RestauRació i gestió ecològica fluvial - CTFC

RestauRació
i gestió
ecològica
fluvial
Manual de bones pràctiques
de gestió de rius i riberes

RestauRació
i gestió
ecològica
fluvial
Manual de bones pràctiques
de gestió de rius i riberes
EditoRS
JoRdi campRodon
centRe tecnològic foRestal de catalunYa
m. teResa feRReiRa
istituto supeRioR de agRonomia, univeRsidad técnica de lisboa
maRc oRdeix
centRe d’estudis dels Rius mediteRRanis- museu industRial del teR

© 2012. ctfc e isa pRess
© textos i ilustRacions dels autoRs
cooRdinació de disenY i maquetació: assu planas i Àngela muntada
tRaducció del castellÀ i coRRecció lingüística: toRsitRad i seRveis lingüístics de la univeRsitat de vic
isbn: 978-84-615-8852-7
dipòsit legal: l. 1484-2012
Al professor Dr. Ilídio Moreira, in memoriam

índex
Preàmbul. Ana Mendes
Pròleg. António Guerreiro de Brito
Capítol 1. Introducció
Restauració, rehabilitació i gestió fluvial. Maria Teresa Ferreira
Capítol 2. Diagnòstic, disseny i evaluació
2.1. Metodologies de diagnosi i avaluació de l’estat ecològic i la biodiversitat en
restauracions fluvials. Marc Ordeix, Jordi Camprodon i David Guixé
2.2. Planificació d’actuacions de restauració. Pedro Teiga, Rodrigo Maia i Francisco
Veloso-Gomes
2.3. Organizació d’un projecte de restauració fluvial. Rui M. V. Cortes i Luís Filipe
Sánchez Fernandes
2.4. L’aplicació del protocol APR a l’avaluació de projectes de restauració fluvial a
Catalunya. Laura Puértolas i Narcís Prat
Capítol 3. Manteniment i gestió
3.1. Conservació i manteniment de cursos d’agua. La perspectiva de la ARH
Algarve. Marques Afonso i Pedro Coelho
3.2. Gestió forestal en zones de ribera. Jordi Camprodon, Pau Vericat, Miriam
Piqué, Roser Casas-Mulet i Ramon J. Batalla
3.3. Control d’espècies invasores. María A. Pérez-Fernández
3.4. Inventari de maquinaria per a treballs de restauració o rehabilitació en agües
superficials. Jerónimo Carrascal-Tirado
Capítol 4. Cassos d’estudi
4.1. Actuacions de rehabilitació fluvial en un tram del riu Guadajira (Extremadura).
Jerónimo Carrascal-Tirado, María A. Pérez-Fernández i Luís R. López-Fernández
8
12
15
16
21
22
60
68
80
93
92
102
136
154
167
168
5

6
4.2. preclassificació de la qualitat ecològica, un instrument orientador en la
planificació d’actuacions de res tauració fluvial: aplicació a la regió de l’algarve.
Ana Barroso i Maria Teresa Ferreira
4.3. Planificació i priorització d’actuacions de restauració: aplicació a la regió de
l’Algarve. Ana Barroso, Jordi Garcia-Gonzalo, Francisca Fructuoso Aguiar i Maria
Teresa Ferreira
4.4. Actuacions de restauració del bosc de ribera al riu Ter (Catalunya). Jordi
Camprodon, Marc Ordeix, David Guixé, Laia Jiménez, Francesc Llach i Núria
Sellarès
4.5. metodologia de selecció de trams fluvials per rehabilitar o re taurar a partir
de l’estudi de bioindicadors a la conca hidrogràfica del guadiana al seu pas per
extremadura. Jerónimo Carrascal-Tirado
4.6. Programa de recalificació de la ribera de l’Odeluca (conca de l’Arade). Rui
M. V. Cortes, Joaquim B. Jesus, Isabel M.B.M. Boavida, Samantha J. Hughes i
Simone G. P. Varandas
4.7. Requalificació de galeries de ribera a l’àrea del projecte de l’odelouca: de
la concepció a la intervenció. Marisa Viriato, Maria Berjano, Marta Duarte, Raul
Caixinhas, Rui Cortes i Maria Teresa Ferreira
4.8. Control de canya (Arundo donax) en zones de ribera. Ana Monteiro, Ilídio
Moreira i Jorge F. Moreira
4.9. Distribució de la canya (Arundo donax) a l’Algarve i contribucions per a la
seva gestió. João Pinto i Sandra Correia
4.10. Caracterizació genètica de poblacions de Salix salviifolia: un estudi
preliminar a la regió de l’Algarve. Fernanda Simões, Joana Bagoim Guimarães,
Diogo Mendonça, Carla Faria, André Fabião, António Albuquerque, José Matos,
Patrícia M. Rodríguez-González i Maria Helena Almeida
4.11. Projecte Rius: la importància de la participació pública en la restauració i la
recuperació fluvial. Pedro Teiga
4.12. Avaluació de l’e tat de conservació fluvial mitjançant indicadors d’estat
ecològic i biodiversitat. experiència al riu ter (catalunya). Marc Ordeix, David
Guixé, Jordi Camprodon, Francesc Llach, Laia Jiménez i Núria Sellarès
188
214
246
265
282
296
308
320
332
342
354

Rius Azibo i Mouro a Portugal. Fotografies: Pedro Teiga.

8
pReÀmbul
Mentre escric aquestes línies Europa s’enfronta a un repte econòmic important. Les institucions
s’esforcen per aconseguir els objectius que s’han fixat amb tots els mitjans al seu abast. De fet, els
objectius inevitables del creixement econòmic, juntament amb unes politiques ambientals sòlides i
ambicioses posen a la societat europea actual en una paradoxa.
Els consumidors europeus, al trobar-se encotillats econòmicament, sovint opten per productes més
barats que no respecten el medi ambient, on sigui que es produeixin i amb gran cost per a les futures
generacions de tots els països.
En moments en què la crisi financera afecta la societat és temptador deixar el medi ambient en
un segon pla i apostar només pel desenvolupament, sense que aquest integri en la seva equació
els costos associats a la degradació del medi ambient, de la qual tots som conscients. No obstant,
Europa segueix estant atenta a aquesta paradoxa i el 2020 va dissenyar una estratègia basada en
la consecució del desenvolupament sostenible, en el qual hem de ser capaços de reduir en un 20%
les emissions de gasos d’efecte hivernacle, reduir un 20% el consum d’energia i que les energies
renovables assumeixin el 20% de tot el consum energètic.
Tot això és possible gràcies a la cooperació. La iniciativa Interreg establerta el 1989, ha estat
dissenyada amb l’objectiu d’estimular la cooperació entre els estats membres de la Unió Europea per
promoure el desenvolupament sostenible. L’actual estratègia europea per al creixement econòmic
es basa en els següents principis d’actuació:
- Invertir més en el desenvolupament sostenible: promoure la disminució de les taxes de consum
de diòxid de carboni, pagaments per als ecosistemes (en què els rius assumeixen un paper central)
i fomentar l’eco-innovació (desenvolupament d’idees per disminuir l’impacte ambiental i que
promoguin un ús més eficient dels recursos).
- Invertir millor en desenvolupament sostenible: millorar les polítiques que integrin plenament els
principis del desenvolupament sostenible en els seus programes i projectes.
El projecte UE Interreg IVB Sudoe RICOVER és un és un exemple pioner en el desenvolupament de
models que minimitzin l’impacte ambiental mitjançant la promoció d’un ús més eficient dels recursos.
L’objectiu principal d’aquest projecte es basa en el desenvolupament d’estratègies conjuntes per a
la protecció i restauració dels rius, que desenvolupen un paper tan important en els ecosistemes.
De fet, és inqüestionable el valor econòmic dels rius arreu del món, pels serveis que presten a la
societat, sent l’aigua, l’energia i l’oxigen que respirem, els elements que tots reconeixem com a
fonamentals per al desenvolupament de la vida .
L’aspecte més innovador del RICOVER se sustenta en la trobada d’experts de diverses disciplines i
amb punts de vista sovint molt diferents. Aquest enfocament va permetre:
- Evitar l’excessiva simplificació de la informació biològica
- Evitar visions reduccionistes, no centrades exclusivament en un únic objectiu
- Millorar el flux de comunicació entre tècnics de conservació de la natura i gestors
- Incorporar la investigació dirigida i la innovació en la millora de la gestió i implementació de
projectes demostratius.

Va haver-hi un enorme esforç per part de tots els socis en cooperar i reconciliar idees en un clima
de tensió econòmica. El resultat final va ser fruit d’un respecte per les opinions dels altres i la
integració dins el projecte de la individualitat de cada context regional. La cooperació és l’eina que
ens va permetre deslocalitzar-nos de la nostra realitat i veure que les nostres visions no sempre són
les més exactes. Aprenem i creixem a partir dels encerts i errors comuns. Aquesta idea destaca la
importància que té la cooperació en el desenvolupament d’un intercanvi d’idees, els fruits de la qual
es reflecteixen en els següents aspectes principals:
- El desenvolupament i aplicació d’un model de referència en la identificació dels trams fluvials a
requalificar, fet que va permetre el desenvolupament de la Carta de Restauració de la Regió de
l’Algarve.
- El desenvolupament de projectes demostratius de restauració fluvial a Catalunya, Extremadura i
l’Algarve, va permetre l’experimentació, la innovació i l’aprofundiment de coneixements. Entre els
aspectes innovadors s’ha d’assenyalar la integració de la participació ciutadana i la inclusió social.
- La difusió de les tècniques més eficaces per aplicar en l’àmbit de la restauració dels rius, tenint en
compte la gestió forestal, la bioenginyeria, la protecció de la biodiversitat i la millora de la relació cost
/ benefici, promovent l’aplicació sobre el terreny de mesures de mitigació ambiental i dels serveis
ambientals dels rius.
- La integració d’empreses que normalment treballaven en l’obra civil i que la crisi del sector de la
construcció les obliga a una recerca ràpida d’un nou nínxol de mercat. En virtut de la implementació
de la Directiva marc de l’aigua, s’està formant un nou nínxol de mercat que experimentarà un
creixement significatiu en els propers anys i que, en el moment actual, cal impulsar.
- La cooperació establerta entre Águas do Algarve, l’empresa promotora de la presa de Odelouca, i
els altres socis permetre una implementació, no sempre fàcil, de mesures compensatòries inherents
a la construcció de la presa, com la restauració de trams seleccionats al riu Odelouca.
Cal felicitar els editors d’aquesta guia per haver traduït l’aprenentatge obtingut amb el RICOVER,
per tal de posar-lo a disposició del major nombre possibles de gestors, empresaris i tècnics, amb
l’esperança que els seus continguts siguin una contribució a la implementació de les millores
ambientals imposada per la Directiva marc de l’aigua i de les noves polítiques europees.
Un reconeixement molt especial per la professora Maria Teresa Ferreira, responsable del projecte,
pel seu compromís, disponibilitat i creativitat. Sense ella, aquest i altres projectes no arribarien fins
a les vostres mans.
Ana Mendes
Coordinadora del projecte Ricover
9

Zona de ribera a principis del segle XX (1913) i a principis del
segle XXI (2012). Riu Ter (Manlleu, Catalunya). Fotos: Andreu
Contijoch i Laia Jiménez.

12
pRòleg
RIus I RIbeRes Més llIuRes I Més gRAns
En escriure el prefaci d’un llibre ens convertim en còmplices del seu contingut. En aquest cas,
d’un llibre que, partint del coneixement del territori de l’Algarve a Portugal i recorrent Extremadura
i Catalunya, arriba molt més enllà i constitueix un veritable manual de supervivència per als
ecosistemes de la conca del Mediterrani. El seu títol, Restauració fluvial i gestió ecològica, es
reforça amb un subtítol pràctic i operatiu, Manual de bones pràctiques de gestió de rius i riberes.
És un llibre que tracta sobre rius difícils, complexos i sensibles. Rius aparentment petits, es dirà.
Molts sí, i per això riberes, tot i que altres no. En tots, les variacions significatives de cabal, d’any
a any i, certament, entre l’estiatge i els períodes restants, provoquen que siguin aigües emotives.
Aquestes característiques demanen la nostra major atenció. Les crescudes i les inundacions dels
petits rius tenen, amb freqüència, les pitjors conseqüències, i per això requereixen territoris vastos i
oberts perquè no puguin causar danys en persones i béns. En contrapartida, en períodes d’escassetat
o sequera, constitueixen abrics preciosos per a determinades espècies aquàtiques. La veritat és que
no només per a aquestes espècies, ja que, fins i tot més enllà dels seus marges, existiran comunitats
terrestres —encara més vulnerables, però, de tota manera, resilients— profundament dependents
de la zona humida que encara podran representar. Aquests trets no són únics a la península Ibèrica,
però són especialment notoris en aquesta franja més propera al Mediterrani, una regió especial per
a tots els que hi han nascut, com jo, i per als que hi treballen o la visiten.
Els rius i les riberes són símbols de valor per a les comunitats riberenques. Els sistemes hídrics
són elements extraordinaris del paisatge dels medis rurals i de les ciutats, així com de l’imaginari
humà. El seu grau de conservació és un bon indicador d’un estil de societat. Una societat que es
preocupa per l’estat dels seus rius és més evolucionada i conscient que la que els contamina amb
el que li sobra, o que els empareda per defensar-se d’alguns dels seus legítims humors. Amb tot,
els rius no són només per a les persones i el seu dia a dia. El seu valor és més evident quan són
l’aigua per beure, o per a l’ús agrícola, però mantenen també una innegable riquesa per les seves
altres funcions, ja siguin d’aprovisionament de béns i de regulació o de suport per a la producció de
serveis ambientals.
Aquest és un llibre per a especialistes en rius, especialment per als que ambicionen contribuir a la
restauració fluvial i busquen el coneixement necessari per promoure la seva riquesa específica. És
també una excel·lent obra per als estudiants que busquen una bibliografia apropiada per millorar la
seva formació. I per acabar, serà també de lectura obligada per als no especialistes compromesos
en la defensa dels rius, que no coneixen bé totes les particularitats de la fauna i de la flora però a
qui, senzillament, els importen els rius i els volen vius.
Aquest llibre és el resultat del profund coneixement i del saber fer que posseeixen els seus autors. La
seva iniciativa és mereixedora del nostre reconeixement, extensiu a les entitats que, afortunadament,
van donar suport a aquest projecte. El cert és que, gràcies a aquest esforç conjunt, els rius i les
riberes, la bona gestió dels quals persegueix aquest llibre, ens transporten a la romàntica i somiadora

imatge dels poblets, fins i tot encara que aquests es trobin ja al centre de les ciutats. És per això que
recordo el que Alberto Caeiro va escriure, sense teoria evident però amb un ampli coneixement pràctic:
Mas poucos sabem qual é o rio da minha aldeia
E para onde ele vai
E donde ele vem.
E por isso porque pertence a menos gente,
É mais livre e maior o rio da minha aldeia.
Però pocs saben quin és el riu del meu poble
I cap a on va
I d’on ve
És per això perquè pertany a menys gent
És més lliure i més gran el riu del meu poble
Braga, abril de 2012
António guerreiro de brito
Professor de la Universidade do Minho
Expresident de l’Administració Hidrogràfica
del Nord
Figura 1. Espai fluvial en una zona del projecte Ricover (riu Ter, Catalunya).Hi està representada una zona lèntica del
curs fluvial amb vegetació helofítica (bogar) i bosc de ribera (verneda) amb la seva fauna. D’esquerra a dreta: picot garser
petit, teixidor, rossinyol, cargolet, papamosques gris, espiadimonis (Calopteryx xanthostoma), cabusset, ànec collverd, polla
d’aigua, ratpenat d’aigua, blauet, llúdriga, oriol, tortuga de rierol, cuereta torrentera, cuereta blanca, corriol petit, bernat
pescaire. Dibuix: Martí Rodríguez.
13

Ribera degrada al seu pas per medi urbà. Riu Jamor (Portugal).
Foto: Pedro Teiga.
Ribera en bon estat de conservació. Riu Paiva (Portugal).
Foto: Pedro Teiga.

16
ResTAuRACIÓ, ReHAbIlITACIÓ I gesTIÓ FluVIAl
Maria Teresa Ferreira
Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, Universidade Técnica de Lisboa. Tapada da Ajuda, P-1349-
ResuM
1. intRoducció
017 Lisboa, Portugal. terferreira@isa.utl.pt
Es desenvolupen consideracions sobre els conceptes de restauració i rehabilitació fluvial, sobre el
paper de la gestió en la recuperació i sobre la introducció d’aspectes econòmics en la planificació,
així com de la noció d’eficàcia en els objectius dels projectes i actuacions de restauració.
Paraules clau: restauració fluvial, rehabilitació fluvial, planificació ambiental, priorització d’accions,
gestió fluvial.
AbsTRACT
RESTORATION, REHABILITATION AND RIVER MANAGEMENT. In this text, we analyse the
concepts of river restoration and river rehabilitation, and the role of management in the restoration
of river functions, as well as the need to introduce economy aspects and efficacy goals in
restoration planning and projects.
Key-words: river restoration, river rehabilitation, environmental planning, prioritizing actions, river
management.
La terminologia sobre restauració fluvial no està exempta de dispersió i ha rebut diverses influències
al llarg dels anys conforme a la perspectiva de l’àrea científica i l’enquadrament d’activitats a
què s’insereix com, per exemple, obres d’enginyeria d’estabilització de marges o actuacions de
conservació per a cada espècie.
Jordan et al. (1987) va definir restauració ecològica com la recreació de comunitats d’organismes
molt similars als que existeixen naturalment. D’altra banda, Frissell et al. (1997) consideren
restauració l’acte de minimitzar les pertorbacions humanes sobre el desenvolupament dels patrons
naturals de la biodiversitat. En la perspectiva de Wohl et al. (2005), restauració fluvial és diferent de
restauració ecològica fluvial, i restauració es defineix com una forma d’auxiliar, millorar i establir els
processos hidrològics, geomorfològics i ecològics en un sistema de conca hidrogràfica degradada,
tot substituint la pèrdua o el risc d’elements que pertanyen al sistema natural, i restauració ecològica
fluvial com la recuperació de la integritat ecològica d’un sistema hidrogràfic a través del restabliment
dels processos necessaris que sostenen els ecosistemes naturals en una conca hidrogràfica.
Aquests autors consideren que la definició de restauració deixa espai per a la subjectivitat amb

Capítol 1. Introducció
relació als valors socials als quals es refereix el terme millorar i pot incloure la protecció de la
propietat, objectius estètics, paisatgístics i d’esbarjo. Sempre que els valors socials impedeixen
amb freqüència la restauració total de l’estructura i la funció dels ecosistemes, el terme rehabilitació
(s’utilitza també el de requalificació) és molt sovint diferenciat del de restauració (Figura 1).
RePosICIÓ De lA FunCIonAlITAT HíDRICA
subsTITuCIÓ: recuperar funcions, no
l’ecosistema.
DegRADACIÓ
Figura 1. Possibilitats i alternatives de la restauració ecològica fluvial.
ResTAuRACIÓ: retorn a l’estat original.
RequAlIFICACIÓ: restaurar en la
mesura del possible.
RePosICIÓ De l’esTRuCTuRA bIològICA, MoRFològICA I HIDRàulICA.
Els dos corrents de definicions més extrems són: i) els que representen una perspectiva ecocèntrica,
d’objectius exclusivament ambientals, que consideren les activitats humanes com secundàries i
necessàriament subjectes als objectius del bon funcionament de l’ecosistema; i ii) els que representen
una perspectiva antropocèntrica, tot considerant prioritàries les activitats humanes i efectuant
la restauració amb l’objectiu de protegir-les o afavorir-les, encara que amb preocupacions de
“naturalitat”. El primer corrent estaria representat per la Directiva Marc de l’Aigua (Directiva 2000/60/
CE), que subordina la restauració als objectius ambientals d’obtenció de la “bona conservació de
l’ecosistema fluvial” (Pollard i Huxham, 1998) i la segona, per l’enginyeria natural, que auxilia les obres
d’enginyeria civil fluvial i les fa més respectuoses des del punt de vista ambiental. Entre ambdues, i
conforme als objectius d’intervenció al medi aquàtic i la possibilitat que aquestes s’efectuïn en funció
dels usos humans, podem trobar totes les alternatives (Figura 1).
Així, moltes vegades, en el llenguatge de la gestió fluvial restauració es refereix a solucions immediates
que impliquen des de l’estabilització de marges fins a actuacions d’enginyeria d’hàbitats per a peixos a
escala de tram, passant per la manipulació dels processos dels ecosistemes a nivell de conca. O sigui,
la restauració ecològica fluvial ha d’incloure la rehabilitació, en la mesura que enfoca les causes de la
degradació del sistema a través del restabliment potencial de processos i en la substitució d’elements
funcionals en lloc de tractar els símptomes per aconseguir una determinada condició.
La restauració ecològica assumeix que moltes de les pressions que degraden els ecosistemes són
temporals i que la pèrdua d’hàbitats i el declivi de poblacions són recuperables. No obstant això,
17

18
l’extinció d’espècies és irreversible i existeix la probabilitat que no s’aconsegueixi recuperar gran
part dels hàbitats perduts. D’aquesta manera, la restauració ecològica pretén reparar el que pot ser
reparat i assegurar la sostenibilitat dels hàbitats i de les poblacions supervivents, independentment
que hagin estat amenaçades anteriorment (Young, 2000).
Totes aquestes definicions incorporen l’objectiu de restaurar el potencial ecològic de comunitats
i ecosistemes que van patir pressions causades per les activitats humanes per millorar així la
integritat ecològica de les zones degradades, conservar la diversitat biològica i mitigar la pèrdua
d’ecosistemes. De fet, la degradació dels ecosistemes fluvials i la pèrdua de biodiversitat aquàtica
ha estat una constant i estan bastant esteses a escala mundial. En aquest moment, gràcies a un
marc legislatiu ambiental cada vegada més ben estructurat i exigent, el concepte de restauració
ecològica és acceptat pel poder públic i per les diverses parts interessades com un complement
essencial per a la conservació i la gestió dels recursos naturals (Wohl, et al., 2005). En els últims
anys s’observa un creixement de les activitats de restauració aquàtica i riberenca que es tradueix en
costos enormes, sense que sigui gaire clara l’eficàcia d’aquestes inversions en funció dels objectius
proposats (Choi, 2004), i és evident que la majoria dels esforços no produeixen millores ambientals
rellevants (Feld et al., 2011) o ni tan sols monitoritzades.
Molts d’aquests fracassos es deuen al fet que els projectes de restauració se centren tot just en
la gestió d’una sola espècie o en les característiques dels hàbitats en lloc de centrar-se en tot
l’ecosistema (Frissell et al., 1997). Altres casos de fracàs es refereixen a actuacions que no resolen
totes les pressions existents i, per tant, no són completament reeixides. La restauració fluvial té
més possibilitats d’èxit quan concerneix diverses espècies i la prevenció de la desaparició d’altres,
i quan té en compte la conca hidrogràfica i el context de l’ecosistema en què s’implementa cada
actuació individual (Palmer et al., 2005). El percentatge d’actuacions de restauració monitoritzades,
o monitoritzades durant un nombre d’anys suficient, és petit encara, fet que dificulta l’anàlisi de les
respostes biològiques i, per tant, la incorporació d’actuacions complementàries. Finalment, encara
és incipient la relació entre l’acte de restaurar i el de gestionar l’ecosistema, quan ambdós són
complementaris i indissociables. La restauració ecològica requereix el manteniment dels corredors
fluvials i la seva gestió posterior, mentre que la gestió continuada de corredors fluvials evitaria la
necessitat de moltes actuacions de restauració.
En conclusió, cal definir de forma científicament adequada i conseqüent els objectius de restauració,
amb definició de metes i objectius clars i factibles (Wyatt et al., 1995; Choi, 2004), ja que molts
objectius tenen trets d’enginyeria i pressuposen una trajectòria previsible, que no compta amb
la naturalesa imprevisible de l’esdevenir ecològic. Existeixen molts projectes de restauració
en funcionament en què falta la inclusió d’un model conceptual sòlid d’ecosistemes fluvials, el
reconeixement d’interaccions múltiples, a escala temporal i espacial de les respostes d’aquests
sistemes, i el monitoratge constant de l’èxit o dels fracassos en l’assoliment dels objectius després
de la seva implementació (Gregory et al., 1991; Pedroli et al., 2002). Es tracta, de fet, d’un procés
de planificació sistemàtica (Hermoso et al., 2012) que incorpora aspectes ecològics i econòmics en
la recerca de l’eficàcia d’ambdós (Beechie et al., 2008).

IdentIfIcacIó de pressIons I objectIus de
restauracIó
fonts puntuals de pol·lució
Marges i llits envaïts
erosió als marges
eixos de
pressió
processos invasius
eutrofització
processos invasius
Capítol 1. Introducció
prIorItats de rehabIlItacIó
control de pol·lució
reconstrucció
riberenca
reconstrucció riberenca
i de marges
control
d’invasores
control
d’invasores
Figura 2. Integració de diferents objectius d’intervenció en funció de les pressions i de les prioritats i de la probabilitat
d’eficàcia (adaptat de Hermoso et al., 2012).
De fet, la planificació de les actuacions de restauració no pot dissociar-se de la previsió de la seva
eficàcia davant de la retirada de les pressions detectades, inclosos l’horitzó temporal i els costos
generats. La majoria d’aquestes actuacions de restauració serveixen com a resposta a diverses
pressions. Per això, és necessari agregar i preveure les pressions, així com identificar les actuacions
que responen a un major nombre d’aquestes i de forma més rellevant, en un context de viabilitat
econòmica i executiva (Figura 2). La restauració fluvial és un procés de planificació holística,
amb projectes de costos tendencialment il·limitats, que parteix de factors múltiples i de causalitat
probabilística difícil de calcular (pressions humanes i els seus efectes), que necessita, per tant,
una metodologia d’optimització ecològica i econòmica definida per l’eficàcia calculada i amb límits
imposats pels costos i l’executabilitat dels projectes. Som encara molt lluny de la desitjable pràctica
d’aquesta metodologia d’optimització i eficàcia.
Aquest llibre vol desenvolupar recomanacions i contribuir amb exemples per a la millora: i) del
monitoratge d’actuacions de restauració, de manera que es conegui i planifiqui la gestió de les
actuacions de recuperació; ii) del projecte i de la planificació de la restauració, els seus objectius i les
seves necessitats, els seus condicionants i la seva execució; iii) de l’optimització de les actuacions de
restauració (quan, en quin moment i amb quins costos); i iv) de la conservació física, el manteniment
i la gestió adaptativa del procés de restauració i gestió dels corredors fluvials.
19

20
bIblIogRAFIA
BEECHIE, T., PESS, G., RONI, P., GIANNICO, G. (2008). “Setting River Restoration Priorities: a Review of
Approaches and a General Protocol for Identifying and Prioritizing Actions”, North American Journal
of Fisheries Management, 28, p. 891-905.
CHOI, Y. D. (2004). “Theories for ecological restoration in changing environment: Toward “futuristic” restora-
tion, Ecological Research, 19, p. 75-81.
Directiva 2000/60/EC, Parlamento Europeu e do Conselho que estabelece um quadro de acção comunitária
no domínio da política da água.
FELD, CHRISTIAN K., SEBASTIAN BIRK, DAVID C. BRADLEY, DANIEL HERING, JOCHEM KAIL,
ANAHITA MARZIN, ANDREAS MELCHER, DIRK NEMITZ, MORTEN L. PEDERSEN, FLORIAN
PLETTERBAUER, DIDIER PONT, PIET F.M. VERDONSCHOT, NIKOLAI FRIBERG (2011). “From
Natural to Degraded Rivers and Back Again: A Test of Restoration Ecology Theory and Practice”,
Advances in Ecological Research, 44, p. 120-209.
FRISSELL, C. A., W. J. LISS, R. E. GRESSWELL, R. K. NAWA, EBERSOLE, L. (1997). “A resource in crisis:
changing the measure of salmon management. In: Pacific salmon and their ecosystems: status and
future options”. En: STOUDER, D. J., BISSON, P. A., NAIMAN, R. J. (eds). New York: Chapman
and Hall, p. 411-446.
GREGORY, S. V., SWANSON, F. J., MCKEE, W. A., CUMMINS, K. W. 1991. “An Ecosystem Perspective of
Riparian Zones: Focus on links between land and wáter”, BioScience, 41 (8), p. 540-551.
HERMOSO, V., PANTUS, F., OLLEY, J., LINKE, S., MUGODO, J., LEA, P. (2012). “Systematic planning for
river rehabilitation: integrating multiple ecological and economic objectives in complex decisions”,
Freshwater Biology, 57, p. 1-9.
JORDAN, W. R., PETERS, R., ALLEN, E. B. (1987). “Ecological Restoration as a Biological Diversity Strategy
for Conserving”, Environmental Management, 12 (1), p. 55-72.
KONDOLF, G. M. (1995). “Five elements for effective evaluation of stream restoration”, Restoration Ecology,
3, p. 133–136.
PALMER, M. A., BERNHARDT, E. S., ALLAN, J. D., LAKE, P. S., ALEXANDER, G., BROOKS, S., CARR,
J., CLAYTON, S., DAHM, C. N., SHAH, J. F., GALAT, D. L., LOSS, S. G., GOODWIN, P., HART,
D. D., HASSETT, B., JENKINSON, R., KONDOLF, G. M., LAVE, R., MEYER, J. L., O’DONNELL,
T. K., PAGANO, L., SUDDUTHR, E. (2005). “Standards for ecologically successful river restoration”,
Journal of Applied Ecology, 42, p. 208-217.
PEDROLI, B., BLUST, G., LOOY, K., ROOIJ, S. (2002). “Setting targets in strategies for river restoration”,
Landscape Ecology, 17, p. 5-18.
POLLARD, P., HUXHAM, M. (1998). “Viewpiont: The European Water Framework Directive: a new era in the
management of aquatic ecosystem health?” Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecossystems,
8, p. 773-792.
RONI, P., BEECHIE, T. J., BILBY, R. E., LEONETTI, F. E., POLLOCK, M. M., PESS, G. R. (2002). “A Review
of Stream Restoration Techniques and a Hierarchical Strategy for Prioritizing Restoration in Pacific
Northwest Watersheds”, North American Journal of Fisheries Management, 22, p. 1-20.
WOHL, E., ANGERMEIER, P. L., BLEDSOE, B., KONDOLF, G. M., MACDONNELL, L., MERRITT, D. M.,
PALMER, M. A., POFF, N. L., TARBOTON, D. (2005). “River restoration”, Water Resources Research,
41, p. 1-12.
WYANT, J. G., MEGANCK, R. A., HAM, S. H. (1995). “A Planning and Decision-Making Framework for Ecological
Restoration”, Environmental Management, 19 (6), p. 789-796.
YOUNG, T. P. (2000). “Restoration ecology and conservation biology”, Biological Conservation, 92, p. 73-83.

Larves de mosquit (família culícids). Menorca. Foto: Carles Santana.
Nàiade auriculada (Margaritifera auricularia). Riu Segre (Catalunya).
Foto: Carles Santana.

22
MeToDologIes De DIAgnosI I AVAluACIÓ De l’esTAT
eCològIC I lA bIoDIVeRsITAT en ResTAuRACIons FluVIAls
Marc ordeix 1,3 , Jordi Camprodon 2,3 i David guixé 2
1 Centre d’Estudis dels Rius Mediterranis – Museu Industrial del Ter (CERM). Passeig del Ter, 2 E-08560 Manlleu.
marc.ordeix@mitmanlleu.org
2 Área de Biodiversitat. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya (CTFC). Ctra. De St. Llorenç de Morunys, km. 2. E-25280 Solsona.
3 Departament d’Indústries Agroalimentàries i Ciències Ambientals. Universitat de Vic. Carrer de la Laura, 13. 08500 Vic
ResuM
2.1 indicadoRs
«Fa més soroll un arbre que cau que la remor de tot un bosc que creix».
Proverbi xinès
Existeixen nombrosos indicadors hidromorfològics i biològics que permeten valorar l’estat ecològic
de l’espai fluvial. Cada un ofereix una informació més o menys detallada i que permet una major o
menor elaboració posterior, en funció de la seva complexitat metodològica. Aquests índexs permeten
conèixer l’adequació del sistema en estudi a la Directiva Marc de l’Aigua, la qual estableix les bases
per a la recuperació del bon estat ecològic dels rius i riberes, sistemes ecològics molt vulnerables
i degradats en el si de la Unió Europea. A més, permeten planificar les actuacions de restauració
ecològica fluvial en els trams més prioritaris, seleccionar els trams de més interès de conservació i
orientar la gestió forestal i altres activitats que afectin l’espai fluvial. A més, els indicadors permeten
avaluar l’efectivitat o impactes de les actuacions sobre rius i riberes i serveixen de base per a la
presa de decisions en una gestió adaptativa.
Els indicadors es poden classificar en tres grans tipus: de qualitat hidromorfològica, de qualitat
fisicoquímica i de qualitat biològica. Els primers permeten caracteritzar la morfologia fluvial (grau de
sinuositat, pendent del riu, variacions en amplada, profunditat del canal fluvial i tipus de vall fluvial,
grau de canalització i distància entre obstacles), la tipologia de la riba, la connectivitat fluvial (índex
ICF), l’estimació del cabal, l’heterogeneïtat (índex IHF) i la qualitat de l’hàbitat (índex RHS) i del
bosc de ribera (índex QBR). A aquests índexs poden afegir els inventaris ecològics i forestals, que
permeten una descripció detallada de l’estructura del bosc de ribera i l’índex de conservació de rius
(KT) segons els canvis en el conjunt de la conca.
Els indicadors de qualitat fisicoquímica mesuren diferents variables de qualitat de l’aigua, com ara la
conductivitat elèctrica, el pH, l’oxigen dissolt, la temperatura de l’aigua i els nutrients (amoni, fosfats, nitrats,
etc.). L’índex de qualitat de l’aigua per a la vida piscícola (IP) mesura la capacitat dels sistemes fluvials per
acollir poblacions estables de peixos a partir de variables fisicoquímiques de l’aigua.
Els indicadors de qualitat biològica són molt variats i s’adapten als condicionants de mostreig de
cada grup d’organismes. Es distingeix entre bioindicadors ecològics, que relacionen els organismes

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
amb l’ecosistema i els índexs biòtics, que permeten valorar l’estat ecològic a partir de la riquesa i
l’abundància d’organismes presents. Alguns d’ells s’inspiren en l’índex d’integritat biòtica (IBI). Hi
ha índexs per fitobentos, macròfits, vegetació ripària, macroinvertebrats aquàtics, peixos, amfibis,
ocells i mamífers.
Paraules clau: indicadors hidromorfològics, indicadors biològics, espai fluvial, qualitat
hidromorfològica, qualitat fisicoquímica, qualitat biològica.
AbsTRACT
METHODS OF DIAGNOSIS AND ASSESSMENT OF ECOLOGICAL STATUS AND BIODIVERSITY
IN RIVER RESTORATION. Numerous hydromorphological and biological information exists to
assess the ecological status of the river area. Each offers more or less detailed information and
allows for greater or lesser subsequent processing, depending on methodology complexity. These
indices provide insight into the adequacy of the system under study in the Framework Directive on
Water, which provides the basis for the recovery of the ecological status of rivers and riverbanks,
ecological systems that are very vulnerable and degraded within the European Union. They also
enable planning for ecological river restoration activities in priority stretches, selecting the most
interesting sections and guiding forest conservation management and other activities affecting the
river area. In addition, the indicators enable the assessment of the effectiveness or impact of actions
on rivers and riverbanks and provide a basis for decision making in adaptive management.
The indicators fall into three broad types: the hydromorphological quality, physicochemical quality
and biological quality. The former can characterize the river morphology (sinuosity, river gradient,
variations in width, depth of the river channel and river valley type, degree of channelling and
distance between obstacles), the type of shore, river connectivity (ICF index), the flow estimation,
heterogeneity (IHF index) and habitat quality (RHS index) and the riparian forest (QBR index). In
addition to these indexes we can include ecological and forest inventory, which allow a detailed
description of the structure of the riparian forest and river conservation index (KT) based on changes
in the whole basin.
Physicochemical quality indicators measure variables in water quality, such as electrical conductivity,
the pH, dissolved oxygen, the temperature of water and nutrients (ammonium, phosphates, nitrates,
etc.). The water quality index for fish life (IP) measures the ability of these systems to accommodate
stable populations of fish by means of the water physicochemical variables.
Biological quality indicators are quite varied and adapted to the conditions sampled from each group
of organisms. Ecological bioindicators are distinguished, that relate organisms with the ecosystem
and biotic indices, which enables assessing the ecological status by means of the richness and
abundance of organisms present. Some of them are inspired by the index of biotic integrity (IBI).
There are indices for phytobenthos, macrophytes, riparian vegetation, aquatic macroinvertebrates,
fish, amphibians, birds and mammals.
Keywords: hydromorphological indicators, biological indicators, river area, hydromorphological
quality, chemical quality, biological quality.
23

24
1. InTRoDuCCIÓ
Al llarg dels segles, però sobretot a partir de la segona meitat del segle XX, la contaminació
aquàtica i la dispersió d’espècies foranes invasives de flora i fauna s’han sumat a les modificacions
morfològiques de rius, de les zones humides –per canalitzacions o construcció de rescloses i presesi
de la captació d’aigua –per a reg, usos energètics o abastament-. La Directiva Marc de l’Aigua
(2000/60/EC; EC, 2000) va aparèixer justament amb l’objectiu de promoure un ús sostenible de
l’aigua i retornar els ambients aquàtics de la Unió Europea, alguns d’ells molt modificats, a un estat
ecològic bo o molt bo.
S’entén per estat ecològic una mesura de la qualitat de l’estructura i del funcionament de l’ecosistema
aquàtic. El bon estat ecològic és aquell en què les comunitats biològiques són iguals o molt
properes a les que es trobarien en condicions inalterades. En un bon estat ecològic, les condicions
fisicoquímiques i també la configuració del medi aquàtic (condicions hidromorfològiques) han de
permetre el desenvolupament correcte d’aquestes comunitats vives. Per tant, l’avaluació de la qualitat
fisicoquímica, hidromorfològica i biològica –ara com ara basada sobretot en la composició de la flora
aquàtica, la fauna invertebrada i els peixos- determina l’estat ecològic de les masses d’aigua.
La Directiva Marc de l’Aigua estableix que la classificació de l’estat ecològic d’una massa d’aigua
s’ha de basar en el grau de desviació respecte d’una condició de referència o estat natural. Hi ha
famílies i espècies sensibles als diferents graus de degradació de la qualitat fisicoquímica i l’hàbitat;
per això es poden fer servir com a indicadors biològics. L’estat ecològic s’avalua en cinc categories
de qualitat: dolent, deficient, moderat, bo i molt bo.
L’estat ecològic és, doncs, un concepte administratiu que té en compte la naturalesa fisicoquímica de
l’aigua i els sediments, les característiques del flux de l’aigua i l’estructura física de la massa d’aigua,
però es centra en la condició dels elements biològics de l’ecosistema. L’estat ecològic és un element
essencial en la gestió dels rius, un reflex de la qualitat de l’aigua i el medi aquàtic, que s’ha obtingut
de manera integrada a partir de l’observació i el mostreig d’elements biològics, hidromorfològics
i fisicoquímics (figura 1). La legislació europea, sobretot de la Directiva Marc de l’Aigua, permet fer
servir diversos indicadors d’estat ecològic per a la diagnosi prèvia a la realització d’una actuació de
restauració de les riberes fluvials o per a l’avaluació d’actuacions ja efectuades.
Els boscos de ribera, un dels sistemes naturals més diversos i ecològicament més dinàmics i rellevants,
alhora, són en general un dels ambients més degradats arreu d’Europa, sobretot a les regions més
desenvolupades i poblades. Per aquestes raons, molts hàbitats de ribera han estat declarats hàbitats
d’interès i de conservació prioritària en l’àmbit comunitari a partir de l’aprovació de la Directiva Hàbitats
(92/43/CEE, relativa a la conservació dels hàbitats naturals i de fauna i flora silvestres; EC, 1992). Així
doncs, la conservació i la restauració fluvials també són un requeriment de la Directiva Hàbitats, que
preveu la preservació de determinats grups florístics i faunístics aquàtics i de ribera, actualment amb el
suport d’altres regulacions europees, com el Pla europeu de recuperació de l’anguila (Reg. 1100/2007;
EC, 2007), les diverses lleis de conservació de la biodiversitat (com la Lei de Bases do Ambiente (Lei
n.º 11/87, de 7 de Abril) per a Portugal o la Ley 42/2007, de 13 de diciembre, del Patrimonio Natural
i de la Biodiversidad, per a l’Estat espanyol) o les diverses lleis de pesca continental (com la Lei n.º
2 097 de 06-06-59, de Pesca en Aguas Interiores, de Portugal, la Ley 11/2010, de 16 de noviembre,
de Pesca i Acuicultura de Extremadura (España), i la Llei 22/2009, de 23 de desembre, d’ordenació
sostenible de la pesca en aigües continentals, per a Catalunya).

Aplicació de mètriques
(per ejemple, índex biològics)
2. DeFInICIÓ De l’esPAI FluVIAl
Determinació del tipus fluvial
eleMenTs bIologICs
Flora aquàtica, fauna invertebrada i peixos
Paràmetres a mesurar (Treball de camp + laboratori)
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Comparació amb les condicions
de referència
Determinació del nIVell De quAlITAT per cada paràmetre
Molt bo bo Mediocre Deficient Dolent
qualitat biològica qualitat hidromorfològica
esTAT eCològIC
qualitat fisicoquímica
Figura 1. Pautes per a la determinació de l’estat ecològic de rius seguint les pautes de la Directiva Marc de l’Aigua (DOCE
22/12/2000), segons el protocol BIORI, d’avaluació de la qualitat de biològica dels rius. Font: Adaptat de l’Agència Catalana
de l’Aigua (2006a).
Els rius mostren una gran variabilitat en poc espai: a cada tram de riu, sol haver ambients aquàtics
i tipus de vegetació dominant diferents en funció del seu règim hídric, la velocitat de l’aigua i les
característiques del sediment. Els rius permanents, que sempre porten un cabal determinat, són
resseguits generalment per una franja de vegetació exuberant, per exemple, constituïda per verns,
salzes i freixes. En canvi, les rieres, torrents, rambles i recs temporanis i efímers, que resten eixuts
bona part de l’any, contenen una vegetació de ribera ben exuberant i característica: fileres de
baladres i alocs, per exemple.
Molts d’aquests hàbitats aquàtics i de ribera estan classificats d’interès comunitari i de protecció
prioritària per a la Unió Europea en base a la Directiva Hàbitats. Aquesta importantíssima eina legal
comunitària de conservació de la natura aporta obligacions de conservació d’aquests hàbitats per a
tots els Estats membres, que serveixen com a eina d’ordenació territorial.
Els objectius de la Directiva Hàbitats es combinen amb els de la Directiva Marc de l’Aigua, llei
fonamental per assegurar la conservació i la millora de l’estructura i funcionament dels ecosistemes
aquàtics. La Directiva Marc de l’Aigua ha canviat el concepte de gestió dels ecosistemes aquàtics.
L’objecte central de la gestió, actualment, és la conservació i rehabilitació del seu bon estat ecològic,
que inclou la conservació i la restauració de l’espai fluvial, i no només de la qualitat de l’aigua. Tant
la llera com les riberes fluvials mereixen, a ser possible, ser conservades i restaurades. Per això es
25

26
proposen eines per fer la diagnosi de qualitat de tot l’espai fluvial i per a tipologies ben variades de
cursos d’aigua.
La delimitació de l’espai fluvial es pot fer aplicant diversos criteris, partint de fonaments ecològics,
hidràulics (vegeu també el capítol 3.2) i/o administratius. La ribera es defineix bàsicament com
la franja propera al curs d’un riu o a la superfície d’un estany, que abraça el límit superior de la
zona inundable; l’aigua només l’ocupa totalment durant les inundacions de període de retorn més
elevat. A la figura 2 es mostren les diverses parts de l’espai fluvial i la nomenclatura que s’aplica a
Catalunya en àmbits administratius o científics.
Zonificació ambiental
Zonificació administrativa
8
Cultiu
Zonificació urbanística Zona inundable
Ecotó
7
100 m
Bosc de ribera
6
Ribera
Zona de policia
5
Sistema hídric
4
3
Zona de
servitud
5 m
2
Riba Llit fluvial Riba
Zona inundable
Zona fluvial
Zona fluvial Ecotó
1
Canal
principal
Llera
Domini
públic
hidràulic
Bosc de
ribera
Zona de
servitud Zona de policia
5 m
Ribera
Massa
forestal
Figura 2. Subdivisions de l’espai fluvial emprades habitualment en el planejament urbanístic. Font: Prat et al., 2008.
La Llei d’Aigües de l’Estat espanyol (Ley 46/1999, de aguas, de 13 de diciembre, por la cual se
modifica la Ley 29/1985, de 2 de agosto) subdivideix l’espai fluvial. Estableix el denominat Domini
Públic Hidràulic, amb un reglament associat, però la seva delimitació, que podria facilitar l’aplicació
d’una política efectiva de protecció dels rius, és encara pendent a molts trams fluvials d’aquest país.
El Domini Públic Hidràulic està constituït per la zona inundable ordinària, o sigui, aquella que és
ocupada en un moment o altre, de mitjana, com a mínim cada 10 anys. Immediatament, el segueix
la Zona de servitud, de 5 metres d’amplada, per a l’ús públic, que a la vegada queda inclosa a la
Zona de Policia, d’amplada superior, 100 metres (vegeu figura 1 del capítol 2.1). L’ús del sòl i les
activitats que es facin queden condicionats tant al Domini Públic Hidràulic com a la Zona de Policia.
Es prohibeixen un seguit d’actuacions:
- fer abocaments que, directa o indirectament, contaminin les aigües;
- amuntegar residus sòlids que puguin constituir un perill de contaminació;
- efectuar accions que puguin degradar la zona.
És necessari disposar de concessió i autorització administrativa prèvia a tot un conjunt d’activitats
del Domini Públic Hidràulic. Per exemple, en el cas de Catalunya són atorgats per l’Agència Catalana
de l’Aigua (ACA), per a les Conques Internes de Catalunya, i la Confederació Hidrogràfica de l’Ebre,
per a la conca d’aquest riu i la Vall d’Aran.
100 m

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
A la Zona de Policia només és necessari l’atorgament de concessió o autorització administrativa
prèvia a l’alteració substancial del seu relleu natural. A la Zona de Servitud és també necessari el
permís per a la plantació d’espècies arbòries. No es pot edificar excepte en casos molt justificats.
Aquesta classificació fruit de la Llei d’Aigües estatal espanyola es troba superposada, en el cas de
Catalunya, per la zonificació de la normativa urbanística, que subdivideix el riu en Zona Fluvial,
sistema Hídric i Zona Inundable (vegeu la figura 2), definides per la franja delimitada per la línia
de cota d’inundació de l’avinguda de període de retorn 10, 100 i 500 anys, respectivament. Aquesta
denominació es descriu al Reglament de la Llei d’Urbanisme (Decret 305/2006), que incorpora els
criteris de delimitació de l’espai fluvial atenent a criteris d’inundabilitat.
De manera genèrica, es defineix l’espai fluvial com la franja propera als cursos fluvials i afectada per
les seves aigües als moments d’aiguats màxims possibles. Essencialment, es defineix com l’àrea on
tenen lloc tots els processos relacionats amb el funcionament del riu a totes les escales espacials (de
mil·límetres fins a quilòmetres) i temporals (de segons fins a milers d’anys). L’espai fluvial inclou la vall
fluvial per on el riu transcorre, les terrasses fluvials que reflecteixen l’activitat geomorfològica del riu, els
boscos de ribera adjacents i que depenen de l’aigua del riu, i l’aqüífer subterrani amb qui està connectat.
Concretament, l’espai fluvial supera, doncs, l’espai del Domini Públic Hidràulic establert a partir dels criteris
hidrològics marcats per la Llei d’Aigües estatal espanyola, i inclou la denominada Zona Inundable de la
normativa urbanística catalana. Incorpora les àrees adjacents que, tot i no ser pròpiament fluvials, hi són
molt properes i pateixen o poden patir d’una manera o altra la influència fluvial o, a l’inrevés, poden afectar
directament la zona fluvial segons les activitats que es desenvolupin.
3. MeToDologIes APlICAbles
La determinació de l’estat ecològic i la biodiversitat per a la diagnosi prèvia a la realització d’una
actuació de restauració de les riberes fluvials o per a l’avaluació d’actuacions ja efectuades es basa
sobretot en els protocols d’avaluació de la qualitat hidromorfològica dels rius (Bain & Stevenson,
1999; Hauer & Lamberti, 2006; HIDRI, ACA, 2006b) i la qualitat biològica dels rius (BIORI, ACA,
2006a). El procediment bàsic de mostreig i anàlisi de les dades es pot consultar a les pàgines web
de l’Àrea de Medi Ambient de la Diputació de Barcelona (http://www.diba.es/mediambient/quri.asp),
la xarxa Ecostrimed (http://www.ecostrimed.net) i l’Agència Catalana de l’Aigua (http://mediambient.
gencat.net/aca/ca//planificacio/directiva/protocols.jsp). De manera sintètica i molt aclaridora, també
es mostra al manual de diagnosi ambiental dels espais fluvials (Prat et al., 2008).
Per a l’obtenció i tractament de dades de biodiversitat es poden escollir diversos grups florístics i faunístics
com a bioindicadors. Per exemple, en el projecte Ricover a Catalunya, es van mostrejar macroinvertebrats
aquàtics, peixos, amfibis, ocells, quiròpters, petits mamífers i grans mamífers amb l’objectiu de comparar
la seva interacció amb el sistema fluvial (aquàtic i de ribera) i valorar quin d’ells tenia més potencial
bioindicador (veure capítol 4.12; Boada et al., 2008; Elosegui & Sabater, 2009).
3.1. Indicadors de qualitat hidromorfològica
La morfologia fluvial es caracteritza a partir de molts paràmetres diferents. Alguns només es fan servir
com a informació descriptiva del tram; altres també s’empren per avaluar la qualitat morfològica dels
rius. Això s’inclou a les xarxes de control per tal de tenir les masses d’aigua ben caracteritzades
27

28
–i, per defecte, les restauracions efectuades- i poder detectar canvis a mitjà i a llarg termini (ACA,
2006b).
La qualitat hidromorfològica s’avalua fent servir una sèrie de paràmetres que permeten descriure
de manera genèrica les característiques hidromorfològiques de cada tram o subtram. Es tracta
essencialment del grau de sinuositat del riu, el pendent mitjà del riu, les variacions en amplada i
profunditat del canal i, finalment, el tipus de vall fluvial (ACA, 2006b).
Per avaluar l’impacte de la presència d’endegaments i/o obstacles a la connectivitat longitudinal
(recloses, preses, bases de pont, etc.), s’afegeixen, per exemple, la distància a l’obstacle, superior
i inferior, el grau d’endegament de la llera i l’índex de connectivitat fluvial (ICF; Solà et al., 2011).
Així mateix, el paper de la vegetació de ribera i la qualitat dels altres hàbitats naturals és essencial,
motiu pel qual s’avaluen també índexs de qualitat del bosc o la vegetació de ribera (com el QBR
(Munné et al., 1998; ACA, 2006b), IVF (ACA, 2006a) i IVR (Ferreira et al., 2005), estacions forestals
i índexs de qualitat de l’hàbitat aquàtic (IHF; Pardo et al., 2002) i del conjunt fluvial (RHS; Raven et
al., 1998).
Aquesta informació és d’una gran importància tant per plantejar actuacions de restauració com
per avaluar-ne l’evolució. Si es combinen aquests indicadors juntament amb altres components
geogràfics propis d’un sistema d’informació geogràfica, també es pot calcular l’índex de restauració
KT (Cortes et al., 2002; Fernandes et al., 2007).
3.1.1 Caracterització de la morfologia fluvial
La morfologia es determina per mitjà de l’estudi de diversos elements associats a la geometria del
canal fluvial (grau de sinuositat, pendent del riu, variacions de l’amplada i la fondària del canal fluvial
i tipus de vall fluvial) i a algunes alteracions, concretament el grau d’endegament de la llera (ACA,
2006b; Prat et al., 2008) i la distància entre obstacles, superior i inferior.
a) grau de sinuositat: el grau de sinuositat (SI) es basa en les tipologies de canal i els càlculs de
Pedersen et al. (2004). Primerament, es tipifica el tram en rectilini, sinuós, meandriforme o trenat.
Per a les 3 primeres categories (rectilini, sinuós i meandriforme), el grau de sinuositat es pot calcular
a través de mesures en SIG de la longitud del canal principal i de la longitud d’una línia recta que
segueixi la vall o terrassa baixa del riu. Aleshores, la sinuositat (SI) es calcula segons la fórmula
següent:
SI = longitud del canal principal / distància en línia recta al llarg de la vall fluvial
I el grau de sinuositat es classifica segons una de les tres categories de la taula 1.
Taula 1. Classificació del grau de sinuositat (Pedersen et al., 2004).
Valor de sI grau de sinuositat
1,00 -1,05 Recte
1,05 – 1,50 Sinuós
> 1,50 Meandriforme
b) Pendent del riu: el pendent mitjà del canal fluvial es calcula com la diferència (en metres) en
elevació entre dos punts del sistema fluvial dividit per la distància (en km) que els separa. El pendent
es pot calcular a partir d’anàlisi amb SIG fent servir les dimensions indicades a la taula 2.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Taula 2. Distància entre punts per a calcular el pendent en funció de les dimensions del riu (ACA, 2006b).
Mida del sistema fluvial Distància entre punts per càlcul pendent (m)e (m)
Rius petits (ordre Strahler 1-2) 2.000
Rius mitjans (ordre Strahler 3-4) 5.000
Rius grans (ordre Strahler >4) 10.000
c) Variacions de l’amplada i la fondària del canal fluvial:
La variació de l’amplada (Var Amp) es defineix (ACA, 2006b) com la relació entre la dimensió
màxima i mínima del canal fluvial (zona de crescudes ordinàries o domini públic hidràulic) a tot el tram
d’estudi. L’amplada és la distància entre marge dret i esquerre (entre ambdós ribes) perpendicular
a la direcció del flux, de forma independent a les illes que pugui haver. Per a grans rius aquestes
dimensions es poden calcular amb l’ajut d’un sistema d’informació geogràfica (SIG).
Var Amp = Amplada_màxima (m) / Amplada_mínima (m)
Aquesta relació permet establir diferents categories de variació en amplada, com s’indica a la taula 3.
Taula 3. Categories segons la variació en l’amplada del canal fluvial (ACA, 2006b).
Variació en amplada
Molt elevada (>2,00)
Elevada (1,51 – 2,00)
Moderada (1,26 – 1,50)
Baixa (1,11 – 1,25)
Molt baixa (1,00 – 1,10)
La variació de la fondària (Var Fond) es valora (Pedersen et al., 2004; ACA, 2006b) a través d’un transsecte
transversal al riu per calcular la secció, i de l’apreciació visual durant la inspecció al llarg del tram. El transsecte
ha de ser fet preferiblement a zones de ràpids i ha d’incloure la mesura tant de l’amplada del riu al moment
del mostreig com de l’amplada de la llera (bankfull en terminologia anglosaxona). La llera es pot estimar
com la distància entre el nivell màxim de l’aigua a la riba dreta i el nivell màxim a la riba esquerra durant
les crescudes ordinàries (coincidint amb els marges externs del denominat Domini Públic Hidràulic). En
sistemes fluvials amb valls molt planes, aquest paràmetre pot ser estimat a partir de les línies de detritus
dipositades pel sistema durant les riuades. La variació en fondària es determina baixa, mitjana o elevada,
depenent de la variació de la fondària a les seccions mesurades i d’acord amb la figura 3.
Baixa Mitjana Elevada
Figura 3. Categories segons la variació de la fondària del canal fluvial (Pedersen et al., 2004).
29

