de remover los problemas de escala y distorsión. Los puntos de control fueron obtenidos de una imagen georeferenciada del año 2010 y toda la información fue procesada y presentada en un sistema de coordenadas UTM 18. Para la georeferenciación de las fotografías aéreas, debido a la suave topografía de las zonas de estudio, se


947

empleó una transformación de tipo polinomial. En una segunda fase, todas las estructuras y la línea de costa fueron digitalizadas y mapeadas generando diferentes archivos en formato shape (Arcgis) correspondientes a puntos, líneas y polígonos. Toda la información generada fue incorporada a un SIG el cual permitió el establecimiento de una base de datos para las líneas de costa estudiadas.

Figura 1. Localización de las áreas de Estudio

A) Córdoba, B) Bolívar, C) Santa Marta

3. RESULTADOS Y DISCUSION

3.1 Inventario de Estructuras

El departamento de Córdoba cuenta con una línea de costa de 134 km con orientación principal norte‐sur. Sobre su zona litoral se encuentran construidas 150 estructuras que, si son sumadas, dan una longitud de 4,27 km correspondientes al 3,17% del litoral. En este departamento hay tres tipos de obras: i) espolones, ii) rompeolas y iii) muros. Los espolones constituyen el tipo de obra predominante (111) y su longitud total es de 2,5 km. Éstos son seguidos por 32 muros, que sumados alcanzan los 1,5 km, y por 7 rompeolas de 285 metros de largo. La mayoría de estas obras fue realizada de manera empírica para tratar de contrarrestar la erosión litoral la cual registra valores superiores a ‐1 m/año (Correa et al., 2003, Rangel et al., 2006).

Un total de 289 estructuras, con una longitud total de 44 km, fueron observadas en los 366 km que conforman la línea de costa del departamento de Bolívar (Figura 2). En la ciudad de Cartagena las estructuras predominantes fueron los puertos y muelles cuya longitud total es de 19,5 km, constituyendo el 44% del litoral. Un total de 111 espolones, con una longitud de 4 km, fueron mapeados entre los sectores de Castillogrande y Crespo (zona turística de Cartagena), estos se empezaron a construir desde los años 50 para contrarrestar la erosión a lo largo de las playas más importantes (p. ej. El Laguito, Bocagrande, Las Tenazas y Marbella). Otras estructuras cartografiadas


948

fueron: 40 muros (9,5 km), 22 rompeolas (1,73 km), 1 cerca de dunas (1 km), 1 jetty (763 m), 2 paseos marítimos (698 m), 1 piscina para la extracción de sal (3,6 km) y 1 piscina para el cultivo de camarones (1,8 km).

El área costera del municipio de Santa Marta es una zona litoral urbanizada donde fueron cartografiadas un total de 57 estructuras (18,76%). Dentro de esta zona se presentan 36 espolones (921 m), 8 marinas (600 m), 4 jetties (319 m), 2 paseos marítimos (1858 m), 2 puertos (3147 m) y 3 muros (380 m).

Figura 2. Ejemplo de la construcción de obras de defensa en la ciudad de Cartagena

3.2 Coeficiente de Impacto Antropogénico

Para evaluar el impacto de todas las estructuras marítimas en las zonas estudiadas, se utilizó el coeficiente de impacto antropogénico K (Aybulatov et al., 1993). Este coeficiente es la relación entre la longitud total (l) de todas las estructuras realizadas por el hombre en un sector litoral y la longitud (L) del sector investigado. De acuerdo a esta metodología, diferentes categorías de impacto


949

antropogénico pudieron ser estimadas, obteniéndose valores de impacto “mínimo” con K = 0,0001‐0,1; “promedio” cuando K = 0,11‐0,5; “máximo” con K = 0,51‐1,0, y “extremo” si K > 1,0.

Para el departamento de Córdoba un valor K de 0,03 fue obtenido a partir de una longitud de 4273 m, correspondiente a 150 estructuras distribuidas a lo largo de 1344000 metros de línea de costa. A su vez, el coeficiente K fue estimado para 11 segmentos de costa encontrándose 9 segmentos dentro de la categoría “mínima“ y 2 dentro de la categoría “promedio”.