30
d) Tipus de vall fluvial: s’assigna per mitjà dels tipus de la figura 4, en una de les categories
següents: i) gorja; ii) forma de V; iii) forma d’U estreta; iv) forma d’U ampla; v) no perceptible; vi)
asimètrica (Pedersen et al., 2004; ACA, 2006b).
Gorja
Figura 4. Tipus de valls fluvials (Pedersen et al., 2004).
Forma de V U estreta U ampla
No perceptible Asimètrica
e) grau d’endegament de la llera: el grau d’endegament de la llera (ACA, 2006b) s’avalua a
partir de la determinació de la proporció de tram afectat per endegaments (obres o intervencions
de condicionament hidràulic del riu) respecte de la longitud total del tram avaluat, considerant les
característiques dels endegaments existents.
Es determina un valor quantitatiu del nivell d’endegament en base a la longitud total del tram d’estudi
i de la longitud dels diversos trams endegats, ponderada pel tipus d’endegament, segons si afecta
a una o a ambdues ribes (si afecta les dues ribes es computa com dues vegades la longitud de
l’endegament), i segons el tipus d’endegament.
No és necessari que la persona que empleni el full de camp tingui una formació especialitzada, més
enllà d’estar familiaritzada amb les característiques dels endegaments fluvials. És un mètode senzill,
fàcil i ràpid d’aplicar que permet fer una valoració a gran escala de la morfologia fluvial. El protocol
es pot consultar a http://mediambient.gencat.net/aca/ca//planificacio/directiva/protocols.jsp.
f) Distància entre obstacles, superior i inferior: per a cada tram de mostreig, es calcula la distància
en metres, superior i inferior, a l’obstacle transversal present més proper.
3.1.3 Tipologia de la riba
La riba, la part submergida permanentment o temporal, representa la interfase entre la vegetació
de ribera i la llera o làmina d’aigua del riu. Aquesta interfase és d’importància vital per al refugi i la
reproducció de les poblacions de peixos i macroinvertebrats aquàtics. Per tant, la seva mesura pot
aportar una relació entre els valors obtinguts en els mostreigs de macroinvertebrats i peixos i els de
qualitat estructural del bosc de ribera.
Per conèixer la tipologia de la riba del riu a cada tram (marge i línia de la riba, equivalents als
termes anglosaxons streambank i shoreline, respectivament) es segueixen els criteris d’avaluació

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
de Stevenson & Mills (1999). Les tècniques seleccionades per avaluar la tipologia de la riba es
basen en l’observació visual i l’ús de determinats instruments.
Només cal fer servir una vara metàl·lica i un clinòmetre. Es selecciona un tram que faci entre 5 i 7
vegades l’amplada mitjana del canal i s’ identifiquen punts de mesura separats uniformement -per
exemple, cada 5 metres- per proporcionar 10 o més mesures per transsecte:
- si fa pendent, es mesura l’angle del marge;
- si fa balma, es mesuren tres elements: l’angle del marge (A1), la profunditat de la balma (X1) i la
profunditat de l’aigua a l’extrem exterior de la balma (Y1).
Cada sèrie de mesures sol incloure tantes ribes amb pendent com ribes amb balma. S’obtindrà la
mitjana de tots els angles mesurats per obtenir l’angle mitjà de la riba, les profunditats de les baumes
i les profunditats de l’aigua a l’extrem exterior de les balmes (considerant el valor de 0 en els casos
que no hi hagi balmes).
3.1.3 índex de Connectivitat Fluvial (ICF)
Tal com és definit per la Directiva Marc de l’Aigua, el bon estat ecològic obtingut observant la
connectivitat longitudinal només pot ser assolit quan la migració dels organismes aquàtics i el
transport de compostos químics i sediments no estiguin alterats. La connectivitat longitudinal dels
rius és, doncs, un dels atributs de qualitat hidromorfològica que la Directiva Marc de l’Aigua requereix
que cal avaluar.
Tot i que s’han desenvolupat molts mètodes per avaluar la integritat de les condicions hidrològiques
i morfològiques, gairebé no n’hi ha cap centrat en la connectivitat longitudinal dels rius. Els mètodes
emprats més àmpliament per avaluar les característiques hidromorfològiques als rius europeus,
com l’RHS al Regne Unit (Raven et al., 1998) i les seves adaptacions posteriors a molts altres
països, SERCON a Escòcia (Boon et al., 1997 i 1998), SEQ-Physique a l’estat francès (Agences
de l’Eau, 2002), LRS a Alemanya (Fleischhacker & Hern, 2002), DSHI a Dinamarca (Pedersen &
Baattrup-Pedersen, 2003) o fins i tot la norma CEN rule (CEN, 2010) aprovada recentment, tot i que
registren la presència d’obstacles transversals, no quantifiquen el grau en què els obstacles afecten
la connectivitat del riu per als peixos.
En aquest sentit, doncs, cal destacar la revisió recent de l’Índex de Connectivitat Fluvial (ICF; Solà et al.,
2011), que es va plantejar inicialment per al seu ús en aigües continentals de Catalunya, però de manera
que es pugui adaptar fàcilment a la fauna aquàtica d’altres regions geogràfiques. L’ICF, tot i que només
considera els peixos i no altres compartiments afectats (aigua i sediments), discrimina cinc categories de
permeabilitat, cosa que ajuda a la integració d’aquest mètode d’avaluació de la connectivitat fluvial amb
altres elements de qualitat hidromorfològica en el context de la Directiva Marc de l’Aigua, per això es va
crear com a part integrant del protocol d’avaluació de la qualitat hidromorfològica dels rius de Catalunya,
el protocol denominat HIDRI (ACA, 2006b), que incloïa una versió preliminar de l’ICF.
A l’hora de comprovar l’eficàcia dels dispositius de pas per a peixos existeixen diverses alternatives
metodològiques, generalment complementàries, perquè cap d’elles sol ser suficient per si mateixa
per comprendre el funcionament d’aquestes infraestructures. Alhora, atesa la gran varietat de
situacions que es poden donar, alguns dels mètodes no són sempre aplicables i per això cal valorar
detingudament diverses possibilitats metodològiques en funció de factors com el cabal, el tipus de
dispositiu de pas per a peixos, les característiques dels peixos,... i també dels recursos tècnics i
econòmics disponibles.
31

32
L’avaluació de l’eficàcia d’un dispositiu de pas per a peixos es pot fer mitjançant l’estimació directa
o indirecta de la taxa de permeabilitat de cada espècie de peix present potencialment, per mitjà
de tècniques diverses (Lucas & Baras, 2001; Travade & Larinier, 2002; Marmulla & Welcomme,
2002; Roni, 2005; Santo, 2005; Ordeix et al., 2011). Aquestes tècniques requereixen el mostreig del
poblament de peixos i, de vegades, l’aplicació de mètodes de marcatge i recaptura. Per a la seva
aplicació és imprescindible un coneixement previ de la fenologia de les espècies, entre d’altres
motius perquè els desplaçaments migratoris dels peixos als rius normalment estan concentrats
a determinades èpoques de l’any (Rodríguez-Ruiz & Granado-Lorencio, 2006) i l’aplicació de
determinats mètodes depèn de factors diversos (Lucas & Baras, 2001), com són augments de cabal
(Welcomme, 1980; Jonsson, 1991; Roni, 2005). Aquests mètodes requereixen una certa inversió
en equips i personal en un període determinat de seguiment, que els fa útils i necessaris per a
ser emprats en casos concrets (per exemple, per a conèixer el grau de franquejabilitat real d’un
obra hidràulica o un dispositiu de pas per a peixos concret), però es fa molt difícil la seva aplicació
generalitzada a escala de tota una conca.
L’avaluació preliminar de l’eficàcia d’un dispositiu de pas per a peixos es pot fonamentar, doncs,
en el càlcul de l’Índex de Connectivitat Fluvial (ICF; Solà et al., 2011). Les dades concessionals i
constructives de l’obstacle transversal al riu (l’alçada, el tipus de material de què està fet, el pendent,
etc.), les seves característiques hidrològiques i les del seu dispositiu de pas per a peixos (si en
disposa), complementades amb una imprescindible visita de camp, han de permetre completar una
base de dades per a cadascun d’ells i permetre el càlcul d’aquest índex de connectivitat.
L’índex de Connectivitat Fluvial (ICF) deriva d’una primera versió del mateix índex (protocol HIDRI;
ACA, 2006), que ha estat revisada i provada entre els anys 2006 i 2010. Aquesta nova versió de
l’ICF ha estat desenvolupada per l’Agència Catalana de l’Aigua en conveni amb el Centre d’Estudis
dels Rius Mediterranis – Museu Industrial del Ter.
L’ICF és una bona eina per conèixer, de manera simple, la possibilitat que un obstacle fluvial sigui
franquejable o no per a la ictiofauna, per a diagnosticar la connectivitat longitudinal, però també per
a orientar les mesures correctores de millora de la qualitat hidromorfològica. Es basa en els trets
biològics i ecològics de les espècies autòctones de peix presents potencialment a cada sector a
avaluar. Permet obtenir una avaluació de la connectivitat longitudinal dels rius per a grans àrees amb
una relació bona de cost i efectivitat.
L’ICF consta de tres grans blocs, que inclouen l’avaluació de l’obstacle, el o els dispositius de pas per
a peixos associats, si n’hi ha, i l’estimació de diferents moduladors. Finament, l’ICF classifica el nivell
de connectivitat en cinc rangs, de molt bona a dolenta, en funció del grau de franquejabilitat per als
diversos grups d’espècies de peix presents potencialment. Aquest grau és avaluat independentment
per a cada grup en funció de la seva capacitat de superar obstacles saltant, nedant o reptant.
Els resultats dels diferents blocs donen informació valuosa i precisa del tipus i magnitud del
problema que causa cada obstacle, i per tant, poden ser emprats adequadament per a orientar
mesures correctores. Els resultats de l’ICF també poden servir per identificar àrees prioritàries
per a restauració. Alguns dels mètodes que existeixen actualment per prioritzar les mesures de
restabliment de la connectivitat fluvial (Pini Prato, 2007; Mader & Maier, 2008) poden ser adaptats i
complementats amb l’ús de l’índex ICF (ACA, 2009).

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
3.1.4 estimació del cabal
En alguns punts del tram es fa una estimació del cabal mitjançant un transsecte transversal. El cabal
es mesura de manera directa d’acord amb el mètode velocitat-àrea (Hauer & Lamberti, 2006) i per
mitjà d’un correntòmetre de molinet (vegeu un exemple a la figura 5).
Figura 5. Resclosa amb una mala connectivitat longitudinal,
que impedeix les migracions de la pràctica totalitat
d’individus de totes les espècies de peixos autòctons –a
dalt-, restauració de la connectivitat longitudinal en un riu
per mitjà de l’enderrocament parcial d’una resclosa, que
ha de permetre restaurar els desplaçaments de la pràctica
totalitat dels individus de totes les espècies -al mig- i
rehabilitació de la connectivitat longitudinal en un sector de
riu per mitjà d’un bon dispositiu de pas per a peixos proper
a la natura (concretament, una rampa per a peixos) en una
resclosa, que ha de permetre el trànsit de la majoria dels
grups de peix presents potencialment i en pràcticament
qualsevol situació hidrològica -a sota-. Il·lustracions
d’Acíclic a partir d’Ordeix, Bretxa i Llobet (2007).
3.1.5 índex de l’Hàbitat Fluvial (IHF)
L’Índex d’Hàbitat Fluvial (IHF) (Pardo et al., 2002) és un índex d’avaluació de l’heterogeneïtat dels
hàbitats fluvials presents en un tram de riu. A banda d’integrar si un riu és molt o poc divers en
hàbitats, l’IHF es fa servir sobretot per poder garantir l’aplicabilitat dels índexs biològics basats
en macroinvertebrats aquàtics; per això s’aplica al mateix tram i al mateix temps que es fan els
mostreigs de macroinvertebrats aquàtics.
Aquest índex té en compte diverses característiques de l’hàbitat fluvial que influeixen en la distribució
dels organismes aquàtics, com el grau d’inclusió del sediment, la freqüència de ràpids, la composició
del substrat, els règims de velocitat-profunditat, el percentatge d’ombra sobre la llera, els elements
d’heterogeneïtat i la cobertura de la vegetació aquàtica.
Aquest paràmetre és important per conèixer la potencialitat d’un tram de riu per al manteniment
d’una determinada diversitat biològica. Així doncs, valors elevats d’aquest índex garanteixen que
la categoria de qualitat obtinguda a partir dels índexs biològics seran indicadors de la qualitat
fisicoquímica del tram d’estudi durant els darrers dies. Els resultats de l’IHF no expressen estrictament
un nivell de qualitat, però la seva determinació és important per valorar si el resultat del mostreig
biològic es veu alterat de manera significativa per la morfologia fluvial (si l’IHF < 40).
33

34
Tot i que no està dissenyat per avaluar la qualitat de l’ecosistema fluvial per si mateix, l’IHF sovint és
indicador de pertorbacions que poden degradar l’hàbitat fluvial sense alterar la qualitat fisicoquímica
de l’aigua, com abocament de sediments, manca de cabal, extraccions d’àrids o afectacions a la
vegetació de ribera.
La valoració es duu a terme sobre la base de l’estudi de set característiques diferents que fan
referència a l’estat de l’hàbitat fluvial:
• Inclusió de ràpids i sedimentació a les gorgues.
• Freqüència de ràpids.
• Composició del substrat i mida de les partícules.
• Règims de velocitat/profunditat.
• Percentatge d’ombra a la llera.
• Elements d’heterogeneïtat.
• Cobertura i diversitat de la vegetació aquàtica.
Cadascun d’aquests blocs es puntua de manera independent. La suma dels subapartats dóna el
valor total de l’índex entre 0 i 100 punts.
3.1.6 River Habitat Survey (RHs)
El River Habitat Survey (RHS) (Raven et al., 1998), desenvolupat al Regne Unit des de l’any 1993, és
un altre mètode, més complex, per avaluar l’estat i la qualitat de l’hàbitat fluvial. L’índex RHS s’aplica
a trams de 500 metres. A cada tram es fan 10 perfils en punts escollits a l’atzar, on s’observen
variables diverses: el tipus de substrat, el tipus de flux, la vegetació aquàtica, característiques de
l’erosió o sedimentació al llit del riu, l’estructura morfològica i els usos del sòl a cada banda del riu.
La qualitat de l’hàbitat s’avalua a partir de la diversitat d’aquests caràcters mitjançant una anàlisi de
components principals (ACP).
Es divideix cada un dels trams en 10 parts iguals i a cada una d’aquestes parts s’escull un metre
a l’atzar, on es prenen les dades d’un perfil concret. Els resultats es donen en dues parts. Una
consisteix en l’avaluació de la qualitat de l’hàbitat (Habitat Quality Assessment Score o HQAS);
s’obté comparant les dades obtingudes amb altres de punts amb diferents graus de qualitat de
l’hàbitat, amb puntuacions màximes de 100. Indica, de manera general, la diversitat d’hàbitats
riberencs existents al sector analitzat. Com més gran sigui la puntuació, serà més elevada la
categoria de qualitat de l’hàbitat riberenc.
L’altra part de l’índex RHS, el grau d’alteració o modificació de l’hàbitat (Habitat Modifications
Score o HMS), indica el grau de modificació del riu i la presència d’estructures artificials al tram
analitzat. Valora la presència d’infraestructures, construccions i altres alteracions de l’hàbitat fluvial.
Com més elevat, més gran és el grau d’artificialització. Els seus valors oscil·len entre l’1 (hàbitat
pristí o seminatural), 2 (predominantment no modificat), 3 (modificat visiblement), 4 (modificat
significativament) i 5 (modificat severament).
3.1.7 qualitat del bosc de ribera (qbR)
La vegetació de ribera és part integral de l’ecosistema fluvial i desenvolupa un paper molt important,
que defineix el tipus de riu i la seva conservació. La vegetació de ribera contribueix a millorar la
qualitat fisicoquímica de l’aigua (pot retenir una part molt important dels nutrients), és una font de
matèria orgànica en forma de fullaraca, branques, etc., aliment i refugi per una part de la fauna

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
aquàtica; té un paper cabdal en la conservació de la biodiversitat perquè també dóna refugi a una
gran varietat d’animals i proporciona una gran quantitat d’ambients o hàbitats a mig camí del riu
i el bosc adjacent a la zona al·luvial. Alhora, des del punt de vista cultural té una gran bellesa
paisatgística.
L’índex de Qualitat del Bosc de Ribera (QBR) (Munné et al., 1998; ACA, 2006b) qualifica l’ecosistema
de ribera amb valors entre 0 i 100. A aquesta puntuació, s’arriba considerant quatre característiques
del sistema de ribera (cada una d’elles valorada de 0 a 25 punts). L’observador identifica les
espècies vegetals principals i les condicions de la ribera i la riba d’un tram d’uns 100 metres de
llargada aproximadament, seguint els passos del protocol. S’acostuma a calcular a la primavera.
És recomanable fer una fotografia del lloc i situar-lo geogràficament amb coordenades UTM. Per
tal d’avaluar-ne correctament la riquesa d’espècies, es fa un llistat dels arbres i arbusts de ribera
presents al tram avaluat.
L’índex està subdividit en quatre apartats descriptius del nivell de conservació del tram fluvial
(cadascun dels apartats puntua de 0 a 25):
• Grau de cobertura vegetal de la zona de ribera.
• Estructura de la coberta.
• Naturalitat i complexitat de la coberta (riquesa d’espècies).
• Grau de naturalitat o d’alteració del canal fluvial.
No és necessari que la persona que empleni el full de camp tingui una formació gaire especialitzada
més enllà del coneixement bàsic de les espècies d’helòfits, arbustos i arbres de ribera.
3.1.8 Inventaris forestals
Els inventaris forestals permeten una caracterització detallada de l’estructura del bosc de ribera. Per
obtenir una bona estima de l’heterogeneïtat espacial es recomana fer entre dues i tres estacions
forestals circulars de 10-15 m de radi. S’emplacen perpendiculars a la llera, una a primera línia del
bosc de ribera i una o més a segona línia, amb una separació de 30-50 m entre els centres de cada
estació, emplaçades en la vertical o diagonal de la primera.
Es mesuren les variables dasomètriques i ecològiques principals: distribució diamètrica per cada
espècie d’arbre (per simplificar es poden prendre en classes de 5 en 5 cm), alçada dominant de
l’arbrat, estratificació vertical de la vegetació segons estrats (herbaci, arbustiu i arbori) o seguint
una progressió geomètrica d’alçades (0-25 m, 50-1 m, 1-2 m, 2-4 m, 4-8 m, etc.), recobriment de les
plantes més abundants (arbòries i arbustives sobretot) i volum i qualitat de la fusta morta (brancatge
sec en peu, arbres morts amb branques, arbres morts sense branques, soques). Es poden afegir
dades complementàries com el comptatge del regenerat d’espècies arbòries principals i l’estat
de salut dels arbres (nombre de peus o capçades afectades per malaltia o plaga). Per ampliar la
metodologia bàsica per fer inventaris forestals es pot consultar el manual clàssic de Pita (1973).
L’inventari el pot fer una única persona, però millor si es fa entre dues: una per prendre les mesures i
l’altra per apuntar-les. Segons el nombre de variables a prendre un equip de dues persones esmercen
entre 15 i 25 minuts per estació. Els recobriments s’estimen a ull en un radi d’uns 25 metres (també
es pot optar per fer una foto hemisfèrica amb un objectiu ull de peix per tenir una lectura objectiva
de la volta arbrada, però el tractament posterior és més laboriós). Els diàmetres del tronc es prenen
35

36
a 1,3 m del terra (alçada de pit) amb l’ajuda d’una cinta mètrica o d’una forcípula forestal. L’alçada
dominant es calcula amb un hipsòmetre a partir dels 3-5 arbres més gruixuts de la massa. El centre
de cada parcel·la es marca amb pintura al tronc d’un arbre i es localitza amb un GPS. Dues cintes
mètriques o cordes de llargada coneguda serviran per marcar els límits de cada quadrant de la
parcel·la circular. En parcel·les permanents es pot marcar el centre enterrant un cilindre metàl·lic que
s’ha de localitzar amb un detector de metalls al tornar a la parcel·la.
Per caracteritzar bé una massa arbrada, s’han de fer de 3 a 4 grups d’estacions/10 ha (un grup =
una estació de primera línia + n estacions de segona línia). L’inventari forestal és útil especialment
per conèixer amb un mínim de detall l’estructura del bosc de ribera i permet anar més enllà que els
índexs de vegetació de ribera més coneguts. No obstant requereix més esforç en temps i una certa
pràctica. És imprescindible en els plans de gestió o de restauració forestal i molt recomanable si es
vol relacionar la composició i estructura del bosc amb altres indicadors o variables biològiques (per
exemple ocells o altres grups d’organismes). El nombre de variables a mesurar es fixarà en funció
dels objectius perseguits i de l’esforç de mostreig (figura 6).
Figura 6. Fotografia hemisfèrica per determinar
la llum incident sobre el sotabosc (esquerra).
Realització d’un inventari forestal en bosc de ribera
(dreta). Fotos: Jordi Camprodon -CTFC i Marc
Ordeix-CERM.
3.1.9 índex de conservació de rius (KT)
S’assumeix que la vegetació riberenca respon als canvis d’ús dels terrenys més propers i del conjunt
de la conca. La degradació de les riberes fluvials (per fragmentació, reducció de l’amplada de la
ribera, canvis en l’estructura vertical, etc.) pot ser quantificat per descriptors del paisatge a través de
patrons espacials, que alhora reflecteixen els processos ecològics.
L’índex de conservació de rius KT (Cortes et al., 2002; Fernandes et al., 2007) permet desenvolupar
un mapa de l’estat de conservació dels sistemes fluvials amb el propòsit d’identificar els trams
degradats i el tipus de pressions a què es troben subjectes. Suggereix les mesures de requalificació
i restauració necessàries a escala de tram i de conca, a banda d’incorporar també les pressions a
què es troben exposats.
La metodologia d’aquest índex es basa en els apartats següents:
1. Dividir la xarxa fluvial en unitats hidrogeomorfològiques (UFH). Les UFH són la geologia, la
precipitació mitjana anual, l’altimetria i la classificació dels ordres de Strahler.
2. Combinar les variables UFH amb variables que representen pressions antropogèniques (Ki´s):
densitat de la població humana, densitat de carreteres, etc. (vegeu la taula 4).

3. Calcular l’índex KT per a cada tram fluvial (KT = ΣKi / nKi).
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
4. El KT es pot validar: les pressions antropogèniques van associades a la resposta ecològica.
5. Identificar els trams més degradats i proposar mesures de requalificació i restauració, tenint en
compte les pressions a les que estan exposats.
Finalment, l’índex KT qualifica l’ecosistema de ribera en cinc categories de qualitat.
Taula 4. Variables que representen pressions antropogèniques (Ki´s) emprades en el càlcul de l’índex de conservació de
rius KT (Cortes et al., 2002).
Variables de pressió Característiques de les variables Justificació Classificació
K1 - Assentament urbà
(hab/km 2 )
K2 – Vies de
comunicació
(Km/Km 2 )
K3 – Fonts de
contaminació
(Nº/km 2 )
K4 – Contaminants
(mg/l)
K6 – Ocupació agrícola
llunyana (%)
K6 – Ocupación agrícola
lejana (%)
K7 – Hidromorfologia
En funció de:
- Mida de l’assentament urbà
- Proximitat als trams (buffer 1km)
En funció de:
- Quilòmetres de vies de comunicació per tram
- Tipus de via (factors de ponderació com l’agressió)
- Proximitat / intersecció entre els trams i les vies de
comunicació
En funció del nombre i proximitat de fonts de contaminació
(agricultura, indústries, desaigües, abocaments d’aigües
residuals, deixalles, abocaments, etc.
Informació expressa en mg/l
CBO s (fuente: INAG, 2005)
Percentatge de superfície ocupada per ús agrícola en una
àrea d’influència de 250m al voltant de cada tram.
Percentatge de superfície ocupada per ús agrícola altament
agressiu per al sistema fluvial (conreus que comportin una
gran exportació de nutrients o un consum elevat d’aigua).
Informació relativa al grau de modificació antropogènica
de l’hàbitat –“Habitat Modification Score” a partir de la
metodologia River Habitat Survey (Raven i el., 1997a),
complementada amb censos de camp dels canvis morfològics
(ponts i embassaments)
0 Molt bo
1-100 Bo
100-400 Moderat
400-2000 Pobre
2000-4000 Molt pobre
0 Molt bo
0,01-0,05 Bo
0,05-0,12 Moderat
0,13-0,21 Pobre
0,22-0,36 Molt pobre
0,00-0,01 Molt bo
0,01-0,05 Bo
0,05-0,28 Moderat
0,29-0,51 Pobre
0,51-2 Molt pobre
0-2,20 Molt bo
2,20-4,4 Bo
4,4-13 Moderat
13-40 Pobre
40-60 Molt pobre
0-25 Molt bo
25-45 Bo
45-60 Moderat
60-75 Pobre
75-100 Molt pobre
0-0,5 Molt bo
0,6-3 Bo
3,1-4,1 Moderat
4,2-12,4 Pobre
12,5-46,4 Molt pobre
1 Molt bo
2 Bo
3 Moderat
4 Pobre
5 Molt pobre
3.1.10 supervivència d’esqueixos i plançons / èxit del control de vegetació exòtica
Es revisen, preferentment a finals d’estiu o a començaments de la tardor, les plantacions efectuades
amb el propòsit de conèixer el tant per cent (%) de supervivència d’esqueixos i plançons.
A la mateixa època i com a mínim al cap de 60 dies després de l’aplicació de l’herbicida, s’avalua el
percentatge de supervivència de planta o de rebrot de soca o arrel. Aquest seguiment s’ha de repetir
els anys següents.
3.1.11 Aplicació del protocol de seguiment d’acords de custòdia
L’objectiu de la custòdia fluvial és generar la responsabilitat dels usuaris i propietaris vinculats a rius i
zones humides, però també de les administracions competents, per tal d’afavorir la conservació i millora
de la biodiversitat i el seu estat ecològic. Custòdia és guardar, conservar, respectar o tenir cura de la
terra i dels sistemes aquàtics. Normalment es fa a través d’un acord de custòdia, mecanisme de gestió
que compta amb un procediment voluntari entre el propietari d’una finca i una entitat de custòdia –com
a mínim- per tal d’assegurar la conservació dels seus valors i recursos naturals, culturals i paisatgístics.
37

38
El protocol de seguiment d’acords de custòdia de la Xarxa de Custòdia del Territori s’aplica només
als espais on s’ha efectuat actuacions de conservació i restauració i on hi ha un acord (verbal o
escrit) de custòdia fluvial. Es pot consultar a: www.viulaterra.cat.
Aquesta aplicació anual del protocol permet confirmar i comprovar, en part, si les actuacions
de custòdia desenvolupades són efectives per a la conservació del patrimoni natural, cultural i
paisatgístic. Es fan fotografies georeferenciades i en un mateix recorregut predeterminat (vegeu la
figura 7). A més, el seguiment dels acords de custòdia ha de permetre treballar i millorar la relació
amb el propietari/gestor de la finca (públic o privat) i/o els altres agents implicats, obtenir informació
detallada de l’estat d’aquesta àrea de forma periòdica, veure si l’acord establert ajuda realment a
assolir els objectius de conservació, identificar oportunitats de gestió per al futur i detectar possibles
conflictes de forma prematura i facilitar-ne la resolució. Aquest protocol s’aplica, com a mínim, un
cop a l’any, sempre que sigui possible a la mateixa època.
Figura 7. Part del protocol de seguiment d’un acord de custòdia fluvial (memòria anual de la finca d’Espadamala, riu Ter a
Torelló (Osona, NE Catalunya); desembre de 2011). Font: CERM.

3.2. InDICADoRs De quAlITAT FIsICoquíMICA
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
La composició fisicoquímica d’una aigua superficial sense alterar va molt lligada amb la naturalesa
de les formacions geològiques i els sòls de la conca de drenatge. Hi ha una gran dependència de la
qualitat de l’aigua amb les característiques dels ecosistemes terrestres i el seu grau de conservació.
La tendència general de la composició de l’aigua al llarg de l’eix longitudinal d’un riu sense alteracions
importants és la d’un augment de la mineralització i una major constància en els seus continguts de
diversos elements a mesura que l’aigua s’acosta a la desembocadura.
Quant a l’hidroquimisme “natural”, es distingeixen components majoritaris o fonamentals -amb
concentracions superiors a 1 mg/L-, components minoritaris o secundaris -amb concentracions
entre 0,1 i 1 mg/L, com ara Fe2+ , F- 3+ , PO ...- i elements traça -amb concentracions inferiors a 0,1
4
mg/L, com ara Al3+ , Cu2+ ...-. Aquesta classificació, però, no és rígida i es pot donar el cas que un
element secundari, per la seva concentració, s’hagi de considerar majoritari.
Aquest quimisme “natural” –amb excepcions- es veu alterat essencialment per l’acció de l’home,
de manera directa o indirecta. Així doncs, la llista de paràmetres habituals recollits per a un estudi
ambiental bàsic de l’aigua s’amplia amb elements relacionats amb la presència de matèria orgànica
i nutrients, generalment producte de les activitats humanes.
Al llarg dels anys s’han desenvolupat molts sistemes de representació del quimisme (sobretot el
contingut d’ions principals) en diagrames de manera que la comparació entre aigües de diferents
procedències es pugui realitzar de manera molt visual. Els diagrames de concentracions d’ions (o
de grau de mineralització) pretenen representar en un sol gràfic el contingut total de sals dissoltes i,
també, les proporcions entre ions o grups d’ions majoritaris. Normalment aquestes proporcions en
realitzen en meq/L.
3.2.1 Paràmetres fisicoquímics bàsics
Els paràmetres fisicoquímics a analitzar han de ser els més rellevants per la comunitat d’organismes,
han de permetre una interpretació de les dades en termes de contaminació i eutrofització i han
d’aportar una visió general de les característiques fisicoquímiques bàsiques de l’aigua. Uns es
calculen directament al camp, per mitjà de sondes portàtils, altres s’obtenen al laboratori, a partir de
les mostres d’aigua preses (figura 8).
Figura 8. Correntímetre de molinet emprat per mesurar la velocitat de l’aigua -dreta- i sonda multiparamètrica emprada per
determinar in situ la conductivitat elèctrica, el pH, la temperatura i l’oxigen dissolt de l’aigua -dreta-. Fotos: Laia Jiménez-
CERM.
39

40
Al camp i sempre de manera puntual –durant uns quants minuts de lectura- es mesura:
• La conductivitat elèctrica i el pH de l’aigua.
• L’oxigen dissolt i la temperatura de l’aigua.
Al mateix temps, es poden recollir mostres d’aigua per a ser analitzades al laboratori: les anàlisis
d’amoni, per exemple, seguint el mètode Nessler, espectrofotomètric per destil·lació/valoració,
d’acord amb la metodologia UNE – EN 25663, les de fosfats pel mètode espectrofotomètric, d’acord
amb la metodologia UNE – EN 1189 i cromatografia iònica, les de nitrits, nitrats, fosfats, clorurs i
sulfats, per cromatografia iònica i les de sòlids en suspensió d’acord amb la metodologia UNE – EN
872.
Les dades de qualitat fisicoquímica de l’aigua es poden classificar en categories de qualitat en
base als treballs de Prat et al. (1997) i la Directiva 78/659/CEE, relativa a la qualitat de les aigües
continentals per als peixos ciprínids (fets servir habitualment com a referència per l’ACA) (vegeu la
taula 5).
Taula 5. Esquema de la col·locació dels paranys Sherman en el seguiment de petits mamífers.
Temperatura (ºC) 30
Sòlids en suspe (mg SS/L) 25
pH 9,0
Oxigen dissolt (mg O 2 /L) 8,9
Oxigen dissolt (% O2 de sat) 50
DBO 6 (mg O 2 /L) 6
Conductivit. elec. (µS/cm) 3000
+ Amoni (mg N-NH /L) 4,0
4
- Nitrits (mg N-NO /L) 0,10
2
- Nitrats (mg N-NO /L) 10,0
3
- Fosfats (mg P-PO /L) 0,49
4
Clorurs (mg Cl - /L) 1000
2 Sulfats (mg SO /L) 4
1000
3.1.2 índex de qualitat de l’aigua per a la vida piscícola (IP)
De manera natural, els peixos d’un tram determinat de riu depenen de diferents factors: del règim
hidrològic del riu, de la presència d’hàbitats per als peixos (refugis, llocs de fresa, etc.) o de l’aliment
necessari. D’altra banda, les característiques químiques de l’aigua també poden determinar les
poblacions de peixos del riu, tant la diversitat d’espècies com l’abundància d’organismes.
L’índex de qualitat de l’aigua per a la vida piscícola (IP; Prat et al., 2000) és un índex multiparamètric
que indica la capacitat dels ecosistemes fluvials per permetre l’establiment de comunitats de peixos
estables en funció de diversos paràmetres relacionats amb la qualitat química de l’aigua (oxigen
dissolt, sòlids en suspensió i concentracions de nitrits i amoni). No es considera però, aspectes

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
hidrològics, d’hàbitat ni de competència amb espècies al·lòctones.
Així doncs, aquest índex és un paràmetre interessant perquè integra els principals paràmetres que
estan relacionats amb la qualitat química de l’aigua i obté els diferents rangs de qualitat d’acord amb
les condicions químiques mínimes que ha de tenir una aigua per tal que les poblacions d’aquests
peixos es puguin desenvolupar amb normalitat.
3.3. Indicadors de qualitat biològica i biodiversitat
L’elecció del grup indicador condiciona molts aspectes: des de la metodologia fins a la rellevància
dels resultats. Els avantatges i desavantatges varien en funció de cada tipus de bioindicador.
Els bioindicadors ecològics (que informen de la relació dels organismes amb el seu entorn),
essencialment els denominats índexs biòtics (que permeten obtenir rangs de qualitat del medi a partir
del tipus d’organismes que hi són presents), s’empren de manera habitual en els estudis de camp.
Al llarg de la història s’han fet servir diferents grups segons les preferències de cada investigador.
Uns dels més emprats són els macroinvertebrats aquàtics (de més d’1 mm de grandària), per la seva
relativa poca complexitat taxonòmica i la seva facilitat de recol·lecció.
Les dades en què es fonamenten els índexs solen ser qualitatives (presència o absència i riquesa
d’espècies, grups taxonòmics o gremis d’afinitat ecològica) o quantitatives (abundància relativa o
densitat absoluta). Aquesta mateixa diferenciació permet agrupar-los en índexs de contaminació i índexs
relacionats amb l’estructura de la comunitat (els índexs tròfics, taxonòmics, de diversitat i comparatius).
Molts dels índexs biològics deriven o s’inspiren en l’Índex d’Integritat Biòtica (IBI; Fausch et al., 1984).
Sintèticament, la integritat biòtica és la capacitat que té un ecosistema de mantenir la comunitat original.
La integritat biòtica fa referència a la capacitat de suportar o mantenir una comunitat d’organismes
equilibrada, integrada i adaptativa, amb una composició específica, diversitat i organització funcional
comparable a la de l’hàbitat natural de la regió (Karr et al., 1986). Aquests índexs combinen diferents
mètriques i fa servir els paràmetres més rellevants en funció de les pressions humanes existents al medi.
Els sistemes amb una integritat biòtica elevada es poden suportar i/o recuperar ràpidament de la majoria
de les pertorbacions, siguin naturals o d’origen antròpic, contràriament als sistemes amb una integritat
biòtica baixa, que quan són pertorbats és molt probable que canviïn a estats fins i tot més degradats.
Com que no hi ha cap indicador ambiental que reuneixi totes les condicions ideals, s’ha de buscar
entre els organismes presents al medi aquàtic i als sistemes de ribera aquell grup o grups que
reuneixin la majoria de les qualitats considerades òptimes o desitjables. Entre els organismes
indicadors es distingeixen els associats al medi aquàtic (fitobentos, macròfits, macroinvertebrats
i peixos) i els relacionats amb les riberes (com ara vegetació, ocells, i mamífers), tot i que alguns
grups (com els amfibis) de diverses espècies fan servir els dos medis i es poden relacionar en la
qualitat de l’aigua, la hidromorfologia de la llera i l’estructura de la vegetació riberenca.
Els índexs biòtics es comporten com a bons instruments de control dels ecosistemes aquàtics,
complementant i millorant la informació dels paràmetres fisicoquímics clàssics de l’aigua i els
indicadors hidromorfològics, inclosos els indicadors estructurals de la ribera. En relació als paràmetres
fisicoquímics, els índexs biològics són bons integradors perquè informen d’aspectes de la qualitat
de l’aigua en un període de temps extens; així, la presència d’un organisme indicador assegura una
qualitat de l’aigua relativa durant almenys el temps del seu cicle vital. Ara bé, en general, presenten
com a limitació el fet de no permetre identificar clarament els agents contaminants de l’aigua.
41

42
Els ocells són un bon grup indicador de la complexitat de la qualitat de la vegetació ribera com a hàbitat
per al conjunt de la fauna. La comunitat ornítica es distingeix en gremis ecològics segons els estrats
de vegetació que utilitzen; es relaciona molt bé amb la complexitat i grau de maduresa de l’hàbitat
i és relativament sensible a les pertorbacions. El mostreig és relativament ràpid i tècnicament més
simple que els inventaris forestals i molts altres índexs hidromorfològics i biològics. A partir d’uns pocs
censos puntuals de la comunitat d’ocells que es poden fer en un sol matí (per exemple 4-5/10ha) es
pot tenir una idea força bona del grau de complexitat i maduresa d’un hàbitat forestal per a la fauna,
sense haver d’efectuar cap inventari forestal. Per això s’ha utilitzat com a indicador dels canvis en els
sistemes riparis (per exemple, Bryce et al., 2002; Mayer &Cameron, 2003, Sullivan et al., 2007).
3.3.1 Fitobentos – Diatomees
Els índexs de diatomees, tant l’índex de Pol·lusensibilitat (IPs) com l’índex biològic de Diatomees
(IbD), permeten avaluar la qualitat de l’aigua en funció del valor indicador de les diatomees
bentòniques. El paquet informàtic OMNIDIA (Leiconte et al., 1993) permet calcular ràpidament
aquests índexs de diatomees a partir de la llista taxonòmica i les seves abundàncies.
Entre la gran varietat de grups taxonòmics que composen les comunitats d’algues fluvials, les diatomees
representen més del 80% de les espècies totals. La seva importància relativa, doncs, en el conjunt
de la comunitat algal és molt elevada. D’aquí la preferència en el seu ús com a indicadors de qualitat.
Un seguit de característiques les fa útils especialment per a aquesta finalitat:
• Per a la petita mida i per a l’elevada taxa de reproducció, les comunitats de diatomees responen
sensible i ràpidament a canvis en el seu medi, tant físics com químics. Els canvis es concreten
en variacions en la composició de les espècies, que afavoreixen a les més tolerants en les noves
condicions. La resposta dels poblaments de diatomees als canvis en la qualitat de l’aigua és
molt més ràpida que la dels macròfits i plantes vasculars en general.
• El seu ús com a indicadors de la qualitat de l’aigua es basa en el fet que totes les espècies
de diatomees tenen uns límits relativament clars de tolerància i òptims respecte a les seves
preferències per les condicions ecològiques, com els nutrients, la pol·lució orgànica i inorgànica
o l’acidesa. A les aigües contaminades hi ha un increment de l’abundància d’aquelles espècies
més tolerants o que presenten el seu òptim amb un nivell d’un contaminant en concret. Al
contrari, algunes espècies no són tolerants als nivells elevats d’un o més contaminants, però
d’altres poden estar presents en un rang ampli de qualitats de l’aigua.
• Dóna avantatges a la seva utilització el fet de ser cosmopolites, fàcils de recol·lectar i de preservar,
i de tenir elements estructurals al seu esquelet de silici que permeten una determinació a nivell
d’espècie o varietat amb un grau d’exactitud elevat.
El protocol de mostreig i avaluació de la qualitat biològica de les diatomees (ACA, 2006a) comença
quan l’observador recull, amb l’ajut d’un petit raspall de pèl fort, una mostra de diatomees presents
als substrats seleccionats d’un tram fluvial de com a mínim 10 metres de llargada. Una vegada
transportades i processades al laboratori, les diatomees són identificades al microscopi òptic,
concretament unes quatre-centes diatomees de la mostra, fins al nivell d’espècie. Cada espècie
té assignat un valor de sensibilitat i un valor indicador segons la seva ecologia i la tolerància a la
contaminació. A partir del càlcul de les abundàncies relatives de cada espècie, s’aplica una fórmula
que permet calcular el valor de qualitat d’un o més índexs de diatomees.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
3.3.2 Macròfits
Els índexs de macròfits permeten avaluar la qualitat de l’aigua a partir dels organismes vegetals
aquàtics i les comunitats que formen visibles i fàcilment identificables a ull nu, Es consideren
macròfits les fanerògames, plantes totalment submergides, però amb la flor que pot ser emergida
(per exemple, Potamogeton pectinatus); els briòfits (molses i hepàtiques), que viuen a damunt de
substrats durs i en aigües més aviat netes; les algues (macroalgues), de dimensions considerables,
poden formar llargues cabelleres als rius, com és el cas de Cladophora o Spirogyra en llocs amb poc
corrent. Alguns cianobacteris també es poden considerar macroalgues quan formen un recobriment
ampli damunt de la llera del riu o les pedres. Poden mesurar des de pocs centímetres fins a uns
quants metres, i completen el seu cicle vital a l’aigua, amb totes les seves parts submergides o bé
surant. Els macròfits inclouen, doncs, algues, hidròfits, helòfits i alguns higròfits.
La modificació d’una comunitat de macròfits, tant de la composició específica com de la biomassa,
es considera especialment indicativa en la variació de la concentració de nutrients en l’aigua, de la
terbolesa i de la contaminació orgànica en general. Els canvis en el règim de cabals habituals del
riu o l’aparició d’un règim poc variable poden conduir a la proliferació de macròfits en superfície, els
quals poden ser emprats com a indicadors hidromorfològics.
Cal fer una mesura de la biomassa, que té un cert error associat a causa de l’elevada variabilitat
estacional i interanual que s’observa de manera natural en aquestes plantes. Per poder fer servir
els macròfits com a indicadors és essencial arribar al nivell de determinació taxonòmica d’espècie,
però alguns índexs empren nivells taxonòmics superiors, com ara ordre o família, o grans grups
morfològics. La riquesa i la diversitat són els paràmetres estructurals que cal mesurar.
De manera general, els macròfits es consideren indicadors a mitjà i llarg termini de períodes de
mesos i/o anys. Són fàcils de detectar i tenen una taxonomia relativament senzilla en comparació
amb la d’altres grups, com ara les diatomees. Són bons indicadors del grau de presència de sòlids
en suspensió i de l’enriquiment de nutrients del sistema. Les seves respostes a la contaminació
encara no estan del tot documentades, però s’ha observat que poden ser tolerants a contaminacions
intermitents. La majoria proliferen estacionalment.
Quant a l’aplicació de la Directiva Marc de l’Aigua, aquestes plantes es poden fer servir per detectar
i fer el seguiment dels episodis de contaminació que modifiquin les propietats fisicoquímiques de
l’aigua, com ara la reducció de la transparència, l’eutrofització i els canvis en el quimisme. També es
consideren organismes sensibles a les modificacions de les condicions hidromorfològiques:canvis
de cabal, continuïtat fluvial i/o en la morfologia de la llera.
Actualment a la Península Ibèrica coexisteixen tres índexs de macròfits: IM (Suárez et al., 2005), IVAM
– ClM i IVAM – Fbl (Moreno et al., 2006; Moreno et al., 2008). El protocol de mostreig i l’avaluació de la
qualitat biològica, a partir dels macròfits en tots els casos, és semblant (ACA, 2006a).
També existeix l’índex de macròfits Mean Trophic Rank (MTR), emprat en programes de
monitorització ecològica (Szoszkiewicz et al., 2006) a diversos països europeus, entre els quals
hi ha Portugal. La seva aplicació al sud d’Europa requereix una adaptació, MTRp (Ferreira et al.,
2007), assajada als rius portuguesos. El sistema es basa en la presència i abundància d’espècies
indicadores de l’estat tròfic. A cada espècie se li atribueix una puntació segons la seva resposta
43

44
a l’eutrofització: d’1 (tolerant a la contaminació orgànica) a 10 (intolerant a l’eutrofització). Llavors
això es pondera amb el percentatge de cobertura de cada espècie. L’índex varia de 10 a 100,
corresponent els valors més baixos a les localitats amb un grau d’eutrofització més elevat.
3.3.3 Flora – índex de Vegetació Ripària (IVR) i índex de Vegetació Fluvial (IVF)
L’índex de Vegetació Ripària (IVR); Ferreira et al., 2005; Ferreira et al., 2007) es basa en la
determinació de tota la vegetació de l’espai fluvial, sigui herbàcia o llenyosa, i en paràmetres
estructurals de la comunitat, incloent components aquàtics, amfibis i riberencs. Es fa servir a Portugal
i també en altres àrees de la Península Ibèrica.
També existeix un altre índex equivalent, l´índex de Vegetació fluvial (IVF), desenvolupat a
Catalunya. Per calcular-lo seguint el protocol de mostreig i avaluació de la qualitat hidromorfològica
adaptat per als cursos fluvials de Catalunya (ACA, 2006b), primer es cartografien les espècies de
flora vascular d’interès associades als boscos de ribera dels diversos trams. Es fa una llista de les
plantes i/o comunitats i es cartografien. Es prioritzen les espècies d’interès per a la Directiva Hàbitats,
les incloses al catàleg de flora amenaçada o en algun altre instrument legal i/o administratiu, i que
siguin estranyes o localitzades en aquell sector.
És un índex exhaustiu, que ofereix informació precisa sobre la composició de la comunitat vegetal
de ribera. No és un mètode tan ràpid com d’altres (p. e. el QBR).És important que la persona que
empleni el full de camp tingui una formació elevada en la identificació de les espècies herbàcies,
helòfits, arbustos i arbres de ribera.
Aquests dos índexs, IVR i IVF, semblants, tant es poden considerar indicadors de biodiversitat com
de qualitat hidromorfològica.
3.3.4 Macroinvertebrats aquàtics
Hi ha espècies de macroinvertebrats aquàtics que per si soles ja indiquen aspectes essencials de
l’estat ecològic d’un riu o un tram fluvial, sigui una qualitat biològica de l’aigua deficient, la presència
d’espècies foranes o una mala connectivitat fluvial. Això no obstant, la mesura fina de l’estat ecològic
dels cursos fluvials requereix el càlcul d’uns índexs que avaluïn i integrin la qualitat global de
l’ecosistema aquàtic (figura 9).
Figura 9: Mostreig de macroinvertebrats aquàtics amb un salabre amb malla de 250 µm de diàmetre de porus, al riu Meder (conca
del Ter) a Vic (Osona, NE de Catalunya) el març de 2011, i macroinvertebrats triats i predeterminats –dreta-. Fotos: Laia Jiménez-
CERM.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Entre molts dels organismes presents al medi aquàtic, els macroinvertebrats aquàtics reuneixen la
majoria de les qualitats del perfil del bioindicador ecològic ideal, integrant la qualitat mínima existent en
un tram les setmanes o mesos previs al seu mostreig. A cada punt, es fa un mostreig semiquantitatiu
multihàbitat de macroinvertebrats aquàtics en un tram entre 50 i 300 metres de longitud, en funció
de l’amplada del tram de riu. El mostreig es fa habitualment amb l’ajut d’un salabre triangular de 30
cm de costat i 250 µm de diàmetre de porus. Els macroinvertebrats són conservats habitualment
en alcohol del 70% i determinats al laboratori –amb l’ajut d’una lupa binocular- fins com a mínim el
nivell de família. A banda d’algunes claus més específiques, la determinació es fa en base al manual
Invertébrés d`eau douce, systématique, biologie, écologie (Tachet, 2000).
Les dades obtingudes permeten calcular diversos índexs biològics basats en els macroinvertebrats
aquàtics aplicats de manera general a tota la Península Ibèrica: l’IBMWP (Alba-Tercedor & Sánchez-
Ortega, 1988; Alba-Tercedor et al., 2002), l’IASPT (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega, 1988; Alba-
Tercedor et al., 2002), l’FBILL (Prat et al., 2002) i l’EPT, l’OCH i la ràtio EPT/OCH (Lenat, 1983; Barbour
et al., 1999). A banda d’aquests, a Portugal també s’aplica l’Índice Português de Invertebrados Sul
(IptIs; Inag, 2009), molt ben adaptat als rius del sud de Portugal.
El nombre de famílies de macroinvertebrats aquàtics no es pot considerar com a cap índex per si
mateix, però també, ens dóna una informació molt rellevant a l’hora de determinar l’estat ecològic
d’un ecosistema fluvial: dins d’una mateixa regió bioclimàtica existeix una correlació directa entre
qualitat de l’aigua i la riquesa taxonòmica.
L’índex IBMWP (Iberian Biological Monitoring Working Party), revisat i actualitzat periòdicament,
és avui dia l’índex basat en macroinvertebrats aquàtics més acceptat i utilitzat àmpliament a la
Península Ibèrica. Posseeix una aplicabilitat àmplia, però es recomana la seva utilització conjunta
amb altres índexs per tal de corroborar resultats i aportar informació addicional que poden ser
molt valuosos. S’assigna una puntuació a cada família de macroinvertebrats en funció de la seva
tolerància a la contaminació, que oscil·la entre 1 (la més tolerant) i 10 (la més sensible). L’índex es
calcula a partir de la suma de totes les puntuacions de les famílies presents a la mostra, de manera
que tant contribueix en la riquesa taxonòmica com en el grau de tolerància de contaminació de cada
macroinvertebrat. Tanmateix, permet diferenciar diferents tipologies de rius.
L’IASPT és un índex derivat de l’IBMWP, que es calcula dividint la puntuació d’aquest darrer pel
nombre total de famílies presents a la mostra. Aquest índex, de caire complementari, permet saber si
en el càlcul del valor de l’índex IBMWP ha tingut més importància la presència de famílies sensibles
a la contaminació (puntuacions IASPT elevades) o bé la riquesa taxonòmica (puntuacions IASPT
més moderades).
L’EPT (nombre de famílies pertanyents als ordres Ephemeroptera, Plecoptera i Trichoptera) és
un índex que es calcula a partir de la suma del nombre de famílies pertanyents als ordres de
macroinvertebrats aquàtics considerats més sensibles a la contaminació -malgrat l’existència
d’alguna excepció-: efemeròpters, plecòpters i tricòpters. Es tracta d’un índex de càlcul senzill que
permet fer comparacions fins i tot entre diferents regions biogeogràfiques. El nombre d’espècies del
grup EPT acostuma a ser relativament elevat en rius de règim permanent, com el Ter, i baix, per
exemple, en torrents temporals, perquè aquests taxons són sobretot bons indicadors de les zones
amb ràpids.
45

46
Paral·lelament, en molts treballs d’investigació que estudien l’ecologia de rius mediterranis, es fa
servir una altra mètrica, l’índex OCH (nombre de famílies pertanyents als ordres Odonata, Coleoptera
i Heteroptera). Aquest índex es calcula a partir de la suma del nombre de famílies presents, que
pertanyen als ordres de macroinvertebrats aquàtics més propis d’aigües tranquil·les: odonats,
coleòpters i heteròpters.
La ràtio entre els valors d’ EPT i OCH, també és una mètrica a tenir en compte. Útil a l’hora de valorar
la proporció de taxons típics d’hàbitats reòfils i taxons d’hàbitats lèntics. Així doncs, valors inferiors a 1
ens indiquen una presència predominant d’espècies lenítiques, d’aigües més calmades o tranquil·les.
En comparació amb les espècies reòfiles, d’aigües corrents, on el valor és superior a 1.
3.3.5. Peixos
El poblament de peixos té un interès especial, d’una banda, pel seu valor com a bioindicadors en
un període de temps relativament llarg, d’un any o més, i, d’altra banda, per la seva relació amb la
presència de determinats hàbitats fluvials i de ribera.
Es poden combinar els dos mètodes de mostreig de peixos: pesca elèctrica i paranys, per tal
d’obtenir la màxima informació amb un esforç raonable. Així doncs, existeix una bona correlació
entre els dos mètodes.
La determinació taxonòmica es fa considerant la informació disponible més recent (Doadrio, 2001;
Kotelatt i Freyhoff, 2007; Leunda et al., 2009).
A. Captures per mitjà d’un mètode actiu: pesca elèctrica
Aquesta metodologia estandarditzada és emprada àmpliament i no és considerada perjudicial per
als peixos si es porta a terme correctament. La metodologia de mostreig i obtenció de dades per
sistemes de pesca elèctrica es basa amb els treballs de Lobón-Cerbiá (1991) i concretament amb la
Norma CEN estàndard UNE-EN 14011:2003 (Water Quality – Samplig of fish with electricity).
La pesca elèctrica es fa servir per a conèixer la riquesa i la composició d’èspecies de cada sector
estudiat, la seva abundància –densitat i biomassa, si és possible delimitar l’àrea amb xarxes de
bloqueig-, l’estructura poblacional i, finalment, la qualitat del poblament de peixos. Per això, es fa
un rastreig exhaustiu de tots els hàbitats aquàtics presents d’un sector representatiu i en un mínim
de 100 m (una longitud 10 vegades l’amplada del curs d’aigua). La millor manera de quantificar el
poblament de peixos és tancant el sector i fent una sèrie de captures successives (com a mínim 3
captures), seguint el mètode descrit per Zippin (1958).
La pesca elèctrica es basa en la creació d’un camp elèctric a l’aigua entre un càtode (element
constituït per una parrilla o un cable d’acer –denominat cua de rata-, en contacte amb el fons, que
actua de “massa”, pol negatiu) i un ànode (un cercle metàl·lic subjectat per un mànec, pol positiu,
que es va desplaçant pel sector a mostrejar).
Els equips de pesca elèctrica acostumen a ser molt voluminosos, de manera que la seva utilització
queda limitada a l’accés del tram de riu amb un vehicle motoritzat (figura 10, imatge de la dreta). Els
equips més lleugers, que van muntats en una motxilla adaptada ergonòmicament a l’usuari, fan uns
10 kg de pes i esdevenen útils per a mostreigs en indrets allunyats, d’accés difícil i de durada llarga
(figura 10, imatge de l’esquerra). També n’hi ha que es poden acoplar a embarcacions.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Figura 10: Realització d’una pesca elèctrica (riu Ges a Torelló, Osona, maig de 2011; a l’esquerra) i captura de peixos per
mitjà de paranys (al riu Ter a Manlleu (Osona, NE de Catalunya), abril de 2010; a la dreta). Fotos: Piu Vila i Laia Jiménez-
CERM.
De l’índex IBI originari, emprat àmpliament als EUA, n’han derivat altres índexs similars, adaptacions
regionals per a Flandes (Belpaire et al., 2000), Portugal (FIBIP; Oliveira et al., 2007) i per als rius
mediterranis, i concretament el cas de Catalunya, l’IBICAT2010 (Sostoa et al., 2010).
El Fish Index of biotic Integrity Portuguese (FIbIP) avalua la capacitat de resposta a les
pertorbacions humanes a partir de la riquesa d’espècies i la comparació estadística entre trams de
referència i trams degradats (Oliveira et al., 2007).
L’índex IbICAT2010 es fonamenta en l’ús de diverses mesures de poblament de peixos (espècies i
densitats presents) referents a la riquesa d’espècies autòctones o introduïdes i als seus requeriments
ecològics: hàbitat òptim per a la seva reproducció, tipus d’alimentació, tipus de migració, grau de
tolerància a canvis en la qualitat de l’aigua, etc. Per tal d’evitar la influència biogeogràfica i aconseguir
valorar la qualitat independentment de la conca de què es tracti, les mètriques emprades no es
refereixen a espècies sinó a les seves característiques funcionals (guilds o gremis), és a dir, als seus
requeriments ecològics, que poden coincidir entre espècies diferents d’indrets diferents.
b. Captures per mitjà d’un mètode passiu: paranys
Per estudiar el poblament de peixos també es poden fer servir paranys passius de tipus barbol,
bertrol o gànguil (figura 10). Són eficients en la captura d’espècies i individus amb un gran rang de
talles en estanys, rius amb un cabal moderat i trams de poca profunditat (Clavero et al., 2006). Es
fan servir a profunditats inferiors als 3 m i es mantenen subjectades al fons. És poc habitual posar-hi
esquer per atraure els peixos.
A cada punt de mostreig es paren paranys, a ser possible, de tipus diferents i amb l’objectiu de cobrir
els diversos microhàbitats existents a cada punt de mostreig. Si és un riu, es col·loquen en un tram
de 100 metres de llarg i amb la boca aigua avall.
A les anàlisis posteriors, es calculen les CPUE, captures per unitat d’esforç, que permeten establir
densitats relatives i la comparació entre els diversos punts de mostreig.
3.3.6. Amfibis
Els amfibis estan associats temporalment a l’aigua, a temperatures relativament suaus i a un grau
d’humitat elevat. Per això moltes espècies s’enterren o s’amaguen durant el dia i estan actives
durant la nit. La poca mobilitat i la petita mida dels amfibis, junt amb els cants diferenciables dels
anurs fa que sigui molt fàcil la seva detecció visual o auditiva, sense haver de fer servir cap mètode
de maneig complicat.
47

48
S’empra la metodologia del transsecte de mostreig exhaustiu (Carrera & Villero a Boada et al.,
2008): s’anoten i es compten tots els amfibis que es detecten visualment i sonorament. Els resultats
es poden comparar en forma d’índex quilomètric d’abundància (IQA),com a índex temporal (per
unitat de temps de mostreig) o per freqüències.
Es defineixen uns trams a cada zona potencial de reproducció per a aquestes espècies, al mateix
bosc de ribera i voltants (meandres, basses, tolls temporals), així com en camins amples propers.
Es fan a peu i es repeteixen almenys una vegada (rèplica). Els censos es porten a terme des de la
posta de sol fins a unes 4 hores més tard, en nits amb temperatura agradable, humitat relativa alta,
sense pluja intensa i absència de vent, entre març i setembre.
Aquest mètode és bo per als anurs i els urodels terrestres (salamandra i ofegabous). Permet detectar
els animals in situ sense necessitat de capturar-los. Només es necessita una font portàtil de llum
i l’ajut puntual d’un salabre per si cal agafar algun exemplar a dins o fora de l’aigua. Per a urodels
aquàtics (tritons) i larves d’anurs caldrà fer una prospecció amb salabre dels punts d’aigua (basses
i braços lenítics dels rius). La prospecció pot ser diürna i per estandarditzar-la cal prospectar tots
els microhàbitats (vores i zones centrals amb o sense vegetació) durant un temps determinat. Per
rieres i torrents de muntanya es pot fer un transsecte diürn que prospecti els trams lenítics i lòtics a
la recerca d’adults i larves d’urodels i anurs.
Es relaciona la riquesa i l’abundància d’amfibis amb l’heterogeneïtat dels hàbitats de ribera. Alhora,
es poden definir els punts d’alta abundància i diversitat d’amfibis, d’importància vital per a la
conservació d’aquest grup faunístic.
3.3.7. ocells
El mètode de seguiment més utilitzat per censar les comunitats d’ocells de ribera és el mètode puntual
i quantitatiu de les estacions d’escolta (Bibby et al., 2005) (figura 11). Poden ser registres en bandes
concèntriques de longitud (cada 25 o 50 metres fins a 100, Reynolds, 1980) o bé de temps amb bandes de
5 minuts fins a 20. El resultat s’expressa en ocells per estació d’escolta (IPA o índex puntual d’abundància)
(Sokal & Rolf, 1969). Les estacions d’escolta són circulars i de temps t (5, 10, 15 i 20 minuts són els períodes
de mostreig per estació més habitual, separades per bandes de 5 minuts). A més de la unitat temps, es
poden distingir els contactes efectuats en diferents bandes espacials al voltant de l’observador: dins els
primers 25 m, 50 m, 100 m i sense límit de banda. El més habitual en sistemes de ribera és censar els 25 i
els 50m. Així, tots els contactes dins de la banda de 25 m es poden associar a la primera línia de ribera i els
contactes de dins de la banda de 50 m a sistemes riparis de més extensió en amplada. La distància entre
estacions és recomanable que sigui d‘un mínim de 100-200 m per evitar problemes de pseudoreplicació.

Figura 11: Realització d’un cens d’ocells per mitjà d’estacions d’escolta. Foto: Jordi Faus.
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
L’altre mètode utilitzat és el transecte (Bibby et al., 2005). Enlloc de ser un mètode puntual (amb
el temps com a unitat de mesura), és un mètode lineal, on la llargada recorreguda constitueix la
unitat de mostreig. Les dades expressen ens ocells per quilòmetre censat (IQA). Com el cas de les
49

50
estacions d’escolta es defineixen unes bandes de cens que poden ser de 25, 50 i 100 m a banda i banda
de l’observador. Com en el cas del mètode puntual en sistemes de ribera es recomana prendre en un
mateix transecte els contactes a 25 m (ocells de primera línia), a 50 m (ocells de primera i segona línia) i a
l’infinit (contactes complementaris). La velocitat de l’observador ha de ser lenta (un quilòmetre de cens es
cobreix en 30-40 minuts), parant sempre quan sigui necessari per assegurar la identificació.
Un últim mètode de cens d’ocells és el comptatge de colònies i agrupacions. En els sistemes de
ribera és interessant per censar de forma absoluta el nombre d’individus que crien junts (per exemple
una colònia de cria d’ardèids) o grups d’hivernants (corb marins, ànecs, gavines, etc.). El comptatge
es fa de manera directa amb uns prismàtics (8-12 augments) o amb l’ajut d’un telescopi terrestre
(20-60 augments) des d’una distància suficient per a no molestar als ocells. En cas necessari o
alternatiu es pot recórrer a una fotografia per efectuar el comptatge posterior.
La fenologia és la base principal per al coneixement de l’estat dinàmic de les espècies d’un indret. Hi
ha diversos patrons i varien força entre les espècies. A grans trets cal diferenciar els ocells migradors
dels sedentaris. Això pot variar, ja que depèn de la latitud i de l’estació. Quant al ritme diari, per a la
majoria, és més intens des de primera hora del matí fins a les 11 hores i cap al capvespre. A mesura que
s’acosta el migdia l’activitat decau progressivament, sobretot a l’estiu. Així doncs, les estacions d’escolta
i els transectes es fan principalment durant l’època de cria i a l’hivern. Es comencen a primera hora del
matí, des de la sortida del sol fins a les 10 h com a màxim a la primavera i fins a les 11 h a l’hivern. És
recomanable fer dues rèpliques per estació, una al principi de l’època de cria (15 d’abril-15 de maig) i
una altra al final (15 de maig-15 de juny). També es poden efectuar censos hivernals, ja que la comunitat
ornítica haurà canviat: una estació a principi del període (1-31 de desembre) i una altra al final (1-30 de
gener). És millor no avançar o retardar les dates de cens per evitar censar ocells en pas o que ja han
acabat la cria. El comptatge de colònies s’ha de fer durant l’època de màxima ocupació i visibilitat (abans
que les fulles cobreixin totalment les capçades i amaguin els nius) i un segon comptatge quan la cria
està ben avançada, per calcular la producció de polls. Tots els mètodes els realitza un sol observador
(excepcionalment pot anar acompanyat, però el company no pot intervenir en el cens, així poden ser
sempre comparables). És important que les rèpliques les realitzi la mateixa persona per evitar biaixos en
la identificació a assignació d’una espècie a una banda de cens o altra. Són mètodes molt senzills i barats
d’aplicar. L’única dificultat està en els censos de comunitats (estacions d’escolta i transectes), que els ha
de realitzar una persona avesada en la identificació visual i auditiva dels ocells. Els censos de colònies, al
tractar-se d’una o poques espècies i fer-se de manera visual, no implica un grau complicat d’expertesa.
Les estacions d’escolta són especialment útils per relacionar els ocells amb altres indicadors puntuals
com estacions forestals i s’adapten bé a les dimensions relativament discretes de les riberes. Els
transectes són útils sobretot quan es vol tenir una visió general de la composició i abundància
ornítica d’un tram de riu determinat, ja que permeten detectar més fàcilment agrupacions d’ocells
i espècies estranyes que les escoltes. Tenen l’inconvenient principal que estan supeditats a una
llargada que molt sovint no trobem de forma contínua en els sistemes fluvials i menys encara
compartint les mateixes característiques estructurals. Si es volen establir aquestes relacions s’ha de
dividir el transecte en segments de llargada igual o inferior a les característiques del trams fluvial.
En aquest cas és més còmode recórrer a les estacions d’escolta. El comptatge de colònies és útil
com a índex biòtic més que res quan es poden comparar els canvis en el temps i en l’ocupació de
l’espai. Els canvis en la colònia poden estar relacionats amb variacions en les característiques físicoquímiques,
hidromorfològiques i estructurals dels sistemes fluvials.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Les dades dels censos puntuals i lineals es poden transformar de forma simple en l’índex biòtic
d’Indicació (IbI) i l’índex de Dominància Fluvial (IDF). Són índexs de qualitat del medi fluvial en
funció de les comunitats d’ocells (Badosa a Boada et al., 2008).
3.3.8. quiròpters
Els ratpenats són el grup faunístic vertebrat més desconegut a la Península Ibèrica i, alhora, el grup
de mamífers més divers, ja que compta amb 30 espècies diferents (Palomo et al., 2007; Flaquer
et al., 2010). Els quiròpters compten amb diferents espècies amenaçades: constitueixen el grup
de mamífers amb més espècies prioritàries de conservació a Europa. Els sistemes fluvials són un
dels medis més rics en diversitat de quiròpters. A més de l’interès intrínsec del grup, els ratpenats
forestals són un bon indicador de la qualitat tròfica i estructural de l’hàbitat (Vaughan et al., 1997;
Grindal & Brigham, 1999; Swystun et al., 2001; Kusch et al., 2004; Kusch &i Idelberger, 2005; Menzel
et al., 2005; Flaquer et al., 2007), complementari a l’ús d’altres índexs com els ocells.
Els quiròpters són tots insectívors i es refugien en forats d’arbre, coves, fissures de roca i edificis.
La majoria d’espècies cacen sobre les làmines d’aigua de trams lèntics o punts d’aigua. Hi ha dues
espècies que són especialistes: el ratpenat d’aigua (Myotis daubentonii) i el ratpenat de peus llargs
(Myotis capaccinii). En conseqüència, els ratpenats representen uns bons indicadors de la qualitat
tròfica i estructural de l’hàbitat, condicionat per la qualitat de l’aigua i la gestió hidrològica i forestal.
Per al seguiment de quiròpters com a bioindicadors en rius es pot optar simplement per la realització
d’estacions d’ecolocalització convencionals o automàtiques. No obstant això, si es vol diferenciar
totes les espècies ha d’optar per la realització de mètodes combinats (Flaquer et al., 2007): sessions
de captura i estacions de ecolocalització (figura 12). Les sessions de trampeig es basen en dos
mètodes de captura, xarxes japoneses i arpes. Les xarxes es col·loquen creuant braços de riu
estrets o secundaris i amb aigua calmada i en llocs entollats. També poden emplaçar-se en senders
coberts per bosc en galeria i en basses. Les arpes s’instal·len en passos amb coberta arbòria baixa,
sota ponts i en sortides de túnels o mines.
Les estacions d’ultrasons es poden realitzar mitjançant detectors manuals amb sistema heterodí
i temps expandit (D240, D240x i D900, Pettersson Elektronics AB) o bé mitjançant estacions amb
detectors automàtics. Amb detectors convencionals es realitzen estacions d’escolta de 5 o 10 minuts
separades 100 m l’una de l’altra i repartides per l’interior i el llindar interior i/o exterior del bosc de
ribera. Es realitzen simultàniament la mateixa nit de la sessió de captura.
Figura 12. Estació d’ecolocalització amb detector d’ultrasons i arpa de captura de ratpenats. Fotos: Jordi Camprodon i David
Guixé.
51

52
Els detectors automàtics permeten diferenciar millor entre espècies (una de les grans limitacions
dels detectors convencionals), a la vegada que permeten la detecció remota (sense presència de
l’observador). La gravació contínua permet diferenciar molt millor les diferències d’utilització de
l’hàbitat al llarg de la nit en cada estació de mostreig. S’utilitzen dos o més detectors automàtics
durant un mínim de quatre nits seguides (Fischer et al., 2009), per exemple emplaçant un detector
a l’interior bosc de ribera i un altre a la vora del llit del riu. Tanmateix, són aparells més cars i d’ús
especialitzat i la majoria en ple desenvolupament tècnic. Actualment encara no són generalitzables
en programes de seguiment de ratpenats.
Les estacions d’ecolocalització se solen realitzar al juny-juliol (època de reproducció) i/o al setembreoctubre
(època d’aparellament). L’activitat de quiròpters es determina mitjançant l’anàlisi d’aquestes
gravacions amb el programa Batsound Real Player 1.3.1 (Pettersson, 1999). La identificació de les
espècies o de grups acústics es basa en el pols d’ecolocalització (FM, FM-CF o CF), en la freqüència
de màxima energia, en la durada dels polsos i dels intervals entre polsos, i en alguns casos en la
identificació de crits socials (Ahlen, 1990; Russo, 1999; Pfälzer & Khusch, 2003).
3.3.9. Petits mamífers
Els petits mamífers o micromamífers (insectívors i rosegadors) informen sobre l’estructura de
l’hàbitat a petita escala, de microhàbitat. Complementen l’ús dels ocells com a indicadors: permeten
filar més prim sobre la complexitat dels estrats herbaci i arbustiu i dels efectes de la fragmentació de
trams fluvials i espais de ribera sobre la biodiversitat. No obstant, el seu mostreig és més complex;
habitualment requereix del trampeig en viu, tot i que per determinades espècies s’opta per mètodes
indirectes més simples, com els transsectes de rastres.
En l’estudi d’aquest grup heterogeni cal tenir present l’estructura i la grandària del domini vital on
aquests animals desenvolupen la major part de la seva activitat diària. Per tal d’obtenir una estima
de la mida poblacional, normalment es fan servir metodologies de cens basades en la capturarecaptura.
Aquestes estimes poblacionals poden veure’s afectades per les variacions estacionals de
l’activitat que determinen la seva detectabilitat (Seber, 1982). Paral·lelament, cal tenir en compte la
variabilitat del ritme d’activitat diària segons l’espècie i l’època de l’any (Brown, 1956).
Per fer una estima de la riquesa específica i l’abundància relativa de petits mamífers de la zona
d’estudi, es mostregen sectors o subtrams on el bosc de ribera sigui clarament diferenciat pel que
fa a composició específica, estructura i extensió. Els mostreigs es fan mitjançant la col·locació de
paranys de captura en viu tipus Sherman, altament selectius segons la grandària de l’animal (Torre
et al., 2010). Els paranys es distribueixen en parcel·les rectangulars de 7x5 trampes des de la
llera del riu cap a l’interior del bosc de ribera. Cada parcel·la, de 0,24 ha, estarà formada per cinc
transsectes paral·lels 7 trampes Sherman cada un, separades 10 m. Cada trampa s’enumera entre
1 i 35, i es separa cada un dels transsectes (vegeu la taula 6).
Taula 6. Esquema de emplazamiento de las trampas Sherman en el seguimiento de pequeños mamíferos.
29 30 31 32 33 34 35
28 27 26 25 24 23 22
15 16 17 18 19 20 21
14 13 12 11 10 9 8
1 2 3 4 5 6 7
RIU

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Aquests paranys es mantenen durant 3 nits consecutives, amb possibilitat de deixar-los una quarta
nit si el nombre de captures és molt baix (l’òptim és que hi hagi un mínim de 10 captures per nit).
Com a esquer es fa servir una pasta de farina, tonyina i oli.
De cada un dels exemplars capturats, se n’identifica l’espècie i se’n recullen les dades següents:
sexe i estat d’activitat sexual; mesures biomètriques: pes (gr), longitud de la cua (mm) i longitud del
peu posterior (mm) (figura 13). Finalment, es marquen els animals amb talls del pèl seguint un codi
identificatiu que permeti individualitzar cada exemplar, i s’alliberen a la mateixa zona on han estat
capturats. Les dades s’analitzen mitjançant el software CAPTURE (Restad & Burnham, 1991).
Els mostreigs s’efectuen preferiblement a la tardor (octubre), i simultàniament a ser possible a tres
zones diferents, per tal de minimitzar les diferències diàries, meteorològiques o ambientals. Es
recomana fer una rèplica del mostreig par a cada zona de mostreig.
Figura 13. Mostreig de petits mamífers amb paranys de captura en viu tipus Sherman en un bosc de ribera i individu de ratolí
de bosc (Apodemus sylvaticus) capturat. Fotos: Josep Berengueras i Laia Jiménez-CERM..
La rata d’aigua (Arvicola sapidus) i la rata almesquera (Galemys pyrenaicus) es poden censar a
partir de transectes de rastres. Aquestes dues espècies estan associades als cursos d’aigua i són
molt sensibles a les alteracions de la qualitat de l’hàbitat. El seu seguiment aporta una informació
complementària sobre l’estat de conservació de les riberes, així com un valor afegit intrínsec al
tractar-se d’espècies amenaçades a la Península Ibèrica. Per als detalls dels mètodes de seguiment
consultar Aymerich & Gosálbez (2009) per la rata almesquera i Román (2010) per a la rata d’aigua.
3.3.10. Mitjans i grans mamífers
Els mitjans i grans mamífers, també anomenats mesomamífers, inclouen des del lagomorfs (conills
i llebres) fins als grans ungulats, amb els carnívors com a grup més diversificat en els sistemes
fluvials. Entre tots ells destaquen tres carnívors semi-aquàtics: la llúdriga (Lutra lutra), el turó
(Mustela putorius), el visó europeu (Mustela lutreola) i l’al·lòcton visó americà (Neovison vison).
Metodològicament també inclourien els grans rossegadors aquàtics, com el castor (Castor fiber)
i coipú (Myocastor coypus), presents en conques mediterrànies. El grup amb més valor com a
bioindicador és el dels carnívors. Aporten informació sobre l’estat general de la biocenosi pel fet de
53

54
ser depredadors. La seva abundància està en relació i indica la disponibilitat de preses, les quals al
seu torn estan condicionades per la qualitat de l’hàbitat. Cal tenir molt present els ritmes d’activitat
de l’espècie alhora de plantejar la metodologia del cens (Mauget & Sampere, 1978). Per obtenir
índexs d’abundància, solen ser emprats els recomptes de petjades, sobretot 2-3 dies després de
ploure en substrat tou i, damunt de la neu, 1-2 dies després de nevar (Clevenger, 1993).
Un altre recompte és el de restes fecals (Riney, 1957; Bull, 1981). Cal tenir present que els índexs
d’abundància a partir de restes fecals no són del tot fiables i depenen molt de l’espècie, ja que
mostren una distribució en molts casos contagiosa o heterogènia en l’espai i en el temps (Collins,
1981). Es fa servir el “Sign surveys” (Clevenger, 1993), transsectes de recompte de senyals de
presència d’espècies en bandes (3 metres de costat). El primer transsecte és sempre al llarg de tota
la llera del riu i el segon de tornada lateralment pel camí o sender de l’interior. S’anoten totes les
mesures dels rastres i senyals trobats, es prenen fotografies i la coordenada amb GPS. Els resultats
es poden comparar com a índex quilomètric d’abundància (IQA).
Dos mètodes complementaris als transectes de rastres són el foqueig nocturn i el trampeig fotogràfic.
El primer consisteix en recorreguts nocturns en cotxe a velocitat molt lenta (10-15 km/h) i amb
l’ús d’un focus d’un mínim de 500.000 candeles. Són necessàries dues persones per vehicle, una
conduint i el copilot manejant el focus de manera que pugui il·luminar el cantó dret del cotxe fins a
uns 50 m. Cada cop que es localitza un animal es para per poder-lo identificar enfocant-lo amb el
focus i els binocles. És un mètode relativament costós en temps, ja que la probabilitat de contacte
amb els animals és relativament baixa i cal fer un recorregut llarg o bé de diverses hores per tenir
èxit. No és gaire útil en sistemes riparis. El trampeig fotogràfic és un mètode més efectiu. Consisteix
en emplaçar durant unes setmanes un nombre discret de càmeres amb sensor de moviment (per
exemple 1-3 càmeres per punt de mostreig). El mercat va innovant amb càmeres cada cop més
eficients i de preus assequibles, algunes amb opció de vídeo. Com a esquer universal es pot emprar
una pasta de tonyina i farina, que s’emplaça a pocs metres de la càmera. Les fotografies o filmacions
permeten identificar no només especies sinó individus (figura 14). Són molt útils per a animals que
deixen pocs rastres com els felins i també per a mesurar la freqüentació humana.
Figura 14. Càmera de trampeig fotogràfic de mesomamífers (esquerra) i geneta (Genetta genetta) fotografiada en zona de
restauració de ribera del projecte Ricover (dreta). Fotos: CTFC.

4. bIblIogRAFIA
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
AGENCES DE L’EAU. 2002. Système d’Evaluation de la Qualité Physique (hydromorphologique) des cours
d’eau français. SEQ Physique (version v0’). Document de travail en cours de validation. Ministère
de l’Ecologie et du Développement Durable, France. 38 pp.
AGèNCIA CATALANA DE L’AIGUA (ACA). 2006a. BIORI. Protocol d’avaluació de la qualitat biològica dels
rius. Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de Catalunya. Barcelona. 89 pp. http://
aca-web.gencat.cat/aca.
AGèNCIA CATALANA DE L’AIGUA (ACA). 2006b. HIDRI. Protocol per a la valoració de la qualitat
hidromorfològica dels rius. Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de Catalunya.
Barcelona. 158 pp. http://aca-web.gencat.cat/aca.
AGèNCIA CATALANA DE L’AIGUA (ACA). 2009. Trabajos para la redacción de las “Bases técnicas para el
desarrollo del Programa de Medidas enfocado a la mejora de la conectividad fluvial en Catalunya”.
Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de Catalunya. http://aca-web.gencat.cat/aca.
ALBA-TERCEDOR, J. & SÁNCHEZ-ORTEGA, A. 1988. Un método rápido i simple para evaluar la calidad
biológica de las aguas corrientes basado en el de Hellawell (1978). Limnetica, 4: 51-56.
ALBA-TERCEDOR, J.; JAIME-CUÉLLAR, P.; ÁLVAREZ, M.; AVILÉS, J.; BONADA, N.; CASAS, J.; MELLADO,
A.; ORTEGA, M.; PARDO, I.; PRAT, N.; RIERADEVALL, M.; ROBLES, S.; SÁINZ-CANTERO,
C.E.; SÁNCHEZ-ORTEGA, A.; SUÁREZ, M.L.; TORO, M.; VIDAL-ABARCA, M.R.; VIVAS, S. &
ZAMORA-MUÑOZ, C. 2002. Caracterización del estado ecológico de ríos mediterráneos ibéricos
mediante el índice IBMWP (antes BMWP’). Limnetica, 21(3-4): 175-185.
AYMERICH, P. & GOSÀLBEZ, J. 2009. El desmán ibérico en los Pirineos. Quercus, 279: 24-30.
BAIN, M. B. & STEVENSON, N. J. (ed.). 1999. Aquatic habitat assessment: common methods. American
Fisheries Society. Bethesda, Maryland (EUA).
BARBOUR, M. T., GERRITSEN, B. D., SNYDER B. D. & STRIBLING, J. B. (ed.). 1999. Rapid bioassessment
protocols for use in streams and wadeable rivers: periphyton, benthic macroinvertebrates and fish.
EPA 841-B-99-002. U.S. Environmental Protection Agency; Office of Water, Washington, D.C.
BAUCELLS, L. A. FREIXAS, L. & ARRIZABALAGA, A. 2010. Revisión i aportación de datos sobre quirópteros
de Catalunya: propuesta de lista roja. Galemys, 22(1): 29-61.
BIBBY, C, J., BURGESS, N. D., HILL, D. A. & MUSTOE, S. H. 2005. Bird census techniques. 2nd ed. Elsevier
Academis Press. London.
BOADA, M., MAYO, S. & MANEJA, R. (ed.). 2008. Els sistemes socioecològics de la conca de la Tordera.
Institució Catalana d’Història Natural, filial de l’Institut d’Estudis Catalans. Barcelona. 541 pp.
BOON P J., HOLMES, N. T. H., MAITLAND, P. S., ROWALL, T. A. & DAVIES, J. 1997. A system for evaluating
rivers for conservation (SERCON): development structure and function. In Boon P. J. & Howell, D.L.
(ed.): Freshwater Quality: Defining the Indefinable? 299-326. The Stationery Office, Edimburgh.
Scotland.
BOON P. J., WILKINSON, J. & MARTIN, J. 1998. The application of SERCON (System for Evaluating Rivers
for Conservation) to a selection of rivers in Britain. Aquatic Conservation, Marine and Freshwater
Ecosystems, 8: 597-616.
BRYCE, S. A., HUGHES, R. M. & KAUFMANN, P. R. 2002. Development of a Bird Integrity Index: Using Bird
Assemblages as Indicadors of Riparian Condition. Environ. Manag., 30: 294-310.
CEN. 2010. EN 15843:2010 Water quality — Guidance standard on determining the degree of modification
of river hydromorphology.
CLAVERO, M., F. BLANCO-GARRIDO F. & J. PRENDA. 2006. Monitoring small fish populations in streams:
a comparision of four passive methods. Fisheries research, 78: 243-251.
CLEVENGER, A. P. 1993. Sign surveys as an important tool in carnivoreconservation research and
55

56
management programmes. Pp. 36-46 a: Proceedings of the Seminar on Management of Small
Populations of Threatened Mammals. Council of Europe, Sofia, Bulgària.
CORTES, R., OLIVEIRA, S., CABRAL, D. SANTOS, S., FERREIRA, M. T. 2002. Different scales of analysis
in classifying streams: from a multimetric towards an integrated system approach. Archives fur
Hydrobiology, 13: 209-224.
DOADRIO, I. (ed.). 2001. Atlas i libro rojo de los peces continentales de España. Consejo Superior de
Investigaciones Científicas. Ministerio de Medio Ambiente. 364 pp.
EUROPEAN COMMUNITIES. 2000. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of
23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Official
Journal of the European Communities.
EUROPEAN COMMUNITIES. 1992. Council Directive 92/43/EEC of 21 May 1992 on the conservation of
natural habitats and of wild fauna and flora. Official Journal of the European Communities.
EUROPEAN COMMUNITIES. 2007. Council Regulation (EC) No 1100/2007 of 18 September 2007
establishing measures for the recovery of the stock of European eel. Official Journal of the European
Communities.
COMITÉ EUROPÉEN DE NORMALIZATION. 2003 Water Quality – Guidance for the surveying of aquatic
macrophytes in running waters.CEN, Comité Européen de Normalization.
ELOSEGUI, A. & SABATER, S. (ed.). 2009. Conceptos i técnicas en ecología fluvial. Fundación BBVA.
Bilbao. 444 pp.
ENVIRONMENT AGENGY (EA), SCOTTISH ENVIRONMENT PROTECTION AGENCY (SEPA),
ENVIRONMENT & HERITAGE SERVICE (EHS). 2003. River Habitat Survey in Britain and Ireland.
Field Survey Guidance Manual: 2003 Version. United Kingdom. 136 pp.
FERNANDES, M. R.; FERREIRA, M. T.; HUGHES, S. J.; CORTES, R.; SANTOS, J. M. & PINHEIRO,
P. J. 2007. Pré-Classificação da qualidade ecológica na bacia de Odelouca e sua Utilização em
Directrizes de Restauro. Recursos Hídricos. Associação Portuguesa dos Recursos Hídricos, 28 (3):
15-24.
FERREIRA, M. T., AGUIAR, F. C., ALBUQUERQUE, A. & RODRÍGUEZ-GONZÁLEZ, P. 2007. Avaliação da
Qualidade Ecológica das águas interiores portuguesas com base no elemento biológico macrófitos.
Relatório Final. Contrato nº2003/07/INAG 2004-2006. 301 pp.
FERREIRA, M. T., RODRIGUEZ-GONZÁLEZ, P., AGUIAR, F. C.. & ALBUQUERQUE, A. 2005. Assessing
biotic integrity in Iberian rivers: development and evaluation of a multimetric plant index. Ecological
Indicators, 5: 137-149.
FLAQUER, C., TORRE, I. & ARRIZABALAGA, A. 2007. Comparison of sampling methods for inventory of
bat communities. Journal of Mammalogy, 88(2): 526–533.
FLAQUER, C., PUIG, X., FÀBREGAS, E., GUIXÉ, D., TORRE, I., RÀFOLS, R., PÁRAMO, F., CAMPRODON,
J., CUMPLIDO, J. M., RUÍZ-JARILLO, R. BAUCELLS, A., FREIXAS, L. & ARRIZABALAGA,
A. 2010. Revisión i aportación de datos sobre quirópteros de Cataluña: propuesta de lista roja.
Galemys, 22 (1): 29-61.
FAUSCH, K. D., KARR J. R. & YANT, P. R. 1984. Regional aplication of an index of biotic integrity based on
stream fish communities. Transactions of the American Fisheries Society, 113: 39-55.
HAUER, F. R. & LAMBERTI, G. A. (ed.). 2006. Methods in stream ecology. Academic Press, San Diego,
Califòrnia. 877 pp.
INAG, I. P. 2009. Critérios para a Classificação do Estado das Massas de Água Superficiais – Rios e
Albufeiras. Ministério do ambiente, do Ordenamento do Território e do Desenvolvimento Regional.
Instituto da Água, I.P.
JONSSON, N. 1991. Influence of water flow, water temperature and light on fish migration in rivers. Nordic

Journal of Freshwater Research, 66: 20-35.
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
KARR, J. R., FAUSCH, K. D., ANGERMEIER, P. L., YANT, P. R. & SCHLOSSER, I. J. 1986. Assessing
biological integrity in running waters: A method and its rationale. Special publication 5. Champaign,
Illinois Natural History Survey.
LENAT, D. R. 1983. Chironomid taxa richness: natural variation and use in pollution assessment. Freshwater
Invertebrate Biology, 2: 192-198.
LEUNDA, P. M., ELVIRA, B., RIBEIRO, F., MIRANDA, R., OSCOZ, J., ALVES M. J. & COLLARES PEREIRA,
M. J. 2009. International Standardization of Common Names for Iberian Endemic Freshwater
Fishes. Limnetica, 28 (2): 189-202.
LOBÓN-CERVIÁ, J. 1991: Estudio de poblaciones de peces en ríos. Pesca eléctrica i métodos de estima
de la abundancia. Museo Nacional de Ciencias Naturales - Consejo Superior de Investigaciones
Científicas. Madrid. 156 pp.
LUCAS, M. C. & BARAS, E. 2001. Migration of Freshwater Fishes. Blackwell Science. Oxford, United
Kingdom. 420 pp.
MADER, H. & MAIER, C. 2008. A method for prioritizing the reestablishment of river continuity in Austrian
rivers. Hydrobiologia, 609: 277–288.
MARMULLA, G. & WELCOMME, R. (ed.). 2002. Fish passes. Design, dimensions and monitoring. Food and
Agriculture Organization of the United Nations (FAO) & Deutscher Verband für Wasserwirtschaft und
Kulturvau (DVWK). Roma, Italy. 118 pp.
MAYER, A. L. & CAMERON, G. N. 2003. Landscape characteristics, spatial extent, amd breeding bird
diversity in Ohio, USA. Div. and Distrib., 9: 297-311.
MUNNÉ, A., SOLÀ,C. & PRAT, N. 1998. QBR: Un índice para la evaluación de los ecosistemas de ribera.
Tecnología del agua, 175: 20-37.
OLIVEIRA, J. M. (COORD.), SANTOS, J. M., TEIXEIRA, A., FERREIRA, M. T., PINHEIRO, P. J., GERALDES,
A. & BOCHECHAS, J. 2007. Projecto AQUARIPORT: Programa Nacional de Monitorização de
Recursos Piscícolas e de Avaliação da Qualidade Ecológica de Rios. Direcção-Geral dos Recursos
Florestais, Lisboa, 96 pp.
ORDEIX, M. & ORTIZ, J. 2009. Casos d’estudi: Osona i la Costa Brava. Pp 119-142. In ORTIZ, J. & ORDEIX,
M. (ed.). Espiadimonis, nàiades, sabaters i cuques de capsa. Els macroinvertebrats dels rius i zones
humides de Catalunya. Col·lecció La turbina, 3. Museu Industrial del Ter, Eumo editorial. Manlleu.
171 pp.
ORDEIX, M., POU-ROVIRA, Q., SELLARèS, N., BARDINA, M., CASAMITJANA, A. SOLÀ, C. & MUNNÉ,
A. 2011. Fish pass assessment in the rivers of Catalonia (NE Iberian Peninsula). A case study of
weirs associated with hydropower plants and gauging stations. Limnetica, 30 (2): 405-426.
PARDO, I., ÁLVAREZ, M. CASAS, J., MORENO, J. L., VIVAS, S., BONADA, N. ALBA-TERCEDOR, J.,
JÁIMEZ-CUELLAR, P., MOYA, G., PRAT, N., ROBLES, S., SUÁREZ, M. L., TORO, M. & VIDAL-
ALBARCA, M. R. 2002. El hàbitat de los ríos mediterráneos. Diseño de un índice de diversidad de
hàbitat. Limnetica, 21: 115-133.
PEDERSEN M. L. & BAATTRUP-PEDERSEN, A. 2003. National monitoring programme 2003-2009.
Assessment methods manual. Technical Report no. 21. National Environmental Research Institute
of Denmark.
PEDERSEN, M. L., OVESEN, N. B., RIBERG, F N., CLAUSEN, B., LETHOTSKY, M. & GRESKOVÁ, A.
2004. Hydromorphological assessment protocol for the Slovak Republic. Annex 1. In: Establishment
of the Protocol on Monitoring and Assessment of the Hydromorphological Elements. Twinning light
Project no. TLP 01-29.
PINI PRATO, E. 2007. Descrittori per interventi di ripristino della continuità fluviale: Indici di Priorità di
57

58
Intervento. Biologia Ambientale, 21 (1): 9-16.
PITA, P. A. 1973. El inventario en la Ordenación de montes. Ministerio de Agricultura. Instituto Nacional de
Investigaciones Agrarias. Madrid.
PRAT, N., MUNNÉ, A. RIERADEVALL, M. & BONADA, N. 1997. La qualitat ecològica del Llobregat, el Besòs
i el Foix. Informe 1997. Servei de Medi Ambient, Diputació de Barcelona.
PRAT, N., MUNNÉ, A. RIERADEVALL, M. SOLÀ, C. & BONADA, N. 2000. Ecostrimed. Protocol per
determinar l’estat ecològic dels rius mediterranis. Estudis de la qualitat ecològica dels rius, 8.
Diputació de Barcelona, Àrea de Medi Ambient. Barcelona. 94 pp.
PRAT, N., MUNNÉ, A., SOLÀ, C., CASANOVAS-BERENGUER, R., VILA-ESCALÉ, M., BONADA, N.,
JUVANY, J., MIRALLES, M., PLANS M. & RIERADEVALL, M. 2002. La qualitat ecològica del
Llobregat, el Besòs, el Foix i la Tordera. Informe 2000. Diputació de Barcelona. Àrea de Medi
Ambient (Estudis de la Qualitat Ecològica dels Rius; 10). Barcelona. 163 pp.
PRAT, N., PUÉRTOLAS, L. & RIERADEVALL, M. 2008. Els espais fluvials. Manual de diagnosi ambiental.
Diputació de Barcelona, Àrea de Medi Ambient. Barcelona. 117 pp.
PRAT, N., ORDEIX, M., LLACH, F. & VILALTA, E. 2012. Els espais fluvials. Manual d’avaluació del planejament
urbanístic. Àrea de Territori i Sostenibilitat, Diputació de Barcelona. 87 pp.
RAVEN, P. J., BOON, P. J., DAWSON, F. H. & FERGUSSON, A. J. D. 1998. Towards a integrated aproach
to classifying and evaluating rivers in UK. Aquatic conservation marine and Freswater ecosystems,
8 (4): 383-393.
ROMÁN; J. 2010. Manual de campo para un sondeo de rata de agua (Arvicola sapidus). Manuales de
Mastozoología. Sociedad Española para la Conservación i Estudio de los mamíferos, SECEM.
Málaga. 40 pp.
RONI, P. (ed.) 2005. Monitoring Stream and Watershed Restoration. American Fisheries Society. Bethesda,
Maryland, EUA. 350 pp.
SANTO, M. 2005. Dispositivos de passagem para peixes em Portugal. Direcçao-Geral dos Recursos
Florestais. Editideias – Ediçao e Produçao, Lda. Lisboa, Portugal. 137 pp.
SOLÀ, C., ORDEIX, M., POU-ROVIRA, Q., SELLARèS, N., QUERALT, A., BARDINA, M., CASAMITJANA,
A. & MUNNÉ, A. 2011. Longitudinal connectivity in hydromorphological quality assessments of
rivers. The ICF index: A river connectivity index and its application to Catalan rivers. Limnetica, 30
(2): 273-292.
STEVENSON, N. J. & MILLS, K. E. 1999. Streambank and Shoreline Conditions a: BAIN, M. B. & N. J.
STEVENSON (ed.). 1999. Aquatic habitat assessment: common methods. American Fisheries
Society. Bethesda, Maryland. 216 pp.
SZOSZKIEWICZ, K., FERREIRA, M. T., KORTE, T., BAATTRUP-PEDERSEN, A., DAVY-BOWKER, J. E.
& O’HARE, M. 2006. European river plant communities: the importance of organic pollution and the
usefulness of existing macrophyte metrics. Hydrobiologia, 566 (1): 211-234.
TACHET, H. 2000. Invertébrés d`eau douce, systématique, biologie, écologie. CNRS Éditions, París. 587 pp.
TRAVADE, F. & LARINIER, M. 2002. Monitoring techniques for fishways. Bull. Fr. Peche Piscic., 346 suppl.:
166-180.
WELCOMME, R. L. 1980. Cuencas fluviales. Food and Agriculture Organization of the United Nations
(FAO). Rome, Italy. 62 pp.

Ribera rehabilitada per a ús lúdic. Riu Lima (Portugal).
Foto: Pedro Teiga.
Ribera en el seu estat ecològic natural. Alta Ribagorça (Catalunya).
Foto: Carles Santana.

60
PlAnIFICACIÓ D’ACTuACIons De ResTAuRACIÓ
Pedro Teiga, Rodrigo Maia i Francisco Veloso-gomes
Departamento de Engenharia Civil, Faculdade de Engenharia da Universidade do Porto, Rua Dr. Roberto Frias, s/n 4200-
ResuM
2.2 planificació de pRoJectes
465 Porto PORTUGAL. pteiga@gmail.com
Es descriu una metodologia d’acció per etapes que ha d’orientar l’exercici de planificació d’activitats
de restauració fluvial per millorar la eficàcia i l’eficiència de la intervenció. El procés de planificació
de la rehabilitació fluvial està format per les etapes següents: definició estratègica, diagnòstic i
caracterització, priorització de problemes i plusvàlues, identificació d’objectius, identificació de
solucions, elaboració del projecte, implementació del projecte, monitoratge del projecte, programes
de verificació i avaluació, implementació de mesures mitigadores i correctores, participació pública,
associacions i cost/beneficis i, finalment, la fase de millora continuada.
Paraules clau: restauració fluvial, participació pública, formació ambiental, rius.
AbsTRACT
RIVER RESTAURATION PLANNING. A multi-step methodological approach to restoration planning is
described, which intends to guide the activities of river restoration, enabling a greater efficacy and efficiency.
The multi-step planning procedure described includes: strategic definition, diagnosis and characterization of
the situation, prioritization of problems, identification of goals, identification of solutions, project elaboration,
project monitoring, checking and verification, implementation of corrective and mitigation measures, public
participation, stakeholder partnerships and cost-benefit appraisal, and continuous long-term improvement.
Key-words: river restoration, public participation, environmental learning, rivers.
1. InTRoDuCCIÓ
Els rius són corredors naturals de gran importància hidrològica, ecològica i paisatgística que
integren i estableixen ecosistemes complexos. Els rius són la principal font de recursos hídrics, però
poden ser, també, font d’altres béns i serveis i contribuir a la creació d’espais d’esbarjo i gaudi de la
naturalesa per part de la població local, a més de ser una font d’ingressos.
Els usos humans amb necessitat d’aigua i espai han conduït a la modificació del paisatge, a la
destrucció irreversible d’ecosistemes i importants recursos naturals sota un punt de vista econòmic,
social i ambiental. Les zones ripícoles, formades per la vegetació dels marges riberencs, són

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
considerades un dels hàbitats biofísics més complexos del planeta, ja sigui per la seva biodiversitat,
el seu dinamisme i la seva productivitat primària, com per la seva important funció de corredor
ecològic, derivada de la interconnexió entre el llit i els marges del riu amb la vegetació.
Qualsevol planificació requereix una metodologia d’acció que permeti desenvolupar activitats per millorar
l’eficàcia i l’eficiència de la intervenció. Una metodologia de planificació pot estalviar recursos i millorar
l’eficiència, efectuar la prevenció d’accidents i desenvolupar processos transparents i participatius.
Es presenta una metodologia general de restauració o rehabilitació de rius i riberes estandarditzada
per etapes que minimitza llacunes en la recopilació de dades, en l’estructuració i en l’organització
de la presa de decisions. Possibilita, així mateix, elaborar bases de dades estàndards per a la
investigació, amb possibilitat de comparació de resultats, expansió d’actuació i anàlisi de resolució
de problemes comuns, tant nacionals com internacionals. La planificació de la intervenció ha d’estar,
preferentment, integrada en una estratègia general, com a forma de minimitzar els impactes urbans i
rehabilitar els ecosistemes fluvials, i associada a les característiques de la societat que hi interactua.
Els principis orientadors de la metodologia d’actuació segueixen etapes seqüencials per aconseguir
una millora contínua d’actuació i contribueixen a la sostenibilitat. Pretenen contribuir a la realització
local d’activitats que conciliïn i integrin els valors econòmics, ambientals i socials.
Els principals objectius d’aquesta metodologia són: promoure el coneixement, la valoració i millora
del sistema fluvial; contribuir a la integració dels processos de rehabilitació, de manera que observin
la legislació i els principis de rehabilitació; promoure la formació i expansió de bones pràctiques en
tècniques de millora del sistema fluvial; proveir eines d’acompanyament i avaluació d’intervencions
fluvials; promoure el compromís i la participació ciutadana i facilitar l’intercanvi d’experiències,
investigació i divulgació de bones pràctiques de rehabilitació fluvial.
Aquesta metodologia s’ha d’aplicar a través de tècnics municipals, projectistes, responsables,
especialistes en intervencions fluvials, auditors, propietaris del domini hídric, associacions i persones
interessades en processos i projectes de rehabilitació fluvial.
13.Millora contínua
b)
a)
6. Elaboració del projecte 1
7. Implementació i gestió 1
8. Monitoratge 1
1. Definició estratègica
2. Diagnòstic i caracterització
3. Priorització de problemes i plusvàlues
4. Identificació dels objectius
5. Identificació de solucions
6. Elaboració del projecte nn
7. Implementació i gestió
8. Monitoratge
Monitorização
9. Programes de verificació i avaluació
10. Implementació de mesures mitigadores,
correctores i de manteniment
b)
12. Parceries
Legislació
Costos/benefici
Cronograma
Formació
Pla d’emergència
Princípios de
reabilitação
11. Participació
pública
c) Accidents
Figura 1. Esquema de proposta de la metodologia general de rehabilitació fluvial: a) cicle d’etapes seqüencials del procés de
rehabilitació per a la realització de l’estratègia i els projectes. La representació dels cicles de millora contínua: a) estratègia; b)
monitoratge i accions de mitigació, correctores i manutenció; i c) cicle detecció/mitigació d’accidents (Teiga, 2011).
61

62
2. MeToDologIA geneRAl De ReHAbIlITACIÓ o ResTAuRACIÓ FluVIAl
Per desenvolupar un procés de rehabilitació de tram riberenc s’ha de procedir a un conjunt d’etapes
successives estructurades i amb protocols d’actuació, i seguir els principis de la rehabilitació amb
solucions tècniques d’enginyeria, adaptades a les necessitats socioculturals regionals, amb mesures
estructurals i immaterials quan siguin necessàries, acompanyades d’una participació ciutadana ben
definida (Fisrwg, 1998; Teiga, 2003; Cortes, 2004; Sousa et al., 2009) (Figura 1).
A la Figura 1 es mostren les entitats responsables en cada etapa de la implementació del procés de
rehabilitació fluvial. Tot el procés ha d’anar acompanyat de participació ciutadana, cosa que reforça
el nivell tècnic de comunicació i del públic en general.
Totes les intervencions de rehabilitació han de ser de gestió integrada i supervisades per les
administracions competents en matèria d’aigües, amb la responsabilitat de tots els propietaris
concernits, privats i públics. El procés de planificació de la rehabilitació fluvial està format per les
etapes següents (Teiga, 2011):
2.1. Definició estratègica (aplicació al cas portuguès):
L’estratègia de rehabilitació ha de ser clara i determinar qui hi està involucrat, amb indicadors
estratègics d’acompanyament/avaluació, de manera que s’assoleixin els objectius predefinits. La
definició de la(les) estratègia(es) correspon a l’administració competent en matèria d’aigües (Article
9-6 […] i encara les previstes als articles del 32 al 43, sense perjudici del número 6 de l’article 43,
amb identificació de l’àrea territorial objecte de les mesures de protecció i posada en valor dels
recursos hídrics i del monitoratge dels seus efectes).
L’estratègia s’haurà d’ordenar en l’àmbit dels Plans de Gestió de Conca Hidrogràfica PGRH i/o per
donar compliment a l’article 32 de la Llei de l’Aigua, amb l’objecte de definir “un conjunt de mesures
per a la protecció sistemàtica i posada en valor dels recursos hídrics, complementaris als plans de
gestió de conca hidrogràfica”.
2.2. Diagnòstic i caracterització
La recopilació d’informació de diagnòstic i caracterització està establerta d’acord amb la DMA
(Directiva Marc de l’Aigua) i a la Llei de l’Aigua, amb el respectiu cronograma de monitoratge. La
definició dels llocs i valors de referència, per tipologia de línia d’aigua, han d’estar disponibles a cada
administració de l’aigua.
Les estratègies han de definir els indicadors (qualitatius i/o quantitatius) que s’empraran per a cada
tipus i d’acord amb els objectius de cada projecte de rehabilitació.
Cada projecte ha de realitzar, sempre que sigui possible, un diagnòstic de caracterització de
referència al lloc d’implementació, amb caràcter previ a qualsevol tipus d’intervenció.
El diagnòstic, així com les metodologies de recollida de dades, ha de seguir protocols d’actuació
estandarditzats. Els elements per recopilar han d’incloure dades sobre gestió, legislació específica,
hidrogeomorfològiques, ecològiques, usos del sòl, patrimoni històric i participació de la població.
2.3. Priorització de problemes i plusvàlues
La identificació i tipificació dels problemes i impactes és essencial per trobar les solucions tècniques
de millora dels rius mitjançant projectes de rehabilitació fluvial.
Després de la comprovació dels impactes, les pressions i les vulnerabilitats, així com la determinació
de l’origen o les causes que provoquen aquestes disfuncions, s’han de jerarquitzar i ponderar els
problemes detectats. La identificació dels valors ambientals i de les plusvàlues del sistema riberenc
analitzat també s’han de tipificar i classificar.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
2.4. Identificació dels objectius
Els objectius dels projectes resulten de les fases anteriors, amb la jerarquització de la possible
executabilitat dels seleccionats. Exemple d’objectius prioritaris per a un riu/ribera: disminuir la
pol·lució i assolir el bon estat de les masses d’aigua (Llei 58/2005); augmentar la connectivitat i
potenciar els corredors ecològics, d’acord amb la DMA; efectuar la gestió de l’espai, usos/limitacions
dels llits de riuada per període de retorn, i promoure la biodiversitat i la gestió sostenible i integrada
de les activitats agrícoles, pecuàries, dels espais forestals i dels recursos hídrics.
2.5. Identificació de solucions
Les solucions escollides, que s’han de desenvolupar mitjançant projectes, han de respectar el procés
de participació ciutadana i ser les que més bé s’adeqüin, en les distintes hipòtesis contemplades, per
garantir l’aplicació de la legislació en vigor i els objectius establerts.
2.6. elaboració de projectes
Els projectes que s’han de desenvolupar han de respondre a la priorització i respectar la decisió dels
equips tècnics competents i multidisciplinaris.
Els projectes es poden agrupar en tipologies i d’acord amb els objectius.
2.7. Implementació i gestió dels projectes
En la implementació dels projectes hi estan previstos l’acompanyament i la gestió. És fonamental la
formació dels equips d’intervenció i l’observança dels requisits legals.
2.8. Monitoratge
El monitoratge pel que fa a l’estratègia s’ha de desenvolupar en un pla integrat, amb indicadors i
valors de referència. El monitoratge pel que fa als projectes ha de ser ampli i estar d’acord amb el
preestablert al plec de condicions.
El monitoratge ha de respectar els indicadors establerts, els llocs i el període de mostreig necessaris,
la integració de la base de dades amb els resultats obtinguts i l’acompanyament dels treballs de
camp amb el registre fotogràfic.
El monitoratge d’acompanyament de l’evolució dels sistemes riberencs s’ha de realitzar en un pla
de monitoratge amb equips, metodologies i procediments diferents, però compatibles i integrables.
2.9. Programes de verificació i avaluació
S’han de verificar els pressupostos de l’estratègia i dels projectes, així com els resultats esperats
amb una checklist. Els resultats d’avaluació han de permetre el procés de millora contínua.
2.10. Implementació de mesures mitigadores i correctores
Les mesures mitigadores i correctores es poden preveure en el cas de les estratègies. Aquestes es
poden sintetitzar en guies o manuals, com documents de suport. En el cas de desenvolupament de
projectes, l’equip de projecte ha de contemplar aquestes mesures. Aquests equips han de determinar
quines són les activitats més susceptibles de causar impactes i preveure les mesures correctores o
de minimització, quan es produeixin.
2.11. Participació ciutadana
La participació ciutadana forma part del procés de rehabilitació i ha de seguir un pla d’activitats
específiques. Aquest pla d’actuació ha d’incloure convenientment la població i respectar la seva
63

64
cultura i les seves tradicions, particularment les dels principals usuaris dels llocs on es desenvolupa
la rehabilitació. Les activitats adreçades al públic destinatari han d’incloure els objectius i potenciar
el desenvolupament de les activitats participatives que incloguin les tres fases de participació
ciutadana (informació, emissió d’opinions i acció).
La participació ciutadana permet resoldre conflictes, minimitzar costos, disminuir el temps de projecte
i aporta, a més, solucions adaptades a la realitat local per a una millora sostinguda.
2.12. Cooperació, cost/benefici i cronograma (temps/espai)
La magnitud, complexitat i sostenibilitat de la rehabilitació necessiten establir diverses cooperacions.
És fonamental conèixer la legislació en vigor, així com les normes i condicionants de la intervenció
pretesa.
L’avaluació del cost/benefici auxilia els responsables en les solucions econòmicament més
avantatjoses i que compleixin la funció a la qual es destinen.
2.13. la millora contínua
L’estratègia, després de la materialització del primer projecte, ha de contemplar les reavaluacions de
les diferents fases per implementar la millora contínua del procés dissenyat. La millora contínua es
pot establir a l’estratègia en cicles continus o en cicles periòdics. La millora contínua ajuda a adequar
les activitats de manteniment dels objectius que s’espera assolir.
La metodologia presentada va ser aplicada i presentada a Portugal, entre el 2006 i el 2011, en 18
estudis de casos específics i en 347 qüestionaris a tècnics de rehabilitació de 106 municipis de les
diverses administracions de l’aigua, en l’àmbit nacional, ja sigui en extensió del curs d’aigua o en
àrea de conca hidrogràfica i cabal. Els resultats van demostrar que era una metodologia senzilla,
interessant, útil i pràctica. L’avaluació de la metodologia de caracterització i diagnòstic va demostrar
que era eficaç per a la recollida de dades i la tipificació de problemes en línies d’aigua, així com en
la progressió de les activitats d’intervencions de millora (Teiga, 2011).
1. Entitats responsables de la implementació de les etapes en un procés de rehabilitació fluvial (Teiga, 2011).
etapes entitat o entitats responsables
1. Estratègia
2. Diagnòstic i caracterització Administració de l’aigua
3. Priorització de problemes i plusvàlues Administració de l’aigua
4. Identificació dels objectius Administració de l’aigua
Administració de l’aigua o municipi en àrea municipal, multimunicipal a la
conca hidrogràfica
5. Identificació de solucions Administració de l’aigua, municipis i propietaris
6. Elaboració de projectes
7. Implementació i gestió dels projectes
Promotor d’un projecte/obra (propietaris: administració de l’aigua, municipi,
junta de freguesia, empreses, associació d’usuaris). La llicència/autorització
és concedida per l’administració de l’aigua i pot tenir altres entitats
interessades en la decisió
Fiscalització (administració de l’aigua) que en alguns casos delega al SEPNA
(Serviço de Protecção da Natureza e do Ambiente)
8. Monitoratge Administració de l’aigua, i en el cas de projectes pel propietari de l’obra
9. Programes de verificació i avaluació Administració de l’aigua, i en el cas de projectes pel propietari de l’obra

etapes entitat o entitats responsables
10. Implementació de mesures
mitigadores i correctores
11. Participació ciutadana Administració de l’aigua
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Administració de l’aigua, i en el cas de projectes pel propietari de l’obra
12. Parceries, cost/benefici i cronograma Administració de l’aigua (qui desenvolupa els projectes)
13. Millora contínua Administració de l’aigua (qui estableix estratègies)
14. Detecció d’accidents/mitigació
Administració de l’aigua, municipis i protecció civil, salut pública, públic en
general
Figura 2. Ejemples de projectes intervinguts amb l’aplicació de la metodología proposada de Reabilitació i Restauració
Fluvial a) i b) Riu Uíma (Santa Maria da Feira), c) Ribera de Asprela (Porto).
La selecció d’indicadors i indicis d’avaluació s’ha de contemplar en la planificació del procés i en
projectes de restauració i rehabilitació, i considerar per avaluar el nivell de realització i d’èxit dels
objectius de la intervenció.
L’estandardització d’actuació i de l’avaluació de les intervencions permet concloure que la
metodologia presentada va fomentar les bones pràctiques, reduir errors i facilitar la implementació
de les intervencions amb millora de l’eficiència en la utilització de recursos.
65

66
3. ConClusIÓ
La planificació de les activitats per a la restauració de cursos d’aigua ha d’obeir a una metodologia
definida. Cada etapa ha d’integrar els components d’acord amb la legislació i els actors involucrats,
i seguir els objectius de la DMA, així com afavorir la comunicació entre els intervinents involucrats
en projectes de restauració i rehabilitació (tècnics, propietaris, polítics, responsables i població en
general).
L’objectiu de la planificació d’activitats té com a objectiu promoure la valoració i preservació dels
rius i les riberes i la participació, basada en la igualtat i sostenibilitat, assentada en una relació
tecnicocientífica saludable entre l’home i la naturalesa. El diagnòstic, la caracterització i el monitoratge
dels rius són essencials per a la correcció dels problemes ambientals de degradació dels rius i les
riberes i la protecció dels hàbitats.
Aquesta metodologia va demostrar que era una eina orientadora i facilitadora del procés de
restauració i rehabilitació, adaptable a les necessitats i als recursos locals, i que contribueixen a la
implementació dels objectius de la DMA.
Amb l’adequada planificació de la requalificació dels rius en espai urbanitzat, és possible, a través
de processos de restauració i rehabilitació, millorar l’estructura biològica, disminuir el risc de riuades,
augmentar el valor escènic del paisatge, recuperar els valors culturals i fer possible una utilització
sostenible dels recursos hídrics.
4. bIblIogRAFIA
CORTES, R. M. V. (2004). Requalificação de cursos de água. Lisboa: Instituto da Água, 128 p.
FISRWG. (1998). Stream corridor restoration: principles, processes, and practices. Federal
Interagency Stream Restoration Working Group, 96 p.
SOUSA, E., RODRIGUES, M., TEIGA, P. M. (2009). “Reabilitação do corredor ecológico do rio Uíma
(Santa Maria da Feira)”, 1º Seminário sobre Gestão de Bacias Hidrográficas “As Regiões
Hidrográficas do Norte e as Perspetivas Futuras de Gestão” 2008. Porto, Portugal.
TEIGA, P. M. (2003). Reabilitação de ribeiras em zonas edificadas. Tese de Mestrado. Faculdade de
Engenharia da Universidade do Porto, Porto.
TEIGA, P. M. (2011). Avaliação e mitigação de impactes em reabilitação de rios e ribeiras em zonas
edificadas. Uma abordagem participativa. Tese de Doutoramento. Faculdade de Engenharia
da Universidade do Porto. 645 p.