En Bolívar, el valor K fue de 0,12 (promedio) y se obtuvo para 44064 m totales de 289 estructuras en una línea de costa de 363600 m (Figura 3). El coeficiente K también fue estimado para cada municipio de este departamento, obteniéndose para Cartagena un valor de 0,11, mientras que para Santa Catalina fue 0,25. En ambas áreas el coeficiente correspondió a la clase “promedio” (0,11 ≤K< 0,5).

Figura 3. Mapa que ilustra la distribución del coeficiente de impacto antropogénico (k) a lo largo

del departamento de Bolívar

El municipio de Santa Marta presentó un coeficiente K “promedio” como resultado de 7214

metros de estructuras (27 en total), medidos en un litoral de 38450 m de largo.


950

Cabe resaltar que los valores del coeficiente K pueden estar subestimados debido a la distribución irregular de las estructuras artificiales a lo largo de la costa. Un ejemplo de esto es el observado en la zona turística de Cartagena, entre Castillogrande y Crespo, donde fueron construidas 80 estructuras de protección (en su mayoría espolones). Este sector en particular presenta un valor K de 0,60 que lo ubica dentro de la categoría máxima. Por otra parte, las zonas portuarias de Cartagena y Santa Marta mostraron valores de K iguales o superiores a 1 (K = extremo) ya que la línea de costa fue completamente modificada e intervenida.

4. CONCLUSIONES

Se identificaron un total de 496 obras ingenieriles de defensa a lo largo de 538 km de línea de costa correspondiente a los Departamentos de Córdoba, Bolívar y del Municipio de Santa Marta. Estas incluyen estructuras marinas (p. ej. transversales y longitudinales – separadas y unidas al litoral) que se clasificaron, en función de sus características físicas como tajamares (jetties), espolones, rompeolas, cercas para dunas, paseos marítimos, muros y fortificaciones, puertos, muelles y piscinas para la explotación de sal y camarones.

A lo largo de los sectores investigados, y en general en todo el Caribe colombiano, las intervenciones finalizadas para la protección del litoral fueron ejecutadas con el fin de contrarrestar problemas ya existentes en lugar de prevenir los posibles problemas. En la mayoría de los casos, muchas de las obras fueron realizadas como respuesta a la presión de los accionistas locales, ó fueron realizadas por los mismos habitantes sin ningún tipo de estudio previo y control. De esta manera la construcción de estructuras sobre la costa generó una ocupación, muchas veces exagerada, que alteró el entorno natural del sistema costero. De igual forma estas estructuras permitieron la preservación de algunas zonas, pero causaron desequilibrios importantes en el balance sedimentario de otras. En muchos de los casos los procesos de erosión se vieron multiplicados y se generaron nuevas zonas de erosión, consecuentemente obligando a la instalación de nuevas estructuras según el denominado “efecto domino” (Cooper et al., 2009).

Para el manejo adecuado de las áreas de estudio, y en general para cualquier zona costera, los efectos y la eficacia de las obras de defensa construidas deben ser cuidadosamente evaluados. A futuro debe pensarse en el desarrollo en la protección del litoral a partir de obras blandas que generen menos impacto en el paisaje y procesos erosivos aguas abajo.

BIBLIOGRAFÍA • Aybulatov N.A., Artyukhin Y.V. 1993. Geoecology of the World Ocean´s Shelf and Coasts. Hydrometeo Publishing. Leningrado, Rusia. 304 pp. • Cooper, J.A.G., Anfuso, G., Del Rio, L. 2009. Bad Beach Management: European Perspectives, en Kelley, J.T., Pilkey, O.H., Cooper, J.A.G., eds., America’s Most Vulnerable Coastal Communities: Geological Society of America Special Paper 460: 167–179. • Correa, I.D., Vernette G.. 2003. Introducción al Problema de la Erosión Litoral en Urabá (sector Arboletes‐ Turbo) Costa Caribe Colombiana. Boletín del Investigaciones Marinas y Costeras 33: 7‐28. • Jimenez J., Sanchez‐Arcilla A., Bou J., Ortiz M. 1997. Analysing Short‐term shoreline changes along the Ebro delta (Spain) using aerial photographs. Journal of Coastal Research 13(4):1256–1266. • Pajak M.J., Leatherman S. 2002. The high water line as shoreline indicator. Journal of Coastal Research 18(2):329–337. • Rangel, N., Posada B. 2005. Geomorfología y procesos erosivos en la costa norte del departamento de Córdoba, Caribe colombiano (sector Paso Nuevo‐Cristo Rey). Boletín del Investigaciones Marinas y Costeras 34: 101‐119.