Capçalera de riu ibèric. Parc Nacional d’Aigüestortes i Estany
de Sant Maurici (Catalunya). Foto: Carles Santana.
Estuari de riu ibèric. Riu Tejo (Portugal). Foto: Pedro Teiga.

68
oRgAnITZACIÓ D’un PRoJeCTe De ResTAuRACIÓ FluVIAl
Rui M. V. Cortes i luís Filipe sánchez Fernandes
CITAB/UTAD, Centro de Investigação em Tecnologias Agro-ambientais e Biológicas (CITAB), UTAD, Quinta de Prados, Edif.
ResuM
2.3 oRganització de pRoJectes
Ciências Florestais, P-5000-911 Vila Real, Portugal. rcortes@utad.pt
En aquest capítol intentem donar la informació essencial, però necessàriament sintètica, respecte a
com s’han d’estructurar els projectes de restauració fluvial, des del component tècnic fins al procés
de concessió de llicències. Es consideren les cinc fases en què s’ha de dividir un projecte, a saber:
a) definir l’abast del projecte, que implica una anàlisi exhaustiva del problema, causes i símptomes,
així com una anàlisi preliminar de les opcions possibles; b) recaptar informació, no només dades
(hidrològiques, hàbitat, biodiversitat, etc.), sinó també el context legislatiu i socioeconòmic; c) anàlisi
de les possibles opcions i limitacions d’una observació crítica, dels condicionants tècnics i ambientals,
en aquest cas amb els propietaris i usuaris, sense oblidar els costos respectius; d) desenvolupament
del projecte, que mereix una anàlisi particular dels diversos components que s’han d’incloure, és
a dir, la memòria descriptiva i justificativa, tècniques per aplicar, inclosa cartografia detallada, així
com quantificació del material, unitats de treball i pressupost de tots els ítems, tot il·lustrant-ho
amb diversos exemples de casos d’estudi; e) fase de postprojecte, amb una atenció especial en el
monitoratge, que té com a objectiu avaluar l’eficàcia de les mesures aplicades i introduir les mesures
correctores.
Paraules clau: projecte executiu, planificació, restauració fluvial, recopilació de dades, criteris
d’avaluació.
AbsTRACT
ORGANIZATION OF A RIVER RESTORATION PROJECT. In this chapter we intend to reveal the
basic information concerning how should be the structure of projects of fluvial restoration, from the
technical background to the licensing process. We divide a project of this type in five stages: a) project
framework, from the origin and magnitude of the of the disturbance factors and consequences to the
aquatic system, including a preliminary analysis of the possible options; b) characteristics of the study
area, including particularly the relevant information related to hydromorphlogy, habitat description
and biodiversity, not forgetting the legal and socio-economical framework; c) detailed analysis of the
different options and a critical observation of the conditioning agents, from the social, technical and
environmental aspects to the conflicting issues with land-owners and users, including as well the
expected and general budget of each alternative; d) project description to be delivered to the regional

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
authorities, which must include the description of the techniques to be used, including detailed maps,
and the quantification of the materials and labor and prices of all the items, illustrated by several
examples of study cases; e) post-project, with a special mention to the monitoring characteristics
directed towards the assessment of the efficiency of the adopted techniques and the detection of
eventual need to proceed with corrective measures.
Key words: Restoration planning, baseline survey, appraisal criteria, river restoration.
1. eMMARCAMenT Del PRoJeCTe
Un projecte de restauració fluvial està integrat per una seqüència de treballs que s’inicien abans
de la seva elaboració i s’han de prolongar després de la seva aprovació. Per garantir-ne la implementació,
el projecte ha de ser tècnicament adequat, acceptable des d’un punt de vista ambiental i
convenient per a les condicions financeres existents.
En termes legislatius, les obres de requalificació de marges de línies d’aigua es consideren obres
hidràuliques de categoria III (obres importants de correcció fluvial), on l’elaboració del projecte està
relativament supeditada a les obres considerades “corrents”, ja que, pel fet de no ser “obres rutinàries”,
es basen en exigències especials i solucions poc usuals, atesa la seva complexitat i que
obliguen, per exemple, a exigències tècniques especials i d’innovació, estudi de diferents solucions,
aspectes ambientals considerats o altres.
La Figura 1 resumeix aquesta seqüència i els potencials elements que s’han de considerar a cada
fase. Les etapes finals, concretament les fases IV i V, són les que pretenem desenvolupar més
detalladament. Aquestes han de ser les que constin al plec de condicions i són, per tant, les que es
remetran a les autoritats competents, a més de servir de base perquè els contractistes coneguin els
detalls tècnics i fonamentin el pressupost corresponent, de manera que es permeti l’acompanyament
adequat i, a més, s’avaluï si les mesures implementades es traduiran en beneficis ambientals
i socials.
69

70
FAse I_DeFInICIÓ Del PRoJeCTe Implica una anàlisi profunda del problema,
causes i símptomes, així com una anàlisi prèvia de les possibles opcions
per a la seva resolució i inclou:
Descripció del problema
Causes que es troben en l’origen del desequilibri
Possible evolució de la situació sense intervenció
Definició de les prioritats
Restriccions legals i socioeconòmiques
Possibles solucions i ordre de magnitud dels costos
FAse II_ReCollIDA De lA InFoRMACIÓ Representa la fase de recopilació de
dades per confirmar (o no) la selecció de les opcions prèvies i inclou en la majoria
dels casos:
Dades hidrològiques i climatològiques
Característiques de la conca de drenatge aigües amunt (amb usos del sòl) i geomorfologia
Caracterització dels hàbitats, inclosa topografia genèrica del canal i llit del riu
Vida salvatge i interès conservacionista de la zona en qüestió
Context legislatiu i implicacions econòmiques
FAse III_AVAluACIÓ De les oPCIons Pot incloure una anàlisi de cost-bene-
fici o la mera elaboració d’una matriu amb els avantatges i desavantatges de
cada possibilitat:
estimativa del resultat ambiental de cada opció
Costos associats
Factors de conflicte (socials, institucionals, ordenament del territori)
Implicacions tècniques (complexitat de cada opció)
FAse IV_DeFInICIÓ Del PRoJeCTe Aquesta és la fase essencial que pre-
tenem abordar en aquest treball i que es troba detallada més endavant, on
s’inclouen les peces gràfiques i la memòria descriptiva, que es refereix a:
estudi previ
Projecte de llicenciament
Projecte d’execució (inclou Plec de Condicions i pla de seguretat de l’obra)
FAse V_PosTPRoJeCTe
Acompanyament (i eventual col·laboració en l’anàlisi de les propostes dels contractistes
en fase de concurs obert)
Monitoratge
establiment de mesures correctores
Figura 1. Esquema del conjunt de procediments i informacions per obtenir per a la realització i el seguiment d’un projecto de
restauració, estructurats en quatre fases diferents.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
2. CARACTeRITZACIÓ De l’àReA en esTuDI I DeFInICIÓ I esTRuCTuRA
Del PRoJeCTe. FAses I i II
Sigui quina sigui la dimensió del projecte en qüestió, és essencial que la memòria descriptiva comenci
per integrar el segment fluvial que es desitja recuperar en la seva connexió amb les característiques
de la conca hidrogràfica, de manera que justifiqui la prioritat de la selecció del lloc i s’assenyalin
les actuacions proposades. És a dir, la identificació dels factors de pertorbació, les característiques
hidromorfològiques i els hàbitats afectats i de la pròpia biodiversitat no s’han de limitar només al
sector específic per al qual hi ha un interès més immediat en la seva recuperació. Cal observar que,
si en aquest lloc existeixen fonts de contaminació, factors que alteren les condicions hidrològiques
(embassaments, captacions d’aigua), canvis històrics que van conduir a un desequilibri profund
en el transport sedimentari (per exemple, extracció d’inerts) i usos del sòl que en potencien la
impermeabilització, tot això podria afectar l’èxit de la intervenció que es vol realitzar. Així, una anàlisi
espacial més àmplia i l’apreciació al llarg del temps de la dinàmica dels fenòmens de degradació
observats són essencials per entendre la justificació de les tècniques que es proposen i descriuen,
que resulten de la respectiva memòria descriptiva. D’altra banda, la restauració d’un ecosistema està
intrínsecament lligada al restabliment de la connectivitat fluvial, que vol reduir els efectes nefastos
de la fragmentació, per la qual cosa la memòria descriptiva ha de preveure la forma en què les
accions proposades es reflecteixen en aquest nivell. A més, qualsevol intervenció en els hàbitats ha
d’anar precedida d’una identificació biològica que permeti conèixer la composició i estructura de la
fauna i flora dependents del medi aquàtic, de manera que sigui possible avaluar la seva posterior
evolució o, el que és el mateix, si les intervencions proposades es tradueixen en la recuperació
integrada del medi aquàtic.
Exemplificarem amb alguns casos associats amb cursos d’aigua subjectes a forts impactes erosius i/o
proliferació d’espècies exòtiques. Les mesures proposades per a la requalificació de sectors degradats
del riu Tâmega i del riu Estorão (Bacia do Lima, Cortes et al., 2004) van conduir a la identificació
prèvia de les comunitats faunístiques (invertebrats i peixos), amb especial incidència dels migratoris,
d’una zona circumdant bastant més dilatada que la de l’àrea d’intervenció, i de les característiques
hidromorfològiques al llarg de la línia d’aigua. Al seu torn, la selecció de trams per rehabilitar a la ribera
de l’Odelouca va anar precedida d’una identificació de la xarxa de drenatge de tota la conca (Cortes
et al., 2010), en particular de la geomorfologia, de les comunitats ripícoles i de les espècies piscícoles
nadiues. I, a més, com a exemple, la intervenció a la desembocadura del Lima es va basar en l’anàlisi
històrica de les alteracions dels fluxos sedimentaris verificats en les últimes dècades a causa de les
indústries extractores i de la posterior construcció dels embassaments d’Alto Lindoso i Touvedo al
seu tram superior (Cortes et al., 2011). Inclòs en una zona urbana on es va realitzar una intervenció
molt localitzada —ribera de Castanheira, afluent del riu Tinto— va conduir a una apreciació de les
condicions històriques hidràuliques en aquesta zona, associades amb les inundacions i amb la pròpia
artificialització del riu Tinto durant les últimes dècades (Cardão et al., 2012).
3. elAboRACIÓ Del PRoJeCTe. FAses III i IV
Malgrat que formalment es pugui dispensar la presentació de les fases del projecte, aquestes comprenen
un programa base, un estudi previ que haurà d’indicar les possibles opcions amb els avantatges i
desavantatges associats, singularment els eventuals conflictes en relació amb la utilització de l’àrea que
es pretén rehabilitar, un avantprojecte i el projecte d’execució i assistència tècnica.
71

72
Un cop aprovat l’estudi previ pel cap de l’obra o promotor, naixerà el projecte d’execució que es
destina a habilitar tots els elements necessaris per a la definició precisa dels treballs per executar.
Així, i després de la sol·licitud i obtenció de la llicència per al projecte base davant les entitats
competents a l’efecte (ICN, ARH i ajuntaments, entre d’altres), sorgeix la necessitat d’elaborar peces
escrites i dibuixades, capaces d’auxiliar inequívocament la interpretació del projecte per part de les
entitats intervinents en l’execució de l’obra, és a dir, segueix el projecte d’execució, sobre el qual
posarem més èmfasi en aquest article per la seva major importància relativa.
el Projecte d’execució està constituït per una sèrie d’informacions escrites i dibuixades de fàcil
interpretació, tal com disposa la legislació i reglamentació aplicables. Essencialment, preveu:
a) Memòria Descriptiva i Justificativa, on es fa la descripció general de l’obra per determinar-ne
la localització, implantació, adequabilitat i integració respecte dels condicionants locals existents o
planificats. L’emmarcament i la justificació de l’obra també s’hauran d’abordar en aquest document
escrit, així com la descripció de la solució adoptada, basada en els aspectes tècnics i reglamentaris
vigents amb exposició dels càlculs, eventuals dimensions i indicació de les característiques dels
materials i elements utilitzats en l’obra en qüestió. En consideració a la implementació de les
solucions i les tècniques constructives, s’exposaran i descriuran les tasques i feines per executar
durant l’obra.
b) Mesuraments i Mapes de quantitat de Treballs, on es ressenyen les feines i tasques per dur
a terme a l’obra en qüestió. Per a una millor comprensió i sistematització d’aquesta peça, s’elabora
una taula tipus on consta l’articulat dels capítols en estudi, la seva descripció o designació, la unitat
de mesura utilitzada en aquest capítol i la quantitat respectiva (exemple a les Taules 1 i 2). En aquest
exemple concret, i per al mesurament de la capa d’escullera amb blocs angulars de granit (50-80
cm), podem veure que, entre els perfils transversals 4 i 5 que disten entre si 20 m, posseeixen una
àrea transversal de 3,16 m2 i 3,00 m2 , respectivament. Aquest mesurament es traduirà en 63,20 m3 i 60 m3 de volum d’escullera a l’àrea d’influència d’aquests dos perfils. El succeeix posteriorment un
apartat al mapa de quantitats de treball que resulta del sumatori d’escullera aplicat a tots els perfils
considerats en obra, en aquest cas de 2.874,18 m3 .
Taula 1. Exemple de mapa de mesurament – capa d’escullera (blocs angulars de granit: 50 - 80 cm) al costat del marge del riu.
Perfil abscissa
distància entre
perfils (m)
distància
mitjana (m)
àrea
transversal (m 2 )
volum
esculleres (m 3 )
1 0 10 2,92 29,2
20
2 20 20 2,92 58,4
20
3 40 20 3,22 64,4
20
4 60 20 3,16 63,2
20
5 80 20 3 60
20
6 100 20 2,96 59,2
20
7 120 20 3,7 74

Taula 2. Exemple de mapa de quantitats de treballs.
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Artº Designació unitat quantitats
3.1
Subministrament i execució de capa d’escullera amb blocs angulars
de granit, dimensions 50/80 cm.
m 3 2.874,18
c) Pressupost basat en la descripció de treballs i respectives quantitats obrants als mapes de
mesuraments. També aquí l’elaboració d’una taula o “taula tipus” ve justificada per una millor
comprensió dels assumptes descrits (exemple a la Taula 3). Prenent com a referència l’apartat
anterior (escullera en blocs de granit), podem visualitzar que es preveu un cost unitari de 19,00 € per
als 2.874,18 m3 , de manera que en resulta una estimació pressupostària de 54.609,42 €.
Taula 3. Exemple d’estimació pressupostària per a un determinat apartat.
Artº Designació unitat quantitats Preu/unitat Preu Total
3.1
Subministrament i execució de capa
d’escullera amb blocs angulars
de granit, dimensions 50/80 cm.
m 3 2.874,18 19 54.609,42
d) Peces dissenyades il·lustratives i com a complement de les peces escrites del projecte i
d’acord amb el que s’estableix per a cada tipus d’obra. Han de contenir les indicacions suficients
i indispensables, inclosos tots els detalls necessaris per a la perfecta interpretació, implantació i
execució de l’obra. Un aixecament topogràfic exhaustiu del lloc de la intervenció, així com dels seus
voltants, servirà de base per als treballs que es desenvoluparan al lloc. La planta de la localització
de l’obra i la planta general, a la qual pertany un esquema general de l’obra que contingui el traçat
sobre plànol en una escala adequada a una visió de conjunt del sistema concebut, es converteix en
una peça fonamental del projecte. S’il·lustra a la Figura 2 part d’una planta general de la intervenció
proposada per a la requalificació dels marges del riu Lima a Cardielos, promoguda pel municipi de
Viana do Castelo (Cardão et al., 2012). A més d’altres elements, es visualitzen en aquesta figura una
sèrie de perfils que tindran individualment un tractament dibuixat i il·lustratiu de la seva constitució,
tot destacant en termes de plantes, alçats i talls amb representació a escales apropiades (Figura 3).
Una llegenda convenientment elaborada, tant a nivell de planta com d’alçats i talls, servirà d’ajuda per
a la necessària interpretació i comprensió de les peces dissenyades i la seva consegüent execució.
Els perfils longitudinals i transversals considerats, a més d’un aclariment evident en termes de
projecte, permeten l’elaboració dels mapes de mesuraments de quantitat de treballs i el consegüent
pressupost, peça referida anteriorment i d’innegable importància. Altres peces dissenyades en funció
de les intervencions previstes es poden analitzar com a presentacions en planta i perfils de treballs
de consolidació i drenatge, projecte d’accés a l’obra, arranjaments paisatgístics o altres.
73

74
4
4
3
5
Figura 2. Part d’una planta general d’una intervenció proposada, inclosos els perfils 4, 5 i 6.
Figura 3. “Perfil tipus” amb especificacions dels materials utilitzats.
5
6
6
Variável
8.00
Variável (min. 3.00m)
(Variable) (Variable min. 3.00m)
0.60
.
.
Var. min=1.00
.
Rio

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
e) Condicions Tècniques, generals i especials del Plec de Condicions. Entre els molts elements
que es poden incloure en aquest document escrit, hi constaran els dedicats al control de qualitat
dels treballs per executar, així com les prescripcions relatives als materials utilitzats a les diferents
fases de la intervenció o intervencions. Els treballs de moviments de terres, els mètodes constructius
utilitzats o els treballs de requalificació ambiental, entre altres, han de formar part d’aquestes
condicions tècniques.
Correspon, a més, al projectista, davant la naturalesa de l’obra, elaborar el pla d’observació que
garanteixi les Condicions de seguretat de l’obra. Aquest pla d’higiene, seguretat i salut en l’obra
té com a principal objectiu la prevenció de sinistres. A banda d’incloure la descripció de l’obra,
aborda els condicionaments per a l’execució dels treballs i assenyala les disposicions particulars
relatives a determinades tasques. La cobertura d’assegurances, l’assistència mèdica a accidentats
i els protocols relatius a la seguretat i higiene a la feina, o l’anàlisi de riscos específics per a cada
categoria de treballadors i els equipaments utilitzats, s’hauran de preveure i exposar en aquest
document escrit.
A petició del cap de l’obra, podrà formar part d’aquest procés el Pla de Prevenció i gestió de
Residus de Construcció i Demolició, on, a més de la introducció i emmarcament de l’obra, es fa la
prevenció i gestió dels residus provinents de les diferents tasques constructives previstes.
El projecte d’execució sorgeix sempre associat amb l’assistència tècnica al projecte, amb el propòsit
que quedi garantida la conformitat de l’obra executada amb el projecte i el Plec de Condicions, així
com el compliment de les normes legals i reglamentàries aplicables. De la mateixa manera, quant a
les informacions i aclariments relatius al projecte en fase d’execució, aquests aclariments i dubtes
s’hauran d’atendre en la fase del procediment de celebració del contracte i en l’adjudicació de l’obra.
En seran exemple els eventuals dubtes i/o omissions relatives al projecte durant la preparació
del procés del concurs per a l’adjudicació del contracte per part del cap de l’obra o promotor i,
posteriorment, en la fase de concurs, les informacions i aclariments sol·licitats pels licitadors a l’obra.
4. PosTPRoJeCTe: MonIToRATge De l’eFICàCIA De lA ResTAuRACIÓ/
RequAlIFICACIÓ. FAse V
Per apreciar l’èxit de la restauració és molt útil definir, de partida, un conjunt d’indicadors dispersos
entre diverses àrees multidisciplinàries, atès que, com hem vist, aquest procés és sistèmic i integrador.
Coneixent les dificultats perquè aquesta fase estigui degudament prevista en el pressupost del
projecte, és essencial que els projectistes, malgrat tot, incloguin al Plec de Condicions el pla de
monitoratge de l’obra i adverteixin els promotors a aquest efecte.
Aquest aspecte s’ha d’abordar en dos àmbits molt distints, i amb costos molt dispars, d’acord amb la
magnitud de l’esforç d’intervenció: a) si el treball de camp és relativament localitzat podrem utilitzar
una taula restringida d’indicadors, tot recorrent a un treball de camp limitat, ja sigui en termes
biològics o hidromorfològics; b) si la intervenció està associada amb una escala espacial més vasta
i sistèmica, singularment si resulta dels Programes de Mesuraments (PM) inclosos als Plans de
Gestió de la Regió Hidrogràfica (PGRH) per a masses d’aigua que no compleixen els nivells de
qualitat ecològica, i que es pretenen assolir, el monitoratge que avalua l’índex d’èxit del PM s’haurà
75

76
de realitzar d’acord amb els principis de la Directiva Marc de l’Aigua (DMA). En el primer cas, podem
aplicar una metodologia semblant a la que es troba sintetitzada a la Taula 4, que segueix en línies
generals els principis d’Armin et al., 2008, àmpliament divulgats a Suïssa, en els quals l’èxit de cada
mesura de restauració es mesura a una escala de 0 a 1. És clar que sempre quedarà el dubte del
termini temporal en què es desenvoluparà el monitoratge després de la finalització dels treballs, però,
com a criteri rector, podem considerar que el seguiment de l’evolució haurà de tenir lloc almenys
en dos períodes diferents, corresponents al primer any després de finalitzar els treballs i quan es
produeixi una riuada mitjana, és a dir, per a un interval de recurrència de 2,33 anys. Al mateix temps,
si el marc d’intervenció està associat amb les tasques mencionades a l’apartat b), serà essencial
el mostreig d’elements biològics (macroinvertebrats, diatomees i peixos, que es troben actualment
intercalibrats), així com dels elements de suport (caracterització hidromorfològica i fisicoquímica),
d’acord amb l’observança estricta dels protocols estipulats per l’INAG per al monitoratge derivat
de la DMA (Directiva Marc de l’Aigua) i que es poden consultar a http://dqa.inag.pt/dqa2002/port/
docs_apoio/nacionais.html.
Taula 4. Avaluació del procés de restauració. Cada indicador es classifica en una escala de 0 a 1 i obliga a una quantificació
seguint rigorosament el mateix criteri, abans i després de la intervenció (adaptat d’Armin et al., 2008).
Classificació de l’indicador Indicador
Ús recreatiu
Peixos
Hidromorfologia i hidràulica
Marge
Vegetació
Núm. de visitants
Varietat d’oportunitats recreatives
Grau de satisfacció del públic
Accessibilitat del públic
Abundància d’espècies
Diversitat d’espècies
Grau de satisfacció dels pescadors esportius
Variabilitat de mesohàbitats (riffles i pools)
Variabilitat de microhàbitats (substrat i zona riberenca)
Sedimentació del canal per fins
Grau de transformació del canal fluvial (allargament del llit de la riuada,
agradació versus incisió)
Heterogeneïtat de la base del marge
Estabilitat
Grau d’artificialització o modificació antropogènica
Abric per a invertebrats i peixos
Estructura i diversitat de la vegetació ripícola
Contenció de la proliferació d’espècies exòtiques
Costos Necessitat de noves intervencions i costos

5. bIblIogRAFIA
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
ARMIN, P., HOSTAMNN, M., ROULIER, C., SCAHGER, E., WEBER, C., WOOLSEY, S. (2008).
“River restoration: The long road to success?”. En: Gumiero, B., Rinaldi, M., Fokkens, B.
(eds.). 4th ECRR Conference on River Restoration. Venice: CIRF/UNESCO, p. 593-606.
CARDÃO, J., SANCHES FERNANDES, L. F., CORTES, R. M. V. (2012). Implementação de técnicas
de engenharia natural e de hidráulica fluvial na requalificação dum rio em zona urbana: o
caso da Ribª da Castanheira (Rio Tinto), 11º Congresso da Água. Porto, Portugal.
CORTES, R. M. V., OLIVEIRA, D. G., LOURENÇO, J. M., FERNANDES, L. F. S. (2004). “Different
approaches for the use of bioengineering techniques in the rehabilitation of lotic and lentic
systems: two case studies in North Portugal”. En: Garcia Jálon, Diego, Vizcaíno Martínez,
Pilar (eds.). Fifth International Symposium of Ecohydraulics. Madrid: IAHR, p. 658-662.
CORTES, R. M. V., BARREIRA, J., BOAVIDA, I. M., HUGHES, S. J., VARANDAS, S. (2010). “Um
exemplo dum programa de requalificação fluvial integrada: o caso da Ribeira de Odelouca
(bacia do Arade)”, Actas do 10º Congresso da água da APRH. Faro, Algarve.
CORTES, R. M. V., SANCHES FERNANDES, L. F., CARDÃO, J. M. N., JESUS, J. (2011). “Alteração
da reposição sedimentológica no estuário do Lima: consequências erosivas e limites da
restauração à escala local”, Actas I Congresso Ibério de Restauração Fluvial Restaurarios.
Zaragoza.
77

Illa fluvial. Curs mitjà-alt del riu Ter (Catalunya). Foto: Marc Ordeix.
Vall fluvial. Riu Odelouca (Algarve). Foto: Antonio Fabiao.

80
l’APlICACIÓ Del PRoToCol APR A l’AVAluACIÓ De
PRoJeCTes De ResTAuRACIÓ FluVIAl A CATAlunYA
laura Puértolas i narcís Prat
Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal, 643 08028 Barcelona. laura.puertolas@gmail.com
ResuM
2.4 pRotocol apR
El nostre objectiu principal ha estat desenvolupar una metodologia centrada en l’avaluació dels
projectes de rehabilitació fluvial, de cara a introduir certa objectivitat en la seva anàlisi. Hem
dissenyat el protocol d’Avaluació de Projectes de Restauració fluvial (APR) per avaluar els continguts
d’un projecte de rehabilitació fluvial, la seva factibilitat i la seva rellevància per a l’assoliment dels
objectius de la restauració. En aquest protocol es valoren els continguts dels projectes a través
d’un procés amb 5 parts: Diagnosi, Objectius, Actuacions, Seguiment i Pressupost. Tots aquests
aspectes s’avaluen tant des de la vessant ambiental com socioeconòmica.
Hem posat a prova la fiabilitat del protocol a través de la seva aplicació a un conjunt de projectes
de restauració. Com a resultat, hem pogut explorar la pràctica de la restauració de rius mediterranis
en la nostra àrea (Catalunya, NE de la Península Ibèrica). Per tant, una primera part dels resultats
està centrada en l’anàlisi dels projectes. D’altra banda, una de les principals fites que hem assolit
és la creació del protocol APR. Ha estat possible distingir els projectes que presenten un disseny
adequat d’aquells que presenten mancances importants pel què fa a continguts i enfocament,
independentment de la seva dotació econòmica. Els objectius del nostre exercici s’han assolit en
obtenir, d’una banda, una eina que avalua els continguts dels projectes i, d’altra banda, un procés
pas a pas que pot ser utilitzat per millorar el disseny de futurs projectes, ajudant a tenir en compte el
màxim d’elements possible en cada apartat. Esperem que aquesta metodologia pugui ser millorada
en el futur, a mesura que els agents que participen en la recuperació dels espais fluvials comparteixin
els seus resultats i experiències.
Paraules clau: Restauració fluvial, projectes, Mediterrani, Catalunya.
AbsTRACT
IMPLEMENTATION OF THE APR PROTOCOL IN RIVER RESTORATION PROJECTS IN
CATALONIA. Our main objective was to develop a methodology focused on the evaluation of river
rehabilitation projects in terms of design in order to introduce some objectivity in their analysis. We
have designed the APR protocol to evaluate objectively the contents of a rehabilitation project its
feasibility to be completed and its relevance for restoration purposes. In this protocol 5 steps in the
project content are evaluated: Diagnosis, Objectives, Measures, Monitoring program and Budget.
Both from the environmental and socioeconomical point of view.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
We tested the accuracy of this protocol by its application to a set of restoration projects. As a
consequence, we can explore the practice of river restoration in our area (Catalonia, NE Spain).
Thus, a first part of the results is focused on project’s analysis. On the other hand, a result
of our research is the APR protocol itself. It has been able to distinguish well designed projects
from those that were poorly designed, independently of their budget. The objectives of our
exercise have been accomplished as we get a tool that objectively evaluates project’s contents.
In addition, as it is a step by step procedure, it can be used to improve the design of projects
by helping to consider as much elements as possible in each section. We expect that this
procedure could be ameliorate in the future as all restoration practitioners share their experiences.
Keywords: River restoration, projects, Mediterranean, Catalonia.
1. InTRoDuCCIÓ
Els ecosistemes aquàtics duen a terme molts processos que suposen un benefici per als humans,
com per exemple mitigar les vingudes o reduir el contingut de nutrients i sediments de l’aigua
abans que arribin a les zones costaneres (Postel and & Richter 2003; Covich et al. 2004; Palmer
& Allan 2006). Històricament, l’ús dels recursos naturals associats als espais fluvials ha conduït a
una degradació per les activitats humanes. Per exemple, l’alteració del règim hidrològic degut a la
presència d’embassaments, rescloses, derivacions amb finalitats hidroelèctriques o amb d’altres
usos industrials, agrícoles o domèstics, etc. que han canviat profundament els processos que regulen
l’estructura i les funcions de l’ecosistema (Poff et al. 1997). La presa de consciència que aquests
serveis estan compromesos (Giller 2005) i que cal mantenir-los, ha conduït a què la restauració
fluvial sigui avui en dia un treball de creixent importància.
Donat l’augment en el nombre de projectes que s’ha anat detectant en els darrers anys, és important
que els projectes considerats de restauració, rehabilitació o millora de l’espai fluvial assumeixin
alguns principis fonamentals per a garantir-ne la coherència. En aquest sentit, alguns autors han
proposat estàndards com a requisits mínims de cara a aconseguir l’èxit dels projectes de restauració
fluvial (Palmer et al. 2005). Un disseny adequat dels projectes de recuperació fluvial és una condició
necessària, tot i que no suficient, per aconseguir un canvi positiu en l’ecosistema. És essencial que el
projecte, en primer lloc, realitzi una adequada diagnosi de l’ecosistema, sobre la qual fonamentar els
objectius, considerant el potencial de la zona. Aquests condicionaran en bona mesura les actuacions
que han de permetre aconseguir-los (Puértolas 2007).
En aquest context, els objectius principals del nostre treball han estat identificar els continguts que
idealment hauria de tenir un projecte de recuperació fluvial i dissenyar un protocol que en permeti una
anàlisi el més objectiva possible. Hem aplicat el protocol a un conjunt de projectes de recuperació
fluvial que s’han dut a terme a Catalunya, amb el doble objectiu de posar-lo a prova i de conèixer
l’estat d’aquesta matèria al nostre país.
81

82
2. MeToDologIA
El procediment per dur a terme la investigació ha constat de diverses etapes, començant per la
definició dels continguts teòrics dels projectes de recuperació fluvial, a partir d’una exhaustiva revisió
bibliogràfica sobre la matèria. Aquesta va incloure també la consulta de projectes duts a terme
en altres països, destacant Gran Bretanya (The River Restoration Center), Estats Units (NRRSS
database), Suïssa (Projecte Rhône-Thur de EAWAG) i França (EAURMC, 2006). D’altra banda,
es va realitzar una recerca dels projectes de recuperació que s’havien dut a terme a Catalunya,
efectuant contactes amb diverses entitats que desenvolupen projectes, així com amb l’Agència
Catalana de l’Aigua (en endavant, ACA), per tal de realitzar una primera catalogació dels projectes
existents.
S’ha revisat un total de 23 projectes, dels quals finalment se n’ha seleccionat 17. Els criteris seguits
durant aquesta fase es van enfocar a cercar projectes de gestió fluvial orientada a millorar-ne l’estat,
amb projectes centrats en el mateix riu o en altres parts de l’espai fluvial (terrasses fluvials, plana
al·luvial, basses dins de la zona inundable, etc.). En aquest sentit, s’han descartat projectes que ja
de partida estaven dirigits a escometre actuacions sectorials (per exemple, de millora de la xarxa
de camins fluvials, de creació d’un parc d’horta o de desenvolupament d’infraestructures a l’entorn
fluvial) i d’altres per als quals no es disposava de tota la informació. Els 17 projectes que formen part
d’aquest estaven en diferents estats d’execució. Una vegada feta aquesta revisió, s’ha completat el
disseny del protocol amb les conclusions extretes dels projectes catalans, per tal d’ajustar-lo més
a la seva casuística concreta. Per posar a prova el protocol, s’ha dut a terme la valoració d’aquest
grup de 17 projectes, que es considera representatiu dels projectes de millora dels espais fluvials
que s’han elaborat a Catalunya durant la primera etapa de la recerca. Com a apunt metodològic,
els càlculs econòmics que es duen a terme en el treball a partir dels projectes consultats s’han fet
sempre en base al pressupost executiu (o d’execució material), de manera que no inclouen les
despeses estructurals (13%), el benefici industrial (6%) ni l’Impost sobre el Valor Afegit (IVA, del
16% en el moment de realitzar l’estudi), que una vegada afegits al pressupost executiu donen com
a resultat el cost final. Finalment, el tractament estadístic de les dades s’ha efectuat amb el paquet
estadístic Ginkgo v.1.5.7. (De Cáceres, 2005).
3. ResulTATs
3.1. Projectes recopilats
El conjunt de projectes consultats és una mostra representativa de com es feien els projectes de
restauració a finals de la dècada dels 90 del segle passat. Aleshores eren projectes molt vinculats
a entitats privades i organitzacions no governamentals i normalment amb un pressupost limitat. El
compromís local de molts municipis amb l’Agenda 21 ha pogut contribuir també en el desenvolupament
d’alguns projectes des de l’àmbit municipal. A mesura que es va prenent consciència de la importància
dels ecosistemes fluvials i a partir de l’entrada en vigor de la DMA (2000/60/CE) es diversifiquen les
iniciatives encaminades a millorar l’estat ecològic dels rius. En els darrers anys, les administracions
han vist en aquest tipus de projectes una via per millorar l’estat dels rius i assolir el bon estat ecològic
l’any 2015.
En termes econòmics, s’han observat diferències molt destacables entre els pressupostos dels
projectes consultats, que van dels 9.000 als gairebé 8 milions i mig d’euros (figura 1).

Pressupuesto ejecutivo€
Pressupost executiu €
9.000.000
8.000.000
7.000.000
6.000.000
5.000.000
4.000.000
3.000.000
2.000.000
1.000.000
0
5-TE2
11-LL4
4-TE1
1
13-FL1
15-LL5
6-B1
12-B4
9-TO2
17-B6
3-LL3
Codigo proyecto
14-TE3
16-B5
8-TO1
Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Figura 1. Pressupost executiu expressat en euros Anys dels projecets inclosos a l’estudi, on es poden establir tres grups.
Els codis amb què apareixen els projectes al gràfic corresponen a l’ordre de consulta i a la conca a la
qual pertanyen, amb una darrera xifra que indica l’ordre dins dels projectes de la mateixa conca. Els
17 projectes es troben repartits entre 5 de les conques internes de Catalunya (figura 2). El principal
focus de contaminació que afecta la qualitat dels recursos hídrics de les conques internes catalanes
està en el sector central de les conques internes, degut a la important pressió antròpica que sofreix
la zona. Aquest fet es veu reflectit amb un major nombre de projectes en conques que han patit
greus alteracions de l’estat ecològic dels rius. És el cas de la conca del Besòs i la del Llobregat, que
reuneixen més del 60% dels projectes, localitzats en molts casos en zones d’influència de grans
nuclis de població (Barcelona, Martorell, Sabadell, Granollers, etc.).
Distribució per conques dels projectes consultats
Fluvià
6%
Ter
18%
Tordera
12%
Llobregat
29%
Figura 2. Distribució dels projectes per conques hidrogràfiques.
2
Projectes Codigo consultats
proyecto
Besòs
35%
Els promotors d’aquestes iniciatives són fonamentalment administracions públiques (ajuntaments,
diputacions, consorcis, etc.) si bé en alguns casos trobem projectes impulsats per organitzacions no
governamentals o fundacions privades. Les orientacions dels projectes són diverses, però distingim
aquells més sectorials, que es centren en una part concreta de l’ecosistema (per exemple, el bosc
de ribera), d’aquells més globals, on tot l’ecosistema és objectiu de la restauració. En particular, s’ha
observat que un dels objectius més habituals a Catalunya és la lluita contra les espècies invasores i
entre aquestes, la que es troba més estesa als cursos fluvials catalans és la canya (Arundo donax),
10-B3
7-B2
3
1-LL1
2-LL2
83

84
i que per combatre-la es duen a terme actuacions diverses i a diferent escala (Puértolas et al. 2010).
3.2. el protocol APR
La nostra aproximació parteix d’una banda de l’experiència en la diagnosi ambiental dels rius que es
va sintetitzar en un llibre (Prat, Puértolas & Rieradevall, 2008), i de l’altra de la necessitat d’establir
un sistema que incorpori tant la vessant més ecosistèmica com la socioeconòmica. El seu disseny
s’ha dut a terme a partir de les diferents parts i accions que en general hom espera trobar en un
projecte de restauració fluvial (figura 3).
Figura 3. Esquema dels apartats d’un projecte i les relacions entre ells sobre la que es desenvolupa el protocol APR.
El plantejament comença considerant que és necessari un ordre seqüencial entre les parts del projecte.
Aquest ha de basar-se en una diagnosi ben elaborada que detecti no només els impactes sobre els
diferents compartiments de l’ecosistema fluvial sinó també (si es coneixen) les causes o els processos
que els han provocat. Així mateix, cal incloure-hi la diagnosi dels aspectes socials que permetin entendre
la relació entre la població local i l’ecosistema a diferents escales de temps i d’espai. Aquesta dualitat ha
de mantenir-se durant totes les parts del projecte. Els objectius, tot i existir ja de partida, han d’imbuir-se de
les conclusions de la diagnosi; a més, s’han de plantejar preveient-ne la posterior valoració del compliment
assolit. Les actuacions han d’estar en concordança amb allò que hom espera aconseguir, i considerar
de quina manera vol aconseguir-se aprofitant les potencialitats del cas (per exemple, la disponibilitat
pressupostària vs. El termini de resposta). Finalment, el Pla de Seguiment s’ha d’entendre com una part
fonamental per tal de validar tots els passos duts a terme i per a proporcionar una valuosa informació
de cara a futures intervencions, que ha de contenir objectius concrets i una planificació sobre un seguit
d’indicadors mesurables. Finalment, el pressupost és un element condicionant del projecte des del seu
inici, que s’ha volgut valorar també en termes de contingut i ajustament a la resta d’apartats; en termes
absoluts se’n comentaran les implicacions però es pot valorar específicament en aquesta primera versió,
ja que en pocs dels projectes s’especifica de manera suficient com s’inverteixen els diners en funció del
tipus d’actuació.
L’APR s’ha estructurat en 5 apartats, dividits cadascun d’ells en dos subapartats que en valoren
els aspectes ambientals (A) i socioeconòmics (S) respectivament. Això ha permès dur a terme
l’avaluació independent dels aspectes relatius al medi ambient (tot i que el medi ambient pot
incloure l’activitat humana, en aquest cas s’ha considerat que ambiental fa referència concretament
als diversos aspectes tècnics de l’anàlisi de l’ecosistema fluvial) i dels que fan referència a les
qüestions antròpiques. Ambdós s’han considerat els principals pilars sobre els quals es fonamenta
la gestió dels ecosistemes, de manera que considerant-los separadament es pretén aconseguir una
idea objectiva de l’orientació de cada projecte. Emplenant les diverses fitxes en les quals es van
desgranant els apartats, es va obtenint la puntuació, fins arribar als 500 punts per a cadascun dels
subapartats ambiental i socioeconòmic.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Com a exemple, l’apartat de diagnosi pretén avaluar si el projecte ha dut a terme un estudi previ
acurat de l’estat del riu i el seu entorn, fet de vital importància en qualsevol àmbit de la gestió dels
ecosistemes. S’ha trobat d’especial rellevància en el context dels projectes de millora dels espais
fluvials, ja que des d’un punt de vista lògic qualsevol objectiu o actuació posterior ha de basar-se
en un ampli coneixement previ que ha de quedar recollit en el projecte. Per exemple, de vegades
determinats organismes són sovint l’objectiu dels esforços de restauració, posant de manifest les
necessitats de conèixer la seva autoecologia i els seus requeriments (Lake et al. 2007). Per aquest
motiu, es tracta d’un dels apartats més extensos del protocol, on s’ha intentat recollir els principals
elements de diagnosi ambiental i socioeconòmica. Cal tenir en compte que amb la DMA els sistemes
de diagnosi de l’estat ecològic estan progressant molt i per tant hi ha moltes eines a disposició
dels gestors per poder realitzar bé la diagnosi dels diversos components dels espais fluvials (per
exemple, protocols BIORI (ACA 2006a), HIDRI (ACA 2006b) o ECOZO (ACA 2006c)).
Els subapartats estan alhora subdividits, de manera que es pugui ser com més objectiu millor amb
les eines de diagnosi utilitzades i en la comparació entre projectes. Les fitxes que desenvolupen
aquestes subdivisions presenten 3 nivells d’esforç (a banda del nivell 0, per a quan no s’ha utilitzat
en el projecte un determinat element de diagnosi) que valoren la tasca de revisió bibliogràfica i de
treball de camp realitzat en cada cas.
Els resultats finals de l’aplicació del protocol s’han dividit en 4 rangs de qualitat, segons les
puntuacions obtingudes en cada apartat, per tal d’establir categories (insuficient, mínim, òptim i
excel·lent) que facilitin l’anàlisi dels resultats.
Tot aquest procediment s’ha implementat a través d’un software que en simplifica la utilització.
3.3 Aplicació pilot als projectes analitzats
Explorant les puntuacions obtingudes pels projectes (taula 1), d’entre aquells que comptaven amb
un major pressupost (veure figura 1), només un s’adequa completament als requeriments del nostre
protocol (7-B2). Aquest projecte presentava una gran concreció en el seu disseny i podria ser
considerat com un projecte de restauració en sentit més ampli. Els altres dos projectes que en teoria
tenien més probabilitats de aconseguir bones puntuacions (1-LL1 i 2-LL2) eren els millor dotats
pressupostàriament. Malgrat aquest fet, obtenen puntuacions baixes, donades les seves mancances
en diagnosi, l’ambigüitat dels seus objectius i unes actuacions més encaminades a l’artificialització
que no pas a la millora ecològica del riu. En la segona categoria (pressupostos executius entre els
350.000 i els 800.000€), podem observar un projecte (17-B6) que havent desenvolupat una bona
diagnosi, i encara que no presentava objectius gaire específics, tenia una bona planificació de les
actuacions a desenvolupar i per tant exemplifica el tipus de projectes que obtenen puntuacions
intermèdies. Finalment, en la categoria dels projectes amb un menor pressupost, trobem que el
projecte 11-LL4 té una puntuació intermèdia-alta. Partint d’una diagnosi suficientment desenvolupada
planteja un disseny clar de les actuacions a desenvolupar, amb mesures alhora senzilles i poc
costoses.
85

86
Taula 1. Puntuacions dels apartats del protocol APR als 17 projectes analitzats a Catalunya, on E i S corresponen a les
puntuacions ambientals i socioeconòmiques respectivament per cadascun dels apartats: Diagnosi, Objectius, Actuacions
i Seguiment. La puntuació màxima que es pot obtenir són 100 punts en cada cel·la i 400 a la columna TOTAL, que és el
sumatori de les quatre seccions principals del protocol. El protocol executiu indica el grup pressupostari de cada projecte en
relació a la Figura 1.
Diagnosi Objectius Accions Avaluació TOTAL
Pressupost executiu
Codi E S E S E E S S E S
1-LL1 52 28 16 10 30 20 18 0 116 58 3
2-LL2 58 0 4 4 40 10 18 0 120 14 3
3-LL3 50 52 22 13 30 10 18 9 120 84 2
4-TE1 20 24 15 20 30 40 9 0 74 84 1
5-TE2 20 12 11 15 20 55 24 0 75 82 1
6-B1 18 12 9 0 25 10 18 0 70 22 1
7-B2 100 80 87 95 100 100 33 27 320 302 3
8-TO1 12 12 5 2 40 10 18 0 75 24 3
9-TO2 50 4 14 25 40 25 0 0 104 54 2
10-B3 66 52 33 3 60 40 18 0 177 95 3
11-LL4 42 44 21 15 70 30 44 3 177 92 1
12-B4 36 0 23 6 50 25 0 0 109 31 1
13-FL1 6 12 17 9 20 5 9 0 52 26 1
14-TE3 28 12 9 0 20 10 18 0 75 22 2
15-LL5 26 24 12 6 40 40 18 0 96 70 1
16-B5 18 4 10 13 20 40 9 0 57 57 2
17-B6 82 60 37 32 90 100 33 18 242 210 2
Els resultats indiquen que existeix una desvinculació entre un pressupost elevat i una bona puntuació
al protocol, i que, per tant, dur a terme una bona recuperació fluvial en molts casos no és només
qüestió de disposar d’un finançament elevat.
S’observa en general que les actuacions d’integritat biològica (IB) per a l’àmbit de la vegetació són
omnipresents, mentre que les destinades a la fauna apareixen de manera esporàdica. Pel que fa a
la integritat hidrogeomorfològica, hi ha certa tendència a incidir sobre les riberes, amb actuacions
generalment d’estabilització dels marges utilitzant tècniques de més o menys esforç. Les actuacions
de millora de la qualitat de l’aigua són escasses i generalment es refereixen a la creació de zones
d’aiguamoll o basses amb espècies d’helòfits que afavoreixin la retirada de nutrients i l’augment de
la capacitat d’autodepuració. Les actuacions de paisatge també són bastant freqüents, ja sigui en la
seva vessant de gestió (amb un gran nombre d’actuacions de neteja dels espais) o en la d’actuacions
més destinades a altres unitats del paisatge o a la integració paisatgística d’infraestructures (amb
diverses iniciatives d’apantallament utilitzant vegetació).

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
Les activitats de lleure són més abundants que les d’educació ambiental, incloent les primeres
les adequacions de camins i senders que només s’han considerat en el segon grup quan anaven
acompanyades de continguts educatius. Així, és especialment remarcable la vessant d’actuació
creant accessos al riu del projecte 2- LL2 en l’apartat pressupostari, que suposa un percentatge molt
més important que les partides destinades a plantacions, per exemple, quan en canvi les actuacions
que proposava eren de caire més ambientalista.
En general, els projectes consultats presenten mancances importants a nivell de seguiment. Aquest
és l’apartat que ha obtingut en general una menor puntuació.
4. ConClusIons
A la pràctica utilitzem el terme restauració com un gran paraigua sota el qual tenen cabuda les
iniciatives que tenen una tendència en la intervenció sobre els espais fluvials diferent a la vessant
hidràulica, habitual en els projectes fins fa molt poc. Sovint, s’observa un salt notable entre la filosofia
i els objectius de molts dels projectes que s’executen arreu i les actuacions realitzades.
D’altra banda, cal trobar un equilibri entre les consideracions ecològiques, les socials i les
econòmiques en els projectes de rehabilitació, per tal de legitimar-los. S’ha de fer notar que sovint es
destinen grans inversions en projectes que tenen uns objectius centrats sobretot en la construcció
d’infraestructures però que no duen a terme cap exercici de diagnosi socioeconòmica per conèixer
les preferències i interessos dels diferents agents implicats.
Cal revisar les prioritats i també reflexionar entorn de la resposta i el marge que deixem per al
dinamisme i la naturalitat dels nostres rius, ja que si planifiquem actuacions que de la nit al dia
canviïn el panorama fluvial degradat al llarg de molts anys, perdem una oportunitat de deixar que
el riu decideixi i evolucioni per si mateix. Aquesta evolució, que sens dubte serà inevitable a llarg
termini, pot ser contrària a les actuacions que haguem aplicat d’una manera tant intensa i costosa en
termes econòmics. En molts casos és evidentment necessari actuar per canviar alguns aspectes del
riu de bon començament, però si el riu ha arribat fins on és ara afectat per uns processos determinats
per l’acció de l’home, hauria de ser capaç de recuperar un estat determinat (que nosaltres fixem en
els objectius) amb la mínima intervenció possible.
La cooperació estreta entre professionals, diferents organismes que fan actuacions en els rius i
científics seria beneficiosa, però la majoria de projectes de restauració es duen a terme amb poca
o gens participació científica o dels postulats que aquests proposen en els seus treballs, molt sovint
ignorats pels gestors i els ens actuants en els projectes de restauració. No s’ha de perdre de vista
el fet que la restauració amb èxit requereix la participació interdisciplinar de gestors del territori,
polítics, científics i educadors.
Pel que fa a la interpretació dels resultats en un marc general, creiem que el protocol és exhaustiu i
per tant està més aviat orientat a projectes que disposin d’un cert nivell de finançament que permeti
assumir els costos d’una bona anàlisi. Ara bé, també s’ha posat de manifest amb els bons resultats
obtinguts per part de projectes amb pressupost menor que dissenyar un projecte bo sovint és una
qüestió més aviat de voluntat, rigor i aprofitament de les fonts a l’abast.
87

88
Finalment, els projectes de restauració han de tenir un bon programa de seguiment per valorar quan
la restauració ha estat efectiva i permetre una gestió adaptada incorpori les lliçons apreses, ja que
tot el conjunt és fruit i s’alimenta de l’aprenentatge. Aquesta vessant de seguiment serà explorada
en un altre treball de recerca dels autors d’aquest treball.
5. AgRAÏMenTs
Els autors agraeixen la col·laboració de l’Agència Catalana de l’Aigua i les diverses empreses
que ens han facilitat la informació del projectes participants en l’estudi. En relació a l’aplicació
informàtica del protocol, agraïm especialment el suport i la diligència d’en Toni Hernández. Agraïm
la participació de la resta dels membres del grup de recerca Freshwater Ecology and Management
(F.E.M.) del Departament d’Ecologia de la Universitat de Barcelona. Aquesta recerca ha comptat
amb el suport del programa de Formació del Professorat Universitari (FPU) del Ministeri d’Educació
i Ciència espanyol. Finalment, agraïm a en Marc Ordeix i als altres membres del projecte RICOVER
la possibilitat d’haver format part d’aquesta publicació.
6. bIblIogRAFIA
ACA. 2006a. BIORI: Protocol d’avaluació de la qualitat biològica dels rius. Departament de Medi
Ambient de la Generalitat de Catalunya.
ACA. 2006b. HIDRI: Protocol d’avaluació de la qualitat hidromorfològica dels rius. Departament de
Medi Ambient i Habitatge de la Generalitat de Catalunya.
ACA. 2006c. ECOZO: Protocol d’avaluació de l’estat ecològic de les zones humides. Departament
de Medi Ambient i Habitatge de la Generalitat de Catalunya.
BERNHARDT, E. S., PALMER, M. A., ALLAN, J. D., ALEXANDER, G., BARNAS, K., BROOKS,
S., CARR, J., CLAYTON, S., DAHM, C., FOLLSTAD-SHAH, J., GALAT, D., GLOSS, S.,
GOODWIN, P., HART, D., HASSETT, B., JENKINSON, R., KATZ, S., KONDOLF, G. M.,
LAKE, P. S., LAVE, R., MEYER, J. L., O’DONNELL, T. K., PAGANO, L., POWELL, B. &
SUDDUTH, E. 2005. Restoration of U.S. rivers: A national synthesis. Science 308: 636-637.
COVICH, A. P., EWEL, K. C., HALL, R. O., GILLER, P. S., GOEDKOOP, W. & MERRITT, D. M. 2004.
Ecosystem services provided by freshwater benthos. Sustaining Biodiversity and Ecosystem
Services in Soils ands Sediments (ed. D.H. Wall), pp. 45 -72. SCOPE Series No. 64. Island
Press, Washington, DC.
DE CÁCERES, M. 2005. Ginkgo user’s manual v 1.4. Departament de Biología Vegetal. Unitat de
Botànica. Universitat de Barcelona.
EC. 2000. DIRECTIVA 2000/60/CE del Parlament Europeu i del Consell de 23 d’octubre de 2000
per la qual s’estableix un marc comunitari d’actuació en l’àmbit de la política d’aigües (DO L
327 de 22.12.2000, p.1)
GILLER, P. S. 2005. River restoration: seeking ecological standards. Journal of Applied Ecology, 39,
201-207.
JANSSON, R. R., N. & MALMQVIST, B. 2007. Restoring freshwater ecosystems in riverine
landscapes: the roles of connectivity and recovery processes. Freshwater Biology, 52(4):
589- 596.
LAKE, P. S.; BOND, N. & REICH, P. 2007. Linking ecological theory with stream restoration.
Freshwater Biology, 52: 597-615.

Capítol 2. Diagnosi, diseny i evaluació
PALMER M. A. BERNHARDT, E. S.; ALLAN, J. D.; LAKE, P. S.; ALEXANDER, G.; BROOKS, S.;
CARR, J.; CLAYTON, S.; DAHM, C. N.; FOLLSTAD-SHAH, J.; GALAT, D. L.; LOSS, S.
G.; GOODWIN, P.; HART, D. D.; HASSET, B.; JENKINSON, R.; KONDOLF, G. M.; LAVE,
R.; MEYER, J. L.; O’DONNELL, T. K.; PAGANO, L. & SUDDUTH, E. 2005. Standards for
ecologically successful river restoration. Journal of Applied Ecology, 42:208-217.
PALMER, M. A. & ALLAN, J. D. 2006. Policy recomendations to enhance effectiveness of river
restoration. Issues in Science and Technology, 22: 40-48.
POFF, N. L., ALLAN, J. D. BAIN, M. B., KARR, J. R., PRESTEGAARD, K. L., RICHTER, B., SPARKS,
R. & STROMBERG, J. 1997. The natural flow regime. BioScience, 47(11): 769-784.
POSTEL, S. & RICHTER, B. D. 2003. Rivers for life : Managing water for people and nature.
Washington, d.c. Island Press. London,
PRAT, N., PUERTOLAS, L. & RIERADEVALL, M.. 2008. Els espais fluvials. Manual de diagnosi
ambiental. Àrea de Medi Ambient de la Diputació de Barcelona. Barcelona. 117 pp.
PUÉRTOLAS, L. 2007. La restauració fluvial a Catalunya: Estudi comparatiu i proposta d’un protocol
d’avaluació de projectes. Director: Narcís Prat. Barcelona: Universitat de Barcelona.
Departament d’Ecologia. Treball per a l’obtenció del Diploma d’Estudis Avançats en Ecologia
Fonamental i Aplicada.
PUÉRTOLAS, L., DAMÁSIO, J., BARATA, C., SOARES, A. M. V. M. & PRAT, N. 2010. Evaluation of sideeffects
of glyphosate mediated control of giant reed (Arundo donax) on the structure and function
of a nearby Mediterranean river ecosystem. Environmental Research, 110(6):556–564.
89

Curs d’aigua contaminat i vegetació de ribera degradada per ocupació
agrícola. Riu Tinto (Portugal). Foto: Pedro Teiga.
Curs d’aigua de bona qualitat ecològica amb macròfits aquàtics. Riu Leça
(Portugal). Foto: Pedro Teiga.

92
ResuM
3.1 manteniment de cuRsos d’aigua
ConseRVACIÓ I MAnTenIMenT De CuRsos D’AiguA:
lA PeRsPeCTIVA De lA ARH AlgARVe
Marques Afonso i Pedro Coelho
Administração da Região Hidrográfica do Algarve, Rua do Alportel, 10 – R/C, 8000-293 Faro
La conservació física i el manteniment de les línies d’aigua, efectuat segons els principis de gestió
sostenible i integrada de la xarxa hidrogràfica, constitueixen un repte en la gestió quotidiana de les
entitats gestores dels recursos hídrics. La relació de proximitat, dependència, reconeixement dels
valors ambientals i propietat que les poblacions i activitats econòmiques posseeixen de la xarxa
hidrogràfica són factors de conflicte que les entitats gestores han de gestionar amb l’objectiu de
mitigar pressions i millorar la qualitat de les línies d’aigua, així com compatibilitzar-ho sempre que
sigui possible amb les utilitzacions preteses pels diversos actors. Aquest article té com a objectiu
assenyalar procediments i principis que l’usuari haurà de seguir amb caràcter previ a l’inici d’una
intervenció, complementats amb exemples il·lustratius de bones pràctiques, el context legal i la
pràctica de gestió seguida per l’ARH de l’Algarve que busca agilitzar l’acció de coordinació.
Paraules clau: xarxa hidrogràfica, manteniment, usuaris, principis d’intervenció.
AbsTRACT
CONSERVATION AND MAINTENANCE OF RIVERS - THE ARH ALGARVE PERSPECTIVE. The
physical conservation of rivers and streams carried out in accordance with principles of integrated
and sustainable water resources management is a challenge in the daily management of the Water
Resources Management Authorities. Neighborship, property and the recognition of environmental
values of rivers and streams by people and economic activities are conflict factors. Water authorities
have to manage that conflict in order to mitigate pressures and improve the quality of rivers and
streams. The objective of the paper is to present procedures and principles that water users should
follow in the beginning of an intervention, with examples of good practice, supported by a legal
framework and management practices followed by the ARH Algarve.
Key Words: Hydrographic network, maintenance, users, principles of intervention.