951

2.57. EVALUACIÓN DE LAS CARACTERÍSTICAS PAISAJÍSTICAS MEDIANTE EL USO DE LÓGICA MATEMÁTICA: PRIMERAS APLICACIONES EN ZONAS

COSTERAS DE LATINOAMÉRICA

N. Rangel‐Buitrago1, G. Anfuso1, I. Correa2, A. Ergyn3, A.T. Williams4

1. Departamento de Ciencias de la Tierra, Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales, Universidad de Cádiz. Puerto Real, Cádiz, España. [email protected], [email protected] 2. Área de Ciencias del Mar, Departamento de Geología, Universidad EAFIT. Medellín, Colombia. [email protected] 3. Civil Engineering Department, Middle East Technical University, Ankara, Turquía. [email protected] 4. Built Environment, Swansea Metropolitan University, University of Wales, Swansea, Reino Unido. [email protected]

RESUMEN

El Caribe colombiano ha experimentado un acelerado proceso de urbanización y desarrollo

turístico en los últimos años. Solo en la ciudad de Cartagena (la ciudad turística por excelencia de Colombia), datos referidos al periodo noviembre 2009 – enero 2010, mostraron un incremento en la llegada de turistas cercano al 10% en comparación al año anterior que registró 291000 visitantes. Después de un gran número de encuestas realizadas en Europa, se encontró que los parámetros en que se basan los turistas a la hora de preferir una playa son: i) la seguridad, ii) el paisaje, iii) calidad del agua, iv) basuras, v) instalaciones. El paisaje es uno de los recursos costeros y por lo tanto su evaluación es una herramienta importante para los gestores y planificadores del litoral a la hora de la realización de planes de conservación, protección y desarrollo. Este trabajo se basa en la evaluación del valor paisajístico de las playas que constituyen la base de la economía de muchas ciudades costeras en el mundo y en especial del Caribe colombiano. Un problema importante en la evaluación del paisaje es la incapacidad de algunas metodologías de reflejar correctamente las percepciones de la gente, debido al alto peso que tienen algunos aspectos subjetivos (p. ej. altura de una geoforma). En este trabajo se presenta la evaluación del paisaje realizada para el litoral Caribe colombiano (135 playas) utilizando la lógica matemática y matrices ponderadas (fuzzy logic matemátics ‐ parameter weighting matrices) las cuales permiten disminuir la subjetividad y cuantificar con exactitud la incertidumbre. Para la evaluación se utilizó una lista de chequeo que está conformada por 26 parámetros, 18 físicos (acantilados, playas, plataformas rocosas, dunas, características de los valles, forma del relieve, mareas, paisaje costero, color del agua y restos de vegetación), y 8 antropogénicos (ruido, basura, descarga de aguas residuales, grado de modificación y de construcción del medio, tipos de acceso, línea del horizonte y estructuras antrópicas). Los parámetros fueron calificados en una escala de 1 a 5 (presencia/ausencia o poca/alta calidad) y, con el fin de cuantificar la incertidumbre y excesos derivados de la subjetividad que pudo haber tenido la evaluación de los parámetros, se utilizó la lógica matemática (fuzzy logic). A la par, un sistema de matrices, se utilizó para asignar valores de peso de acuerdo a las preferencias y prioridades de los usuarios. Como resultado de estos análisis lógico‐estadísticos se obtuvo un valor (D) el cual resume la evaluación del paisaje en 5 clases que van desde la CLASE 1 (zona litoral sumamente atractiva) hasta la CLASE 5 (playas urbanas muy poco atractivas). De los 135 sectores estudiados, 25 fueron clasificados como zonas litorales sumamente atractivas por lo general ubicadas en áreas protegidas o parques naturales (p. ej. Macuaca), mientras que 32 como zonas litorales urbanas poco atractivas (p. ej. Santa Marta), el resto (78) se ubicó entre las clases 2 y 4. Los resultados obtenidos son útiles para los gestores costeros en la medida que, aunque no es posible mejorar los aspectos naturales de la clasificación, si es posible mejorar muchos de los parámetros antrópicos y, de esta forma, hacer que una playa mejore su clasificación y sea paisajisticamente más atractiva.