1. InTRoDuCCIÓ
Capítol 3. Manteniment i gestió
És freqüent que els usuaris i les entitats responsables de la conservació i el manteniment de la xarxa
hidrogràfica presentin visions i expectatives dispars en relació amb el que es considera conservació
i manteniment de la xarxa hidrogràfica. Aquest fet es deu a un reconeixement únicament parcial
de les funcions que corresponen als sistemes riberencs, l’absència d’una perspectiva de gestió
sostenible i integrada per a la xarxa hidrogràfica i alguna confusió dels conceptes de conservació
física i biològica, manteniment de funcions hidràuliques, restauració i gestió ecològica d’ecosistemes
fluvials.
La conservació física té com a finalitat la recuperació del funcionament i l’estructura hidromorfològica
de la línia d’aigua; la conservació biològica té com a objectiu la recuperació de poblacions biològiques
amenaçades; la restauració ecològica (sentit DMA) vol una renaturalització propera a la situació
sense intervenció humana, i la gestió ecològica pretén conciliar i gestionar de forma integrada i
harmoniosa les activitats humanes amb el manteniment de la naturalitat i la qualitat ecològiques.
Les quatre intervencions no són incompatibles, sinó que representen diferents facetes de la millora
del sistema. A més, la conservació física i el manteniment d’una hidrogeomorfologia adequada
són actuacions de prevenció que eviten arribar a situacions extrems i costoses resultants de la
necessitat de restauració. Quan la restauració s’executa, la conservació física, el manteniment i la
gestió ecològica adaptativa són crucials per mantenir-la.
Aquest capítol es refereix a la conservació física i el manteniment. És habitual que es desconeguin
els processos i les decisions que s’han de prendre amb caràcter previ a l’inici d’una intervenció en la
xarxa hidrogràfica, i és en aquest sentit que aquest article exposa els conceptes i les problemàtiques
que envolten la gestió de les intervencions de conservació i manteniment.
1.1 Conceptes
Per definir el concepte de conservació i manteniment físic de les línies d’aigua, és necessari distingir
entre els sistemes naturals i els profundament artificialitzats o amb mala qualitat ecològica. A les
línies d’aigua properes a la bona qualitat ecològica, s’entén per conservació i manteniment les
operacions i intervencions encaminades exclusivament a garantir o recuperar les funcions dels
sistemes de ribera, sense introducció d’alteracions significatives. A les línies d’aigua profundament
artificialitzades o amb mala qualitat ecològica, s’entén per conservació i manteniment les operacions
i intervencions adreçades a la recuperació de la funció hidràulica.
La definició exposada exigeix que es coneguin les funcions rectores de la xarxa hidrogràfica i els
principis de la gestió sostenible dels recursos hídrics, entre els quals:
la funció hidràulica: és generalment la primera funció reconeguda per tots, i permet drenar
els excedents que no infiltren o que no queden retinguts a les àrees d’influència de les conques
hidrogràfiques. No obstant això, en aquesta funció cal introduir-hi el concepte d’escorriment normal
de les aigües, relacionat intrínsecament amb la limitació física dels materials i revestiments que
composen els llits, talussos i marges de les línies d’aigua.
Així, la funció hidràulica associada amb l’escorriment normal de les aigües és la que permet el
drenatge de les aigües sense que apareguin fenòmens d’inestabilització o erosió generalitzada o
que posi en qüestió la morfologia i les vegetacions originals i naturals dels sistemes de drenatge.
En termes pràctics i a títol d’exemple, com més gran sigui la relació entre l’alçada i la base dels llits,
més grans seran les tensions d’arrossegament exercides per les aigües, conseqüentment amb més
energia per provocar erosió i inestabilitzacions generalitzades als sistemes hídrics.
la funció d’escampada i encaix: intrínsecament relacionada amb l’anterior, aquesta funció es
93

94
produeix quan els cabals excedeixen la capacitat hidràulica dels llits i es desborden cap als marges.
Aquest fenomen permet l’emmagatzematge temporal d’importants volums d’aigua en trànsit i
alleugerir la capacitat hidràulica del llit.
la funció ecològica: els llits, talussos i marges constitueixen hàbitats i corredors únics per a la
preservació de la biodiversitat i de l’equilibri ecològic del territori. En la planificació i gestió ambiental,
és reconeguda l’enorme importància ambiental dels corredors riberencs.
la funció reguladora de la temperatura i la llum: la vegetació existent als talussos i als marges
permet la regulació de la temperatura i condiciona la quantitat de llum que incideix sobre les masses
d’aigua. Existeix una relació directa entre la qualitat de les masses d’aigua i els factors abiòtics
temperatura i llum, per exemple, l’oxigen dissolt disminueix amb l’augment de la temperatura, la qual
cosa propicia l’inici de processos biològics complexos que culminen generalment amb la mort de
peixos, invertebrats i un mal estat ecològic dels medis aquàtics.
la funció de depuració de les aigües: el fenomen de bioretenció de nutrients i contaminants
aportats per les línies d’aigua ocorre quan les aigües discorren per medis més o menys naturalitzats,
amb baixes velocitats d’escorriment i abundant vegetació als llits. Aquesta funció salvaguarda
efectivament els medis aquàtics de processos d’eutrofització.
2. lA gesTIÓ InTegRADA
L’adequada gestió dels sistemes de ribera requereix que es coneguin les limitacions físiques i les
relacions entre les funcions identificades anteriorment. La Taula 1 demostra l’antagonisme latent
entre algunes de les funcions i destaca com a principal conflicte la relació entre la màxima eficiència
de la funció hidràulica i les altres. D’altra banda, la gestió integrada exigeix que els sistemes s’avaluïn
en un tot (o en una extensió significativa) i no en trams puntuals. Per exemple, quan s’efectua
una operació de regulació d’un determinat tram d’una línia d’aigua garantim la màxima eficiència
hidràulica al lloc, però disminuïm l’eficiència de les altres funcions i es produeix probablement la
transferència del risc de crescuda aigües avall.

Capítol 3. Manteniment i gestió
Taula 1. Actuacions i respectius impactes per a les diverses funcions de la xarxa hidrogràfica (+: positiu; o: neutre; -: negatiu)
Accions que
tenen com
a objectiu la
reducció del
risc de riuada
dels marges
que permetin la
seva utilització
econòmica
Actuacions que
persegueixen
la recuperació
ambiental
Funció
Accions
(* En els casos de vegetació exòtica).
Hidràulica encaix ecològica
Reguladora llum
i temperatura
Depuració
Regularització del llit +++ o --- - ---
Tallada de la
vegetació del llit
Tallada
generalitzada de
la vegetació al llit,
talussos i marges
Aterraments dels
marges
Excavacions al
marge
Reducció de la
relació entre l’alçada
i la base dels llits
i introducció de
morfologies naturals
als llits
Plantació de
vegetació autòctona
als talussos i marges
++ o -/+ * - -
+++ o ---/+++ * --- ---
- --- --- --- ---
+ +++ + o o
- +++ +++ o +++
- o +++ +++ +++
3. lA gesTIÓ sosTenIble I l’eDuCACIÓ AMbIenTAl
La gestió sostenible requereix que es tingui en compte el context social, econòmic i ambiental en
què es troba inserida la xarxa hidrogràfica. És en aquest tipus de gestió en què es produeixen
conflictes aparentment incompatibles, ja que es requereixen respostes a les activitats/necessitats
humanes que salvaguardin els valors ambientals. El component social és el que condiciona més
freqüentment aquest tipus de gestió, ja que se centra en la visió que la societat té i vol per al medi
on habita. És determinant per a la reducció de la conflictivitat i el nivell d’educació ambiental de la
població. La Taula 2 presenta els conflictes existents des de la perspectiva dels diferents usuaris
dels recursos hídrics.
95

96
Taula 2. Actuacions i respectius impactes en funció de la perspectiva de l’usuari dels recursos hídrics (+: positiu; o: neutre;
Accions
orientades a
la reducció del
risc de riuades
dels marges
per permetre la
seva utilització
econòmica
Accions que
procuren la
recuperació
ambiental
-: negatiu).
Perspectiva de
l’usuario
Actuacions
Usuari amb nivell
reduït d’educació
ambiental
Usuari amb
nivell elevat
d’educació
ambiental
Usuari centrat en
la maximització
de la rendibilitat
econòmica de la
propietat
Usuari centrat en
la salvaguarda
i millora dels
recursos hídrics
Regulació del llit +++ -- +++ ---
Tallada de vegetació
del llit
Tallada generalitzada
+ - + -
de la vegetació al llit,
els talussos i marges
+++ -- +++ ---
Aterraments als
marges
+ --- +++ ---
Excavacions al marge
Reducció de la relació
entre l’alçada i la base
- ++ --- +++
dels llits i introducció
de morfologies
naturals als llits
Plantació de vegetació
--- ++ --- +++
autòctona als talussos
i marges
- ++ - +++
4. MAnTenIMenT De lA XARXA HIDRogRàFICA - esTRATÈgIA De gesTIÓ
El manteniment i la gestió de la xarxa hidrogràfica és essencial per fer compatibles els usos
dels marges legítimament ambicionats per l’home amb la dinàmica del territori fluvial i la qualitat
ecològica del sistema de ribera. No obstant això, la implementació dels principis que regeixen la
gestió integrada xoquen moltes vegades amb la perspectiva i els desitjos dels usuaris.
Es fa evident la necessitat de procedir a una avaluació particular i adaptada a cada cas, que
tingui en compte la relació entre les dues estratègies de gestió referides i el context social, que és
un condicionant determinant. Així, l’estratègia de gestió per a la xarxa hidrogràfica haurà d’estar
orientada a:
i) Fomentar l’educació ambiental dels usuaris.
ii) Fomentar i condicionar l’ús dels marges als usos compatibles amb el regim hídric dels
sistemes hidrogràfics.
iii) Respondre a les exigències dels usuaris, tot imposant una visió estratègica que cerqui
la compatibilització dels usos amb la salvaguarda i millora ambiental dels medis hídrics.
4.1 Procediments que l’usuari ha d’adoptar
Les propostes d’intervenció de manteniment a la xarxa hidrogràfica hauran de contemplar dues
etapes, en particular:
i) Caracterització/identificació del medi: el procés haurà d’iniciar-se amb una breu caracterització
del punt de la intervenció. Per fer-ho, caldrà que l’usuari conegui què és un sistema de ribera i quines
són les característiques que se n’espera i quines les preteses.
ii) Avaluació de la necessitat de manteniment: aquesta avaluació de la necessitat depèn
preponderantment del nivell d’educació ambiental de l’usuari, del coneixement tècnic que aquest té
del funcionament dels sistemes hídrics i de quines hauran de ser les característiques comunes o que
s’esperen per al tram en avaluació.

Capítol 3. Manteniment i gestió
En aquesta fase, s’haurà de ponderar la rellevància d’eventuals intervencions i efectuar l’avaluació
en una lògica cost/benefici, tot tenint present els impactes positius i negatius, identificats a la Taula 1
i 2. S’exigeix que l’usuari sigui objectiu i flexible, de manera que la intervenció compatibilitzi la seva
pretensió amb el bon estat ecològic dels medis hídrics que es vol assegurar.
La necessitat de manteniment és la fase més controvertida del procés, ja que és on habitualment
s’enfronten els valors socials, econòmics i ambientals. Així, l’adequada gestió d’aquest tipus
d’intervencions haurà de ser suficientment àmplia per incorporar el major nombre de funcions de la
xarxa hidrogràfica, amb menor impacte negatiu i reduïda afectació de recursos.
4.2 Principis d’intervenció a la xarxa hidrogràfica
Una vegada reconeguda la necessitat de la intervenció, les accions de conservació i manteniment
de la xarxa hidrogràfica hauran de tenir en compte els criteris i les bones pràctiques següents:
i) Abast de la intervenció.
ii) Nivell de tallada de la vegetació.
iii) Tècniques de tallada de la vegetació.
iv) Control d’espècies exòtiques.
v) Període i espai temporal de la intervenció.
vi) Preveure accions que procurin la salvaguarda dels valors naturals existents.
vii) Preveure accions que propiciïn la rehabilitació i renaturalització dels medis hídrics.
viii) Salvaguarda d’impactes negatius en l’àmbit social.
ix) Divulgació de les actuacions.
La definició de l’abast de la intervenció està íntimament relacionada amb l’aspecte de la propietat
i amb la relació existent entre usuaris. Des del punt de vista de la gestió de les intervencions de
manteniment a les línies d’aigua, només té sentit considerar trams de dimensió significativa. A tall
d’exemple, en minifundi es pot considerar que no té sentit intervenir parcialment en un tram puntual i
de reduïda extensió, ja que es pot esperar que aquest mateix tram resulti castigat per desbordaments
localitzats. Així, és recomanable que els usuaris articulin entre ells les intervencions per efectuar en
un tram, de manera que s’ampliï l’escala d’actuació, així com que, en última instància, aquesta
coordinació i intervenció es puguin assegurar a través d’una comunitat d’usuaris o associació
equiparable.
La tallada de la vegetació es podrà efectuar de moltes formes i amb diferents intensitats. A les línies
d’aigua amb valors naturals només s’admet tècnicament una tallada selectiva que procuri el desbast
de les espècies exòtiques i les branques que obstaculitzen el lliure escorriment de les aigües. A les
línies d’aigua on predominen les espècies exòtiques, s’admet la tallada generalitzada, però haurà de
complementar-se amb un programa de control i posterior plantació d’espècies autòctones.
Les tècniques de tallada de la vegetació podran recórrer a equipaments manuals, motomanuals i
mecànics, com desbrossadores i destroçadores acoblades a mitjans mecànics. En els casos que
sigui necessari efectuar mobilització del sòl, es pot recórrer a la utilització de retroexcavadores i
buldòzers equipats amb pales i poals. Des del punt de vista de l’adequada gestió dels medis hídrics,
és sempre desitjable salvaguardar la morfologia i evitar l’estabilitat dels llits, talussos i marges.
La lluita contra les espècies exòtiques és d’una importància crucial per a tots els intervinents en
la gestió ambiental dels recursos hídrics. Un sistema de ribera en què domina una exòtica és un
medi malalt en tots els àmbits, que presenta menys diversitat i necessitat de més atenció per al seu
97

98
manteniment i que fa els marges més vulnerables a riuades i incendis. L’estratègia passa per eradicar
les exòtiques i substituir-les per autòctones que són ambientalment desitjades i no requereixen un
manteniment costós.
El període adequat per efectuar les intervencions de conservació i manteniment és generalment
el període estival, fora dels períodes de nidificació, ja que no s’esperen episodis de precipitació.
El termini de la intervenció té una importància primordial i no té sentit iniciar una operació de
manteniment exclusivament encaminada a la tallada puntual i episòdica de vegetació exòtica. En
aquests casos, es requereix una estratègia a mitjà/llarg termini, que haurà de preveure actuacions
orientades al control de les espècies exòtiques i a la gradual recuperació de la vegetació autòctona.
En una intervenció de conservació i manteniment s’hauran de preveure sempre actuacions que
tindran com a objectiu la salvaguarda dels valors naturals existents. Així, es requereix que s’identifiqui
prèviament la vegetació autòctona que s’ha de salvaguardar, de manera que s’adoptin les tècniques
apropiades, de les quals sobresurt la tallada selectiva.
Sempre que sigui possible, s’hauran de promoure actuacions que persegueixin la rehabilitació i
renaturalització dels medis hídrics, fet que constituirà una important mesura per a la millora de l’estat
ecològic de la massa d’aigua.
Les intervencions aïllades i descoordinades dels usuaris constitueixen un potencial origen de
conflictes, en particular quan l’usuari desconeix el funcionament dels medis hídrics o quan no
té valors de col·lectivitat. En aquest aspecte, cal que l’entitat gestora i l’usuari salvaguardin els
conflictes entre tercers.
Sempre que resulti factible, s’haurà d’efectuar una divulgació de les actuacions realitzades, que serà
la forma efectiva de motivar la resta d’usuaris perquè segueixin estratègies d’intervenció similars.
4.3 enquadrament legal de les intervencions de conservació i manteniment de la xarxa
hidrogràfica
L’article 33 de la Llei 58/2005, del 29 de desembre, estableix que les mesures de conservació i
rehabilitació de la xarxa hidrogràfica han de ser executades sota l’orientació de la corresponent ARH
i que és responsabilitat dels municipis als aglomerats urbans, i dels propietaris als fronts particulars
fora dels aglomerats urbans.
Com a forma d’agilitzar l’acció de coordinació atribuïda a l’entitat gestora de la xarxa hidrogràfica,
l’ARH de l’Algarve procedeix anualment a la divulgació d’un edicte, on s’estableixen els procediments
estipulats i les recomanacions de bones pràctiques (Figura 1).
L’edicte presenta el contingut següent
Les intervencions realitzades entre el juliol i el setembre que obeeixin a les recomanacions que
consten en aquest edicte no requereixen dictamen o opinió prèvia de l’ARH de l’Algarve.
Les intervencions de neteja i mobilització de sòls que necessitin recórrer a la maquinària pesant en
llits, talussos i marges estan condicionades al dictamen previ de l’ARH de l’Algarve.

Recomanacions
Capítol 3. Manteniment i gestió
· Les actuacions s’han de desenvolupar d’aigües avall (de la desembocadura) cap a
aigües amunt (a les fonts) per afavorir la secció de flux natural de la línia d’aigua.
· S’ha d’acordar entre els propietaris la realització d’intervencions conjuntes per permetre
una major eficàcia i coordinació.
· Cal remoure només detrits (vegetals i material sòlid) que puguin obstaculitzar el drenatge
normal al curs d’aigua.
· S’han de transportar els materials remoguts cap a un lloc apropiat.
· No s’ha de promoure l’augment de les cotes naturals dels terrenys als marges per no
alterar les condicions de desbordament de les riuades.
· Cal procedir només a la tallada de les parts aèries de la vegetació dels marges que
obstrueixin el llit i la vegetació en mal estat de conservació (arbres i branques mortes).
· No s’han d’arrencar les arrels de les plantes als talussos dels cursos d’aigua, ja que
contribueixen a la consolidació dels marges, la defensa i la conservació del sòl, i formen
una xarxa de retenció de partícules amb el seu arrelam. L’eliminació del revestiment
vegetal dels marges augmenta la velocitat de drenatge i agreuja l’acció dels agents
erosius que, en arrossegar moltes vegades
elevades quantitats de sediments, des de la
part superior cap a la part inferior, provoquen
l’aterrament de les línies d’aigua, els passatges
hidràulics, pontons i ponts, i donen origen a
inundacions dels terrenys adjacents.
· S’han d’utilitzar preferentment mitjans
i tècniques tradicionals, tot recorrent a
equipaments de tallada lleugers (motoserres,
desbrossadores, etc.).
· Les intervencions no han d’introduir
alteracions significatives als recorreguts
normals de les aigües ni traduir-se en
impactes negatius per a tercers.
· S’ha de promoure la plantació de vegetació
típica de les riberes de l’Algarve.
Figura 1. Edicte “Neteja de riberes”
99

100
5. ConsIDeRACIons FInAls
L’abordatge genèric presentat ha tingut com a objectiu aportar als usuaris els fonaments i els valors
de gestió que s’hauran de seguir en les intervencions de conservació i manteniment de la xarxa
hidrogràfica, de manera que contribueixin a la millora de l’estat de les masses d’aigua. D’altra banda,
s’ha intentat demostrar que no existeixen solucions de gestió pacífiques i consensuades, ja que
sempre hi ha contingències/condicionants de l’àmbit econòmic i social que condicionen la tipologia
d’aquestes intervencions.
Per acabar, es destaca el suport tècnic que l’entitat gestora dels recursos hídrics efectua en els
termes de les competències atribuïdes per l’article 33 de la Llei 58/2005, del 29 de desembre, sense
perjudici del paper determinant que els propietaris dels terrenys marginals ostenten en la consecució
d’una adequada gestió dels recursos hídrics.

Microhàbitat fluvial en un riu de muntanya mediterrània.
Foto: Carles Santana.
Trampa de sediments mitjançant fusta morta sobre el llit d’un riu.
Guipúscoa (Euskadi). Foto: Laia Jiménez.

102
gesTIÓ FoResTAl en Zones De RIbeRA
Jordi Camprodon 1,2 , Pau Vericat 1 , Míriam Piqué 1 , Roser Casas-Mulet 3 i Ramon J. batalla 1,4
1 Centre Tecnològic Forestal de Catalunya. Ctra. De St. Llorenç de Morunys, km. 2. E-25280 Solsona. jordi.camprodon@ctfc.cat
2 Departament d’Indústries Agroalimentàries i Ciències Ambientals. Universitat de Vic. Carrer de la Laura, 13. 08500 Vic
3 Department for Hydraulic and Environmental Engineering. NTNU, Trondheim, N-7491. Norway
4 Departamento de Medio Ambiente i Ciencias del Suelo. Universitat de Lleida. Av. Rovira Roure, 191 E-25198. LLeida
ResuM
3.2 gestió foRestal
La vegetació riberenca és un sistema lineal que recorre un curs de agua. La estretor i discontinuïtat,
les superfícies petites, la barreja d’espècies llenyoses i presència d’espècies exòtiques i els sòls
hidromòrfics condicionen la silvicultura productiva centrada en les comunitats espontànies, molt
sovint modificades respecte a la vegetació potencial. Malgrat l’estat actual de profunda modificació,
les formacions espontànies de ribera poden aprofitar-se perfectament de forma compatible amb el
manteniment de les seves funcions biològica i ecològica. Tanmateix, és en les plantacions forestals
de ribera on avui en dia la gestió forestal és més important.
En aquest capítol es proposen recomanacions per a la planificació i gestió forestal de les riberes que
permetin: a) preservar una franja de vegetació de ribera destinada principalment a la conservació
(coixí ripari), b) aprofitar els boscos espontanis de ribera i la massa arbrada adjacent fora del coixí
ripari, sota la premissa de mantenir una coberta arbrada contínua; c) aprofitar les plantacions de
ribera en una segona línia del coixí ripari, proposant algunes mesures de millora de la biodiversitat;
d) gestionar la pastura i les infraestructures viàries .
Es distingeix entre el bosc de ribera espontani o producte d’una restauració ecològica, les plantacions
arbòries comercials i les formacions arbrades adjacents als cursos fluvials. Dins de cada tipus
de formació forestal es distingeix entre la vegetació més propera al curs d’aigua (coixí ripari) i la
vegetació de segona línia sota la influència fluvial.
Paraules clau: gestió forestal sostenible, silvicultura, biodiversitat, bosc de ribera, coixí ripari,
plantacions de ribera.
AbsTRACT
FOREST MANAGEMENT IN RIPARIAN FORESTS. Riparian woody vegetation is a linear system that
runs along a watercourse. The narrowness and discontinuity, small surfaces, the mixture of woody
and species and the presence exotic species and hydromorphic soils condition productive forestry.
This blossoms in spontaneous communities, often heavily modified with respect to the potential
vegetation. However, where it is most important is riparian forest plantations. The spontaneous
formation of banks can be exploited in a manner consistent with the maintenance of biological and
ecological functions.

Capítol 3. Manteniment i gestió
In this chapter recommendations are proposed for forest management and planning of the banks that
will: a) preserve a strip of riparian vegetation on the bank primarily aimed at conservation (riparian
buffer); b) take advantage on riparian forests and spontaneous adjacent wooded mass outside the
riparian buffer, under the premise of maintaining a continuous tree cover; c) exploit the riverside
plantations on a second line of the riparian strip and suggests some measures to improve biodiversity;
d) manage the pasture and road infrastructure.
We distinguish between the riparian forest product of a spontaneous or ecological restoration,
commercial tree plantations and wooded formations adjacent to watercourses. Within each type
of education we distinguish between forest vegetation near the watercourse (riparian buffer) and
second-line vegetation under the river’s influence.
Keywords: sustainable forest management, forestry, biodiversity, riparian forest, riparian buffer,
riparian plantings.
1. InTRoDuCCIÓ
Els boscos de ribera espontanis són probablement els sistemes naturals més modificats per les
activitats agrícola, forestal i extractiva i també per la construcció d’infraestructures hidràuliques.
L’aprofitament de la vegetació de ribera ha estat intensa sobretot en èpoques històriques de forta
demanda de superfície de conreu i de fusta, en especial a partir de mitjans del segle XVIII, arribant
fins a mitjans del segle XX. Durant el darrer segle les riberes s’han anat degradant i fragmentant en
el context ibèric, sobretot en las planes al·luvials. Les riberes fluvials són terrenys molt fèrtils i, per
tant, molt valorats per a l’agricultura i la ramaderia, tant a les grans planes al·luvials con als replans
vora els trams de riu de muntanya. Per aquesta raó, s’ha romput la major part de l’amplada potencial
que ocuparia el bosc de ribera natural, fins al punt de quedar només una petita franja de pocs metres
d’amplada al costat del curs del riu, on l’estabilitat del terreny i l’accés no ha permès la rompuda. Per
tant, en la majoria de casos, la vegetació riberenca llenyosa és un sistema lineal que ressegueix el
curs del riu entre conreus i pastures i la làmina d’aigua. No obstant, en les zones de majors pendents
o sòls hidromòrfics, i en illes fluvials, les formacions de ribera poden atansar amplades majors i
constituir taques de dimensions apreciables (figura 1). Sovint les comunitats de ribera romanents no
corresponen clarament a la vegetació potencial de la zona. L’aprofitament secular de les riberes, junt
amb la colonització d’espècies al·lòctones naturalitzades, en modifiquen la composició i l’estructura
fins al punt que la comunitat original
és irreconeixible.
Figura 1. Exemple de bosc de ribera
ben estructurat d’un riu mediterrani, amb
una coberta arbrada densa i relativament
extensa, constituïda per salzeda de
sarga i salze blanc i verneda. Foto: Jordi
Camprodon.
103

104
Les principals característiques estructurals dels boscos de ribera que condicionen la gestió silvícola
són: a) estretor i discontinuïtat, b) superfícies petites, c) mescla d’espècies llenyoses d) presència
d’espècies exòtiques, e) sòls sovint fràgils i sorrencs i amb problemes hidromòrfics.
Aquestes característiques estructurals limitants i complexes han anat fent perdre interès per la
silvicultura del bosc de ribera espontani, sobretot a les planes agrícoles, no tant a les àrees de
muntanya, de més vocació forestal, on la franja de bosc de ribera sol tractar-se com una unitat més
dins de la planificació forestal d’una finca, pública o privada. En canvi, la silvicultura de les plantacions
de ribera, sobretot de pollancres, en terrenys al·luvials ha resultat en els darrers anys una activitat
d’interès i rentable (figura 2). Les plantacions no cobreixen les mateixes funcions biològiques que un
bosc de ribera espontani per les raons següents: a) estrat arbori coetani i monoespecífic, b) manca
de complexitat vertical de la vegetació, c) tractaments intensius i tallades arreu. No obstant això,
comparteixen algunes característiques amb els boscos espontanis ben estructurats: un estrat arbori
alt quan arriba a l’edat de fustal madur i una certa colonització per elements de flora (bàsicament de
sotabosc) i fauna (sobretot associada a l’estrat arbori) propis de les riberes.
Figura 2. Plantació madura de pollancres en zona de coixí ripari d’una illa fluvial (esquerra). La mateixa zona després de la
tallada de la pollancreda i destinada a restauració de la vegetació de ribera potencial. Fotos: Jordi Camprodon/ Marc Ordeix.
Les formacions espontànies de ribera poden aprofitar-se de forma compatible amb el manteniment
de les seves funcions biològica i ecològica, en compliment de la normativa europea (Directives
Ocells, Hàbitats i Marc de l’Aigua), estatal i autonòmica. Amb aquest context de referència, aquestes
pàgines proposen un seguit de recomanacions per a la planificació i gestió forestal de les riberes
-algunes d’elles preceptives segons les normatives sectorials- que permetin: a) preservar una franja
de vegetació de ribera destinada principalment a la conservació (coixí ripari), tot i que es puguin
efectuar aprofitaments que no perjudiquin les funcions biològica i ecològica; b) aprofitar els boscos
espontanis de ribera i la massa arbrada adjacent fora del coixí ripari, sota la premissa de mantenir
una coberta arbrada contínua; c) aprofitar les plantacions de ribera en una segona línia del coixí
ripari, sense danyar el biòtop i proposant algunes mesures simples de millora de la funció biològica,
d) gestionar adequadament la pastura del bestiar i la construcció i manteniment d’infraestructures
viàries.
Al llarg del text es distingeix entre el bosc de ribera espontani o derivat d’una restauració ecològica,
les plantacions arbòries comercials i les formacions arbrades adjacents als cursos fluvials sota la
influència de les màximes crescudes ordinàries i que, en zones de capçalera, poden actuar com a
bosc de ribera en absència de vegetació específica degut a les condicions naturals o a conseqüència

Capítol 3. Manteniment i gestió
de la gestió. Dins de cada tipus de formació forestal, es distingeix entre la vegetació més propera
al curs d’aigua (coixí ripari) i la vegetació de segona línia sotmesa a la influència del règim fluvial.
2. TRACTAMenTs sIlVíColes HAbITuAls en bosCos De RIbeRA
esPonTAnIs I AlTRes FoRMACIons FoResTAls ADJACenTs
2.1. Tallades arreu i tallades de selecció
La gestió forestal de les formacions llenyoses espontànies a les riberes s’adapta habitualment a la
vegetació ja establerta a cada tram.
En el cas d’una espècie dominant i de bon potencial rebrotador, per exemple, el vern, l’àlber
o els salzes, normalment s’aplica el mètode de tallades arreu amb posterior selecció de tanys. La
selecció de tanys se sol fer entre el tercer i sisè any i el vuitè i el dotzè any (Tusell & Carbonell,
2007). El tractament és, per tant, de bosc baix regular. Quan les soques envelleixen, pot caldre la
regeneració per llavor o fins i tot la plantació. Després d’una tallada arreu, el sòl queda sense estrat
arbori fins a l’establiment de la nova generació, malgrat es puguin conservar les soques.
S’ha proposat les tallades per bosquets (Tusell & Carbonell, 2007) per reduir l’impacte de les
tallades arreu en superfícies grans, però permetent alhora un balanç econòmic positiu, que seria
difícil d’aconseguir amb un tractament peu a peu. Les dimensions dels bosquets s’adapten a la
zona d’actuació, seguint el criteri principal de prevenció contra l’erosió del sòl durant els processos
d’avingudes i permetre, si no es tracta de perxades, una regeneració de llavor correcta segons
l’espècie arbrada present. Un cop efectuades les tallades, les restes de brancada preferentment es
trituren i s’escampen, o sinó s’apilen i es cremen. No s’arrenquen soques per evitar que el sòl quedi
massa desprotegit.
En l’altre cas habitual, el de masses mixtes, s’opta per les tallades de selecció. En aquest mètode
silvícola, s’extreuen els peus que han arribat al seu diàmetre d’aprofitament i es fa una selecció
dels peus menors. El tractament és, per tant, de bosc mixt mig irregular. La complexitat de gestió és
major que davant d’una espècie clarament dominant, pel fet d’haver de combinar en un mateix tram
o rodal el temperament de diverses espècies arbòries.
Des del punt de vista ambiental, cal fer notar que la gestió per tallades de selecció peu a peu permet
mantenir millor els processos ecològics, la biodiversitat i el paisatge que les tallades arreu. Amb
les tallades de selecció s’assegura una coberta arbrada contínua, que protegeix el sòl, tan fràgil
i dinàmic en sistemes fluvials, i participa en la retenció de sediments i la reducció de la velocitat
de l’aigua en les riuades. Les tallades de selecció per petits bosquets poden ser una mesura de
compromís silvícola entre el peu a peu i les tallades arreu.
2.2. Treballs silvícoles de millora
En masses d’estructura irregular, es poden practicar tallades de selecció amb l’objectiu principal
de millorar la relació de competència entre peus, l’estabilitat contra pertorbacions i l’estat sanitari,
paisatgístic i de conservació de la biodiversitat de la massa. Secundàriament, dels peus extrets
se’n pot treure un rendiment econòmic, que en el millor dels casos pot sufragar les despeses de
l’actuació (figura 3).
105

106
Figura 3. Tallada de millora en salzeda de salze blanc (Salix alba). Foto: Jordi Camprodon.
En el cas de boscos regulars, menys comuns en sistemes de ribera que no siguin plantacions, les
tallades de millora s’anomenen aclarides. En tractar-se de sistemes regulars que habitualment s’han
regenerat en poc temps en alta densitat de peus, les aclarides tenen l’objectiu principal de reduir la
densitat de peus. La quantitat, posició i estrat sociològic dels arbres a extreure és variable en funció
dels objectius. Depenent del diàmetre, hom pot decidir extreure la fusta o deixar els arbres complets
o trossejats, in situ.
En casos puntuals es pot optar per acompanyar el bosc de ribera espontani de plantacions de reforç
de la regeneració, de densificació o d’enriquiment en espècies. Les plantacions de reforç es poden
fer manualment o amb maquinària en funció de l’accés. Implicaran remocions més o menys puntuals
del sòl i el possible trànsit de maquinària pesant.
Com a treballs silvícoles per millorar la qualitat de la fusta, és important contemplar la realització de
podes de formació i de neteja del canó. Les podes són necessàries els primers anys per obtenir
fusta de qualitat.
Les estassades selectives de bardisses i altres matolls poden ser necessàries quan puguin ofegar
el regenerat o la rebrotada dels arbres de ribera. També per afavorir la transitabilitat i l’accés del
bestiar (en sistemes silvo-pastorals). Cal evitar les estassades totals pels efectes nocius sobre la
biodiversitat, el balanç hídric, el sòl i pels seus costos d’execució elevats.
2.3. Coberta arbrada contínua
En formacions arbrades de ribera de creixement espontani on hi hagi l’objectiu de producció de
fusta és aconsellable fer una gestió per tallades de selecció peu a peu o en tot cas per grups o
bosquets. D’aquesta manera s’aconsegueix una continuïtat de la coberta arbrada, que permet, per
una banda, el manteniment de les funcions ecològiques del bosc i, per altra, la conservació de la
biodiversitat associada. A més de mantenir una coberta protectora del sòl, l’ombra que projecta la
vegetació arbrada de certa altitud sobre la llera i l’estructuració dels marges del riu són dos factors
que influeixen en els organismes aquàtics, des de les algues fins als peixos. Això en condiciona el
grau d’il·luminació i temperatura de l‘aigua, per una banda, i l’abundància de refugis als marges, per
l’altra. Així, l’índex de qualitat del bosc de ribera (QBR), emprat àmpliament a la Península ibèrica –a

Capítol 3. Manteniment i gestió
banda d’altres àrees geogràfiques-, estableix un 75% com a recobriment mínim suficient de la llera
(Munné et al., 2003).
En conseqüència, es recomana no rebaixar la coberta arbrada per sota del 75% per poder conservar
el microclima nemoral i protegir el sòl de l’erosió. En tot cas, seria bo que una franja contínua d’una
certa amplada del bosc de ribera s’aprofités seguint aquest criteri general, per adequar-se a allò
marcat per la Directiva Marc de l’Aigua (DMA). La qüestió està en definir quina amplada de bosc de
ribera és la recomanable per compatibilitzar la conservació d’una estructura contínua en l’espai i el
temps amb aprofitaments silvícoles més modificadors de l’estructura, com són les tallades arreu i
las plantacions d’interès comercial.
2.4. gestió silvo-pastoral
Les actuacions sobre la vegetació de ribera amb objectius silvo-pastorals poden ser directes, com
és el cas de les estassades selectives de matollar i la selecció de tanys per millorar l’estrat herbaci
i permetre al bestiar una major accessibilitat a l’aigua, o indirectes, com la gestió de càrregues i
períodes de pastura (tancament amb vailets) o l’establiment d’abeuradors.
2.5. Actuacions en altres formacions forestals adjacents
Les actuacions que es fan actualment en les formacions forestals zonals com ara pinedes, avetoses,
alzinars, suredes, fagedes, rouredes, etc. poden afectar la dinàmica fluvial de la conca. L’autoecologia de
cada espècie, la qualitat de l’estació ecològica i els objectius de la gestió aconsellen l’adopció del mètode
silvícola més adequat en cada cas. El model de gestió escollit pot influir en el flux d’aigua, nutrients i
material edàfic, que poden circular dels sistemes forestals adjacents al sistema aquàtic (figura 4). En
qualsevol cas, no s’han d’aplicar mètodes silvícoles que puguin compactar o erosionar el sòl, empitjorar la
qualitat les aigües o modificar de manera substancial la vegetació de ribera potencial de l’estació ecològica.
Figura 4. Vegetació forestal adjacent al bosc de ribera en un conca de muntanya mediterrània. Foto: Jordi Camprodon.
La mateixa consideració es pot fer en el cas de la gestió agronòmica i pecuària de la conca i,
en especial, dels terrenys de conreu i pastura més propers a les riberes. És evident, doncs, que
l’existència d’una franja de ribera protectora contribuirà al filtratge de nutrients i la retenció de restes
orgàniques i sòl que puguin derivar de la conca cap al sistema fluvial. Per últim, citar, ni que sigui
genèricament, els tractaments més comuns en formacions forestals adjacents: aclarides, tallades
de selecció en bosc irregular, tallades de regeneració (per grups, bosquets, arreu, per aclarida
successiva uniforme), estassades, etc.
107

108
3. TRACTAMenTs sIlVíColes HAbITuAls en PlAnTACIons De RIbeRA
Les plantacions forestals en riberes tenen un objectiu principal de produir fusta. Cal distingir-les,
doncs, de les reforestacions amb l’objectiu principal de restauració de les comunitats de ribera, de
les quals s’espera una regeneració natural amb el temps. A les plantacions de ribera sovint es fan
servir tècniques de silvicultura intensiva. La intensitat d’aquesta gestió silvícola varia en funció del
tipus de plantació i la seva localització (per exemple, en plana i en muntanya).
Les plantacions de ribera acostumen a ocupar terrenys agrícoles conreuats des d’antic, on el nivell
freàtic és l’adequat per a espècies que, com els pollancres, el necessiten alt. En alguns casos,
ocupen terrenys al·luvials guanyats en època recent al bosc de ribera, molt sovint com a activitat
posterior a una extracció d’àrids del riu. Abunden molt a les grans planes al·luvials però també se’n
fan a terrenys de muntanya, sovint emplaçades en feixes que ressegueixen els cursos d’aigua.
Les espècies arbrades més freqüents corresponen a arbres del gènere Populus, de la família de les
betulàcies Es destinen bàsicament a polpa per a la fabricació de paper. La gran facilitat d’hibridació
d’aquest gènere ha portat a la formació de molts cultivars adaptables a diferents condicions
climàtiques i edàfiques. Entre els híbrids més freqüents a la Península ibèrica, es poden citar
Populus x euroamericana (Dode) Gunier (P. deltoides x P. nigra), Populus x interamericana Brockh
(P. deltoides x P. trichocarpa) i Populus x canescens (P. alba x P. tremula).
De cadascun d’aquests híbrids n’existeixen diversos clons. També es troben, no tant esteses,
plantacions de plàtan (Platanus hispanica) (Tusell & Mundet, 2009). Val a dir que Populus nigra, P.
alba i P. tremula són betulàcies autòctones de la Península ibèrica, tot i que les poblacions d’origen
dels híbrids on intervenen aquestes espècies poden tenir un origen poblacional al·lòcton.
El torn d’explotació de les betulàcies de ribera és curt, gràcies al seu ràpid creixement, habitualment
entre 10 i 18 anys, fins a assolir diàmetres normals entre 35 i 40 cm. La regeneració és per tallada
arreu i plantació. La decisió més important és l’elecció de l’espècie o el clon més adequat a les
característiques climàtiques i del terreny. La disponibilitat hídrica i aeració justa de les arrels en
determinarà l’èxit. Tant una manca com un excés d’aigua (per exemple, en sòls entollats bona part
de l’any) poden reduir-ne el creixement i provocar una mortalitat elevada de la plantació. En cada
torn s’ha de preparar el terreny arrancant o triturant les soques. També es poden eliminar per mitjà
d’un herbicida localitzat. A continuació es planta el plançó a la profunditat necessària segons el nivell
freàtic. S’acostuma a plantar directament en forma d’estaca sense arrel. Només es recomana fer-ho
amb arrel en cas de plantacions tardanes o per protegir-la de vents forts (Tusell & Mundet, 2009).
El marc de plantació recomanat és de 6x6 m (278 arbres/ha) regular o en portell. Per controlar
la competència herbàcia se solen fer segues o desbrossades amb grada de discs dues o més
vegades l’any. Les podes de formació i de qualitat són dos processos importants per augmentar el
creixement apical, poc marcat en el cas del pollancre, i reduir la formació de nusos i la conicitat del
tronc. En casos particulars, es proposa la fertilització del sòl i els regs de suport. Les fertilitzacions
són justificables en cas de terrenys al·luvials molt rentats. Els regs de suport poden fer augmentar
la productivitat i prevenir l’estrès hídric. Les restes de brancada es trituren i s’escampen pel terreny
o bé s’apilen i es cremen.
Les plantacions de ribera, en especial les pollancredes, malgrat constituir sistemes artificialitzats, no
exclouen un interès biològic i paisatgístic. Si bé és evident que l’heterogeneïtat estructural apareix

Capítol 3. Manteniment i gestió
molt simplificada, les pollancredes són un hàbitat per a diverses espècies de fauna, entre les que
destaquen els ocells. Per exemple, són seleccionades de forma preferent pel picot garser petit
(Dendrocopos minor) com una de les espècies més emblemàtiques. Aquest i altres ocells insectívors
s’alimenten dels insectes defoliadors, xucladors o xilòfags, motiu pel qual esdevenen reguladors de
les plagues. Alhora, els picots perforen els seus nius principalment en arbres secs i desbrancats
(estaques), per la qual cosa l’efecte sobre arbres vius és molt limitat.
4. MARC legAl PeR A lA gesTIÓ FoResTAl en RIbeRes
La gestió forestal en les riberes dels països de la Unió Europea ha de seguir les directrius de la
legislació vigent en matèria de medi ambient, aprofitaments forestals i gestió hidrològica que marquen
les directives europees, estatals i regionals o autonòmiques, segons s’escaigui en relació a la divisió
territorial i política de cada regió geogràfica. A escala europea, hi ha tres directives directament
implicades en la gestió dels recursos de les riberes. La Directiva marc de l’aigua (2000/60/CE), en
endavant DMA, té com a objectiu fonamental aconseguir un bon estat ecològic de les aigües per
a final de 2015. L’estructura de la zona riberenca s’utilitza com a indicador de l’estat ecològic del
curs fluvial (annex V de la DMA). Pel que fa a la definició de l’estat ecològic, aquest és molt bo o bo
quan “la condició de les zones riberenques correspon totalment o gairebé totalment a les condicions
inalterades” (annex V de la DMA sobre indicadors de qualitat hidromorfològica).
La Directiva ocells (79/409/CEE) i la Directiva hàbitats (92/43/CEE) tenen la seva influència en la
gestió forestal en riberes. En primer lloc, poden condicionar els objectius i tractaments en espais de
la Xarxa Natura 2000 i Zones ZEPA, segons la normativa vigent en aquests espais. Cada territori
amb legislació ambiental pròpia pot aprovar directrius per a la gestió dels espais Natura 2000 o
ZEPA. En el cas de Catalunya, per exemple, les directrius aplicables als espais de ribera inclouen el
foment de la conservació i augment de les formacions naturals de ribera (vernedes i altres boscos de
ribera afins) així com la reserva de parcel·les de bosc madur per a les espècies d’interès comunitari
que ho requereixin (Godé et al., 2008).
A escala estatal i autonòmica, la gestió forestal està emmarcada per les línies generals marcades per la
legislació forestal. En el cas d’Espanya, es basa en la Ley 43/2003, de 21 de noviembre, de Montes, i les
diferents lleis forestals autonòmiques, que donen lloc a una extensa normativa que afecta a aspectes de la
planificació, els tractaments silvícoles i aprofitaments, les actuacions de reforestació, etc. D’altra banda, els
diferents estàndards de certificació de la Gestió Forestal Sostenible (FSC, PEFC, etc.) atorguen especial
consideració a la conservació dels sistemes forestals de ribera.
A més de la normativa estrictament forestal, existeix normativa sectorial amb afectació als boscos de
ribera a escala estatal i regional o autonòmica. Per exemple, normativa de protecció de fauna, flora
i biodiversitat i espais naturals protegits, normatives que afecten a l’ús de fertilització nitrogenada
i fitosanitaris, normativa de prevenció de riscos i emergències (prevenció d’incendis, inundacions),
etc. Igualment, qualsevol actuació forestal a les àrees de ribera haurà de seguir la normativa
específica de l’àrea protegida (reserva natural, parc natural, espai d’interès natural, etc.). En general,
les normatives en matèria d’espais naturals no permeten la destrucció o alteració de la qualitat
ambiental de superfícies forestals. Aquesta legislació no entra en contradicció amb les directives
europees esmentades abans.
109

110
Entre tota la legislació competent sobre medi ambient, la gestió forestal té davant seu el gran repte
d’adequació a la DMA. En cas que existeixi i es garanteixi la continuïtat d’una línia de bosc de ribera
d’una certa amplada al llarg dels cursos d’aigua no hi ha d’haver cap problema en assolir els objectius
de la DMA. En el cas de cursos fluvials on el bosc de ribera estigui molt fragmentat o degradat per
activitats agrícoles, extractives o d’altre tipus, és una qüestió que no ateny al sector forestal. En canvi,
hi pot haver discrepàncies en àrees on es practiquen tallades arreu del bosc de ribera o plantacions
forestals que arribin fins a pràcticament la vora del riu i, segons la DMA, seria preferible recuperar
una franja permanent en el temps de bosc de ribera espontani. Les recomanacions que s’exposen
a continuació s’orienten en particular en adequar la gestió forestal a la DMA i, en línies generals,
a integrar la conservació de la biodiversitat en una gestió forestal basada en criteris ecosistèmics.
5. ReCoMAnACIons PeR A lA gesTIÓ I ConseRVACIÓ Dels bosCos De
RIbeRA
En aquest apartat s’exposen un seguit de recomanacions silvícoles, amb un punt de vista
ecosistèmic, per a la gestió forestal en espais fluvials. Cal remarcar que aquestes recomanacions
són una referència per assegurar la persistència i la qualitat ecològica i silvícola dels sistemes
fluvials (assimilables a uns codis de bones pràctiques), però no són models silvícoles de gestió, la
formulació dels quals necessitaria d’un estudi profund de la dinàmica dels ecosistemes de ribera i
una concreció de la gestió en base als objectius i característiques silvícoles i biològiques del medi.
Aquestes recomanacions es formulen en funció de:
a) La zonificació transversal (punt 5.1.) i la delimitació del coixí ripari (punts 5.2 i 5.3).
b) El tipus de formació vegetal: formacions espontànies de ribera, altres formacions forestals
adjacents, plantacions, etc. (punts 5.4 en endavant).
c) Les principals actuacions forestals que es realitzen en elles: tallades, estassades de
matoll, plantació, etc. (punts 5.4 en endavant).
Sempre, tenint en compte que les activitats productives a realitzar al bosc de ribera s’haurien
d’adequar al concepte de gestió forestal sostenible (per exemple, se’n pot consultar una definició a
la Ley 43/2003 de Montes espanyola) i multifuncional. Al respecte es pot consultar la declaració de
la segona conferència ministerial sobre protecció dels boscos a Europa (declaració d’Helsinki, 1993)
sobre foment de la gestió forestal sostenible.
5.1. gestió multifuncional i conservació
La gestió del bosc de ribera s’adequarà a un gestió forestal muntifuncional, on s’integrin les diverses
funcions del bosc (biològica, ecològica, socioeconòmica i recreativa) sense perjudici que es prioritzin
objectius determinats i es zonifiquin per prioritats. Per exemple, sense entrar en contradicció amb la
DMA i la legislació estatal i regional, les zones de ribera es poden destinar íntegrament o parcial a
aprofitaments forestals. Una part, la més sensible o de major interès biològic, ecològic i/o paisatgístic
es pot destinar a un objectiu conservació. Es pot optar per no intervenir en aquestes àrees i deixarles
a evolució natural o bé efectuar-hi una gestió activa, emprant eines silvícoles i de bioenginyeria
per a la millora de l’estructura i l’estabilitat de la comunitat vegetal (Camprodon, 2008).
La protecció d’espècies de fauna i flora protegida implica mantenir poblacions mínimes viables als
espais de ribera. Aquest objectiu es tradueix de diferents maneres pel que fa a la gestió forestal.
L’alteració de l’hàbitat per factors antròpics ha de ser compatible amb la preservació de les poblacions

Capítol 3. Manteniment i gestió
d’espècies sensibles. S’ha de tenir una atenció especial per a la protecció de territoris i colònies
d’espècies amenaçades o d’interès especial per la seva raresa o localització. En el cas de territoris
d’espècies amenaçades, cal que la gestió forestal permeti la presència i qualitat dels diversos
hàbitats pels que l’espècie es mou. Espècies amb territoris i requeriments estructurals amplis, com
la llúdriga, s’adapten a la dinàmica canviant dels àrees de ribera i, per tant, poden tolerar un cert
gran de modificació espacial i temporal de les formacions arbrades. En altres situacions, una petita
alteració de l’estructura del bosc de ribera pot ser fatal; per exemple, en el cas de colònies de cria
d’ardèids o concentracions de ratpenats en cavitats d’arbre. Posats a prioritzar, en aquests casos és
preferible la creació de petites reserves forestals sense modificar gairebé res o amb modificacions
estructurals puntuals de reforç a la conservació.
5.2. el coixí ripari: definició
El coixí ripari es refereix a l’espai més adjacent al curs fluvial i funcionalment connectat amb la
llera, on les actuacions forestals han de garantir un desenvolupament correcte de les comunitats
vegetals i una persistència de l’ambient forestal. A la banda més propera al curs d’aigua, hi ha
d’haver una franja d’espècies en contacte amb els marges de la làmina d’aigua per tal de complir
amb les diverses funcions ecològiques: oferir hàbitat i refugi a la fauna aquàtica i de ribera, temperar
les aigües o controlar la proliferació d’algues. S’entén que les activitats agrícoles i extractives no hi
estarien permeses i, com a molt, es podria permetre una pastura amb molt baixa càrrega ramadera.
En determinades condicions (cursos de cabal escàs i capçaleres de conca o per degradació o
substitució de la vegetació pròpia de ribera), el coixí ripari pot estar format per vegetació adjacent
no estrictament de ribera (alzinar, roureda, pineda, etc.). Aquesta vegetació adjacent també es
considera part del coixí ripari i es tracta com a tal en la proposta d’actuacions silvícoles.
La delimitació del coixí ripari variaria segons la tipologia de riu. La seva amplada és una variable
essencial per permetre una bona representació de les comunitats de ribera a escala horitzontal, tant
més complexa com més cabal té el curs d’aigua: des dels canyissars i bogars del marge de la llera
fins a les freixenedes i omedes del rerefons de les vernedes i alberedes (figura 5).
111

112
Figura 5. Perfil de la vegetació de ribera. A dalt: bosc de ribera potencial en un riu mediterrani representatiu del sud-oest
d’Europa, el curs mig-alt del Ter (Catalunya). A baix: exemple de vegetació de ribera actual modificada pels usos agrícoles,
ramaders, forestals i manca de cabals. El coixí ripari a definir seria en una situació màxima el cas de dalt i, com a mínim, una
situació intermèdia entre els dos extrems. Llegenda: 1) salzeda de Salix elaeagnos, 2) verneda amb Salix purpurea i Alnus
glutinosa, 3) salzeda de Salix alba, 4) omeda de Ulmus minor, 5) freixeneda de Fraxinus excelsior, 6) roureda de Quercus
pubescens, 7) Populus deltoides i Platanus xhispanica subespontanis, 8) plantació de pollancre, 9) Robinia pseudoacacia i
Ailanthus altissima subespontanis, 10) pastures i conreus amb roures. Dibuix: Pere Rovira.
La gestió forestal sostenible ha de garantir la persistència dels diferents estrats del coixí ripari,
afavorint la vegetació autòctona i tendir a retirar-ne l’al·lòctona, posant una atenció especial a
elements biològicament destacats, com la funcionalitat dels diversos microhàbitats (rius trenats) o
la protecció de les espècies de flora protegides. El concepte de coixí ripari és interessant des del
punt de vista pràctic quan existeix una limitació a l’amplada que ha de tenir el bosc de ribera. En
cas contrari, si no hi ha restriccions per interessos de gestió, el bosc de ribera pot ser tant ample
com les condicions naturals ho permetin. D’aquesta manera, podrà complir millor amb les funcions
ambientals. L’amplada mínima del coixí ripari n’hauria de permetre la funcionalitat, com ja s’ha definit
abans. Un límit estaria situat invariablement a la vora de la làmina d’aigua. L’altre extrem seria
variable segons el cabal del riu. Un mínim proposat seria d’una amplada igual al Domini Públic
Hidràulic (DPH), concepte definit per la Llei 29/1985 d’Aigües espanyola, amb la proposta d’afegir-hi
uns pocs metres (2, 4, 6, 8 m...) en funció del cabal. També es pot calcular substituint el DPH pel

Capítol 3. Manteniment i gestió
límit extern de les avingudes més recurrents, que a la pràctica sol estar delimitat pel canvi brusc de
pendent de la riba (bankfull o llera plena o canal ple) (figura 6). A Portugal, el coixí ripari estaria
comprès dins els marges del Domínio Público Lacustre e Fluvial que, segons la Llei 54/2005 sobre
la titularitat dels recuros hídrics, en el cas de les aigües navegables tenen una amplada de 30 m i en
les no navegables de 10m, inclosos els torrents, barrancs i rierols de cabal discontínu.
Figura 6. Tallada arreu en zona de coixí ripari. S’observa clarament el bankfull o llera plena en el canvi brusc de pendent del
marge de la llera. Foto: Marc Ordeix.
5.3. Delimitació del coixí ripari
La gestió del coixí ripari serà diferent en funció de la distància al curs d’aigua i de les característiques
d’aquest. En general, un riu més ample necessita un coixí ripari també més ample.
Les amplades mínimes de coixí ripari que caldrà considerar s’establiran en termes de límit mínim
extern, és a dir, que la distància perpendicular a un element del riu (DPH o llera plena) determinarà
l’amplada mínima de coixí ripari. Per tant, el coixí ripari comprendrà tota la vegetació situada entre
la làmina d’aigua i aquest límit mínim extern.
Cal insistir que aquesta amplada de coixí ripari és la que tècnicament es considera mínima per
garantir l’equilibri i funcionament hidrològic i ecològic correctes d’un riu, però que en cap cas impedeix
que la vegetació de ribera pugui tenir una amplada major; ans al contrari, a major amplada de coixí
ripari més ben constituïda estarà la vegetació de ribera en tota la seva heterogeneïtat horitzontal
i més beneficis ambientals se’n derivaran, especialment quan aquest sigui constituït per boscos i
formacions típiques de ribera (figura 7).
113

114
Figura 7. Aproximació al que podria ser el coixí ripari en planta, on la delimitació de la franja de vegetació mínima augmenta
amb les dimensions del tram de riu. Dibuix: Roser Casas.
Per calcular l’amplada mínima que ha de tenir el coixí ripari, es distingiran els següents casos
depenent de les característiques dimensionals del riu (a partir de Batalla et al., 2006):
CAs 1. En cursos on l’amplada del bankfull (llera plena o canal ple) és menor a 2 m (A< 2 m), el límit
exterior mínim del coixí ripari (CR) s’estableix en el següent:
a) en trams on es coneix el límit del DPH,
CR = DPH + 2
On,
CR = límit exterior mínim del coixí ripari partir del DPH (m)
DPH = límit del Domini Públic Hidràulic
La figura 8 mostra un exemple gràfic de la delimitació del coixí ripari en els trams on es coneix el
límit del DPH.
b) en trams on no es coneix el límit del DPH (figura 8)
CR = (límit de llera plena + ½ A) + 2
On,
CR = límit exterior mínim del coixí ripari a partir de la llera plena
(m)
Límit de llera plena = límit exterior de la llera plena (trencament
pendent) (m)
A = ample de la llera plena (m)

Límit extern mínim
coixí ripari
2 m
Límit DPH
Coixí ripari
DPH
Límit DPH
Coixí ripari
2 m
Límit extern mínim
Capítol 3. Manteniment i gestió
Figura 8. Delimitació del coixí ripari en rius d’amplada de llera plena igual o menor a 2 m on es conegui el límit DPH. Dibuix:
Roser Casas.
La figura 9 mostra un exemple gràfic de la delimitació del coixí ripari en els trams on no es coneix
el límit del DPH.
Límit extern mínim
coixí ripari
Límit DPH segons
mètode bankfull
Límit bankfull
Límit bankfull
Límit DPH segons
mètode bankfull
½ A A ½ A m
2 m 2 m
Coixí ripari
Coixí ripari
Figura 9. Delimitació del coixí ripari en rius d’amplada de llera plena igual o menor a 2 m, on no es coneix el límit del DPH.
Dibuix: Roser Casas.
Límit extern mínim
coixí ripari
coixí ripari
115

116
La taula 1 mostra un exemple numèric del cas 1 exposat prèviament.
Taula 1. Diversos exemples numèrics del límit exterior del coixí ripari en el cas 1 segons l’amplada de llera plena. En el cas
que es conegui el DPH, el límit exterior mínim del coixí ripari se situarà sempre a 2 m del DPH.
A
Ample llera plena (m)
Distància del límit exterior mínim del coixí ripari
respecte el límit de la llera plena (m)
0,50 2,25
0,75 2,38
1,00 2,50
1,25 2,63
1,50 2,75
1,75 2,88
Taula 1. Diversos exemples numèrics del límit exterior del coixí ripari en el cas 2 segons l’amplada de llera plena o límit
del DPH. Cal tenir en compte que l’amplada del DPH serà superior sempre a l’amplada de llera plena; per tant, per a un
riu d’amplada de llera plena 2 m, l’amplada de DPH se situarà al voltant de 4 m, i per a una amplada de llera plena de, per
D
Ample DPH
(m)
exemple, 5 m, l’amplada de DPH serà al voltant de 10 m.
Distància del límit exterior mínim
del coixí ripari respecte el límit del
DPH (m)
A
Ample llera
plena (m)
Distància del límit exterior mínim
del coixí ripari respecte el límit de la
llera plena (m)
3 1,5 2 3,00
3,5 1,75 2,5 3,75
4 2 3 4,50
4,5 2,25 3,5 5,25
5 2,5 4 6,00
5,5 2,75 4,5 6,75
6 3 5 7,50
6,5 3,25 5,5 8,25
7 3,5 6 9,00
7,5 3,75 6,5 9,75
8 4 7 10,50
8,5 4,25 7,5 11,25
9 4,5 8 12,00
9,5 4,75 8,5 12,75
10 5 9 13,50
10,5 5,25 9,5 14,25
11 5,5 10 15,00
CAs 2. En cursos on l’amplada de la llera plena és de 2 a 10 metres, (A=2–10 m), el límit exterior
mínim del coixí ripari (CR) s’estableix de la manera següent:
a) en trams on es coneix el límit del DPH,
CR = DPH + ½ D
On,
CR = límit exterior mínim del coixí ripari a partir límit DPH (m)
DPH = límit del Domini Públic Hidràulic
D = ample del Domini Públic Hidràulic (m)
La figura 10 en mostra un exemple gràfic.

Límit extern mínim
coixí ripari
Coixí ripari
Límit DPH
DPH (D)
Límit DPH
Capítol 3. Manteniment i gestió
½ D ½ D
Coixí ripari
Figura 10. Delimitació del coixí ripari en rius de 2 a 10 m d’ample de llera plena, on es coneix el límit DPH. Es pot apreciar
que el coixí ripari mínim ha de ser superior a l’existent, a la banda dreta; per tant, la gestió ha d’anar encaminada a eixamplar
aquest coixí ripari. Dibuix: Roser Casas.
b) en trams on no es coneix el límit del DPH (figura 11)
CR = (límit de llera plena + ½ A) + A
On,
CR = límit exterior mínim del coixí ripari a partir del límit llera
plena (m)
Límit de llera plena = límit exterior de la llera plena (trencament
pendent) (m)
A = ample de la llera plena (m)
Límit extern mínim
coixí ripari
Coixí ripari
Límit DPH segons
mètode bankfull
Límit bankfull
A
A ½ A
A
DPH (D)
Límit bankfull
½ A
Límit DPH segons
mètode bankfull
Coixí ripari
Figura 11. Delimitació del coixí ripari en rius de 2 a 10 m d’ample de llera plena, per a trams on no es coneix el límit del DPH.
Dibuix: Roser Casas.
Límit extern mínim
Límit extern mínim
coixí ripari
coixí ripari
117

118
CAs 3. En cursos de major magnitud, on l’amplada de la llera plena és igual o superior a 10 metres
(A> 10 m), el límit exterior mínim del coixí ripari (CR) s’estableix de la següent manera:
a) en trams on es coneix el límit del DPH,
CR * = DPH + servitud
On,
CR = límit exterior mínim del coixí ripari a partir del DPH (m)
DPH = límit del Domini Públic Hidràulic (m)
Servitud= 5m (Zona da Servitud, definida per la Llei 29/1985
d’Aigües)
* En qualsevol cas, CR mínim ha de ser de 15 m des del límit de la llera plena.
La figura 12 en mostra un exemple gràfic.
Límit extern mínim
coixí ripari
5 m
Límit DPH
15 m
Coixí ripari
½ A
Límit bankfull
A
DPH
Límit bankfull
Límit bankfull
½ A
15 m
Límit DPH
Coixí ripari
Figura 12. Delimitació del coixí ripari en un riu d’amplada de llera plena major a 10 m, en el cas que es conegui el límit del
DPH. Dibuix: Roser Casas.
b) en trams on no es coneix el límit del DPH (figura 13),
CR = límit de llera plena + 15
On,
CR = límit exterior mínim del coixí ripari a partir del límit llera
plena (m)
Límit de llera plena = límit de la llera plena (trencament de
pendent) (m)
5 m
Límit extern mínim
coixí ripari

Límit extern mínim
coixí ripari
15 m
Coixí ripari
Límit bankfull
A
Límit bankfull
Trencament
pendent
Capítol 3. Manteniment i gestió
15 m
Coixí ripari
Figura 13. Delimitació del coixí ripari en un riu d’amplada de llera plena major a 10 m. Quan es coneix el DPH, aquest coixí
ripari arribarà fins al límit extern de la zona de servitud; en el cas de no conèixer-se el DPH, el coixí ripari mínim serà de 15
m a partir del límit de la llera plena. Dibuix: Roser Casas.
5.4. Actuacions en formacions de ribera espontànies dins el coixí ripari
A continuació s’exposen les recomanacions per a les formacions forestals de ribera espontànies,
depenent si ens trobem a dins o a fora dels límits del coixí ripari establert segons les fórmules i
condicions anteriors.
Els objectius generals de la gestió aniran dirigits a:
a) Garantir el manteniment de les comunitats autòctones de ribera.
b) Incrementar i conservar la màxima varietat d’espècies autòctones pròpies de l’estació
ecològica.
c) Incrementar i conservar l’heterogeneïtat estructural i un cert grau de maduresa del sistema.
d) Assegurar l’estabilitat física dels marges.
Tallades
Cal fer les tallades a partir de criteris de selecció i de millora, encaminades a assegurar un recobriment
vegetal (conjunt de recobriments arbrat, arbustiu i herbaci) complet i continu en el temps. Una tallada
no podrà reduir la densitat de recobriment de l’arbrat o “fracció de cabuda coberta” (FCC), per sota
del 70%, a partir de perxada fins a fustal madur. En els casos en què la densitat de recobriment sigui
inferior a aquest valor per causes no naturals (situacions normalment associades a un estat ecològic
de conservació moderat, deficient o molt dolent, segons DMA), les actuacions silvícoles tindran com
a objectiu fonamental potenciar el seu increment.
En qualsevol tipus de tallada de millora, es respectaran tots els peus amb cavitats naturals, excavades
per picots, o de qualsevol altre origen, així com els arbres-niu d’ardèids i altres espècies protegides
(figura 14). Tampoc es faran intervencions en els trams de ribera (en arbre o en paret natural) on es
concentrin jócs d’ardèids, corbs marins i altres espècies protegides, els quals, val a dir, acostumen
a estar molt localitzats i a ocupar espais reduïts.
5 m
Límit extern mínim
coixí ripari
119

120
Figura 14. Colònia d’ardèids en una verneda. Exemple de zona de màxima protecció del coixí ripari. Foto: Laia Jiménez.
Es preservaran un mínim de 10 peus gruixuts/km lineal i banda de ribera, considerats gruixuts
aquells d’un mínim de 30 cm de diàmetre normal, sobremadurs o passats de torn, inclosos els que
presenten símptomes de decrepitud. Per a deixar aquests peus, és preferible aprofitar llocs de
pendent elevat, poc allunyats del curs d’aigua i/o on l’accessibilitat faria difícil una treta eventual.
Tota tallada es farà de manera que la fracció d’ombra estival sobre la llera no baixi del 70%, en aquells
trams en que sigui inicialment superior. A la resta de casos caldrà que aquest nivell inicial d’ombra
estival no es vegi reduït i, si cal, procurar el seu increment per creixement vegetatiu, reproducció de
l’arbrat existent o per plantació.
L’abatiment dels peus es farà de manera que la caiguda no sigui a damunt del curs d’aigua ni afecti
a les formacions vegetals de les riberes ni modifiqui els braços interns i basses que forma el riu
en zones inundables (figura 15). No obstant, es pot tombar algun arbre expressament a sobre la
llera amb l’objectiu de formar microhàbitats per a la fauna aquàtica i retenir sediments. Els arbres
hauran d’estar falcats amb arbres en peu de els marges per impedir que una riuada se’ls endugui.
No obstant, aquesta actuació no es recomana en trams fluvials sotmesos a avingudes fortes ni més
amunt d’infraestructures hidràuliques o ponts propers.
L’arrossegament no es podrà realitzar mai des de l’altra banda del curs d’aigua, per evitar malmetre
l’ecosistema aquàtic, excepte en casos on la treta per un recorregut alternatiu pugui causar danys
sensiblement majors.

Capítol 3. Manteniment i gestió
Figura 15. Exemple de microhàbitats aquàtics d’alt interès biològic formats per embassaments d’aigua a l’interior del coixí
ripari d’una illa fluvial. Foto: Jordi Camprodon.
estassades de matoll
Les estassades de matoll, cas de ser realment necessàries, seran selectives i respectaran sempre les
espècies vegetals protegides. Afavoriran les espècies arbustives i lianoides autòctones, respectant
diversos peus de cada espècie arbustiva. Per tal de garantir l’estabilitat dels marges, un ecosistema
estable i ric, i no perjudicar a la fauna associada al sotabosc (p. e. ocells i petits mamífers), caldrà
deixar almenys un 50% de la superfície total amb recobriment de les diferents espècies arbustives
d’un metre d’alçada com a mínim, i de les diferents espècies de lianes (Camprodon & Brotons,
2006).
Cal evitar específicament l’estassada, arrencament o crema de la vegetació herbàcia associada a
les riberes (canyissars i bogars, és a dir, formacions de canyís i boga, respectivament, herbassars
higròfils i al·locars), distribuïda generalment a les àrees de la llera i dels marges fluvials d’inundació
més freqüent (en molts casos parcialment submergides). Aquesta recomanació no afecta les
formacions de canya (Arundo donax), originària d’Àsia, que es tendirà a eliminar.
selecció de tanys
La intensitat en la selecció de tanys en bosc menut dependrà del seu grau de desenvolupament:
a) En estat de plançoneda grossa, el recobriment no podrà baixar del 50%.
b) A partir de perxada, la tallada no podrà reduir la densitat de recobriment per sota del 70%.
121

122
Podes
L’aplicació de les podes (tant les altes com les baixes) només es justificarà en aquells peus de millor
conformació; en qualsevol cas, no es podrà aplicar a més del 50% dels peus de més de 10 cm de
diàmetre.
gestió de restes de les actuacions silvícoles
Les restes de tractaments silvícoles (tallades, podes o estassades de matoll) es retiraran sempre
fora del coixí ripari. Es trituraran o eliminaran in situ o fora de l’espai. Una part es pot aprofitar per a
llenya i biomassa combustible. En tot cas no es deixaran mai restes de fusta grossa dins la zona de
màximes avingudes ordinàries.
Per a totes les actuacions
En les actuacions selectives (tallades o estassades de matoll)
i en plantacions eventuals, s’afavoriran les espècies vegetals
autòctones i es tendirà a retirar les espècies al·lòctones (tant
les herbàcies de gran port com arbustives i arbrades no
comercials), com ho són la canya asiàtica (Arundo donax),
l’ailant (Ailanthus altissima), la robínia (Robinia pseudoacacia),
el negundo (Acer negundo), el desmai (Salix babylonica),
l’aromer (Acacia farnesiana), les moreres (Morus sp.), arbre
del paradís (Eleagnus angustifolia ), el plàtan (Platanus x
hispanica) i altres (figura 16).
Figura 16. Tractament de vegetació arbrada al·lòctona de ribera. Un cop
abatut l’arbre es pinta de soca amb un fitocida selectiu per evitar la rebrotada.
Foto: Marc Ordeix.
En aquells trams classificats d’altament torrencials, els objectius de la gestió forestal s’orientaran
de manera prioritària cap a la protecció dels marges i la subjecció del sòl, afavorint-ne, sobretot, les
espècies especialment efectives en la subjecció de les ribes, com per exemple els salzes autòctons
(Salix alba, Salix atrocinerea, Salix eleagnos, Salix purpura, entre d’altres). Aquests trams són els
que tenen un índex de torrencialitat (ratio Qci/Qn) igual o major a 250.
Es deixarà la fusta morta caiguda de manera natural (excepte en el cas de caigudes massives a
causa de fenòmens de pertorbació forts puntuals) com a microhàbitat, tant la procedent d’espècies
autòctones com naturalitzades (macrorestes). Les restes grans d’arbrat (troncs amb diàmetre
normal de 15 cm o superior) tenen gran importància per a la biodiversitat, com a microhàbitat de
fongs, plantes i invertebrats i com a substrat d’alimentació, nidificació i refugi de diverses espècies
de fauna vertebrada.
Aquesta fusta morta caiguda de forma natural no es retirarà excepte en el cas següent:
En àrees urbanes, periurbanes, urbanitzades, on hi hagi infraestructures i assentaments humans,
especialment els cursos d’aigua sensibles a risc d’inundació i amb infraestructures hidràuliques
properes (per exemple, ponts), per tal de garantir la capacitat de desguàs de la llera.

Capítol 3. Manteniment i gestió
És essencial respectar els períodes i sectors de nidificació i cria pròpies de cada espècie. Com a
norma general, no es podrà fer cap tipus d’actuació en el període de cria, comprès de l’1 de març fins
al 30 de juliol. A l’hivern determinats ocells aquàtics fan servir la vegetació de ribera com a refugi on
passar la nit (corbs marins, ardèids, ànecs, etc.). Aquests jócs solen estar molt localitzats en àrees
tranquil·les i de vegetació de ribera ben constituïda. Els treballs forestals s’hauran d’adequar en
aquest cas, no a l’època en concret, sinó a la presència ocasional d’aquests jócs.
L’ús de maquinària pesant no serà permès fora dels vials existents. Les condicions per a l’obertura i
manteniments de vials i les tasques de desembosc es recullen al punt 5.10. Veure també el capítol
3.4 sobre d’ús i tipus de maquinària en restauracions fluvials.
5.5. Actuacions en formacions de ribera espontànies fora de coixí ripari
La zona objecte d’aquestes mesures va des del límit exterior del coixí ripari fins on acaba la formació
de ribera espontània.Com a recomanacions generals cal observar:
a) La gestió forestal sempre anirà encaminada a afavorir la persistència, estructura i estabilitat
del bosc, aplicant la silvicultura pròpia de l’espècie en aprofitament.
b) És recomanable seguir els criteris establerts per les franges mínimes del coixí ripari.
Els sistemes de gestió de les masses forestals adjacents que permetin una alteració mínima en
l’espai i el temps de la coberta arbrada haurien de ser els escollits des d’un objectiu ecosistèmic. En
aquest sentit, les tallades arreu o successives en grans fronts d’explotació (de l’ordre de desenes
d’hectàrees sense coberta arbrada contínua) no serien els preferibles. És millor optar per sistemes
de gestió de masses irregulars, ja sigui peu a peu o per bosquets que garanteixen una coberta
arbrada continuada en el temps, o bé sistemes regulars on es posin en regeneració al mateix temps
petits rodals, a poder ser repartits en l’espai. En qualsevol cas, es plantegen una sèrie de mesures
amb la intenció de fixar uns requisits mínims de bon comportament hidràulic, qualitat ambiental i
activitat econòmica.
Tallades
En qualsevol tipus de tallada es respectaran els peus amb cavitats naturals, excavades per picots, o
de qualsevol altre origen. En cas d’alta densitat de cavitats, amb la reserva d’uns 10-20 peus/ha n’hi
haurà prou (Camprodon et al., 2008). Cal prestar una atenció especial en no danyar els arbres amb
nius d’ardèids i altres espècies amenaçades.
Pel que fa als arbres morts en peu com a substrat de nidificació i refugi de diverses espècies, es
deixarà un mínim de 10 peus/ha d’una classe diamètrica igual o major a 15 cm. Es mantindran de 5
a 10 peus/ha d’arbres grans, com s’exposa a l’apartat 5.4, que poden coincidir amb els arbres amb
cavitats reservats.
estassades de matoll
Se seguiran les prescripcions recollides en l’apartat 5.4. Per garantir un ecosistema estable i ric, i no
perjudicar la fauna associada al sotabosc (p.e. ocells i petits mamífers), caldrà deixar almenys un 30-
50% de la superfície total sense estassar i amb representació de les diferents espècies arbustives
d’un metre d’alçada com a mínim i de les diverses espècies de lianes (Camprodon & Brotons, 2006).
123

124
Per a totes les actuacions
S’afavoriran les espècies vegetals autòctones i es tendirà a retirar les espècies al·lòctones (tant les
herbàcies de gran port com arbustives i arbòries no comercials). Les restes de tractaments silvícoles
(tallades o estassades) es trituraran i es repartiran distribuïdes per l’espai. Si no es disposa de
trituradora es retiraran del coixí ripari a una distància suficient perquè no se les emporti una avinguda
(figura 17). Per a la resta d’actuacions s’han de seguir les recomanacions descrites a l’apartat 5.4.
5.6. Actuacions en altres formacions forestals adjacents dins de coixí ripari
En molts casos, la vegetació forestal adjacent es situa molt propera al curs d’aigua, substituint en
funcions a les formacions típiques de ribera. És per això que aquest tipus de vegetació es situa dins
del coixí ripari.
Els objectius generals de la gestió aniran dirigits a:
a) Afavorir la recuperació de la vegetació de ribera autòctona, sempre que les condicions
d’estació ho permetin.
b) Incrementar i conservar la màxima varietat quant a espècies autòctones pròpies de l’estació
ecològica.
c) Incrementar i conservar l’heterogeneïtat estructural la maduresa del sistema.
d) Assegurar l’estabilitat física dels marges.
Tallades
Es seguiran les prescripcions recollides a l’apartat 5.4.
estassades de matoll
Es seguiran les prescripcions recollides a l’apartat 5.4. Per tal de garantir l’estabilitat dels marges,
un ecosistema estable i ric, i no perjudicar a la fauna associada al sotabosc (p. e. ocells i petits
mamífers), caldrà deixar entre el 30 i el 50% de la superfície total amb recobriment de les diverses
espècies arbustives d’un metre d’alçada com a mínim, i de les diverses espècies de lianes.
Figura 17. Efectes d’una avinguda recorrent sobre les restes d’una tallada en coixí ripari que no s’han enretirat a una
distància suficient. Les restes acumulades han fet un tap al topar contra l’arbrat, han tombat alguns peus i han modificat la
dinàmica de l’aigua que hi havia fins llavors, amb efectes sobre la hidrologia, el sotabosc i els embassaments existents, que
són un hàbitat per a la flora i la fauna de ribera. Foto: Jordi Camprodon.
gestió de restes de les actuacions silvícoles
Les restes de tractaments silvícoles (tallades, podes o estassades) es retiraran sempre o es trituraran
in situ si s’hi pot accedir fàcilment amb maquinària.
Per a totes les actuacions
Cal garantir el manteniment d’aquells retalls de comunitats autòctones de ribera que s’hi pugin
trobar, petits claps o peus aïllats d’espècies riberenques (taques de matollars, inclosos els helofítics).
S’afavoriran les espècies vegetals autòctones i es tendirà a retirar les espècies al·lòctones i es
seguiran les prescripcions detallades a l’apartat 5.4.

Capítol 3. Manteniment i gestió
5.7. Actuacions en formacions forestals adjacents fora del coixí ripari
Es consideren les actuacions en formacions forestals adjacents en la zona compresa entre el límit
del coixí ripari i el final de la zona de policia (si aquesta pot establir-se a partir d’un DPH delimitat) o
bé a 100 m de distància a partir del límit de llera plena.
Com a recomanacions generals cal observar:
a) La gestió forestal sempre anirà encaminada a afavorir la persistència, estructura i estabilitat
del bosc, aplicant la silvicultura pròpia de l’espècie.
b) Cal considerar la possibilitat de seguir els criteris establerts per a les franges mínimes de
coixí ripari.
En qualsevol cas, es plantegen una sèrie de mesures amb la intenció de fixar uns requisits mínims
de bon comportament hidràulic, qualitat ambiental i activitat econòmica.
Tallades
Es respectaran aquells peus que presentin cavitats naturals, tal com es descriu a les tallades de
l’apartat 5.5. Es preservaran els peus morts en peu que hi hagi de manera puntual. No s’inclouen
les mortalitats massives a causa de foc, malaltia, etc. Es mantindran de 5 a 10 peus/ha d’arbres
grans, considerats com aquells de major diàmetre, sobremadurs o passats de torn, inclosos els que
presenten símptomes de decrepitud. A l’hora de deixar aquests peus, és preferible aprofitar llocs de
elevat pendent, poc allunyats del curs d’aigua, i/o on l’accessibilitat faria difícil una treta eventual.
estassades de matoll
Es seguiran les prescripcions recollides a l’apartat 5.4. Per tal de garantir un ecosistema estable
i ric, i no perjudicar a la fauna associada al sotabosc (p. e. ocells i petits mamífers), caldrà deixar
almenys un 30% de la superfície total amb recobriment de les diverses espècies arbustives d’un
metre d’alçada com a mínim i de les diverses espècies de lianes.
Per a totes les actuacions
Les restes de tractaments silvícoles (tallades o estassades) s’eliminaran sempre a tota la superfície
situada a una cota inferior a 3 m per damunt de la llera plena (figura 18).
Límit
bankfull
3 m
Zona neta de restes
Figura 18. La zona situada a una cota inferior a 3 m sobre la llera plena estarà neta de restes de tallada o estassada. Dibuix:
Roser Casas.
125

126
Es deixarà tota la fusta morta caiguda de manera natural com a microhàbitat, tant la procedent
d’espècies autòctones com naturalitzades (macrorestes), excepte en el cas de caigudes massives a
causa de fenòmens de fortes pertorbacions puntuals. Els vials forestals, el desembosc i la maquinària
pesada seguiran les recomanacions establertes en els casos anteriors.
5.8. Actuacions en plantacions de ribera dins el coixí ripari
Les plantacions en els espais fluvials es troben en algunes ocasions situades a la vora del curs
fluvial; d’altres en canvi, es situen a certa distància del curs, afavorint així el desenvolupament de la
vegetació natural. La figura 19 mostra un esquema dels diferents casos.
Com a objectiu general per a tot tipus de plantacions forestals (pollancre, plàtan, avet de Douglas,
pi insigne, fulloses, etc.), la gestió anirà encaminada a la recuperació de les formacions forestals
espontànies, bé siguin de ribera o bé altres formacions forestals adjacents, amb una finalitat preferent
de conservació de la diversitat biològica i manteniment dels processos ecològics, sense perjudici
que puguin realitzar aprofitaments fusters per tria.. Amb aquest objectiu, durant un període transitori,
caldrà atendre les següents especificitats en la conducció de la plantació existent dintre els límits
mínims del coixí ripari.
Figura 19. Esquema en planta de diferents casos de plantacions que poden trobar-se dins i fora dels límits mínims externs
del coixí ripari. Dibuix: Roser Casas.
Tallada dels peus plantats
Es farà segons el torn que es consideri adequat per a l’espècie. No s’extrauran els arbres morts
en peu de diàmetre normal (Dn) major de 15 cm, com a substrat de nidificació i refugi de diverses
espècies. Es deixarà la fusta morta caiguda de manera natural com a microhàbitat (excepte en
el cas de mort dempeus o caiguda massiva d’arbres a causa de fenòmens de pertorbació forts
puntuals), tant la procedent d’espècies autòctones com naturalitzades (macrorestes). Aquesta fusta
morta caiguda de forma natural es retirarà només en zones urbanes, periurbanes, urbanitzades.
S’extrauran sempre totes les restes de tallada o es trituraran in situ si hi ha un bon accés per camins
ja existents. Es deixaran alguns peus morts dempeus (estaques) en els límits de la parcel·la amb la
massa arbrada contigua, però no al mig de la parcel·la tallada, encara que hi hagi nius vells, ja que
sense protecció de l’arbrat poden atreure els depredadors i trencar-se en plena època de cria.

Capítol 3. Manteniment i gestió
Es respectarà la regeneració espontània amb espècies autòctones, incloses les espècies de
sotabosc, durant els últims 5 anys de torn de la plantació. Els vials forestals, el desembosc i la
maquinària pesada seguiran les recomanacions establertes a l’apartat 5.11.
un cop acabada la tallada dels peus plantats
En el cas que es vulgui efectuar plantacions d’espècies arbòries, hauran de ser d’espècies autòctones
pròpies de l’estació ecològica, seguint criteris de restauració ecològica (recuperació de la màxima
naturalitat): disposició aleatòria, respecte a la regeneració natural i ús d’un mètode de plantació que
impliqui el menor moviment del sòl possible i que s’adapti a les característiques granulomètriques del
terreny, preferiblement plantació manual. Un cop finalitzat el torn de la plantació inicial, es seguiran
les recomanacions enunciades en la gestió a l’interior del coixí ripari.
5.9. Actuacions en plantacions fora del coixí ripari
Aquestes recomanacions es formulen per la zona compresa entre el límit mínim del coixí ripari i el
final de la zona de policia (si aquesta pot establir-se a partir d’un DPH delimitat) o bé a 100 m de
distància a partir del límit de llera plena. Es diferencien tres tipus de plantacions: pollancredes en
plana, pollancredes en cursos alts i zones de muntanya, platanedes i plantacions d’altres espècies
no típiques de ribera en àmbits fluvials.
5.9.1. Plantacions de pollancredes en plana
Preparació del terreny
Per tal de garantir l’estabilitat i el correcte funcionament hidràulic dels marges fluvials no es
realitzaran, en general, moviments de terres per anivellar el terreny ni s’arrancaran les soques,
excepte en casos en que aquesta acció estigui justificada tècnicament. Seguint el mateix criteri, la
preparació del sòl en profunditat no es farà per subsolat o qualsevol altre mitjà que suposi remoció
del sòl a més de 50 cm de profunditat.
Plantació
Cal fer servir un mètode de plantació que impliqui el menor moviment de sòl possible i que s’adapti
a les característiques granulomètriques (textura) del terreny. En sòls sorrencs pot ser preferible la
barrina i en sòls argilosos la retroexcavadora.
Reg
En cas de ser necessari, cal adaptar les dosis i moment d’aplicació a les necessitats de la plantació,
evitant en la mesura del possible aplicacions innecessàries i sobredosificacions.
Podes
L’esporga de neteja de tronc, que se sol fer a l’estiu, s’endarrerirà al màxim per tal d’evitar molèsties
als ocells durant el període de nidificació (de març a juliol). La millor època serà, doncs, a partir
del 10 d’agost. Durant l’esporga d’epicormics (xucladors), que necessàriament cal fer durant la
primavera, es serà especialment curós de no causar molèsties als ocells nidificants, respectant
temporalment aquelles branques on es situï algun niu. Les restes de poda s’hauran d’eliminar el
més aviat possible.
127

128
Llaurat i segues
El control de la vegetació herbàcia adventícia mitjançant sega mecànica sempre serà preferible a les
relles o qualsevol altre mètode que impliqui la remoció superficial del sòl.
Tractaments fitosanitaris
No és aconsellable en cap cas la utilització d’herbicides per al control de la vegetació espontània en
plantacions. Només s’aplicaran de forma puntual per al control de la vegetació al·lòctona (acàcies,
robínia, ailant, negundo, etc.). Caldrà un compliment estricte de les disposicions legals que regulin la
utilització de qualsevol producte fitosanitari (herbicida, fungicida, insecticida, acaricida, etc.).
Fertilitzacions
Cal complir la normativa legal general sobre aplicació de fertilitzants. Independentment de trobarse
en un terreny inclòs o no en les zones vulnerables a la contaminació per nitrats, caldrà complir
les recomanacions especificades als textos normatius referents a la gestió de la fertilització, en tot
allò referent als aspectes de distàncies a cursos d’aigua, dosi i èpoques d’aplicació en plantacions
forestals.
A la fase de tallada final
Es seguiran les recomanacions descrites en els apartats
anteriors per a l’abatiment, treta i gestió de les restes de
tallada.
Es deixaran peus morts durant el cicle de la plantació quan
el seu diàmetre normal superi aproximadament els 15 cm,
no ocupin un espai vital d’altres peus vius i no suposin un
perill per les persones que realitzin les operacions culturals.
Els millors arbres morts a deixar en peu són els que poden
per afavorir l’excavació de nius per part dels picots: arbres
rectes i desbrancats (estaques), de fusta amb cert grau
de descomposició (amb descorçament natural avançat)
d’almenys 15 cm de DAP i d’una alçada mínima de 2 m
(figura 20).
Figura 20. Estaca apte per a la nidificació dels picots en el marge d’una
pollancreda. Foto: Jordi Camprodon.
S’afavorirà la presència d’espècies arbòries i arbustives autòctones als marges de les parcel·les o
camps (tipus bocage) (figura 21), especialment a la llindant paral·lela a la llera i els primers metres
de les ribes perpendiculars.
De la mateixa manera, a final de torn, es deixaran els peus morts de les característiques citades
anteriorment, que en el moment de la tallada final no tinguin interès fustaner, es trobin en situació
de marge de la pollancreda i en contacte amb zones de vegetació natural, recomanant un mínim
de 5 peus/ha. Es preservaran amb prioritat els peus més grans, més estables i que presentin nius
o cavitats.

Capítol 3. Manteniment i gestió
Figura 21. Exemple de paisatge forestal en mosaic, amb franges de vegetació forestal i bosc de ribera (part central de la
imatge) entre camps de conreu a la conca del Cardener (Catalunya). Foto: Fermí Sort.
5.9.2. especificitats en plantacions de pollancredes en cursos alts i zones de muntanya
Les restes de poda i/o tallada es retiraran a tota aquella superfície situada a una cota igual o menor
a 3 m sobre la llera plena (figura 18). Per a la resta de pràctiques, a les plantacions de pollancre en
cursos alts i zones de muntanya caldrà seguir les mateixes recomanacions que a les plantacions de
plana.
5.9.3. especificitats en plantacions de plàtan
A les plantacions de plàtan caldrà seguir les mateixes recomanacions que a les plantacions de
pollancreda de plana amb les variacions següents:
a) La selecció de tanys s’assimilaran, quant a requeriments d’actuació, a les podes en
pollancreda.
b) El plàtan rarament deixa peus morts i acull menys espècies animals que el pollancre, però
en tot cas es deixaran peus morts de qualsevol espècie durant el cicle de la plantació quan
el seu diàmetre normal superi els 15 cm.
c) Els plàtans de gran port formen cavitats naturals i són molt interessants com a refugi per
a ocells i ratpenats. En conseqüència, es poden deixar en peu alguns plàtans grans que
presentin cavitats naturals.
5.9.4. Plantacions d’espècies no típiques de ribera en zones d’influència fluvial
En el cas de plantacions d’espècies forestals exòtiques, com per exemple pi insigne (Pinus radiata),
avet de Douglas (Pseudotsuga menziesii), eucaliptus, etc., caldrà seguir les recomanacions
enumerades per a les actuacions en formacions forestals adjacents fora del coixí ripari.
En el cas d’altres espècies, exòtiques o no, com la blada pseudoplàtan (Acer pseudoplatanus), el
129

130
cirerer (Prunus avium) i la noguera (Juglans sp.), caldrà seguir les mateixes recomanacions que
amb les plantacions de pollancre de plana. Tot i això, cal seguir les variacions següents:
a) No serà necessari mantenir peus morts en peu o estaques de les espècies plantades (es
recomanable fer-ho quan l’extensió superi les 2 ha, orientativament), però sí que caldrà
afavorir la presència d’altres espècies autòctones a les ribes de la finca (tipus bocage),
especialment a la llindant paral·lela a la llera i els primers metres de les ribes perpendiculars,
on sí que s’han de deixar els peus morts.
b) No es podran utilitzar espècies rebrotadores i invasores, com la robínia (Robinia
pseudoacacia) o l’ailant (Ailanthus altissima).
5.10. gestió silvo-pastoral a dins del coixí ripari
Qualsevol actuació de caire agro-ramader o pastoral duta a terme a la vora d’un tram fluvial ha de
conservar l’amplada del coixí ripari. És millor excloure el bestiar del coixí ripari per mitjà d’un vailet
elèctric o, en tot cas, limitant-lo a una càrrega ramadera laxa. En el cas que aquest coixí ripari
no existeixi, s’haurà d’afavorir el seu creixement i excloure temporalment el bestiar o protegir els
plançons i limitar la càrrega ramadera. Tot això, es podran mantenir algunes franges més o menys
obertes per garantir accés a l’aigua del bestiar (figura 22). No obstant, és millor allunyar el bestiar
de la vora del curs d’aigua, pels danys que ocasiona sobre el sòl i la vegetació de ribera. Un o més
abeuradors emplaçats estratègicament supliran l’accés al riu.
Figura 22. Pastura de vaques fora del coixí ripari i separat d’aquest per un filat elèctric. Foto: Jordi Camprodon.

Capítol 3. Manteniment i gestió
5.11. Vials de desembosc i utilització de maquinària pesada
En general, la conservació i manteniment de vials seguirà els criteris establerts per la normativa
vigent i les recomanacions que existeixin per part de les administracions competents.
Traçat
A escala de finca, caldrà definir i planificar racionalment el traçat de les vies d’accés a la forest,
atenent a la densitat òptima pel mitjà de desembosc més adient, limitant el seu pendent i amplada,
i integrant els sistemes més adients de drenatge i conservació (figura 23).
Cal evitar el pas freqüent de maquinària rodada pels cursos d’aigua; normalment és impossible al
planificar una pista entre dos punts evitar el pas dels cursos fluvials existents entre aquests, però si
es pot intentar el següent:
a) Travessar-los el menor nombre possible de vegades.
b) Allunyar les àrees amb corbes d’elevació de la proximitat dels cursos fluvials.
c) Triar punts de pas del curs d’aigua amb un pendent menor o al damunt d’un sòcol rocós, que
permeti un assentament millor de la pista.
d) Sempre, evitar el pas per zones humides, ja siguin basses, aiguamolls, mulleres, etc.
Figura 23. Camí forestal en el límit entre el coixí ripari i una plantació de pollancres. Foto: Jordi Camprodon.
En qualsevol cas, caldrà una anàlisi acurada del terreny (topografia i materials) per tal de dissenyar
el traçat òptim d’un vial. El creuament entre cursos d’aigua i vials (tant permanents com temporals)
han de ser els mínims possibles. Si hi ha un creuament, els vials s’han de situar allà on els materials
geològics garanteixin i assegurin en tot moment l’estabilitat del pas amb l’ús repetit i la no afectació
de la qualitat de l’aigua circulant. Si hi ha vials temporals, s’ha de permetre la recuperació posterior
131

132
de la vegetació de ribera en totes dues bandes del pas. Si hi ha d’haver un creuament on no es
garanteixi l’establert a l’apartat anterior, caldrà habilitar un pas estabilitzat o elevat temporal amb els
requeriments tècnico-administratius adients en cada cas i moment.
En el disseny del traçat d’un vial, caldrà evitar trams paral·lels al curs d’aigua que discorrin dins del
coixí ripari. Cal considerar sempre, en la mesura del que sigui possible, la disminució de la densitat
de vials a l’interior de les formacions típiques de ribera, degut a la freqüència en què aquestes
comunitats s’estableixen en sòls mecànicament fràgils.
Mesures correctores
Durant la fase de construcció, cal construir puntualment basses de decantació temporals dels passos
dels cursos d’aigua per retenir els sòlids en suspensió que, sobretot en períodes de pluges, poden
ser remoguts dels cursos on es facin les obres.
En cas de portar-se a terme obres amb l’ús de formigó, caldrà desviar prèviament les aigües del
curs fluvials i treballar en sec, per tal d’evitar la contaminació de les aigües amb el ciment. Per a la
construcció d’aquestes obres cal evitar, per tant, els períodes de pluges fortes o grans cabals.
Cal efectuar les obres de construcció dels passos dels cursos d’aigua el més ràpidament possible
per evitar els moviments de terres no consolidats en èpoques de pluges, així com restaurar el més
aviat possible els talussos creats per les obres de pas. Un cop acabades les obres, les basses de
sedimentació poden deixar-se com a trampes de sediments, que fins i tot un cop reblertes tenen la
funció de crear un graó aigua avall del pas, que possibilitin a llarg termini l’aturada de grans blocs
arrossegats per les aigües. Una alternativa és reconvertir les basses en hàbitats permanents per a
la flora i la fauna aquàtica
Sempre és necessari construir i mantenir drenatges longitudinal i transversal en qualsevol tipus de
pista forestal permanent. Un disseny i dimensionament correcte (o si es vol, sobredimensionat per a
una seguretat major) és la millor mesura correctora del seu impacte sobre les aigües.
Manteniment
Un excés de freqüentació pot ocasionar un trepig i la destrucció de comunitats i espècies vegetals
d’interès especial o amenaçades i molèsties a la fauna protegida. Per això es limitarà la construcció
de vials forestals temporals i permanents en àrees sensibles per a la flora i la fauna amenaçada.
Caldrà mantenir la xarxa viària existent en bon estat i, allà on sigui necessari (vials principals,
secundaris, etc., fins i tot carrers), establir-hi trenca-aigües per tal de reduir el risc d’erosió i reduir
al màxim la utilització de les pistes en els períodes d’humitat del sòl elevada. En qualsevol cas, cal
tenir la facultat de tancar les pistes a usos específicament de gestió (p.e. activitat agrícola, forestal,
conservació, risc d’inundació i altres serveis).
Desembosc i ús de maquinària pesant
Caldrà avaluar el procediment de desembosc més adequat a cada situació per tal d’evitar al màxim
la pertorbació del sòl i disminuir els possibles danys sobre la vegetació. Es vetllarà, perquè tant en
la caiguda dels arbres com en l’extracció dels productes obtinguts, no es malmetin els exemplars
no seleccionats d’arbres joves, les soques a rebrotar, els arbres morts en peu amb interès per a la
diversitat biològica, o qualsevol valor divers constitutiu del patrimoni públic o de propietats privades
llindants a tercers.
S’ha d’evitar tant com sigui possible la circulació amb maquinària pesant per l’interior de la massa
forestal: és preferible afavorir l’obertura de carrers temporals en aquelles zones on sigui necessari
pel mitjà de desembosc emprat, i concentrar el trànsit de la maquinària pel bosc en aquest accessos.

Capítol 3. Manteniment i gestió
Caldrà simplificar al màxim els treballs d’aprofitaments que impliquin el trànsit de maquinària rodada,
especialment en sòls humits o entollats, i principalment si són argilosos. Caldrà evitar l’aprofitament
en èpoques de nevades i plujoses en sòls inestables i argilosos.
6. bIblIogRAFIA
BOLòS O. DE & VIGO, J. 1984-2001. Flora dels Països Catalans. Vols. I-IV. Ed. Barcino. Barcelona.
CAMPRODON, J. 2008. Elementos biológicos a tener en cuenta en la planificación forestal a escala
de rodal i de paisaje. Cuad. Soc. Esp. Cienc. For., 27: 79-86.
CAMPRODON, J. & BROTONS, LL. 2006. Effects of undergrowth clearing on bird communities of
Northwestern Mediterranean coppice Holm oak forests. Forest Ecology and Management,
221: 72-82.
CAMPRODON, J., CAMPIÓN, D., MARTÍNEZ-VIDAL, R., ONRUBIA, A., ROBLES, H., ROMERO, J.
L. & SENOSIAIN, A. 2007. Status, habitat selection and conservation of Iberian Woodpeckers.
In: Biodiversity conservation, vertebrates and forestry. CAMPRODON, J. & PLANA, E. (ed.):
391-434. Edicions Universitat de Barcelona. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya.
Barcelona.
CAMPRODON, J., ORDEIX, M. GUIXÉ, D. JIMÉNEZ, L. & LLACH, F. 2010. Actuacions silvícoles
de restauració del bosc de ribera al curs mitjà-alt del riu ter. XXVII Jornades Tècniques
Silvícoles, 53-61. Consorci Forestal de Catalunya.
CAMPRODON, J., SALVANYÀ, J. & J. SOLER-ZURITA, J. 2008. The abundance and suitability of
tree cavities and their impact on hole-nesting bird populations in beech forests of the NE
Iberian Peninsula. Acta Ornithologica, 43 (1): 17-31
DUARTE, M., C. & MOREIRA, I.. 2009. Flora aquàtica e ribeirinha. ARH Algarve. Faro. 96 pp.
GODÉ, L. (ed.). 2008b. La gestió i recuperació de la vegetació de ribera. Guia tècnica per actuacions
en riberes. Agència Catalana de l’Aigua. Departament de Medi Ambient i Habitatge de la
Generalitat de Catalunya. Barcelona. 180 pp.
GREGORY, S. V., BOYER, K. L. &. GURNELL, A. M (ed.). 2003. The ecology and management of
wood in world rivers. Bethesda: American Fisheries Society.
RUIZ DE LA TORRE, J. 2006. Flora mayor. Organismo Autónomo de Parques Nacionales. Dirección
General para la Biodiversidad. Madrid. 1757 pp.
TUSELL, J. M. & CARBONELL, H.. 2007. Gestió silvícola dels boscos de ribera. Manual didàctic.
Consorci Forestal de Catalunya. 31pp.
TUSELL, J. M. & MUNDET, R. 2008. Gestió silvícola del pollancre. Manual didàctic. Consorci
Forestal de Catalunya. 32pp.
133

Falguera d’aigua (Azolla filiculoides) i musclo zebra
(Dreissena polymorpha). Fotos: Marc Ordeix.

136
ConTRol D’esPÈCIes InVAsoRes
María A. Pérez-Fernández
Área de Ecología. Departamento de Sistemas Físicos, Químicos i Naturales. Universidad Pablo de Olavide de Sevilla.
ResuM
3.3 contRol d’invasoRes
Carretera de Utrera Km 1, 45013 Sevilla. maperfer@upo.es
Les espècies exòtiques invasores són una de les primeres causes de pèrdues de biodiversitat a
nivell mundial. El seu control és extremadament complicat i car, atès que el cicle de vida de les
espècies invasores difereix d’espècie en espècie. Per regla general, es tracta d’espècies amb
una elevada taxa de reproducció i són capaces de desplaçar les espècies autòctones dels seus
ecosistemes naturals. Als països del Sud Oest d’Europa-SUDOE- s’han observat totes les possibles
vies d’entrada d’espècies invasores, tant en ecosistemes terrestres com en aquàtics. Aquestes vies
d’entrada inclouen introduccions intencionades, involuntàries, negligències, l’aqüicultura i la ruptura
de barreres geogràfiques. Els impactes causats per aquestes espècies són socials, econòmics i
ambientals i inclouen la degradació dels ecosistemes d’acollida per trencament dels fins equilibris
ecològics. S’estima que els danys derivats de les espècies exòtiques poden superar el cinc per cent
de PIB mundial. Entre les mesures preventives més comunament aplicades es troben l’exclusió de
les espècies invasores per impedir la seva entrada i la seva intercepció abans que arribin al seu
destí, evitant o minimitzant el risc d’introduccions indesitjades. Pel que fa a mesures de control
d’espècies invasores, els mètodes aplicats a nivell mundial inclouen l’eradicació, contenció i control,
tots ells basats en un profund coneixement biològic i ecològic de les espècies invasores. En tots els
casos, l’eficàcia de les mesures preventives i de control passa per la promulgació d’una adequada
normativa i la seva recta aplicació, així com per la formació de personal especialitzat en la detecció
d’espècies a la seva arribada, el control i l’eradicació. Això només s’aconseguirà amb una estreta
col·laboració entre les administracions i els especialistes científics en espècies invasores.
Paraules clau: espècies exòtiques invasores; impactes socials, econòmics i ambientals; mètodes
de prevenció i control.
AbsTRACT
INVASIVE SPECIES CONTROL. Exotic invasive species are one of the main causes of biodiversity
loss worldwide. Their control results extremely complicated and expensive, as the life cycle of each
invasive species differs from any other. As a general rule, these species show high reproductive
rates and are able of displacing native species from their natural ecosystems. In all countries of
the South Western Europe –SUDOE-, all ways of entry of invasive species have been observed
in both terrestrial and aquatic ecosystems. These ways of entry include meaningful introductions,

Capítol 3. Manteniment i gestió
involuntary introductions, negligences, fish farming and break of geographical barriers. The impacts
derive from invasive species include social, economical and environmental ones. Amongst the named
impacts are the degradation of the host ecosystems though the breaking of the ecological balances;
the estimaged losts derived from the introduction of exotic species can overcome five per cent of
world GDP. Amongst the most commonly applied preventive measurements are the exclusion of the
invading species to prevent their entry; and the interception of invasive species before they rich their
final enviroment, thus avoiding or minimizing the risk of unwanted introductions. Regarding control of
invasive espcies, the most widely applied methods include the eradication, containment and control,
all based on to deep biological and ecological knowledge of the species. However, the efficiency
of the preventive and control measurements will only take place under the umbrella of a suitable
regulation and its straight application. Similarly, it is needed well trainned personnel specialized in
the detection of species at their arrival, and also specialized in the control and eradication of invasive
species. This only will be accomplised by a close collaboration between the administrations and the
scientific specialists in invasive species.
Key words: exotic invasive species; social, economic and environmental impacts; control and
prevention methods.
1. InTRoDuCCIÓ
D’una manera cada cop més insistent, en àmbits científics o relacionats amb la gestió de la diversitat
biològica sentim parlar amb un alt grau de preocupació i alarma d’espècies exòtiques i d’espècies
invasores que afecten els ecosistemes i que redunden en perjudicis econòmics, ambientals i fins i
tot socials.
La Convenció de Diversitat Biològica de les Nacions Unides i la IUCN (2000) defineixen com a
espècie exòtica l’espècie, subespècie o tàxon inferior que s’estableix fora de la seva àrea natural
(passada o actual) i de dispersió potencial, fora de l’àrea que ocupa de manera natural i que no
podria ocupar sense la directa o indirecta introducció o cura humanes, i inclou qualsevol part o
propàgul d’aquesta espècie que pugui sobreviure i reproduir-se. Aquest terme també es pot aplicar
a nivells taxonòmics superiors, com gènere o família (Lever, 1985).
Una espècie invasora és una espècie exòtica que s’estableix en hàbitats o ecosistemes naturals o
seminaturals; és un agent de canvi i representa una amenaça per a la biodiversitat nativa (IUCN,
2000; CDB, 2009).
Una mala herba, terme pròxim als anteriors, és una planta que creix en un lloc on no es vol que
creixi. Generalment, aquest concepte s’aplica a les espècies que creixen en els cultius. Una mala
herba pot haver estat introduïda o bé pot formar part de la flora autòctona. És important perquè
causa danys de caràcter agronòmic (López-García, 2002; del Monte i Zaragoza, 2004).
Altres denominacions que podem trobar són les d’espècies al·lòctones, adventícies, alienígenes,
naturalitzades o nocives. Les tres primeres accepcions són equiparables a la d’espècie exòtica,
perquè al·ludeixen a l’origen forà amb relació al territori en què apareix l’espècie. Les dues últimes
definicions es correspondrien amb la d’espècie invasora, i responen a criteris ecològics i de
comportament, ja que, com hem dit, ni totes les espècies invasores són al·lòctones, ni totes les
al·lòctones acaben sent invasores (del Monte i Zaragoza, 2004). De fet, hi ha plantes ornamentals
137

138
o animals de companyia que no podrien sobreviure sense les nostres cures; per considerar-les
invasores, han de ser capaces de formar poblacions estables (es naturalitzen) i d’expandir-se
ràpidament. Tampoc no es poden considerar invasores les espècies natives amb una alta capacitat
colonitzadora. De totes les espècies introduïdes, només unes quantes arribaran a convertir-se en
invasores, i la majoria ho faran en ambients prèviament pertorbats (D’Antonio i Kark, 2002; Carlton
i Geller, 1993).
Nombrosos autors han arribat recentment a la conclusió que no hi ha una regla única i universal
per definir una espècie com a invasora o com a mala herba (Williams i West, 2000). Igualment
cap espècie no posseeix tots els atributs que ens facin pensar que pot ser invasora; tanmateix,
les espècies invasores, com a grup, semblen tenir certs atributs en comú (Groves i Burdon, 1986).
Les males herbes es caracteritzen per l’alta capacitat de dispersió, gran persistència, i són molt
competitives, i també són capaces de produir molts descendents tant per via sexual com vegetativa.
Disminueixen el rendiment del cultiu, interfereixen en estructures agràries, com ara les canalitzacions
d’aigua, o en els processos de collita i comercialització. L’any 1965, Baker (Vilá et al., 2008) va
assimilar la planta invasora a «mala herba ideal», i aplegava entre les seves característiques la de
ser una herbàcia anual de creixement ràpid i gran producció de llavors, capaç de créixer en ambients
pertorbats per l’home. Aquesta definició, que és clara, és tanmateix incompleta ja que, per exemple,
oblida les espècies llenyoses, però ens dóna una bona idea dels aspectes més rellevants en una
bona espècie invasora (Pysek i Richardson, 2007).
Una espècie exòtica (planta, animal o microorganisme) es converteix en invasora quan és portada
d’un lloc a un altre i, introduïda en un nou ambient per mitjà d’accions humanes, s’adapta, es
reprodueix i exerceix un domini sobre les espècies natives, amb la qual cosa ocasiona danys
ambientals, econòmics i socials. Es tracta, doncs, d’espècies exòtiques amb una gran capacitat
d’expansió que alteren els ecosistemes naturals, moltes vegades desplaçant la flora autòctona, i
algunes fins i tot poden arribar a convertir-se en males herbes (Low, 1999; Williams i West, 2000).
El pas d’immigrant a invasor no es produeix pas de forma espontània i immediata, sinó que requereix
una fase de retard temporal, seguida d’una fase de creixement exponencial continuat fins que l’espècie
assoleix els límits de la seva nova situació, moment en què s’estabilitza el creixement poblacional.
La fase de retard és molt variable en funció de la mateixa espècie, de l’espai colonitzat i de la flora
resident. Durant aquest període, una espècie introduïda pot prosperar o desaparèixer, i això queda
determinat per tot un conjunt d’interaccions ecosistèmiques que fan molt difícil predir si una espècie
immigrant es convertirà en invasora o si s’extingirà. Entre els factors ecosistèmics que participen en
la permanència d’una espècie introduïda hi ha (i) el nombre i la distribució de l’immigrant (la invasió
serà més efectiva quan les contaminacions siguin nombroses, petites i disperses); (ii) els límits de
detecció del creixement d’una població (difícils de determinar en poblacions de dimensions petites);
(iii) la selecció natural que produeix nous tipus genètics adaptats a la nova àrea; (iv) l’alteració de
l’hàbitat (per exemple, l’aparició d’un foc que beneficiï l’immigrant en detriment de les espècies
autòctones); (v) l’atzar de les forces ambientals que permetrà la permanència dels exemplars més
ben adaptats a aquell ambient particular.