952

Palabras Clave: Paisaje costero, Turismo, Gestión, Lógica matemática, Caribe Colombiano. 1. INTRODUCCIÓN

El turismo de zonas litorales es una de las industrias más importantes y rentables en todo el mundo (Klein et al., 2004). En el mar Mediterráneo es la actividad más significativa, registrando para el año de 2008 un total de 698 millones de visitas de parte del turismo nacional e internacional (400 y 298 millones respectivamente). En muchas zonas costeras del Mediterráneo español las zonas construidas exceden el 45%, convirtiendo la actividad turística en la responsable del 5% del producto interno bruto. Países como España, Italia, Francia, Grecia y Turquía cuentan con el flujo de turistas más importante dentro del denominando “mercado de sol, playa y arena” (Dodds y Kelman, 2008), el cual se espera que alcance niveles cercanos al 4.0% por año durante la próxima década.

El Caribe colombiano ha experimentado un acelerado proceso de urbanización y desarrollo turístico en los últimos años. Esto debido a las excepcionales condiciones climáticas y atractivas playas que lo convierten en un destino optimo, especialmente en los meses de junio‐julio y noviembre‐enero. Solo en la ciudad de Cartagena (la ciudad turística por excelencia de Colombia), datos referidos al periodo noviembre 2009 – enero 2010, mostraron un incremento en la llegada de turistas cercano al 10% en comparación al año anterior que registró 291000 visitantes.

Después de un gran número de encuestas realizadas en Europa, se encontró que los parámetros en que se basan los turistas a la hora de seleccionar una playa son: i) la seguridad, ii) entorno ‐ instalaciones, iii) calidad del agua, iv) basuras y v) el paisaje. Este trabajo se basa en este último parámetro ya que es fundamental a la hora de la selección del sitio a visitar y por esto constituye la base de la economía de muchas ciudades costeras. Ejemplos de esto son los trabajos realizados por Morgan y Williams (1995) y Unal y Williams (1999) que al consultar a más de 100 usuarios en las playas de Gower (Reino Unido) y Cesme (Turquía), determinaron que el paisaje siempre fue la primera o segunda opción a la hora de decidir el sitio donde pasar las vacaciones. Además, el paisaje es uno de los recursos costeros y por lo tanto su evaluación es una herramienta importante para los gestores y planificadores del litoral a la hora de la realización de planes de conservación, protección y desarrollo. Así, los resultados de este tipo de evaluación son de gran interés para organizaciones que trabajan en la gestión del litoral.

Un problema importante en la evaluación del paisaje es la incapacidad de algunas metodologías de reflejar correctamente las percepciones de la gente, debido al alto peso que tienen algunos aspectos subjetivos (p. ej. altura de una geoforma). En este trabajo se presenta la evaluación del paisaje realizada para el litoral caribe de Colombia utilizando la lógica matemática y matrices ponderadas (fuzzy logic matemátics ‐ parameter weighting matrices) las cuales permiten disminuir la subjetividad y cuantificar con exactitud la incertidumbre (Ergin et al., 2004).

2. METODOLOGÍA

El Caribe colombiano está localizado en el extremo noroccidental de Suramérica; limita al Norte con Jamaica, Haití y República Dominicana; al Noroeste con Nicaragua y Costa Rica; al Este con Venezuela, en la zona de Castilletes (N 11°50' W 71°20'), y al Oeste con Panamá, en la zona de Cabo Tiburón (N 08°40' W 77°22'). Tiene una longitud de línea de costa de 1937 km, un área terrestre de 7037 km y un área de aguas jurisdiccionales de 532162 km (Figura 1).

Administrativamente está conformada por los departamentos de La Guajira, Magdalena, Atlántico, Bolívar, Sucre, Córdoba, Antioquia y Chocó. Las capitales de estos departamentos están comunicadas por una red vial primaria pavimentada, exceptuando Quibdó (Chocó), y otras secundarias en mal estado, que comunican con poblaciones menores.