Capítol 3. Manteniment i gestió
2. IMPACTe globAl A nIVell De RegIÓ suDoe I eVenTuAl
PeRsPeCTIVA HIsTòRICA sobRe ColonITZACIÓ PeR esPÈCIes
InVAsoRes
Les espècies natives es troben de manera natural en una regió com a resultat d’un llarg procés
d’adaptació a les condicions ambientals existents i del desenvolupament d’interaccions complexes
amb altres espècies, entre les quals espècies exòtiques invasores, organismes transportats per
mitjans naturals o per activitats humanes que arriben a establir-se fora de la seva àrea de distribució
natural.
En alguns casos les espècies s’introdueixen intencionadament, amb una finalitat, però també pot
passar que la introducció es produeixi de forma accidental, encara que sempre amb la participació
humana. És molt important conèixer totes les possibles vies d’entrada d’espècies per poder prevenir
o intervenir abans no sigui massa tard.
Aquestes vies d’entrada són, en general, comunes per als ecosistemes terrestres i aquàtics, amb
lleugeres variacions que es poden resumir en:
2.1. Introduccions en ecosistemes terrestres
a) Intencionades: les espècies són introduïdes deliberadament per a fins determinats com la
producció biològica, cinegètica o ornamental. És el cas de vegetals per a alimentació, jardineria,
obtenció de medicaments, matèries primeres per a la indústria, etc.; animals de companyia, per a la
caça, ramaderia, etc.; o microorganismes per a investigació o producció de drogues.
b) Involuntàries: són unes introduccions fortuïtes, no premeditades, sense intenció per part de qui
introdueix l’espècie; és el cas del transport de mercaderies, el flux de turistes o els moviments de
terra en obres.
c) Negligències: són introduccions igualment involuntàries. Una espècie és introduïda inicialment
per tal de ser utilizada en captivitat; l’espècie pot ser alliberada o escapar-se del captiveri, com és
el cas de l’alliberament d’animals de companyia, abocaments de restes de jardineria, evasions de
granges, etc.
2.2. Introduccions en ecosistemes aquàtics
a) Intencionades: introducció de peces per a pesca esportiva, alliberament d’animals ornamentals,
etc. Es poden introduir al mateix temps paràsits associats a aquestes espècies.
b) Aqüicultura: s’inclou en els casos d’introducció negligent, per escapaments d’espècies d’aquests
centres, així com en els d’alliberament intencionat des d’aquests centres, com a conseqüència de la
introducció de noves espècies amb interès comercial.
c) Embarcacions: a través de l’aigua de llast o adherències als bucs dels vaixells. Seria un cas
d’introducció involuntària.
d) Ruptura de barreres geogràfiques: la interconnexió de conques hidrogràfiques, com l’obertura
del Canal de Suez, que comunica el Mar Roig amb la Mediterrània, i que va produir la introducció
de més de 300 espècies en aquesta darrera. Molts dels grans rius europeus estan connectats per
facilitar la navegació. A Espanya s’han descrit introduccions d’aquest tipus a través del canal Tajo-
Segura; igualment les conques compartides entre països fan que les introduccions aigües amunt
siguin arrossegades al país veí.
Les invasions biològiques a tota la conca mediterrània, i, doncs, a tota la part occidental de la
139

140
conca, han estat associades a pertorbacions (Fox i Fox, 1986) i, en aquest sentit, l’agricultura es
pot considerar la pertorbació més estesa. La necessitat crònica d’obtenir recursos alimentaris ha
propiciat la creació de nous ecosistemes en què s’ha afavorit l’expansió d’espècies invasores,
encara avui propenses a continuar colonitzant nous territoris (Guillerm et al., 1990). Tot i que no
hi ha certesa exacta que a l’oest de la conca mediterrània hi hagi hagut processos invasius previs,
sembla que, com a tota la conca, el procés de cultiu va començar 9.000 anys aC, al Neolític. Les
tombes dels faraons egipcis donen testimoni d’espècies que han romàs des del Neolític fins al
període Còptic, passant per les eres Predinàstica i Dinàstica dels faraons (des de 3000 aC fins a 640
dC) (Kosinova, 1974) i que han estat transportades des dels seus llocs d’origen.
Des del Neolític fins als segles xvii-xviii, les espècies invasores van modificar escassament la
composició. A la l’Edat Mitjana, com a conseqüència del floriment del comerç entre Europa i l’Orient
mitjà i llunyà, es va produir també la progressió de tota una flora invasora, que aviat es va instal·lar
entre la nativa sense cap impediment aparent. A aquesta flora s’hi ha de sumar tota la procedent
del Nou Món; una flora portada amb intencions culinàries, que en ocasions va resultar beneficiosa
des del punt de vista gastronòmic o fins i tot ornamental (Solanum lycopersicum, Capsicum anuunn,
Solanum tuberosum, Zea mays, Lantana camara, Shinus terebinthifolius, etc.), i d’altres vegades no
tant (Solanum nigrum, S. eleagnifolium, Eichhornia crassipes, etc.).
Als segles xix i xx l’agricultura es va intensificar gràcies a la mecanització i a la introducció de
fertilitzants químics. Aquestes pràctiques van afavorir l’entrada i l’expansió d’espècies nitròfiles
fàcilment observables a totes les zones d’agricultura de Portugal, Espanya i França (Polygonum
spp., Lamiun amplexicaule, Stellaria media, etc.), mentre que la introducció d’herbicides va suposar
l’eliminació d’altres espècies invasores més sensibles (Agrostemna githago, Asperula arvensis,
Rhagadious stellatus, etc.) (Maillet, 1981), i la permanència d’altres de més resistents (Lolium spp.,
Avena spp., Galium spp., Vernonica spp., Chenopodium album, Convolvulus arvensis, entre altres).
Al segle xx i fins avui el flux d’entrada d’espècies invasores no ha cessat, encara que n’hagin estat
denunciats els efectes perniciosos. L’ambició per la cerca de riquesa fàcil va fer que s’introduïssin a
tota la Península Ibèrica diverses espècies d’Eucalyptus, que encara avui comporten enormes costos
econòmics per controlar-les i eradicar-les. El mateix podem dir d’espècies amb valor ornamental que
s’han escapat del control humà i continuen causant grans pèrdues econòmiques i ambientals (taula
1) (Perrings et al., 2010).

Capítol 3. Manteniment i gestió
Taula 1. Relació de les espècies exòtiques invasores més agresives de la Península Ibèrica.
espècies Animals espècies Vegetals
Dreissena polymorpha- Musclo zebra
Corbicula fluminea- Cloïssa asiàtica
Procambarus clarkii- Cranc de riu americà
Oxyura jamaicensis - Ànec de Jamaica
Mustela vison- Visó americà
Myocastor coypu- Coipú
Rhynchophorus ferrugineus- Morrut de les
palmeres, becut vermell
Trachemys scripta elegans- Tortuga de
Florida
Eichornia crassipes- Jacint d’aigua
Arundo donax- Canya, canyer
Azolla filiculoides- Azol·la
Caulerpa taxifolia- Caulerpa
Acacia dealbata- Mimosa comuna
Acacia longifolia- Mimosa blanca o mimosa de
cuc
Eucaliptus camaldulensis- Eucaliptus vermell
Eucaliptos globulus- Eucaliptus blau
Robinia seudoacacia- Robínia, falsa acàcia
Ailanthus altissima- Ailant
Opuntia ficus indica- Figuera de moro
Opuntia dillenii- Figuera de moro
Opuntia stricta- Figuera de moro
Cortadeira selloana- Gineri, plomalls, plomes
Carpobrotus acinaciformis- Ungla de gat, bàlsam
Carpobrotus edulis - Ungla de gat, bàlsam
Baccharis halimifolia
espècies en el mar
Mediterrani
Vegetals
Caulerpa taxifolia
Caulerpa racemosa
Animals
Minemiopsis leidyi
Crassostrea gigas
Ruditapes philipinarum
Fenneropanaes
merguiensis
Rhopilema nomadita
Lagocephalus
scaleratus
Plotosus lineatus
3. IMPACTes A nIVell soCIAl, eConòMIC I AMbIenTAl
La introducció d’espècies comporta diversos problemes, i a nivell ecològic destaca la pèrdua de
diversitat autòctona i la degradació dels hàbitats envaïts. De fet, les espècies invasores són la
segona causa de pèrdua de biodiversitat en el món, només després de la fragmentació de l’hàbitat.
El problema de fons de les espècies invasores és que trenquen l’equilibri dels ecosistemes en què
són inserides, llocs als quals no haurien tingut accés de forma natural, i es converteixen en una
seriosa amenaça per a la diversitat biològica. I no solament això, perquè a l’impacte ambiental s’hi
han d’afegir els costos econòmics i socials. Un estudi encapçalat per David Pimentel (Pimentel et
al., 2000) estima que les pèrdues econòmiques causades per aquestes espècies en tot el planeta
equivalen al 5% del Producte Interior Brut (PIB) mundial. Igualment, representen un perill per a la
salut humana, perquè hi ha una exposició a noves malalties i paràsits.
3.1. Impactes ecològics i Ambientals
• Les Espècies Exòtiques Invasores (EEI) són la segona causa, de vegades la primera, de pèrdua
de biodiversitat a nivell mundial.
• Les EEI provoquen la destrucció d’ecosistemes sencers, reemplaçant la flora i la fauna natives,
com s’ha vist amb els eucaliptus australians que han desplaçat flora autòctona africana,
americana i europea. El mateix podríem dir del Kudzu Pueraria montana o de Salvinia molesta
o del també australià gènere Melaleuca, que ha desplaçat el xiprer de nord-Amèrica; el cranc
vermell americà ha desplaçat l’ibèric; Lantana camara, un arbust neotropical, s’ha fet invasor
141

142
a l’Àfrica Oriental amb el problema afegit que serveix d’hàbitat per a la mosca Tse-tse, que
normalment habita en rierols, amb la qual cosa augmenta la incidència de la malaltia de la son.
• Moltes espècies són capaces de transformar els cicles de nutrients en els ecosistemes en què
s’instal·len. Totes les espècies de lleguminoses, com les espècies del gènere Acacia australianes,
es troben en aquest grup. Però no són pas les úniques (Levine et al., 2003); Myrica faya, natiu
de les Illes Canàries, és també fixador de nitrogen i s’ha instal·lat al Parc Nacional dels Volcans
a Hawaii on ha augmentat la disponibilitat de nitrogen dels pobres sòls volcànics en una taxa 90
vegades superior a la de les espècies natives. D’aquesta manera obre la porta a altres espècies
invasores que necessiten sòls fèrtils, amb la qual cosa s’incrementa l’amenaça de canvis a gran
escala en aquestes comunitats vegetals. Per si això fos poc, Myrica atrau l’«Ull Blanc», l’ocell
invasor més destructiu dels boscos natius de Hawai que dispersa les llavors de Myrica i que és
competidor de les espècies d’ocells natius (Mack et al., 2000).
• La majoria de les EEI vegetals són grans consumidores d’aigua i tenen sistemes radiculars que
poden extreure aquest recurs de forma més eficient que la vegetació autòctona, que resulta
desplaçada. L’ús massiu de l’aigua la disminueix i fa que alguns rius baixin eixuts o amb aigua
esporàdicament (D’Antonio i Vitousek, 1992; Mack et al., 2000).
• Els efectes negatius sobre la biodiversitat i els ecosistemes es produeixen indiscriminadament
tant en zones productives com en les àrees de conservació públiques o privades. A nivell mundial
les EEI han estat la causa principal de l’extinció del 48% de la ictiofauna, del 50% de l’avifauna i
del 48% dels mamífers (Clavero i García-Berthou, 2005; Harrison i Stiassny, 1999).
• Moltes EEI son piròfits i, juntament amb el Canvi Climàtic Global, generen cicles recurrents de
foc que n’afavoreixen la pròpia expansió i establiment. Els intervals de foc, cada cop més curts,
posen en desavantatge moltes espècies natives adaptades a períodes de foc més espaiats.
Els focs d’alta freqüència i intensitat disminueixen paulatinament els bancs de llavors i eliminen
la cobertura de l’hàbitat de diverses espècies de fauna, amb la qual cosa les exposen més als
depredadors.
3.2. Impactes econòmics
• Les EEI redueixen rendiments agrícoles com a conseqüència de l’ús desmesurat d’aigua que,
com hem indicat, pot comportar la dessecació de rius (Mack et al., 2000). Aquest cost és real,
com s’ha vist en alguns casos concrets; però la manca d’investigació en aquest aspecte fa
que en moltes ocasions aquest efecte es defineixi com a «impacte econòmic potencial». Una
estimació feta sobre els costos derivats del control de totes les espècies invasores als Estats
Units va indicar que costen a l’agricultura nord-americana uns 27.000 milions de dòlars cada
any. La destrucció de farratge i el cost d’herbicides afegeix 6.000 milions més de dòlars a les
pèrdues anuals. Si ara incloem en l’estimació els costos indirectes d’activitats com la neteja
de rius i canals, els serveis de quarentena, etc., la suma de pèrdues puja a 138.000 milions
de dòlars anuals (Pimentel et al., 2000). Sembla, doncs, que el control d’EEI no és un tema
intranscendent i que, ara com ara, tots els esforços són pocs, i en tot cas té un preu inferior al
de les despeses actuals (i això que només hem citat les referides a una estimació per als Estats
Units). Altres pèrdues derivades de les EEI són les denominades indirectes, com les despeses
en neteges, reparacions, reintroducció d’espècies natives, etc. Una llista dels efectes negatius
inclouria (i) la degradació de les terres de conreu i de les espècies cinegètiques; (ii) l’afectació
en vies de comunicació; (iii) la deterioració de canonades i canals de conducció d’aigua; (iv)
la promoció d’incendis; (v) l’afectació en instal·lacions hidroelèctriques; (vi) l’increment de la
vulnerabilitat a embargs comercials; (vii) la promoció de la sedimentació i l’eutrofització en

Capítol 3. Manteniment i gestió
embassaments i masses d’aigua; (viii) la destrucció dels recursos forestals i la deterioració dels
serveis ambientals (Graham et al., 2003).
Tot i que es coneixen els principis bàsics que originen la introducció d’espècies en ambients nous, la
magnitud dels danys que poden causar als ecosistemes, als serveis ambientals i a la salut humana,
animal i vegetal, encara no ha estat prou estudiada. De manera que els impactes ambientals i
socials que ocasionen les espècies invasores no han pogut ser valorats en tot el seu abast, com
tampoc les pèrdues econòmiques que hi van associades.
Figura 1. Quatre espècies arbòries invasores esteses pel suroest d’Europa. Acacia dealbata, Acacia melanoxylon, Robinia
pseudoacacia i Ailanthus alissima. Fotos: André Fabiao i Marc Ordeix.
4. TIPus De MesuRes PReVenTIVes
La prevenció pretén excloure les EEI amb l’objectiu d’impedir-ne a priori l’entrada i interceptar-les
abans no arribin a la destinació amb la qual cosa s’evita i/o es minimitza el risc d’introduccions
indesitjades.
L’exclusió s’aplica tant a espècies concretes com als possibles vectors de transport i entrada, en una clara
aplicació de la dita «un gram de prevenció val un quilo de curacions». L’actuació sobre els vectors és
clau perquè permet interceptar i excloure de l’entrada espècies que no són objecte de vigilància concreta
i que, per això, poden passar desapercebudes. En conseqüència, el coneixement dels mecanismes de
transferència és tan important com el coneixement de la biologia de les mateixes EEI.
La tasca preventiva ha de començar en el lloc d’origen i abans que un organisme viu pugui traspassar
la barrera biogeogràfica. Entre les accions clau que s’han de desenvolupar s’inclouen actuacions en
els llocs d’origen: (i) acords bilaterals que permetin inspeccions in situ; (ii) un sistema de certificacions
que garanteixi l’absència d’organismes indesitjats; (iii) aplicació d’un període de prequarentena.
143

144
En els punts d’entrada, que generalment coincideixen amb les fronteres, cal: (i) disposar de sistemes
eficients d’inspecció, imprescindible per verificar les introduccions autoritzades; (ii) detectar les
introduccions il·legals i interceptar les espècies introduïdes accidentalment tant de forma directa,
com a través dels principals vectors.
L’eficàcia d’aquestes mesures depèn totalment de l’existència d’un marc normatiu adequat, de prou
personal capacitat, de tècniques i protocols de vigilància adequats, de disponibilitat d’instruments
de detecció, de llistes de referències de productes i espècies amb un alt risc associat, de plantes de
tractament i quarentena, etc. Les introduccions voluntàries de vegades són necessàries. En aquests
casos és imprescindible una estratègia d’autoritzacions que s’expedeixin únicament i exclusivament
després d’aplicar una anàlisi de riscos que integri factors ambientals, econòmics, socioculturals i
sanitaris juntament amb un procés de revisió contínua en el protocol de presa de decisions.
La capacitat d’una nació per restringir el moviment d’organismes vius a través de les fronteres es
regula mitjançant tractats internacionals. Destaca l’Acord per a l’Aplicació de Mesures Sanitàries i
Fitosanitàries (SPS, sigles en anglès), que afecta els països membres de l’Organització Mundial del
Comerç (WTO); aquests països poden restringir el moviment d’espècies que poden significar una
amenaça per a qualsevol forma de vida. La Convenció Internacional per a la Protecció de Plantes
(IPPC) de 1951 regula les quarentenes per prevenir pestes de conreus i la Secretaria de la IPPC
coordina normes fitosanitàries per a tots els països membres (Mack et al., 2000).
La detecció precoç i una resposta ràpida davant d’una invasió són igualment importants, sobretot
si tenim en compte que la globalització afavoreix el moviment d’espècies i mercaderies, i fa que els
sistemes de prevenció no siguin barreres infranquejables. La funció d’aquests sistemes és identificar
les invasions abans que es produeixin per poder-les combatre. També tenen com a funció prevenir
l’expansió d’EEI ja establertes. En aquest context es necesita un programa coordinat que permeti
identificar l’amenaça, detectar-la mitjançant una xarxa de vigilància i notificar-la de forma immediata,
per poder-la contrarestar ràpidament (incloent-hi la restauració de les àrees afectades).
Amb tot, és imprescindible disposar d’una adequada capacitat bàsica de diagnòstic, de bons
coneixements taxonòmics, de la implicació de diferents estaments, d’elevats nivells de coordinació,
i de plans de contingència a través dels quals es puguin dur a terme les opcions apropiades de
resposta ràpida. En tot això, l’agilitat administrativa és crucial per no retardar les actuacions a l’espera
de permisos i autoritzacions que podrien arribar quan l’espècie ja s’hagués instal·lat. Són de gran
importància els plans de contingència, previs a les introduccions, per a espècies amb un alt potencial
invasor i de difícil eradicació. La implantació d’aquests sistemes ha de tenir recursos humans i
materials adequats, com també un pressupost dimensionat per a les necessitats particulars de cada
territori que s’ha de desenvolupar de manera continuada en el temps.

5. TIPus De MesuRes De ConTRol
Capítol 3. Manteniment i gestió
5.1. eradicació, contenció i control
Quan es produeix una invasió, l’eradicació és l’opció de gestió preferible, però aquesta alternativa
només s’ha d’intentar quan es té la certesa que hi ha elevades probabilitats d’èxit. Si no és així, i
per evitar fracassos i elevades inversions econòmiques, val més buscar alternatives, com el control
de l’espècie.
L’eradicació, quan té èxit, presenta els avantatges de permetre l’eliminació directa del problema, i les
conseqüències; permet el restabliment de les condicions ambientals prèvies a la invasió; no és tan
impactant a llarg termini i és més econòmica que altres alternatives. Les probabilitats d’èxit són més
grans en els primers estadis d’una invasió, quan l’EEI es troba en fase d’implantació, i la població
fundadora és de dimensions reduïdes. Les claus de l’èxit radiquen en tres pilars: (i) coneixement
profund de la biologia i de l’ecologia de l’espècie, que suggerirà els millors mètodes d’eradicació;
(ii) disponibilitat de prou recursos econòmics, que garanteixin que el programa d’eradicació es
completa totalment; (iii) suport, tant de les administracions implicades en l’eradicació com del públic,
per a la qual cosa són imprescindibles intenses campanyes d’informació, formació i participació.
Els mètodes emprats han de ser, a més d’eficients, selectius, ètics i humans i complir amb una
normativa aplicable.
Si l’eradicació no és viable perquè l’EEI ha envaït una àrea relativament aïllada, la millor opció per
controlar-la és contenir la població invasora dins dels límits observats d’implantació, per evitar-ne la
propagació. L’èxit d’aquests programes radica en la implantació de sistemes de vigilància continuada
del perímetre de la zona afectada per la invasió, que s’han de complementar amb mètodes de control
que impedeixin la dispersió de l’espècie des de la perifèria. Novament, la participació del públic és
imprescindible per evitar la propagació, tant voluntària com accidental, de l’espècie i col·laborar en
la detecció precoç d’una possible expansió.
Quan el problema d’invasió ha adquirit majors dimensions i ja no és possible eradicar o controlar les
EEI a gran escala, o quan aquestes es troben en espais protegits, es recomana excloure les EEI
d’aquestes àrees eliminant-les sistemàticament. Si una EEI s’ha establert i ja presenta poblacions
consistents, que ocupen una àmplia àrea de distribució, l’eradicació pot no ser viable. En aquest cas
la gestió es veu reduïda a conviure temporalment amb la EEI, intentant minimitzar-ne els impactes i
reduint-ne les densitats poblacionals i l’abundància per sota d’un llindar assumible.
En tot cas, si l’eradicació falla, l’objectiu és controlar les poblacions de la EEI, de manera que els
nivells d’abundància siguin acceptables. Hi ha tres mètodes de control àmpliament usats:
a) Mètodes Mecànics. S’hi inclouen les trampes, els trets, la pesca elèctrica, els tractaments
amb calor, l’arrencada, la tala, etc. En moltes ocasions han donat bons resultats i tenen
l’aprovació del públic. L’eradicació de l’arbre de l’aloc brasiler, la recol·lecció a mà de cargols
africans gegants als Estats Units o l’eradicació de la llúdria a la Gran Bretanya i les cabres
de les Illes Galápagos, són exemples d’èxit en l’aplicació d’aquests mètodes. No obstant
això, l’equipació dels operaris resulta cara, i també es gasta molt temps en el treball manual,
per la qual cosa es recomana utilitzar-los en conjunció amb els mètodes químics.
b) Mètodes Químics. Són els més usats per combatre espècies exòtiques en agricultura
i s’apliquen tant per controlar plantes com altres espècies. Aquests controls de caràcter
químic presenten riscos per a la salut humana, i també per a altres espècies que no són
145

146
objecte de control (com el conegut cas del DDT). A més, tenim el problema addicional del
desenvolupament de resistència als pesticides per part de les EEI, així com la necessitat de
fer aplicacions contínues dels productes per garantir el control de les espècies no desitjades,
i tot això fa que tinguin un cost inviable.
c) Mètodes Biològics. Es plantegen davant dels resultats incomplets obtinguts amb els
altres mètodes. Consisteixen en l’ús d’enemics naturals i patògens de les espècies que es
volen eliminar. Inclouen també l’ús de substàncies d’origen biològic, inducció de resistència
en l’organisme albergant, etc. Tant l’ús incorrecte que se’n pot fer, per exemple quan el
personal que els du a terme no està prèviament entrenat, o la manca de consideració a l’hora
d’avaluar els riscos associats al seu ús, com poden ser la introducció inadequada d’agents
exòtics de control biològic, l’ús de substàncies tòxiques, etc., poden causar desastres de
caràcter ambiental i fins i tot facilitar la dispersió de l’espècie objecte del control i/o provocar
noves invasions.
Tots els mètodes descrits es poden aplicar en ecosistemes tant terrestres com aquàtics, i l’efectivitat
depèn dels mitjans disponibles i de l’interès de les administracions competents (Moreira et al., 1999).
5.2. Restauració
El control i la gestió de les EEI no és suficient per garantir la funcionalitat dels ecosistemes, i per
això s’han d’aplicar també altres mesures de restauració, que puguin garantir-ne la resiliència. Les
tècniques de restauració contribueixen a alliberar recursos, a obrir de nínxols de manera que es
facilita la reintroducció d’espècies pròpies de l’ecosistema tractat.
La restauració s’ha de planificar amb cura perquè tingui garanties de viabilitat. Així, s’hauran de
tenir en compte les característiques estructurals de l’ecosistema, els costos i els beneficis, el temps
d’actuació inicial i de manteniment, etc., i s’han d’incloure mesures a llarg termini per al control i
el monitoratge de les EEI. Les intervencions s’han de fer segons protocols d’actuació elaborats
específicament per a l’àrea on s’ha d’intervenir, tenint en compte possibles factors de risc associats
a les operacions de restauració que inclouen la desinfecció de maquinària contaminada, l’evitació
de l’ús de substrats orgànics i vegetals de procedència remota que puguin aportar propàguls
d’espècies no desitjades, etc., que podrien actuar com a vectors de noves espècies i/o afavorir la
dispersió de les que han estat objecte de control. No cal dir que les espècies que s’han de reintroduir
seran autòctones, i es garantirà el traçat de la seva procedència. Encara s’haurà de tenir més
cura en el cas de reintroduccions d’espècies animals natives, en què s’haurà d’evitar la introducció
de subespècies diferents o d’individus procedents de poblacions allunyades a causa del risc de
contaminació genètica i en tot cas la reintroducció només s’hauria de dur a terme d’acord amb les
línies guia de la IUCN sobre reintroduccions.
5.3. sistemes d’informació
Disposar de tota la informació possible sobre EEI a través de sistemes digitals i accesibles via
Internet pot contribuir al control, detecció precoç i eradicació d’espècies invasores i, per tant, pot
facilitar la presa de decisions a nivell de polítiques públiques o iniciatives privades encaminades a
solucionar el problema. La publicació a la xarxa fa que les consultes siguin més ràpides, contribueix
a agilitzar la burocràcia i afavoreix l’intercanvi d’informació entre administracions, investigadors, i fins
i tot entre països, la qual cosa permet que els uns puguin aprendre de les experiències dels altres.
L’efectivitat de la gestió de les EEI depèn majoritàriament de l’exactitud de la informació que es

Capítol 3. Manteniment i gestió
tingui sobre l’espècie, incloent-hi, com ja s’ha dit, l’ecologia, la distribució, l’abundància relativa, la
superfície ocupada, les tendències poblacionals, les vies d’entrada, els vectors, etc. L’obtenció de
tota aquesta informació en un curt espai de temps afavoreix l’elaboració d’estratègies d’investigació,
prevenció, seguiment i control i, el que és més important, serveix per detectar ràpidament les noves
implantacions d’EEI.
5.4. Investigació
El control adequat de EEI passa, tal com hem indicat, pel coneixement profund de l’espècie que
hem de combatre. D’aquí ve la necessitat d’invertir en investigació, perquè els enemics són molt
nombrosos i els efectes nocius continuen augmentant. Tant la taxonomia com l’ecologia juguen un
paper essencial en totes les etapes de gestió del problema. D’altra banda, la investigació aplicada
aporta contínues millores en instruments de gestió com ara les anàlisis de riscos i les tècniques de
control.
Des d’un punt de vista pràctic, seria interessant aprofundir en els problemes econòmics associats a
les invasions biològiques incloent-hi els costos sanitaris.
L’Estratègia Europea sobre Espècies Exòtiques Invasores recull, entre altres, aquestes línies
temàtiques d’investigació:
• Metodologies d’anàlisi de risc per a vies d’entrada, vectors i espècies.
• Tècniques de detecció precoç.
• Patrons de dispersió d’EEI o potencialment invasores.
• Biologia, taxonomia i ecologia d’EEI en els rangs natius i introduïts.
• Epidemiologia.
• Investigació sobre vulnerabilitat dels ecosistemes.
• Avaluació dels impactes adversos de les EEI sobre la biodiversitat nativa incloent-hi la diversitat
genética.
• Avaluació de les conseqüències sobre l’economia i la salut pública.
• Avaluació i desenvolupament de millors tècniques de prevenció, control i restauració.
• Establiment de canals de comunicació entre el sector de la investigació i els estaments
encarregats de la gestió.
5.5. Control del tràfic il·legal d’espècies
El tràfic il·legal d’espècies representa una altra via d’entrada incontrolada d’espècies a qualsevol
territori i una terrible amenaça per a la biodiversitat. A més, és una de les activitats més lucratives que
cada any mou més de 10.000 milions d’euros a nivell mundial, i en alguns països supera les xifres
assignades al contraban d’armes (Faber et al., 2006). És molt difícil controlar-lo perquè és l’activitat
delictiva que menys repulsió troba en la societat. L’entrada d’espècies per aquesta via és deguda al
fet que als països desenvolupats hi ha una gran demanda d’espècimens vius com mascotes, pells,
elements ornamentals (des de 1970 més del 90% dels rinoceronts salvatges del món s’han sacrificat
amb l’únic objectiu d’obtenir-ne les banyes), fustes nobles, components cosmètics, medicinals,
gastronòmics o bé perquè es fan servir en farmacopea.
Control, rapidesa, idoneïtat i personal disponible són alguns dels factors que permetrien eficàcia
en la repressió d’aquesta activitat. Les denúncies d’aquests crims són escasses i, de les que s’han
fet, poques tenen sentència i només unes quantes condemna. La solució passa per millorar les
condicions socioeconòmiques en els llocs d’origen de les espècies, per evitar la temptació de traficar
147

148
amb espècimens com a font d’ingressos. Una altra clau és la introducció de canvis en la conducta
dels ciutadans que generen la demanda final. Amb tot, encara no estem prou conscienciats per
comprendre les implicacions ecològiques derivades de la mala praxi en la gestió d’espècies forànies.
6. eleMenTs neCessARIs PeR ReAlITZAR unA AnàlIsI De CosT-eFICàCIA
De manera general, abans d’emprendre qualsevol programa de control d’EEI, s’haurien de definir
clarament els resultats desitjats i en funció d’això realitzar una anàlisi de costos i beneficis, una
avaluació dels mètodes que s’empraran respecte a l’eficiència i selectivitat, un examen de les
conseqüències potencials sobre la biodiversitat nativa i plantejar un seguiment dels resultats
obtinguts. Com en el cas de l’eradicació, també és de vital importància aconseguir el suport del
públic.
Les EEI afecten innegablement el capital natural que inclou l’estoc quantitatiu i qualitatiu dels
ecosistemes (de Groot et al., 2003); afecten també els components dels mateixos ecosistemes, i
s’inclouen en aquest nivell la composició, l’estructura i el funcionament que determinen la capacitat
dels ecosistemes per subministrar serveis a la societat. En aquest sentit, la biodiversitat, com a
component primordial de l’esmentat capital natural, és l’actor principal que contribueix a mantenir
les funcions que originen els serveis dels ecosistemes (Daly, 1994). Entenem per funcions dels
ecosistemes la capacitat dels components i els seus processos per proporcionar serveis que
satisfacin les necessitats humanes (de Groot, 1992). Les funcions ambientals prenen una dimensió
econòmica quan són enteses com a funcions per als humans (Ekins et al., 2003) (funcions de font,
d’embornal i de benestar i de salut humana) i funcions del capital natural (funcions de suport per a
la vida, és a dir, responsables del manteniment de la resiliència, de la integritat dels ecosistemes)
(Holling et al., 1995). Totes aquestes funcions proporcionen beneficis directes a la societat i, en
conseqüència, són quantificables; dit d’una altra manera, hi ha una forta interdependència entre la
resiliència i el benestar social.
Una forma de valorar l’efectivitat en les mesures de control d’espècies invasores passa per definir el
valor dels ecosistemes i les seves funcions, i a partir d’aquí, es calcularan els costos derivats de les
pèrdues resultants de la introducció d’EEI (taula 2) (Martín López et al., 2006).

Capítol 3. Manteniment i gestió
Taula 2. Variables que cal considerar en la valoració econòmica dels costos derivats de la introducció i control d’espècies
Capital
Ecosistemes:
Biodiversitat com
a component de la
Resiliència
Productivitat i
Funcionament
Estructura i
Composició
Funciones
ambientales
Font
Suport i
Embornal
Salut i
Benestar
Humà
exòtiques invasores.
servicios Tipo de valor
Aliment, fusta, ramaderia,
agricultura, pesca, caça, etc
Suport i Regulació
Producció
Resistència a Primària
Invasions Biològiques
Formació
Regulació del Clima del Sòl
Control d’Erosió
Cicles de l’aigua i de nutrients
Recreació
Estètics
Culturals
Educació i Investigació
Ús Directe –
Extractiu-
Ús Indirecte
Recreativo
Estético
Cultural
Educación
Investigación
Metodología de
valoración económica
Anàlisi de mercat
Costos de pèrdues de
Productivitat
Costos de
Reemplaçament i
Restauració
Costos de
Reemplaçament i
Restauració
Preus Hedònics
Costos de conservació
Cost de Viatge
Llegat i Existència
7. MesuRes D’AleRTA PeR eVITAR noVes AMenACes
Encara que no totes les espècies exòtiques són perjudicials, el principi de precaució dicta que totes
les espècies acabades d’arribar han de ser identificades, i les autoritats han d’estar preparades per
reaccionar ràpidament.
La detecció precoç d’espècies no autòctones s’ha de basar en un sistema d’enquestes periòdiques
que permetin detectar espècies establertes recentment en un espai de temps tan curt com sigui
possible des de l’arribada de l’espècie. No obstant això, com ja s’ha dit, no totes les espècies
s’establiran, i només un petit percentatge de les que s’estableixen es converteixen en invasores i
representen una amenaça per a la biodiversitat i l’economia. Però precisament perquè no se sap
a priori quines espècies resultaran perjudicials, la detecció es fa crucial (Wittenberg i Cock, 2001).
Com que el comportament de les espècies potencialment invasores no és idèntic, caldrà desenvolupar
diferents estratègies d’actuació. Així, algunes enquestes s’hauran de centrar en espècies concretes
de les quals ja se sap que s’han convertit en invasores en condicions similars, o en espècies que
han estat eradicades anteriorment (Lowe [et al.], 2001). Els mètodes per detectar espècies varien
d’un grup taxonòmic a un altre, i l’èxit depèn en gran part de les dificultats taxonòmiques i de com
de conspícua sigui l’espècie. D’aquesta manera s’hauran de dissenyar enquestes en funció dels
objectius perseguits, com enquestes específiques per a llocs concrets en què es busquen espècies
exòtiques en general o enquestes per detectar espècies invasores particulars. Cal triar adequadament
les claus, per exemple en àrees de gran valor ecològic, dins de l’àmbit d’espècies en perill d’extinció,
i en punts d’alt risc d’entrada, com aeroports i ports de mar. L’inconvenient d’aquestes enquestes
generals és que la identificació adequada de les espècies no sempre la poden fer persones del carrer,
149

150
cosa que pot portar a resultats erronis. D’aquí ve la necessitat de tenir personal amb coneixements
en taxonomia i entrenat per detectar en camp espècies invasores (Wittenberg i Cock, 2001). Els
equips d’agents forestals amb aquesta formació supondrien un instrument valiosíssim per a les
administracions en la lluita contra les invasions.
Igualment, el personal responsable de les enquestes ha d’haver rebut abans la formació necessària.
L’educació del públic s’ha de centrar en grups que utilitzin o estiguin familiaritzats amb l’entorn
natural, com els grangers, els operadors turístics i el públic que es pugui sentir afectat, a més dels
ja esmentats agents del medi natural. La formació del personal que realitzarà les enquestes ha
d’incloure taxonomia, ús de bases de dades i serveis d’identificació, i mètodes d’enquesta adequats
per als diferents grups.
Una altra part molt important de la detecció precoç són els plans de contingència que determinen
quines mesures es prendran quan es trobi una espècie exòtica. Aquests plans han de ser de caràcter
general, atesa la diversitat de mecanismes d’entrada i de biologia de les espècies.
Un pla de contingència inclourà la definició de les parts que intervenen en totes les actuacions que
es desenvolupin, els experts consultats i informats sobre l’existència de noves espècies, i també
els representants de l’administració responsables de les actuacions. Tot aquest personal serà
responsable d’elaborar plans d’acció detallats. Perquè un pla de contingència sigui veritablement
eficient, s’ha de tenir l’equip humà necessari en el lloc adequat i ha de comptar amb prou recursos
econòmics que garanteixin la posada en marxa de manera immediata de les mesures d’eradicació
o de control.
Augmentar la conscienciació sobre les espècies invasores entre el públic general constitueix un altre
pilar de la batalla perquè s’eviten introduccions innecessàries alhora que augmenta la col·laboració
en la detecció d’espècies acabades d’arribar.
Finalment, perquè qualsevol estratègia resulti realment eficaç, es fa imprescindible l’aplicació
de mesures normatives amb les quals es garanteixi la prevenció i la reducció del risc de noves
introduccions, i també es proveeixi d’una base sòlida per a la gestió. Idealment, els marcs legals
haurien d’integrar clarament principis fonamentals de la política internacional com el de precaució
i el de «qui contamina paga» i fonamentar-se en objectius clars i centrats més en els beneficis
de l’acció que es pretén aconseguir que en les mateixes EEI. Fins i tot prohibint o limitant certes
activitats, els marcs normatius haurien de promoure l’assoliment dels objectius marcats mitjançant
incentius positius i establir mecanismes consultius amb els principals estaments implicats (autoritats
mediambientals, fitosanitàries, veterinàries, sanitàries, administracions regionals i locals, sectors
industrials, experts, etc.) a l’hora d’elaborar reglaments adequats i asegurar-ne l’acceptació i
compliment. Així mateix, la normativa hauria de definir clarament responsabilitats i funcions, i
desenvolupar reglaments específics en matèria de prevenció i gestió (McNeely, 2001).

8. bIblIogRAFIA
ADAIR, R. J. & GROVES, R. H. 1998. Impact of Environmental weeds on biodiversity: a review and
development of a methodology. The Director of the National Parks and WILDLIFE BIODIVERSITY
GROUP, Environment Australia (formerly Australian Nature Conservation Agency) GPO Box 636.
Canberra ACT 2601. 55 pp.
CARLTON, J.T. & GELLER, J.B. 1993. Ecological roulette: the global transport of nonindigenous marine
organisms. Science, 261: 78-82.
CDB 2009. Conferencia de las Partes COP 6, Decisión VI/22: Especies exóticas que amenazan a los
ecosistemas, los hábitats o las especies. Convenio sobre diversidad Biológica. www.cdb.int/
decision/cop/?id=7197.
CLAVERO M. & GARCÍA-BERTHOU E. 2005. Invasive species are a leading cause of animal extinctions.
Trends in Ecology and Evolution, 20: 110.
DALY, H.E. 1994. Operationalizing sustainable development by investing in natural capital. In: Investing in
Ntural Capital: the Ecological Economics approach to Sustainability. A.M. Jansson, M. Hammer,
C. Folke & R. Costanza (eds.): 22-37. Island Press, Washington, DC.
D’ANTONIO, C.M. & VITOUSEK, P.M. 1992. Biological invasions by exotic grasses, the grass/fire cycle
and global change. Annual Review of Ecology and Systematics, 23: 63-87.
D’ANTONIO, S. 2002. Impacts and extent of biotic invasions in terrestrial ecosystems. TRENDS in Ecology
and Evolution, 17: 202-204.
DE GROOT, R, 1992. Funtions of Nature. Volters-Noordhoff. Groningen. Netherlands. 345 pp.
DE GROOT, R., VAN DER PERK, J., CHIESURA, A. & VAN VLIET, A. 2003. Importance and threats as
determining factor for criticality of natural capital. Ecological Economics, 44: 187-204.
EKINS, P., SIMON, S., DEUTSCH, L. FOLKE, C. & DE GROOT, R. 2003. A framework for the practical
application of the concepts of critical natural capital and strong sustainability. Ecological Economics,
44: 165-185.
FARBER, S., COSTANZA, R., CHILDERS, D. L., ERICKSON, J., GROSS, K., GROVE, M., HOPKINSON,
C.S., KAHN, J., PINCETL, S., TROY, A., WARREN, P. & WILSON, M. 2006 Linking Ecology and
Economics for Ecosystem Management. BioScience, 56: 121-133
FOX, M.D. & FOX, B. J. 1986. The susceptibility of natural communities to invasions. In: Ecology of
biological invasions, an Australian perspective. R.H Groves & J.J. Burdon (eds.): 57-66. Australian
Academy of Science.
GRAHAM, W. M., MARTIN, D. L., FELDER, D. L., ASPER, V. L. & PERRY, H. M. 2003. Ecological and
economic implications of a tropical jellyfish invader in the Gulf of Mexico. Biological Invasions, 5:
53–69.
GROVES, R. H. & BURDON, J. J. 1986. Ecology of Biological Invasions: an Australian Perspective.
Cambridge University Press, Cambridge. 642 pp.
GUILLERM, J. L., LE FLOC’H, E., MAILLET, J. & BOULET, C. 1990. The invading weeds within the
Western Mediterranean Basin. In: Biological Invasions in Euroe and the Mediterranean Basin. F.
di Castri, A.J. Hansen & M. Debussche (eds.): 61-84. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht,
Boston, London.
HARRISON, I. J. & STIASSNY, M. L. J. 1999. The quiet crisis: a preliminary listing of freshwater fishes of the
World that are either extinct or “missing in action”. In: Extinctions in Near Time:Causes, Contexts,
and Consequences. MacPhee, R. D. E (ed): 271-331. Plenum Press, New York & London.
HOLLING, C. S., SCHINDLER, D. W., WALKIER, B. W. & ROUGHGARDEN, J. 1995. Biodiversity in
Functioning of Ecosystems: an ecological synthesis. In: Biodiversity Loss: Economic and
Ecological Issues. C. Perrings, K.G. Mäler, C. Folke, C. S. Holling & B. O. Jansson (ed.): 44-83.
151

152
Cambridge University Press. Cambridge.
IUCN. 2000. Guías para la prevención de pérdidas de diversidad biológica ocasionadas por especies
exóticas invasoras. International Union for Conservation of Nature. The World conservation Union
and the Species Survival commission. 361 pp. http://data.iucn.org/dbtw-wpd/edocs/Rep-2000-
052-Es.pdf>.
KOSINOVA, J. 1974. Studies on the weed flora of cultivated lands in Egypt. 4. Mediterranean and Tropical
elements. Candollea, 29: 281-295.
LEVER, C. 1985. Naturalized mammals of the world. Longman, New York.
LEVINE, J. M., VILÀ, M., D’ANTONIO, C. M., DUKES, J. S., GRIGULIS, K., & LAVOREL, S. 2003.
Mechanisms underlying the impact of exotic plant invasions. Philosophical Transactions of the
Royal Society of London Serie B 270: 775-781.
LOPEZ-GARCIA, M. 2002. What criteria are relevant for predicting the invasive capacity of a new
agricultural weed? The case of invasive American species in France. Weed Research, 40: 11-26.
LOW, T. 1999. Feral Future. Viking Books, Australia.
LOWE, S. M., BROWNE, BOUDJELAS, S. & DEPOORTER, M. 2001. 100 of the World’s Worst Invasive
Alien Species, a selection from the Global Invasive Species Database, UICN-ISSG, Auckland,
Nueva Zelanda.
MAILLET, J. 1981. Evolution de la flore adventice dans le Montpellierais sous la pression des techniques
culturales. Th. Dr. Ing. U.S.T.L. Montpellier. 200 pp.
MACK, R. N., SIMBERLOFF, D., LONSDALE, W. M., EVANS, H., CLOUT, M. & BAZZAZ, F. 2000.
Invasiones Biológicas: Causas, Epidemiología, Consecuencias globales i Control. Tópicos en
Ecología, 5: 1-19.
MCNEELY, J. A. 2001. The Great Reshuffling: Human Dimensions of Invasive Alien Species. UICN, Gland
& Cambridge.
MARTÍN LÓPEZ, B., GARCÍA LLORENTE, M., ALCORLO, P & MONTES, C. 2006. El valor económico
como indicador de la amenaza de las especies invasoras. El caso de los Parques Nacional i
Natural de Doñana. GEIB. 2ª Congreso Nacional sobre Especies Exóticas Invasoras ‘EEI 2006’.
Invasiones biológicas: Un factor de cambio global. EEI 2006 actualización de conocimiento.
GEIB, Serie Técnica nº 3: 41-79.
MONTE DEL, J. P. & ZARAGOZA, C. 2004. La introducción de especies vegetales i la valoración del
riesgo de que se conviertan en malas hierbas. Bol. San. Veg. Plagas, 30: 65-76.
MOREIRA, I., FERREIRA, T., MONTEIRO, A., CATARINO, L. & VASCONCELOS, T. 1999. Aquatic weeds
and their management in Portugal: insights and the international context. Hydrobiología, 340: 1-3
PIMENTEL, D., LACH, L., ZUNIGA, R. & MORRISON, D. 2000. Environmental and Economic Costs
Associated with non-indigenous species in the United States. Bioscience, 50: 53-65.
PERRINGS C., MOONEY, H. & WILLIAMSON, M. 2010. Bioinvasions and Globalization: Ecology,
Economics, Management and Policy, Oxford, Oxford University Press.
PYSEK, P. & RICHARDSON, D. 2007. Traits associated with Invasiveness in alien plants: where do we
stand? In Nentwig, W. (ed.) Biological Invations.: vol 193. Srpinger-Verlang, Berlin Heidelberg.
VILÁ, M., VALLADARES, F., TRAVESET, A., SANTAMARÍA, L., CASTRO, P. (coord.) 2008. Invasiones
Biológicas. CSIC, Colección Divulgaciones. Madrid.
WILLIAMS, J. A. & WEST, C. J. 2000. Environmental weeds in Australia and New Zealand: issues and
approaches to management. Austral Ecology, 25: 425-444.
WITTENBERG, R. & COCK, M. J. W. 2001. Especies exóticas invasoras: Una guía sobre las mejores
prácticas de prevención i gestión. CAB International, Wallingford, Oxon. Pp xvii – 228 pp.

Plantació i reg en una restauració fluvial. Riu Odelouca (Portugal).
Foto: Marc Ordeix.
Trituració de restes de tallada en una restauració fluvial.
Riu Ter (Catalunya). Foto: Marc Ordeix.

154
InVenTARI De MAquInàRIA PeR A TRebAlls De
ResTAuRACIÓ o ReHAbIlITACIÓ en AIgÜes suPeRFICIAls
Jerónimo Carrascal-Tirado
Dirección General de Evaluación i Calidad Ambiental. Junta de Extremadura. Ctra. de Portugal, E-06800 Mérida.
ResuM
3.4 inventaRi de maquinÀRia
jcarrascalt@gmail.com
En la restauració fluvial sovint cal recórrer a l’ús de maquinària pesada per motius tècnics i/o
econòmics. L’ús d’aquesta maquinària facilita els treballs, però pot tenir una baixa eficiència i
ocasionar un impacte ambiental sobre els terrenys al·luvials, si no es tria la màquina més adequada
per a cada funció o no es gestiona de forma adequada. En aquest capítol es recull un catàleg de la
maquinària pesada que s’utilitza de forma habitual en els treballs de restauració fluvial. S’usen per
a tot tipus de treballs, com estassades, plantació segues, trituració de restes vegetals, contenció de
talussos, eliminació de planta al·lòctona, moviments de terres, roques i troncs, etc. S’han distingit
tres tipus bàsics de màquines: terrestres, amfíbies i aquàtiques.
La maquinària terrestre és no específica per a treballs en entorns fluvials. Està dissenyada per a
obres civils, forestals o agrícoles. Són les més abundants, conegudes i econòmiques. Són versàtils,
lleugeres i de petites dimensions, per disminuir els impactes negatius en el medi fluvial.
La maquinària amfíbia està més especialitzada. Pot treballar indiferentment a l’aigua o a terra ferma.
Alguns dels models que s’exposen són màquines terrestres als quals se’ls ha afegit algun artefacte
que li confereix el caràcter amfibi. Són poc emprades en la Península Ibèrica.
La maquinària aquàtica és específica per a treballs en contacte directe amb l’aigua. Algunes estan
adaptades per a poder desplaçar-se de terra a l’aigua sense necessitat de grues o maquinària
addicional. Són poc conegudes a la Península Ibèrica i se solen fer servir amb més assiduïtat en
ecosistemes lèntics.
Paraules clau: maquinària terrestre, amfíbia i aquàtica; restauració fluvial, rehabilitació fluvial.
AbsTRACT
INVENTORY OF EQUIPMENT FOR RESTORATION OR REHABILITATION WORK IN SURFACE
WATERS. In river restoration it is often necessary to use heavy machinery for technical reasons
and/or economic. The use of this machinery facilitates the work, but it may have a low efficiency,
environmentally impacting the floodplain if the right machine is not chosen for each function or is not
handled properly. This chapter contains a catalogue of heavy machinery that is used routinely in river
restoration work. Used for all types of work such as clearing, boring, mowing, crushing plant debris,
slop containment, removal of allochthonous plants, and earth, rock and log moving, etc. Three basic

Capítol 3. Manteniment i gestió
types of machines have been distinguished: land, amphibious and aquatic.
The land equipment is not specified for working in river environments. It is designed for civil
engineering, forestry and agriculture. They are the most abundant, known and inexpensive. They
are versatile, lightweight and small, for reducing negative impacts on the river environment.
The amphibious equipment is more specialized and can work indifferently in water or on land. Some
of the models presented are land machines to which they added a device that gives it an amphibious
character. They are little used in the Iberian Peninsula.
Aquatic machinery specifically works in direct contact with water. Some are adapted to move from
land to water without cranes or additional equipment. They are little known in the Iberian Peninsula
and are often used more frequently in lentic ecosystems.
Keywords: land machinery, amphibious machines, water machinery, river restoration, river
rehabilitation.
1. InTRoDuCCIÓ
La restauració o rehabilitació d’ecosistemes aquàtics d’aigua dolça és un procés complex que
requereix un conjunt d’accions planificades per tornar-los l’estructura original i les funcions naturals
en un període dilatat de temps. Per dur a terme aquestes accions, moltes vegades és necessari
executar obres per eliminar els impactes que els degraden (CIREF, 2010). Les obres, les poden fer
de forma manual operaris especialitzats mitjançant eines de mà, o bé es poden executar de manera
mecanitzada amb maquinària pesada. La primera forma d’execució és la menys agressiva amb
l’entorn, perquè els treballs manuals són més precisos i selectius. Però moltes vegades és necessari
l’ús de maquinària, per motius tècnics o econòmics. Aquest ús comporta una sèrie d’impactes
ambientals que poden contribuir a deteriorar per males praxis aquests entorns tan sensibles, i en
aquest cas es donaria la paradoxa que l’execució de les obres no millora l’estat ecològic.
Per evitar aquesta incongruència és necessari conèixer els impactes ambientals derivats d’aquesta
pràctica, així com la maquinària disponible actualment en el mercat, perquè es pugui triar la més
recomanable segons el tipus de treball que cal realitzar i l’ecosistema que cal tractar. Així, doncs,
aquest estudi, realitzat per la Dirección General de Evaluación i Calidad Ambiental (DGECA) de
la Junta de Extremadura en el marc del projecte RICOVER (Interreg IVB-Sudoe), se centra en un
inventari dels diferents tipus de maquinària emprada en ecosistemes lòtics i lèntics a escala global.
2. seleCCIÓ De MAquInàRIA
Després de realitzar una recerca global de la maquinària que pot ser emprada en obres de restauració
o rehabilitació en ecosistemes d’aigua dolça i consultar empreses del sector mediambiental
relacionades amb aquest tipus de treballs, s’han segregat les màquines més utilitzades i específiques
en tres grups diferents:
· Maquinària terrestre no específica per a treballs en entorns fluvials, dissenyada i usada
normalment en obra forestal, obra civil i fins i tot en explotacions agrícoles. En aquest grup
hi ha les màquines que solen emprar les empreses i les Administracions a Espanya, ja
que són les més abundants, conegudes i econòmiques. Les màquines seleccionades són
155

156
versàtils, lleugeres i de petites dimensions, per disminuir els impactes negatius en aquest
tipus d’entorns.
· Maquinària amfíbia. Està més especialitzada que l’anterior, i pot treballar indiferentment
dins l’aigua o a terra. Alguns dels models que s’exposen són màquines terrestres a les quals
s’ha afegit algun artefacte que els confereix el caràcter amfibi. Són menys conegudes a
Espanya i poc o gens emprades.
· Maquinària aquàtica específica per a treballs en contacte directe amb l’aigua. Algunes
màquines estan adaptades per poder desplaçar-se de terra a l’aigua sense necessitat de
grues o maquinària addicional. Són poc conegudes a Espanya i se solen fer servir amb més
assiduïtat en ecosistemes lèntics.
3. MAquInàRIA TeRResTRe
3.1. Retrocarregadora («backhoe loader»)
Descripció: La retrocarregadora també s’anomena retropala o mixta. És una màquina autopropulsada
(tractor adaptat) sobre pneumàtics amb un bastidor dissenyat especialment. Es basa en un equip
frontal de càrrega i en un altre posterior d’excavació (retroexcavadora) de manera que es pot utilitzar
alternativament per a les dues funcions (figura 1).
Quan s’empra com a excavadora, pot excavar per sota o per sobre del nivell del sòl, mitjançant
un moviment de la cullera cap a la màquina, que roman immòbil. Quan realitza aquesta feina, ha
d’estar estacionada, apuntalada mitjançant gats hidràulics i la cullera frontal en una zona plana.
Quan s’utilitza com a carregadora, carrega o excava mitjançant el desplaçament i el moviment dels
braços i eleva, transporta i descarrega materials.
Operativitat: Aquesta màquina és útil per moure quantitats importants de materials com sorra,
grava, enderrocs, etc. amb la pala carregadora. De fet, va ser una de les màquines utilitzades
per la Confederació Hidrogràfica del Guadiana el 2005 per lluitar contra l’eicòrnia o jacint d’aigua
(Eichhornia crassipes) al riu Guadiana, d’on es van retirar grans quantitats d’aquesta planta
aquàtica invasora. Per realitzar qualsevol altra funció, és preferible utilitzar l’excavadora, ja que és
més versàtil, manejable i lleugera. És millor usar models de petites dimensions, les anomenades
«miniretrocarregadora» (4.000 kg de pes operatiu), ja que causen un impacte menor al medi. Alguns
models permeten intercanviar la pala frontal per aparells útils per a les obres en entorns fluvials
tals com trituradores, foradadores, talladores i altres màquines dissenyades per a un altre tipus de
treballs (taula 1).
3.2. Minicarregadora («skid steer loader»)
Descripció: La minicarregadora compacta consta d’un xassís rígid sobre el qual es munta una cullera
frontal de petita capacitat (figura 1). El motor d’aquesta màquina sol estar adaptat a la part posterior,
en el punt d’unió entre els braços de la cullera i el xassís. Compta amb un sistema hidràulic per a
l’elevació de la cullera o per permetre el muntatge d’altres accessoris. El xassís es desplaça sobre
un sistema d’erugues o de pneumàtics, i aquest últim és el més habitual. Se sol fer servir en obra
civil per a càrrega i descàrrega de materials.
Operativitat: No sol emprar-se en entorns fluvials, encara que pot ser útil en els cursos d’aigua que
circulen dins nuclis urbans. S’assembla a la pala carregadora, amb una gran diferència. Al mercat
hi ha una àmplia varietat de models, des dels de 1.200 kg fins als de 5.000 kg (taula 1). La seva
funció principal és la càrrega, transport i descàrrega de volums reduïts de material. És interessant,

Capítol 3. Manteniment i gestió
per a les restauracions o rehabilitacions en aquests ecosistemes, la possibilitat de realitzar feines
silvícoles perquè s’hi poden adaptar capçals trituradors per desbrossar vegetació de ribera no gaire
desenvolupada, tenint en compte que la zona d’actuació ha de ser plana i sense tolls.
Figura 1. a) Representació de l’àrea de treball d’una màquina mixta: part frontal, pala carregadora i retropala posterior. Dibuix
MF Industrial. b) Dibuix d’una minicarregadora. Dibuix: Bobcat.
3.3. excavadora («Tracked excavator»)
Descripció: L’excavadora és una màquina autopropulsada sobre rodes o cadenes amb una
superestructura capaç de girar 360º (en un sentit i en un altre i de forma interrompuda) que excava
o carrega, eleva, gira i descarrega materials per l’acció d’una cullera fixada a un conjunt de ploma i
balancí o braç extensible, sense que el xassís o l’estructura portant es desplaci. Aquesta màquina
disposa d’una àmplia varietat d’aparells (trituradores de cadenes o martells, foradadores, etc.)
intercanviables amb la cullera excavadora. Molts models disposen, a més, d’una pala dozer a la part
frontal, que n’amplia la versatilitat.
La diferència més significativa amb la retrocarregadora, a banda de disposar d’un sol braç de
càrrega, rau en la capacitat de girar 360º sobre el seu eix, cosa que permet treballar en una zona
determinada sense necessitat de moure’s i s’eviten, així, els rodaments. A més a més, la pala es pot
fer servir sense necessitat d’apuntalar prèviament la màquina amb gats hidràulics (figura 2).
Figura 2. a) Representació d’una excavadora de cadenes amb pala dozer frontal. b) Miniexcavadora eliminant canyes
(Arundo donax) amb un triturador de cadenes. Foto: Jerónimo Carrascal.
157

158
El mercat diferencia entre excavadores i miniexcavadores. Aquestes segones són les més utilitzades
en entorns fluvials, ja que el pes operatiu (inferior a 5.000 kg en alguns models) incideix poc en els
ecosistemes lòtics.
Operativitat: La miniexcavadora («mini-excavator») és la màquina més emprada en trams mitjans
i baixos dels rius (zones amb pendent moderat i poc pedregoses), a causa de la versatilitat, la
varietat de màquines disponibles al mercat i el cost econòmic. La miniexcavadora, com que és de
dimensions petites, minimitza impactes en entorns fluvials i pot treballar de forma bastant precisa
(dependrà de la perícia del maquinista), amb una gran varietat de treballs, i fins al 55% en línia de
màxim pendent. És una màquina que es pot desplaçar perfectament per terrenys tous, ja que el
xassís pot estar suportat per dues cadenes de goma paral·leles, cosa que augmenta la superfície de
contacte amb el sòl. Els aparells múltiples intercanviables permeten realitzar moviments de terres,
plantacions en riberes, treballs silvícoles d’estassada o trituració de vegetació, contenció de talussos
i retirada de vegetació (taula 1).
Taula 1. Característiques bàsiques de la maquinària terrestre seleccionada per treballar en entorns fluvials. Les
dades referents al cost €/h són orientatives (font de la base de preus 2010 de la Consejería de Fomento de la Junta
de Extremadura, tarifes Tragsa i de diferents empreses consultades). La classificació qualitativa referent al nivell
d’especialització i a l’impacte ambiental generat és subjectiva, no atén a cap estudi previ.
Maquinària Potència
(cv)
Pes
(kg)
Xassís
sobre
Pendent de treball Aparells o
Longitudinal Transversal
Minimixta 50 4200 Pneumàtics