Para la evaluación del paisaje se utilizó una lista de chequeo a partir del trabajo de Leopold (1969). Esta lista está conformada por 26 parámetros, 18 físicos (acantilados, playas, plataformas rocosas, dunas, características de los valles, forma del relieve, mareas, paisaje costero, color del agua y residuos de vegetación), y 8 antropogénicos (ruido, basura, descarga de aguas residuales, grado de


953

modificación y de construcción del medio, tipos de acceso, línea del horizonte y estructuras antrópicas). Los parámetros fueron calificados en una escala de 1 a 5 (presencia/ausencia o poca/alta calidad) y, con el fin de cuantificar la incertidumbre y excesos derivados de la subjetividad que pudo haber tenido la evaluación de los parámetros, se utilizó la lógica matemática (fuzzy logic) según la metodología de Ergin et al. (2004). A la par, un sistema de matrices, se utilizó para asignar valores de peso de acuerdo a las preferencias y prioridades de los usuarios. Como resultado de estos análisis lógico‐estadísticos se obtuvo un valor (D) el cual resume la evaluación del paisaje en 5 clases que van desde la CLASE 1 (zona litoral sumamente atractiva) hasta la CLASE 5 (playas urbanas muy poco atractivas).

Figura 1. Área de estudio con algunas de las playas analizadas dentro de este trabajo

3. RESULTADOS Y DISCUSION

Los puntos de inflexión entre cada una de las clases (Figura 2) confirman la certeza de los resultados obtenidos, ratificando las tendencias ya observadas en playas de otros países (p. ej. Reino Unido, Turquía, Croacia, Bosnia, Malta, Portugal, Túnez, Chipre, Japón, China, Costa este de los Estados Unidos, Islas del Pacifico, Nueva Zelanda) donde se empleó esta misma metodología.

CLASE 1: corresponden con sitios naturales sumamente atractivos con valores muy altos de paisaje (D por encima de 0,85). En este estudio un total de 25 sitios fueron clasificados dentro de esta categoría. Estos corresponden con playas localizadas en zonas remotas del PNNT, una zona protegida con alto valor paisajístico relacionado con la presencia de plataformas rocosas (p. ej. Playa Brava), dunas desarrolladas (p. ej. Playa de las 7 olas) y acantilados hacia los extremos de las playas en bolsillo. Ejemplos de éste tipo de zonas en el mundo son las playas de Long Reef (Australia), Santa Catarina (Brasil), Sumner (Nueva Zelanda) y las playas del Parque Nacional de Doñana en España (Ergin et al., 2006).


954

Figura 2.Clasificación paisajística de 135 sectores litorales estudiados dentro del Caribe Colombiano

CLASE 2: Sitios naturales atractivos con altos valores de paisaje y valores de D entre 0,65 y 0,85. A

lo largo de la zona de estudio, 22 playas fueron clasificadas dentro de esta categoría (p. ej. Isla Bonita, Los Naranjos, Mayapo). Estos sitios obtuvieron clasificaciones menores a la clase 1 debido a la baja puntuación asociada a las características del paisaje, y porqué no hay presencia de elementos pertenecientes a la variable “paisaje costero” (como arcos, stacks, etc.). Estos sectores corresponden con áreas rurales y ninguna está dentro de la categoría de parque natural, pero se sitúan en zonas muy cercanas a estos. Ejemplos de esta categoría a nivel mundial son la Calzada de los Gigantes (Irlanda) y la playa de Tokio en Japón (Ergin et al., 2006).

CLASE 3: Lugares con pocas características de paisaje y con valores de D entre 0,4 y 0,65. Un total de 25 playas alcanzaron esta clasificación, siendo éstas áreas usadas para el turismo‐rural de bajo impacto (p. ej. capurgana, Perico, Don Diego, Quebrada Valencia, Repuntón Grande, Marquetalia, Guachaca, Mendihuaca). Ejemplos de esta clase a nivel mundial son las playas de Forelan Trip (Irlanda) y Austenmeer Beach (Ergin et al., 2006).

CLASE 4: Principalmente resorts y secundariamente sitios con poco atractivo por el alto uso turístico y bajos valores paisajísticos. Presentan valores de D entre 0 y 0,4 y sumaron un total de 31 playas (p. ej. San Andres, Acandi, Los Muchachitos, Palomino, Villa Tanga, Gaira, Pozos Colorados, Buritaca, Termoeléctrica, Rodadero). A nivel mundial se destacan Magellan Foreland y Burren Área en Irlanda y Playa Bondi en Australia (Ergin et al., 2006).

CLASE 5: Áreas urbanas poco atractivas con un desarrollo intensivo asociado a un uso turístico muy alto, bajos valores paisajísticos y valores de D inferiores a 0. Dentro de esta categoría fueron clasificadas 32 playas (p. ej. Irotama, Taganga, Aeropuerto, Los Cocos, Santa Marta, Tierra Bomba, La Boquilla) las cuales son zonas urbanas ruidosas, degradadas ambientalmente y con poca calidad del paisaje. Los valores mas bajos están asociados a la presencia de estructuras antropogénicas como espolones y muros. Ergin et al., (2006) clasificaron dentro de esta categoría playas como la Bahía de San Jorge (Malta), Amroth (Reino Unido), Manley (Australia).

4. CONCLUSIONES

El paisaje es un elemento fundamental en la calidad de vida de las personas en cualquier parte del mundo. Por lo tanto, el uso y aplicación de técnicas que permiten su evaluación es de suma importancia en su protección, gestión, ordenación y manejo dentro de la zona costera. Dentro de


955

este marco de referencia, se llevó a cabo una evaluación paisajística de 135 sectores ubicados en el litoral Caribe colombiano por medio del análisis de listas de chequeo y el uso de la lógica matemática.

La lista de chequeo estuvo conformada por 26 parámetros, 18 físicos y 8 antropogénicos. Estos parámetros fueron calificados en una escala de 1 a 5 (presencia/ausencia o poca/alta calidad) y, con el fin de medir la incertidumbre y excesos derivados de la subjetividad que pudo haber tenido la valoración de los parámetros, se aplicó la lógica matemática. A su vez, una serie de matrices, se utilizaron para determinar valores de peso de acuerdo a la preferencia de los usuarios. Como resultado de estos análisis se obtuvo un valor (D) el cual sintetiza la evaluación del paisaje en 5 clases que van desde la CLASE 1 (zona sumamente atractiva) hasta la CLASE 5 (zona muy poco atractiva).

La clasificación realizada permitió determinar que los sitios con una alta calidad paisajística (clase 1) están ubicados en áreas protegidas, mientras que los sectores con baja calidad (clase 5) se encuentran en áreas altamente urbanizadas con parámetros antropogénicos que presentan valores bajos incluso inferiores a 0 (p. ej. zonas con presencia de basura, espolones, etc.).

La evaluación del paisaje es sólo un aspecto de la compleja red que constituye el manejo integrado de la zona costera e incluye una serie de medidas y estrategias que permiten el desarrollo sostenible del litoral de la SNSM. Se debe resaltar, como los resultados de una evaluación como la presentada en este trabajo son útiles para gestores costeros, planificadores y las agencias gubernamentales que pueden buscar alternativas para mejorar las puntuaciones de los diferentes parámetros.

BIBLIOGRAFÍA • Doods, R., I., Kelman. 2008. How climate change is considered in sustainable tourism policies: a case of the Mediterranean islands of Malta and Mallorca. Tourism Review International (12): 57‐70. • Ergin, A., Karaesmen, E., Micallef, A., and A.T.,Williams. 2004. A new methodology for evaluating coastal scenery: Fuzzy logic systems. Area. 36(4), 367‐386. • Ergin, A., Williams, A.T., and A. Micallef. 2006. Coastal scenery: appreciation and evaluation. Journal of Coastal Research. 22(2), 958‐964. • Klein, Y.L., Osleeb, J.P., and M. R., Viola. 2004. Tourism generated earnings in the coastal zone: a regional analysis. Journal of Coastal Research, 20 (4), 1080‐1088. • Leopold L.B. 1969. Quantitative comparisons of some aesthetic factors among rivers. US. Geol. Survey Circ. 620. 16pp. • Morgan, R and A T Williams.1995. Socio‐Demographic Parameters and User Priorities at Gower Beaches, UK. (In), Directions in European Coastal Management, (eds.), M G Healy and J P Doody, 83‐90, EUCC & Samara Publishing Ltd. • Unal, O and A T Williams. 1999. Beach visits and willingness to pay: Cesme peninsula, Turkey. Medcoast 99‐EMECS99 Joint conference. Land Ocean interactions: Monitoring coastal ecosystems, (ed.), E Ozhan, 1149‐1162, MEDCOAST, Middle East Technical University, Ankara, Turkey.

TEMA 2, parte 02 (pdf, 15 MB)

Documents

Transcript of TEMA 2, parte 02 (pdf, 15 MB)