Capítol 3. Manteniment i gestió
Figura 3. a) Representació de l’àrea de treball de Retroaranya. Dibuix: Menzi Muk. b) Retroaranya treballant en un riu.
Quan la màquina es desplaça fora de la zona de treball, ho fa amb les quatre rodes i amb l’extensió
de les potes recollida. Les potes s’ajunten al xassís, per la qual cosa la màquina queda amb una
amplada d’un vehicle normal. Les rodes es comporten, a més a més, com a directrius. Quan la
màquina entra en ordre de treball, les dues rodes de les potes extensibles poden ser retirades. Al
mercat hi ha una gran varietat de retroaranyes de diverses grandàries, pesos i potències.
Operativitat: La retroaranya és l’única màquina que es pot emprar a la capçalera dels rius en trams alts
o fins i tot en trams mitjans, en què els pedregars, els pendents i l’encaixament dels rius fan que sigui
impossible treballar-hi amb una altra màquina en condicions de seguretat. La retroaranya pot treballar
en pendents del 100% en línies de màxim pendent o fins al 70% de pendent en treballs segons corbes
de nivell, i la seva capacitat de travessar el curs fluvial pot superar els 2 metres (taula 1).
Per realitzar diferents tasques, es poden muntar diversos tipus d’eines en el braç de grua, des de
pales de mida petita o grans, fins a martells pneumàtics, passant per pinces de càrrega, manipuladors
de materials, trituradores, etc. Per tant, la retroaranya és molt eficaç tant en feines de preparació del
terreny per a repoblacions com per eliminar vegetació al·lòctona i triturar-la després. L’inconvenient
principal és el cost per hora, superior a qualsevol altra màquina. Per això, només se sol utilitzar quan
és imprescindible, encara que seria aconsellable emprar-la en qualsevol tram de riu (sempre que es
tracti de maquinària terrestre), perquè és la que menys impactes genera en els ecosistemes lòtics.
4. MAquInàRIA AMFíbIA
4.1. excavadora amfíbia de pontons («Amphibious excavator»)
Descripció: Està dissenyada per actuar en ecosistemes lèntics o lòtics d’aigües lentes o poc
profundes, on treballar amb una excavadora tradicional resultaria perillós o impossible. La màquina
és una excavadora tradicional la característica principal de la qual és que el sistema de rodatge és
una estructura d’eruga més lleugera i elevada o amb pontons i la ploma o braç és de llarg abast.
Aquest sistema de rodatge o estructura permet treballar indistintament fora o dins de l’aigua gràcies
al fet que la pressió que exerceix sobre el sòl per centímetre quadrat és molt baixa. La màquina pot
treballar sense dificultat entre 0,7 i 2 m de profunditat, depenent de la grandària.
Alguns fabricants han ideat uns pontons addicionals que es col·loquen lateralment i permeten que
la màquina suri. Per poder treballar surant s’ajuda amb unes potes d’ancoratge que estabilitzen
l’excavadora. Les potes més llargues solen tenir 6 m (en excavadores amfíbies de gran tonatge) i
159

160
permeten treballar fins a aquesta profunditat. Aquesta màquina es pot desplaçar surant per l’aigua
gràcies a propulsors que es poden annexar als pontons addicionals (figura 4).
Figura 4. a) Miniexcavadora amfíbia treballant en un riu. Foto: Osma snc. b) Detall de la col·locació de pontons addicionals
per a la flotació en excavadora de gran tonatge. Foto: Remu Ltd. c) Excavadora treballant en aigües profundes estabilitzada
amb l’ajuda de les potes d’ancoratge. Foto: Remu Ltd.
Operativitat: Hi ha models d’excavadora i miniexcavadora, com les terrestres, i es pot emprar l’una
o l’altra segons el tipus d’actuació que s’ha de realitzar. Normalment es fa servir l’excavadora (de
gran tonatge) en ecosistemes lèntics o lòtics molt amplis, accessibles i mansos, per realitzar feines
de dragatge o retirada d’un gran volum de vegetació aquàtica. Per a treballs en entorns fluvials
s’ha d’utilitzar la miniexcavadora, més apropiada per a l’estabilització de talussos i els tractaments
silvícoles. Com en les altres excavadores o miniexcavadores, es pot substituir la pala per un altre
aparell segons el tipus de treball que es vulgui realitzar (taula 2).
Taula 2. Característiques bàsiques de la maquinària amfíbia seleccionada per a treballs en aigües lèntiques i lòtiques. La
classificació qualitativa referent al nivell d’especialització i a l’impacte ambiental generat és subjectiva, no atén a cap estudi
específic previ.
Màquines
Miniexcavadora
amfíbia
Excavadora
amfíbia de gran
tonatge
Excavadora
amfíbia amb
rodes
Retroaranya
amfíbia
Màquina
Multifunció
«Truxor»
Potència
(cv)
Pes
(kg)
Xassís sobre
22 2900 Eruga i pontons
De 94 a
150
De
15000
a
28000
50 7000
De 24 a
140
De
2000
a
11500
27 i 35 1350
Eruga amb
2 pontons
addicionals
Pontó sobre 3
potes extensibles
amb rodes
Retroaranya
amb 2 pontons
addicionals
Pontons amb
eruga
Aparells o capçals per a
diferents treballs
Pala excavadora/
desbrossadora/pinces
Diferents tipus de culleres o
pales excavadores
Diferents tipus de culleres o
pales excavadores
Mateixos capçals que la
retroaranya terrestre
Pala carregadora i excavadora/
segadora/rasclet per a
vegetació/bomba de dragatge/
cubeta i pinça/conreadora/
eliminador d’oli
Nivell d’Especialització
Alt (cursos mitjans i
baixos de rius)
Alt (aigües lèntiques)
Alt (cursos mitjans i
baixos de rius)
Alt (gairebé tot tipus
de rius)
Molt alt (aigües
lèntiques, aigües
lòtiques tranquil·les)
Impacte
ambiental
Mitjà - Baix
Mitjà - Alt
(màquina
molt pesada)
Mitjà
(màquina
pesada)
Baix
Molt Baix

Capítol 3. Manteniment i gestió
4.2. excavadora amfíbia amb rodes («Amphibious excavator»)
Descripció: S’assembla a una excavadora tradicional, però amb la diferència d’estar muntada sobre
una mena de barcassa d’on surten tres potes extensibles que finalitzen cadascuna en dues grans
rodes. Aquestes rodes permeten a la màquina treballar i desplaçar-se per terra i li confereixen
estabilitat quan treballa a l’aigua, fins i tot en flotació. Disposa d’un braç o ploma extensible, giratòria
en 360º, que finalitza en una cullera o pala.
Operativitat: Realitza els mateixos treballs que l’excavadora amfíbia anterior (taula 2).
4.3. Retroaranya adaptada a la gestió d’aigües («Aquatic ‘walking’ excavator»)
Descripció: És una retroaranya normal, però adaptada per poder desplaçar-se surant en aigües
profundes, gràcies a la col·locació de pontons flotants. Per treballar amb seguretat en aigües
profundes, el bastidor porta equipats uns suports ajustables a manera de potes que permeten treballar
en profunditats de fins a 4,5 m. Quan la màquina treballa en aigües més succintes, disminueix la
pressió que exerceix sobre el sòl, i s’hi col·loquen pneumàtics dobles i una plataforma per a zones
fangoses.
Operativitat: Aquesta màquina està més especialitzada en gestió d’aigües i restauracions fluvials
que la retroaranya normal. Té la capacitat d’intercanviar aparells o capçals segons el tipus de treball
que es realitzi (taula 2).
4.4. Màquina amfíbia multifuncional
Hi ha fabricants que han dissenyat màquines amb la possibilitat de treballar tant en aigües profundes
com en terra ferma amb la versatilitat que els ofereix la multitud d’aparells o eines fàcilment
intercanviables, la grandària reduïda i el poc pes. A continuació s’exposa una d’aquestes màquines
d’un fabricant concret. S’ha escollit com a exemple de versatilitat, ja que és la més completa que s’ha
trobat després de recercar la maquinària disponible al mercat, sense menyscabar altres màquines
similars que es poden consultar en la llista adjunta de màquines i fabricants.
4.4.1. Màquina amfíbia multifuncional «Truxor» («Anphibian toolcarriers ‘Truxor’»)
Descripció: És una màquina dissenyada per l’empresa Dorotea Mekanisca AB per treballar
principalment en medis aquàtics. Està muntada amb pontons d’alumini galvanitzat. A la part superior
se situa una cabina plegable on el conductor pot executar totes les seves funcions a través de dos
alçaprems de comandament, un per a cada mà. Els pontons estan muntats sobre erugues que hi
confereixen el caràcter amfibi, ja que pot treballar sobre qualsevol superfície (terra seca, aigües
somes o profundes) i pot navegar com una embarcació. Aquesta màquina amfíbia minimitza els danys
en els ecosistemes aquàtics (petites dimensions i poc pes), a causa de les seves característiques
físiques (figura 5).
Figura 5. a) Màquina amfíbia multifuncional «Truxor» treballant en aigües profundes amb un accessori per tallar canyes.
Foto: Dorotea Makaniska AB. b) Màquina «Truxor» equipada amb una pala excavadora. Foto: Dorotea Makaniska AB.
161

162
Operativitat: Aquesta màquina està dissenyada per treballar en ecosistemes lèntics, encara que
també es pot fer servir en ecosistemes lòtics d’aigües tranquil·les. És una màquina multifuncional,
ja que té la capacitat de realitzar actuacions de molt diversa índole gràcies a la multitud d’aparells
(fàcilment intercanviables) disponibles per treballar en aquests medis. Pot tallar vegetació herbàcia,
aquàtica i terrestre, amb diferents tipus de fulles, recollir la vegetació tallada amb diferents tipus
de pales o rascles, pinçar i treure objectes o materials de l’aigua a través d’una pinça mecànica
extensible, pot dragar zones pantanoses amb diferents bombes de dragatge, pot excavar amb
l’ajuda d’una pala convertint-se en una miniexcavadora, es pot utilitzar com a fresadora agrícola,
amb unes fulles giratòries pot extreure vegetació, així com succionar abocaments de petroli, olis o
qualsevol altre producte oleaginós a través de bombes adaptades per a això (taula 2).
5. MAquInàRIA AquàTICA
5.1. llanxes segadores o recol·lectores d’herbàcies aquàtiques
Descripció: Bàsicament aquestes embarcacions són similars a llanxes motores de petites dimensions
adaptades amb algun artefacte en la part frontal per realitzar feines de recollida de restes herbàcies
o de sega. Quan realitzen la sega, les embarcacions solen estar muntades amb dos corrons frontals,
col·locats longitudinalment l’un al costat de l’altre, els quals contenen unes estructures en forma de
«L» distribuïdes helicoïdalment. Aquests corrons s’accionen i es mouen indistintament endavant o
enrere, i poden funcionar per sota de l’aigua o semisubmergits (figura 6). Quan realitzen les feines
de recollida de restes herbàcies, disposen a la part frontal d’una mena de pala carregadora.
Figura 6. a) Llanxa motora segadora d’herbàcies. Foto: Osma snc. b) Llanxa motora amb pala carregadora. Foto: Aquarius
Systems.
Operativitat: Aquests vaixells s’utilitzen en operacions de manteniment de canals, llacs, llacunes,
embassaments i cursos d’aigua on les herbes aquàtiques presents colonitzen i eutrofitzen completament
les aigües, dificultant la presència d’altres espècies, a més d’estroncar les aigües (taula 3).

Capítol 3. Manteniment i gestió
Taula 3. Característiques bàsiques de la maquinària aquàtica seleccionada per treballar en aigües lèntiques i lòtiques. La
classificació qualitativa referent a l’impacte ambiental generat és subjectiva, no atén a cap estudi específic previ.
Màquines
Llanxa
segadora o
recol·lectora
d’herbàcies
Potència
(cv)
De 45 a
75
Pes
(kg)
De
1.600
a
2.750
Embarcació
De
pseudoamfíbia De 225 a 18.500
dragador- 700 a
excavador
45.000
Recol·lectora
de mala herba
aquàtica
Barcassa
segadora de
llenyoses i
herbàcies
Swamp devil
De 24 a
65
De
1.500
a
9.000
Tipus
d’embarcació
Llanxa
motora
Embarcació
amb poc
calat, tipus
pontó
Pontó
230 - Pontó
Aparells o capçals
per a diferents
treballs
Corrons segadors
i pala o cullera
de recollida de
materials
Bombes de
dragatge i pala o
cullera per dragar o
excavar
Obertura per
recol·lectar amb
dimensions des de
4 x 4 m fins a 12
x 6 m
Fulles de sis
hèlices de 2,4 m de
diàmetre
Zones d’actuació
preferent
Aigües lèntiques
i lòtiques
navegables
Aigües lèntiques
i lòtiques
navegables en
trams baixos dels
rius
Aigües lèntiques
i lòtiques
navegables de
trams baixos de
rius
Aigües lèntiques
i lòtiques
navegables de
trams baixos de
rius
Abast màxim de
treballs
Pot introduir tant la
pala com els corrons
per sota de l’aigua
fins als 2,5 m.
Profunditat i abast
màxima de treballs
de 6 a 12 metres
(segons model)
Capaç
d’emmagatzemar a
l’embarcació des de
680 kg fins a 6.800
kg (segons model)
Diàmetre màxim de
tall en llenyoses de
15 cm
Impacte
ambiental
Molt Baix
Mitjà
(vehicle molt
pesat, s'ha
d’arrossegar
fins a
aconseguir
l’aigua)
Molt Baix
Molt Baix
5.2. embarcació pseudoamfíbia, dragador-excavador
Descripció: Realment és un pontó rectangular de motor, d’uns 10 m de llarg per 3,5 m d’ample segons el
model (figura 7), sobre el qual se situa la cabina amb tots els dispositius de navegació i comandament.
Es caracteritza perquè a la proa té una ploma o braç extensible en què es poden col·locar diferents
aparells per poder treballar. El caràcter amfibi, li confereixen dos braços plegats perpendicularment al
pontó, situats a un terç aproximadament de la proa i altres dues potes extensibles a la popa, de tal manera
que l’embarcació es pot elevar sobre el sòl, i això és útil per pujar i baixar del camió que la transporta i
entrar i sortir de l’aigua per si sola. El desplaçament per terra és dificultós (per això no s’ha inclòs dins la
categoria de màquina amfíbia): recolza la panxa sobre el sòl i hi llisca gràcies a la ploma o braç de proa
que, després de clavar la cullera al terra, desplaça la màquina (figura 7). Una vegada dins l’aigua, es mou
sense dificultat i es desplaça fàcilment gràcies al motor situat a la popa, a manera de forabord de tres
hèlices.
Operativitat: És una màquina de grans dimensions dissenyada per treballar en trams baixos de
rius, estuaris, badies, llacs i llacunes, embassaments i fins i tot canals. La seva funció principal és
el dragatge de grans volums de material mitjançant bomba o amb pala excavadora. Una altra de
les aplicacions és la capacitat de retirar vegetació gràcies a rascles o cassons adaptats. També
pot clavar estaques de gran longitud (taula 3). La màquina, encara que pugui navegar per aigües
profundes, es recolza en els seus braços extensibles per estabilitzar-se en les feines abans citades;
per tant, com a màxim, pot treballar a una profunditat de fins als 6 m, segons el model.
163

164
Figura 7. a) Representació de l’àrea de treball de la màquina «Watermaster by Aquamec». Dibuix: Aquamec Ltd. b) Màquina
«Amphibex» retirant amb una pala rascle vegetació aquàtica d’un riu. Foto: Normrock Industriïs Inc.
5.3. barcassa segadora d’herbàcies i llenyoses («Aquatic Wedd Cutters»)
El model que es descriu a continuació es denomina Swamp Devil, d’Aquatics Systems. És l’únic que
s’ha trobat amb la capacitat de moldre les herbàcies i la mala herba llenyosa. Aquesta segadora
es va emprar amb èxit el 1999 per eliminar el jacint d’aigua o eicòrnia (Eichhornia crassipes) al llac
Victòria (Kenya).
Descripció: És un pontó accionat amb motor més gran i més potència que la segadora citada
anteriorment i amb una cabina per protegir el maquinista. A la part frontal es disposen dues hèlices
circulars amb sis ganivetes cadascuna. Tenen la doble funció de desplaçar l’embarcació per l’aigua
i de triturar la vegetació aquàtica. Darrere les ganivetes, l’embarcació disposa d’una pantalla
protectora amb l’objectiu d’evitar els impactes directes de la mòlta (figura 8).
Figura 8. a) Vista frontal de l’embarcació, detall de ganivetes i la pantalla protectora al darrere. Foto: Aquarius Systems. b)
Vista lateral de l’embarcació triturant la vegetació. Foto: Aquarius Systems.
Operativitat: Aquesta barcassa està dissenyada per eliminar vegetació llenyosa i herbàcia,
especialment quan la densitat és molt elevada o el material és molt llenyós i gruixut (pot seccionar
vegetació llenyosa de fins a 15 cm de diàmetre). Les fulles tenen un diàmetre de 2,4 m. La potència
del motor és de 230 CV. Per completar el treball citat anteriorment al llac Victòria, es va utilitzar la
màquina que es descriu a continuació.
5.4. Recol·lectora de mala herba aquàtica («Aquatic Weed Harvester»)
Descripció: Aquesta embarcació de motor està muntada sobre un pontó rectangular, sobre el qual
se situa la cabina de comandament. Pot estar autopropulsada amb un motor forabord a la popa o
amb dues rodes de paletes laterals accionades de motor. Aquesta màquina es caracteritza perquè
disposa a la proa d’una obertura quadrangular que sobresurt de l’embarcació, amb la capacitat
de pujar i baixar de l’aigua. A les vores d’atac d’aquesta estructura, exceptuant la part de dalt, se
situen normalment unes serres mecàniques que tallen la mala herba si fos necessari. A la base

Capítol 3. Manteniment i gestió
d’aquesta estructura hi ha una cinta transportadora que va recollint la mala herba per dipositar-la
al dipòsit de la mateixa màquina; quan aquest dipòsit s’omple, s’allibera la càrrega mitjançant una
altra cinta que expulsa les restes vegetals per la popa (figura 9). Aquestes màquines disposen
d’aparells o embarcacions accessòries que faciliten la descàrrega del material recol·lectat. Per
exemple, barcasses de transport que s’adapten a la recol·lectora i retiren el material de la màquina
amb facilitat o fins i tot cintes transportadores situades a la riba que descarreguen, al seu torn, en un
camió o en una àrea d’emmagatzematge de restes.
Figura 9. a) Detall de zona de càrrega amb la cinta transportadora i de les gavinetes de serra frontals de la recol·lectora
de males herbes aquàtiques. Foto: Inland Lake Harvester, Inc. b) Detall de la descàrrega de material collit mitjançant cinta
transportadora posterior a un camió. Foto: Aquarius-System Inc.
Operativitat: La funció principal és la de recollir o recol·lectar tot tipus de vegetació aquàtica, ja sigui
flotant o fixada als fons llimosos. És ideal per a ecosistemes lèntics, encara que també per a alguns
lòtics d’aigües tranquil·les com els trams baixos fins i tot mitjans de rius molt regulats, on proliferen
aquest tipus de plantes. Aquesta màquina es complementa perfectament amb l’anterior, ja que pot
recollir grans quantitats de rebutjos vegetals. En el cas del llac Victòria (Kenya), totes les restes
vegetals del jacint d’aigua procedents de la trituració es van recollir amb aquesta embarcació i, així,
es van millorar notablement els rendiments de retirada de rebutjos realitzats amb altres màquines.
Al mercat hi ha diversos models segons el fabricant (taula 3).
llIsTA De FAbRICAnTs I De MàquInes
Aquesta llista no pretén recollir tots els fabricants per tipus de maquinària. Se n’han escollit alguns
dels més representatius.
RETROCARREGADORA, RETROPALA O MIXTA
•
MINICARREGADORES
•
MINIEXCAVADORES
•
•
•
•
165

166
RETROARANYES
•
•
RETROARANYA AMFÍBIA
•
EXCAVADORA AMFÍBIA DE GRANS DIMENSIONS
•
•
•
•
EXCAVADORA AMFÍBIA DE PETITES DIMENSIONS
•
EXCAVADORA AMFÍBIA DE 3 RODES
•
•
LLANXA SEGADORA D’HERBÀCIES
•
MÀQUINA AMFÍBIA MULTIFUNCIONAL
•
•
EMBARCACIÓ PSEUDOAMFÍBIA DRAGADORA-EXCAVADORA
•
•
BARCASSA SEGADORA DE LLENYOSES I HERBÀCIES
•
•
RECOL·LECTORA DE MALA HERBA AQUÀTICA
•
•
•
•

Detall de vern (Alnus glutinosa). Foto: Mafalda Pereira.
Odonat anisòpter. Foto: Laia Jiménez.

168
4.1 Rehabilitació al guadaJiRa (extRemaduRa)
ACTuACIons De ReHAbIlITACIÓ FluVIAl en un TRAM Del
RIu guADAJIRA (eXTReMADuRA)
Jerónimo Carrascal-Tirado 1 , María A. Pérez-Fernández 2 i luís R. lópez-Fernández 1
1 Dirección General de Evaluación i Calidad Ambiental. Junta de Extremadura. Ctra. de Portugal, E-06800 Merida.
jcarrascalt@gmail.com
2 Área de Ecología. Departamento de Sistemas Físicos, Químicos i Naturales. Universidad Pablo de Olavide de Sevilla.
ResuM
Carretera de Utrera Km 1, E-45013 Sevilla
La Dirección General de Evaluación i Calidad Ambiental de la Junta de Extremadura, en el marc del
projecte RICOVER (Interreg IVB-Sudoe), ha completat un projecte de rehabilitació ambiental dels
marges i ribes que constitueixen part del Dominio Público Hidráulico, en un tram del riu Guadajira, a
la conca del Guadiana, per tal de conferir-li un estat ecològic adequat. Les actuacions van estabilitzar
els talussos del llit, van millorar l’estructura i la qualitat del bosc de ribera incrementant-ne el grau
de naturalitat, i van promoure refugis per a la fauna, a més de corregir i compensar altres impactes
residuals.
Paraules clau: restauració i rehabilitació fluvial, estat ecològic, talussos del llit, bosc de ribera,
refugis de fauna.
AbsTRACT
RIVER REHABILITATION ACTIVITIES IN A STRETCH OF THE RIVER GUADAJIRA
(EXTREMADURA).The General Directorate for Environmental Quality and Assessment of the Junta
of Extremadura, in the framework the RICOVER proyect (Interreg IVB-Sudoe), has completed a
proyect on the environmental restoration of river banks, the Guadajira river is part of the public
hydraulic domain, in a stretch of the river Guadajira in the Guadiana River Basin. The objetive was to
return the river banks to an adequate environmental status. The completed actions stabilized slopes,
improved the structure and quality of riparian forest by increasing its degree of naturalness, and
promoted the creation of wildlife refuges, also correcting and compensating other residual impacts.
Key words: River restoration and rehabilitation, ecological status, rivers Banks, riparian forest,
wildlife refuges.

1. InTRoDuCCIÓ
Capítol 4. Casos d’estudi
Una gestió fluvial adequada implica accions encaminades a millorar i protegir un dels ecosistemes
aquàtics més vulnerables i necessaris per mantenir la diversitat biològica. Aquestes sinergies
conflueixen legislativament amb la redacció a nivell europeu de la Directiva Marc de l’Aigua
(DMA) i són implementades a l’Estat espanyol pel Ministerio de Medio Ambiente i Medio Rural
i Marino (MARM) a través de l’Estrategia Nacional de Restauración de Ríos (ENRR). L’objectiu
últim de l’Estratègia és exigir accions que assegurin un bon estat ecològic de les masses d’aigua
llotoses a l’Estat espanyol. La rehabilitació o la restauració fluvial és l’instrument mitjançant el qual
s’executen accions per portar a bon terme aquests propòsits i és un procés complex que requereix
una planificació correcta, una posada en marxa d’actuacions concretes, un seguiment i un maneig
(National Rivers Authority, 1995).
En el marc del projecte RICOVER (http://www.ricover.eu/), la Dirección General de Evaluación i
Calidad Ambiental de la Junta de Extremadura ha dut a terme diverses actuacions per recuperar
un tram del riu Guadajira, afluent del Guadiana, amb l’objectiu final de facilitar-ne la rehabilitació
i tornar-li el màxim grau de naturalitat i funcionalitat possibles. El tram escollit del riu Guadajira
presentava un alt nivell de degradació, antropització i mal estat ecològic, que impossibilitaven la
restauració fluvial real (CIREF, 2010). Així, doncs, s’ha procedit a rehabilitar un tram de 640 m, amb
una mànega lateral a l’esquerra de 690 m, adoptant un conjunt de mesures factibles per millorar-lo
(González del Tánago i García de Jalón, 2007).
2. àMbIT D’ACTuACIÓ
El riu Guadajira és un afluent del Guadiana a la província de Badajoz, i l’òrgan responsable de la
seva gestió és la Confederación Hidrográfica del Guadiana (CHG). La CHG desenvolupa plans de
millora de cursos fluvials entre els quals hi ha el riu Guadajira, per al qual s’han definit obres de
restauració dins del Proyecto de Restauración de las Zonas Regables de Montijo i Lobón. L’òrgan
de conca, mitjançant una cessió de drets, permet a la Dirección General de Evaluación i Calidad
Ambiental de la Junta de Extremadura (DGECA) l’execució d’obres de rehabilitació fluvial en un tram
del riu Guadajira, com es descriu a continuació.
2.1. ubicació de l’obra de rehabilitació fluvial
El tram d’actuació s’ubica a la Zona Regable de Lobón (figura 1), destinada a cultius agrícoles de
regadiu, activitat que ha anat modelant el paisatge amb la finalitat d’obtenir la màxima superfície de
terres conreables, en detriment de les extenses planes al·luvials, ara inexistents. L’àrea de treball es
caracteritza per un pendent escàs, el caràcter meandriforme del qual ha estat substituït per perfils
rectilinis flanquejats per marges alts que eviten el desbordament del riu.
El tram escollit se situa en el riu Guadajira, a poc més d’un quilomètre de la confluència amb el
Guadiana, i té un règim d’alimentació pluvial. El riu ha estat fortament intervingut per l’home, pel nou
embassament situat a Villalba de los Barros (any de construcció 2010) i per les aportacions estivals
d’aigua procedent del reg de les hortes. L’actuació es divideix en tres trams diferenciats (figura 2).
El primer (Tram I), d’uns 440 m de longitud, se situa allà on transcorren actualment les aigües fluvials.
Presenta un perfil longitudinal transformat per l’home, per evitar el caràcter meandriforme original
169

170
del riu (segon tram). El segon tram (Tram II) és una mànega d’uns 690 m de longitud, pràcticament
desapareguda. El tercer tram (Tram III), d’uns 240 m de longitud, se situa a pocs metres del primer,
i n’és el llit natural.
Figura 1. Àmbit d’actuació de les obres de rehabilitació dutes a terme per la DGECA al riu Guadajira (Badajoz).
Figura 2. Definició concreta dels trams a restaurar al riu Guadajira (Badajoz).

3. esTAT eCològIC PReVI A lA ReHAbIlITACIÓ
Capítol 4. Casos d’estudi
Per l’octubre de 2010 es va fer una campanya de mostreig, just abans de començar l’obra de
rehabilitació fluvial, amb l’objectiu de determinar l’Estat Ecològic (DMA) en què es troba el primer
tram del riu. Es van fer servir els bioindicadors implicats en la Instrucción de Planificación Hidrológica
de España (IPH, «Orden ARM/2656/2008, de 10 de septiembre»).
3.1. Classificació de l’estat ecològic
La qualitat ecològica es mesura a través de bioindicadors. Al seu torn, la qualitat de cada bioindicador
es va classificar en funció de les categories establertes a la IPH, i amb les condicions de referència
i límits de canvi d’estat que s’estableixen per a la tipologia 101 («ríos de llanuras silíceas del Tajo
i Guadiana»). Es va tenir en compte la qualitat de cadascun dels paràmetres analitzats establerts
en els tres grups: fisicoquímic, hidromorfològic i biològic (Alba-Tercedor i Sánchez-Ortega, 1988;
Munné [et al.], 1998; Pardo [et al.], 2002; Alba-Tercedor [et al.], 2002), aplicant el criteri one out, all
out (DMA), i es va seleccionar el pitjor valor obtingut dels elements de qualitat per grup (taula 1).
L’Estat Ecològic del riu Guadajira en aquest tram va resultar Deficient.
Taula 1. Estat ecològic del riu Guadajira (segons Instrucció de planificació hidrològica, IPH), aplicant el criteri d’avaluació de
la DMA, “one out, all out” (DMA).
Oxigen
(mg/L)
Qualitat físico-química Estat hidromorfològic Qualitat biològica
Conductivitat (µS/
cm)
pH IHF QBR IBMWP IPS
7,2 1920 7,24 59 0 39 3,4
Bo Inferior a bona Molt bo Molt bo Dolent Moderat Deficient
Inferior a bona Dolent Deficient
Estat ecològic
DEFICIENT
Els valors dels nutrients (amoni, nitrats i fósfor total) es van avaluar d’acord amb la taula 11 de la
IPH, (taula 2), i es van superar amb escreix els límits màxims permesos.
Taula 2: Valors de nutrients mesurats en el tram I del riu Guadajira, taula 11, IPH.
Amoni (mg/L) Nitrats (mg/L) Fòsfor total (mg/L)
1,6 79 0,7
Inferior a bo
(límit bo

172
Taula 3. Valors obtinguts per al Riparian Quality Index (RQI), en el tram I del riu Guadajira.
Components de l’índex RQI Valoració Estat
1. Continuïtat longitudinal de la vegetació riparia natural (estrat arbori i arbustiu) 2 Dolent
2. Dimensions en amplada de l’espai ripari amb vegetació natural associada al riu
(vegetació llenyosa i helofítica)
1 Dolent
3. Composició i estructura de la vegetació riparia 3 Dolent
4. Regeneració natural de la vegetació riparia (estrat arbori i arbustiu) 7 Bo
5. Condició de les riberes 1 Dolent
6. Connectivitat lateral de la ribera amb la llera 1 Dolent
7. Permeabilitat i grau d’alteració del relleu i el sòl ripari 1 Dolent
Valoració final RQI: 16 Molt pobre
Taula 4. Valors obtinguts per al Riparian Forest Evaluation (RFV).
Components de l’índex RFV Valoració Estat
1. Continuïtat longitudinal del bosc de ribera 1 Dolent
2. Continuïtat transversal del bosc de ribera 1 Dolent
3. Complexitat del bosc ripari 1 Dolent
4. Regeneració del bosc ripari 3 Dolent
Valoració final RFV: 6 Dolent
La ictiofauna, no inclosa per la IPH per a la classificació de l’Estat Ecològic, va ser analitzada segons
el que estableix la taula 8 de la IPH, que fa referència a la proporció d’individus d’espècies autòctones
(Doadrio, 2002). Es va posar de manifest un cop més el mal estat ecològic, ja que el 46% de les
espècies de la mostra van ser al·lòctones (taula 5 i figura 3).
Taula 5. Ictiofauna mostrejada en el tram I del riu Guadajira. (VU: vulnerable).
Espècies Abundància relativa Espècie nativa Doadrio, 2002
Barb comizo (Luciobarbus comizo) 3 Sí VU
Calandino (Squalius alburnoides) 1 Sí VU
Bagra (Squalius pyrenaicus) 2 Sí VU
Alburn (Alburnus alburnus) 4 No -
Gambúsia (Gambusia holbrooki) 2 No -
Peix sol (Lepomis gibbosus) 1 No -

a b
Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 3. Pesca elèctrica al riu Guadajira (Esquerra). Exemplars de Barb comiza i Percasol (dreta). Foto: Ambisat.
A causa de l’estat ecològic en què es troba el tram estudiat, només podrem dur a terme actuacions
destinades a millorar parcialment el riu (CIREF, 2010), per la qual cosa haurem de fer obres de
rehabilitació i no de restauració.
4. DesCRIPCIÓ Dels TRAMs que s’HAn De ResTAuRAR
La vegetació de ribera en els tres trams que es descriuen queda confinada a la zona del Dominio
Público Hidráulico (DPH), perquè el conflicte d’interessos entre els agricultors i la vegetació de
ribera s’ha saldat favorablement per als primers. Els terrenys limítrofs als tres trams són de titularitat
privada i d’ús agrícola. Les espècies arbòries presenten totes les classes naturals d’edat.
4.1. Tram I
Coincideix amb el llit actual del riu. Transcorre entre dos marges amb una altura mitjana
d’aproximadament 4 metres, respecte del llit. L’amplada del DPH o distància entre marges és de 40
metres, forma un perfil rectilini i el llit fluvial en el seu nivell habitual és de 8 metres.
Aquest tram és l’únic en què es va fer el mostreig per a l’anàlisi dels bioindicadors perquè l’aigua
circula pel llit, cosa que normalment no passa en els altres dos trams (figura 3).
Llevat d’algunes herbàcies, la vegetació queda relegada als talussos del riu conformats pels marges,
amb una presència, estructura i qualitat deficient o dolenta, tal com demostren tots els índexs de
qualitat de ribera avaluats (QBR, RVF i RQI). En aquesta vegetació alterna l’autòctona, com el salze
blanc (Salix alba) i el salze cendrós (Salix atrocinerea), l’esbarzer (Rubus ulmifolius), el tamariu
africà (Tamarix africana), amb espècies al·lòctones com l’eucaliptus (Eucaliptus globulus), clapes
disperses de canyes (Arundo donax) i alguna morera negra puntual (Morus nigra). L’IHF és l’únic índex
hidromorfològic que no ofereix una dada de mala qualitat, i destaca la bona dada obtinguda en l’índex
biològic, IBMWP (taula 1). No passa així en el d’IPS, ja que els paràmetres fisicoquímics superen els
límits mínims exigits per la DMA, tant en conductivitat com en nutrients (taula 2). Hi ha alteracions en
els talussos i marges del riu perquè en época de crescudes l’aigua en pica i erosiona alguns punts a
causa de la manca de cobertura vegetal i una morfologia molt antropitzada (Taules 3 i 4).
173

174
4.2. Tram II
A l’ortofotografia de 1956, «vol americà», s’observa que el riu recorria aquest tram meandriforme,
ara pràcticament desaparegut, situat al marge esquerre del tram de riu anterior (tram 1). L’amplada
de DPH oscil·la entre els 15 i els 80 metres segons la zona, la profunditat de calat varia molt i és
pràcticament nul·la en la connexió amb el riu actual.
La vegetació hi és abundant, i cobreix gairebé tota l’amplitud de la zona de DPH, entre arbusts
i arbres. L’estrat arbustiu està conformat principalment per grans estructures d’esbarzer (Rubus
ulmifolius), que poden arribar als 4 metres d’alçada i fins i tot dominar tot el llit de l’antic riu (figura
4), exceptuant les zones on hi ha la canya (Arundo donax). L’estrat arbori autòcton és profús, encara
que es troba una mica deteriorat, a causa de la manca d’aigua i dels reiterats incendis per guanyar
terreny a la mànega. Aquest estrat està compost principalment per oms (Ulmus minor), pollancres
(Populus alba i Populus nigra), i salzes blancs i cendrosos (Salix alba i Salix atrocinerea), però
també s’hi troba, de forma puntual, vegetació al·lòctona representada per eucaliptus (Eucaliptus
globulus) i mèlies (Melia azederach).
a
Figura 4. Una zona del tram II, cobert per esbarzers abans del tractament silvícola (Ezquerra) l’agost de 2010 i després
(dreta), el març de 2011. Foto: Jerónimo Carrascal.
En aquest tram hi ha una acumulació molt important de matèria orgànica morta, perquè l’aigua ja
no corre pel meandre; també apareixen nombrosos i variats residus procedents de les explotacions
agrícoles.
4.3. Tram III
En aquesta zona el riu ha creat una illa a partir d’una llenca de sorra central, que divideix el llit en
dues parts. Per un costat passa l’aigua ordinària i l’altre s’inunda en èpoques de crescuda, i aquest
últim tram del riu és objecte de l’actuació de la DGECA. L’amplada total és d’uns 70 metres i la zona
que s’ha de restaurar té una amplada de 35 metres.
La vegetació està conformada pràcticament per un canyar (Arundo donax), que cobreix gairebé tota
la superfície del tram (figura 5). La vegetació arbòria, testimonial, està conformada, principalment,
per eucaliptus (Eucaliptus globulus) i salzes blancs (Salix alba), que se situen en filera al llarg de 60
metres del marge del talús. Al mig de l’illa apareixen alguns peus de salze blanc i algun exemplar
de morera negra (Morus nigra). No hi ha vegetació arbustiva a causa de l’efecte asfixiant de la
b

Capítol 4. Casos d’estudi
canya, que té ports arbustius. No obstant això, de forma puntual es pot observar algun exemplar de
tamariu africà (Tamarix africana). En aquest tram proliferen herbàcies típiques de llocs mol nitrificats,
sobretot de la família de les solanàcies, com el tabac de jardí (Nicotiana glauca) o l’herba talpera
(Datura stramonium), així com algunes espècies agrícoles, que evidencien l’afany dels agricultors
per guanyar terreny al riu.
En aquest tram, com en l’anterior, l’acumulació de matèria orgànica morta és molt important, pero
en aquest cas sí que flueix l’aigua en períodes de crescudes, i ocasiona inundacions a causa de
taponaments en ponts i guals, precisament com a conseqüència de l’acumulació i arrossegament
d’aquesta matèria.
5. obJeTIu De l’ACTuACIÓ
En aquest projecte es van executar les obres i actuacions pertinents per millorar hidromorfològicament
els trams que calia restaurar: eliminar la vegetació al·lòctona, fomentar l’autòctona i estabilitzar
els talussos amb diferents tècniques de bioenginyeria. També es pretenia reduir les freqüents
inundacions fent tasques de neteja del llit (recollida d’escombraries i de matèria morta) i disminuint el
marge en la connexió del tram I amb el meandre (tram II), amb la qual cosa es facilitava l’evacuació
d’aigua en època de crescudes.
La plantació de vegetació autóctona, tant als marges com a la zona de servitud, actuarà de filtre
disminuint en part els nutrients procedents de l’aigua de regadiu, i amb això contribuirà a millorar els
paràmetres fisicoquímics de l’aigua.
Igualment es van fer actuacions de millora per a la fauna mitjançant la creació de zones de refugi,
tant a dins del llit com a les ribes; també es van col·locar caixanius per afavorir el refugi de l’avifauna
(Volcam, 2007).
6. ACTuACIons FoResTAls
Totes les actuacions de tractament forestal es van realitzar entre els mesos de novembre i desembre,
i es van respectar en tot moment la legislació autonòmica en matèria ambiental («DECRETO
37/2001, de 6 de marzo, por el que se regula el Catálogo Regional de Especies Amenazadas de
Extremadura», «Ley 6/2010, de 24 de marzo, de modificación del texto refundido de la Ley de
Evaluación de Impacto Ambiental de proyectos, aprobado por Real Decreto Legislativo 1/2008, de
11 de enero»), i els condicionants de l’informe d’impacte ambiental emès pel Servicio de Protección
Ambiental de la Junta de Extremadura per a l’obra del projecte de «Restauración de Riberas dentro
del Proyecto Ricover en el Río Guadajira», objecte d’aquest estudi.
6.1. eliminació de canyes, esbarzers i herbàcies
Es va procedir a eliminar totalment els canyars i parcialment els esbarzers. Aquesta actuació, la
van executar manualment operaris qualificats, amb una motodesbrossadora. En els llocs on el
terreny i la vegetació ho permetien, es va fer neteja mecanitzada amb l’ajut d’una màquina lleugera,
miniretroexcavadora (M.Z. IMER mod. 35 VX de 3.5 t, giratòria, proveïda de capçal desbrossador
de cadenes) i sempre es van respectar les espècies autòctones. Els esbarzers es van conservar
175

176
en alguns llocs per la seva funció de retenció del sòl i per respectar zones de refugi per a la fauna.
Per evitar-ne la propagació, les canyes van ser tractades dues vegades amb glifosat (36 g/l de
concentració) aplicant solucions al 3%. Aquestes operacions es van fer durant els mesos de maigjuny
i octubre de 2011, amb una alçada d’un metre aproximadament. Es va aplicar el producte
manualment polvoritzant amb motxilla les fulles que havien rebrotat, i es van fer servir pantalles o
campanes de protecció en el broc per minimitzar la dispersió del fitocida. La contaminació va ser
mínima, ja que en cap moment la canya tractada no estava en contacte amb l’aigua, i el tractament
es va aplicar als trams I i II.
Les restes triturades dels esbarzers van ser escampades per l’entorn fluvial, i les procedents de
les canyes, sobretot rizomes, es van retirar per portar-les posteriorment a punts separats del riu i
cremar-les, tal com es recull en la normativa en matèria d’incendis forestals del Plan INFOEX.
a b
Figura 5. Tram III, cobert per esbarzers abans del tractament silvícola (esquerra), agost de 2010 i després (dreta), desembre
de 2010. Foto: Jerónimo Carrascal.
6.2. Tales, podes i eliminació de peus exòtics
Aquests tractaments forestals també van ser realitzats manualment per operaris especialitzats amb
motoserres i motodesbrossadores. La maquinària (miniretroexcavadora) es va fer servir per extreure
grans soques en el llit.
Les tales d’arbrat van consistir en «clarianes i aclarides» d’espècies autòctones. Es van realitzar
amb caràcter de millora, neteja i sanejament per eliminar peus secs, malalts o decrèpits; d’aquesta
manera s’afavoreix el desenvolupament dels dominants i es disminueix la competència intra- i
interespecífica en alguns punts del tram II, que és on es presentaven densitats elevades, sobretot
algunes clapes d’oms. Les podes realitzades en aquestes mateixes espècies van ser fitosanitàries i
de formació, eliminant branques seques o mal formades, amb la qual cosa s’afavoria la ventilació a
la capçada i l’entrada de llum.
L’eliminació dels eucaliptus es va fer per buscar la millora en les condicions ambientals de l’ecosistema
ripari, i no simplement per eradicar-los, ja que, malgrat el caràcter al·lòcton, estabilitzen els marges
de la riba i ombregen el llit. A més, les seves grans dimensions contribueixen al refugi de la fauna.
Per eliminar-los es va procedir a tallar el tronc arran de terra, i immediatament després es va tractar
la soca amb glifosat (36% de concentració) pintant-la amb una brotxa.

Capítol 4. Casos d’estudi
Les poques mèlies (Melia azedarach), les van tallar arran de terra, i no les van tractar amb herbicida
perquè aquesta espècie no té regeneració vegetativa. Es van respectar les moreres negres (Morus
nigra), ja que es troben ubicades en punts estratègics, i aguanten els talussos i fan ombra al sòl.
Les restes de podes i tales d’arbrat es van amuntegar en punts allunyats del riu per ser cremades tal
com es recull en la normativa en matèria d’incendis forestals del Plan INFOEX, llevat d’una selecció
de branques i trosses de salze blanc (Salix alba), que van servir per estabilitzar talussos aplicant
tècniques de bioenginyeria.
6.3. Retirada de brossa, escombraries i restes vegetals
Després de la neteja, es van retirar totes les escombraries trobades al llit i als voltants. D’aquesta
forma es reduïa l’impacte paisatgístic originat per l’existència de residus d’origen antròpic i es
preparava el terreny per a les noves plantacions.
Al llit dels trams II i III s’hi van trobar grans acumulacions de matèria orgànica morta, principalment
arbres morts de salze blanc procedents de crescudes atrapats en els canyars i esbarzerars. Tota
aquesta matèria es va treure del riu amb l’ajuda de la miniretroexcavadora, i després es va fer servir
en l’estabilització de talussos.
7. RebAIXA Del MARge en ConneXIÓ AMb el MeAnDRe
Per recuperar parcialment el meandre (tram II), es va procedir a rebaixar el marge, sobre 1,5 metres
de profunditat. Les dimensions de l’extracció van se de 15 x 15 metres, tant en la primera entrada al
canal com en la segona (figura 6). El volum total de l’extracció va ser de 700 metres cúbics, que es van
destinar a contenir alguns talussos. Per fer aquesta actuació, es va utilizar una miniretroexcavadora
(M.Z. IMER mod. 35 VX de 3.5 t, giratòria), amb cullera.
a b
Figura 6. Rebaixament de la mota per connectar parcialment el tram I amb el tram II. Foto de Jerónimo Carrascal.
L’objectiu últim és recuperar la funció del meandre d’alleugerir en època de crescudes el cabal del
riu, i evitar les inundacions que solen produir-se a la zona.
177

178
8. esTAbIlITZACIÓ De TAlussos
Es va pretendre estabilitzar els talussos erosionats que requerien actuacions urgents de contenció
(Schiechtl, 1986). Atesa la naturalesa del terreny, va caldre aplicar diverses tècniques de bioenginyeria
segons les característiques morfològiques del tram (Magdaleno, 2008; Helgard, 2007) i procurant
que tinguessin el mínim cost possible. Per tant, es van fer servir tots els recursos materials que
oferia el riu i altres materials econòmics, provant diferents tècniques per avaluar quines resulten les
de més èxit (taula 6). Aquestes tècniques d’estabilització (Bosch i Argimón, 2000) es van executar
durant el mes de gener i van incloure:
Taula 6. Tècniques de bioenginyeria emprades en la rehabilitació dels diferents trams del riu Guadajira (Badajoz).
Tècniques aplicades Tram Longitud total(m)
Feixines
Estacada trenada
sobre soques II i III 50
sobre estaques vives I, II i III 50
Salze blanc I, III 80
Gatell III 80
Llit de branques I 30
Estora de brancatge I 15
Biorrotlle I i III 50
Manta orgànica de coco I 20
Alardó trenat de salze blanc (figura 7b). Aquesta tècnica es va realitzar clavant estaques vives
de salze (10 cm de diàmetre), cada mig metre aproximadament, i a continuació es van trenar les
branques vives (recollides dels salzes del mateix riu), llargues i flexibles, i després les trenes es van
pressionar cap avall.
a b
Figura 7. Talús abans d’aplicar l’estacada (esquerra). Estacada trenada de salze al tram III (dreta). Foto: Jerónimo Carrascal.
Alardó trenat de salze cendrós. Es va fer igual que l’anterior, però amb una altra espècie de salze
procedent del mateix riu.
Feixines de trosses sobre soques (figura 8a). Es van fer servir trosses d’arbres morts en uns casos i
vius en altres, tots procedents de les tasques forestals i de la neteja del llit. Es van col·locar les trosses
longitudinalment en el talús i es van aguantar amb les soques dels salzes blancs i dels eucaliptus tallats.

Capítol 4. Casos d’estudi
Feixines de trosses sobre estaques vives. Com les anteriors, però subjectades al talús amb l’ajuda
d’estaques vives de salze blanc, diàmetre mitjà de 10 cm, procedents dels treballs de poda. Les
feixines es posaven en vertical o tombades sobre el talús (figura 8b).
a b
Figura 8. Feixina sobre soques (esquerra). Feixines sobre estaques vives (dreta). Foto: Jerónimo Carrascal.
Col·locació de biorotlles de fibra de coco, de 40 cm de diàmetre (figura 9a), aguantats per estaques
de salze viu i mort, col·locats verticalment.
Manta orgànica de coco. Es va ancorar a la part alta del marge cavant una rasa de 15x15 m, amb una
filera de grapes separades 0,50 cm, aproximadament. La manta es va desenrotllar longitudinalment
al llarg del talús, sense tensar, procurant que quedés en contacte amb el terra, perquè s’hi pogués
adherir bé i les plantes poguessin créixer a través d’ella. Es va tornar a fixar al terra amb grapes
aquest cop a la part baixa de la manta. Les solapes de les tires de manta eren de 10 cm, i es van
grapar lateralment cada metre.
Llit de branques escalonades. Aquesta tècnica es va realitzar amb estaquetes de salze blanc, de
5 cm de diàmetre i 50 cm de longitud aproximadament. Es va cavar una rasa longitudinal al talús,
amb un angle aproximat del 10% respecte a l’horitzontal, després es van col·locar les estaquetes
amb una densitat moderada, prement-les sobre el talús (respectant la polaritat, és a dir, clavant
l’extrem inferior de l’estaca) i enterrant-les (amb la terra excavada) a la rasa, deixant-ne fora 1/5 de
la longitud. Això es va repetir tres vegades a manera de graons en el talús del riu.
Estora de brancam. Es va realitzar amb branques de 2-3 metres de longitud de salze blanc, tretes
d’exemplars del mateix riu. Es van tombar sobre el talús (perpendiculars a la direcció del corrent)
com si fos una estora o catifa, amb la base de les branques enterrada (amb pedres, a manera de
contrapès) en una rasa i en contacte amb l’aigua. Les branques es van subjectar amb un filferro que
s’anava tensant mitjançant estaques vives de salze, col·locades cada metre perpendicularment al
talús.
179

180
a b
Figura 9. Col·locació de biorotlle amb estaques vives de salze blanc (esquerra). Buffer de plantació d’arbustos espinosos i
espècies arbòries, (dreta). Foto: Jerónimo Carrascal.
9. PlAnTACIons I DensIFICACIons
Les plantacions es van fer amb espècies arbòries i arbustives que potencialment haurien de ser
presents a la ribera (Aranzazu i Arizpe, 2008; Arizpe [et al.], 2009; López González, 2007). Les
plantes procedeixen de vivers (Aplifoex S.L.U. a Torremayor, província de Badajoz) amb material
genètic de la zona. Les plantacions han d’ocupar tot el corredor fluvial fins a la part més alta del
marge; a la part més pròxima del marge es van plantar verns, salzes i freixes, i a la part més alta,
pollancres. Els pollancres es van plantar a les zones on havia estat eliminada la canya, perquè és
l’espècie que més ràpidament ombreja el sòl. Va caldre un major nombre de plantes als trams I i
III, perquè eren més deficients en vegetació. Les plantacions es van fer durant el mes de gener,
creant mòduls de plantació «tipus», buffers o bandes de vegetació ripària (figura 9b) i densificacions
d’espècies arbòries (figura 10).
Número de plantones
Número de plançons
400
350
300
250
200
150
100
50
0
T I T II T III
Ulmus Populus Fraxinus Salix Arbustos
Arbustos i espècies arbòries
Arbustos y especies arbóreas
Figura 10. Nombre de plançons de cada espècie segons el tram d’actuació.

Capítol 4. Casos d’estudi
9.1. Mòduls de plantació
Es van dissenyar tres mòduls de plantació (salzedes, pollancredes i freixenedes), cada un amb
diferents espècies, de tal manera que es diversifiqués la vegetació plantada (arbòria i arbustiva).
Cada mòdul ocupa una superfície de 100 metres quadrats, i s’han distribuït de forma aleatòria, ja
que produeix un major efecte de naturalització. L’ús de mòduls de 100 m2 simplifica l’execució de
l’obra (taula 7).
Taula 7. Espècies utilizades en cada un dels mòduls de plantació i a la banda de vegetació ripària búfer utilitzades en la
restauració del riu Guadajira.
MòDULS (100 m
ESPèCIES
2 ) Búfer 0,6 ha Altres plantacions
36 “A”.Nº plantes 46 “ B”. Nº plantes 3 “C”. Nº plantes Nº de plantes Nº de plantes
Salix alba 2 - - -
Salix salviifolia 6 - - -
Salix atrocinerea 2 - - -
Fraxinus angustifolia - 4 - 133 185
Tamarix africana - 1 - 34 40
Myrtus comunis - 2 - 67
Crataegus monogyna - 3 - 100 20
Rosa canina - 3 - 100 20
Populus alba - - 5 72 133
Ulmus minor 10 30
Alnus glutinosa - - - - 10
9.2. buffer
Es va plantar una banda de vegetació ripària, buffers, al llarg del tram I al marge esquerre, que
compleix una sèrie de funcions primordials per conservar l’ecosistema ripari (actua de filtre de
partícules procedents de l’adobament de cultius, controla l’erosió d’escorrentia, crea corredor continu
de vegetació per al desplaçament d’espècies faunístiques, etc.). Segons els diferents estudis sobre
bandes protectores, es considera suficient una amplada de 30 metres i ha estat demostrada la
conveniència que l’amplada d’aquesta banda sigui sempre superior a 10 metres, per poder reduir
l’arribada de nitrats al llit.
Per al projecte actual, es va definir una plantació de 15 metres d’amplada amb diferents espècies de
les ja indicades en els mòduls definits abans (taula 7). La particularitat d’aquesta plantació respecte
dels mòduls és que aquest tipus de plantació es va fer de manera continuada en 400 metres (figura
9b), amb una sembra manual a eixams de lleguminoses i gramínies (Trifolium glomeratum, Poa
annua, Poa bulbosa i Agrostis castellana).
9.3. Densificacions
El tram II de la restauració presentava prou vegetació per la qual cosa només es va procedir a
densificar, i en alguns punts es van plantar oms i pollancres, amb exemplars de 2-3 sabes (taula 7).
181

182
10. ACTuACIons PeR MIlloRAR lA FAunA
Com s’ha indicat, un dels objectius de la rehabilitació és afavorir la reintroducció de la fauna en
un entorn actualment deteriorat. Els ocells i les ratapinyades són freqüents al nostre entorn, i
addicionalment contribueixen al control de plagues d’insectes, per això va ser aquest el grup elegit, i
per a ell s’han dut a terme actuacions. En concret, es van instal·lar caixanius fabricades en «ciment
de fusta», creades a partir d’una barreja de serradures de fusta (75%), calç, ciment i diversos
additius, que tenen gran durabilitat a la intempèrie.
Les caixes es van instal·lar als arbres, a una alçada d’entre 2 i 5 metres, orientades al sud, sud-est,
evitant vents dominants. En concret, es van instal·lar setze unitats per a passeriformes (vuit unitats
per a pàrids i vuit per a oxirúncids), cinc unitats per a rapinyaires nocturns de mida mitjana (mussol
comú i xot) i cinc unitats més per a ratapinyades (figura 11b). Als marges del llit del tram I es van
instal·lar dos nius de blauet (Alcedo atthis).
a b
Figura 11. Plantacions de pollancres efectuades en el tram III (esquerra). Caixa niu de pàrids ubicada al tram II (dreta).
A l’entorn del riu, a més, es van instal·lar tres plataformes per a nius de cigonya blanca (Ciconia
ciconia), a les zones de clapes de vegetació. La plataforma, de fusta de pi tractada, estava formada
per un pal de 7 m d’alçada i diàmetre de 22 cm. Sobre aquest pal s’hi va posar una plataforma
metàl·lica d’assentament de niu, de 90 cm de diàmetre, amb sistema d’ancoratge al pal.
11. ConClusIons
Tal com veiem a les taules, els bioindicadors posen de manifest l’estat inicial d’antropització en què es
troba el riu Guadajira. En la rehabilitació fluvial executada els esforços s’han encaminat principalment
a la millora dels aspectes hidromorfològics. En concret, s’ha buscat la millora de l’estructura i la qualitat
del bosc de ribera, i també dels marges del llit. La qualitat de l’aigua, denunciada pels paràmetres
fisicoquímics, resulta molt baixa per culpa de la contaminació del riu. Malauradament, en un projecte
d’aquestes característiques, limitat temporalment i econòmicament, resulta impossible emprendre
actuacions orientades a millorar la qualitat de l’aigua per mitjà de la depuració, actuacions que,
d’altra banda, exigeixen un àmbit d’actuació global, que impliqui tot el conjunt d’actors i polítiques que
tenen influència en la conca del riu Guadajira. Els paràmetres biològics estan molt relacionats amb
la depuració de les aigües, per la qual cosa obtenir millors resultats en aquest grup de bioindicadors
també és complicat sense actuacions sobre la massa d’aigua.

Capítol 4. Casos d’estudi
Tot això es va posar de manifest en la campanya de mostreig efectuada sis mesos després de
l’execució de les obres, que va revelar una lleu millora dels índexs hidromorfològics QBR i RQI, però
no es van produir millores en els paràmetres fisicoquímics.
Les actuacions de bioenginyeria que es van fer per contenir i consolidar talussos van assolir els
objectius amb èxit, encara que no totes les tècniques van ser igual d’efectives, i es poden fer les
següents observacions:
· Les feixines van ser efectives per contenir el talús i evitar-ne pèrdues; tanmateix les que
es van realitzar lluny del nivell freàtic (més de 2 metres), és a dir al marge (trams II i III), no
van rebrotar, ni les aguantades amb estaques vives ni les de les zones que es van entatxar
amb salzes.
· Els alardons trenats de salze blanc i cendrós fets una mica lluny del nivell freàtic (trams II
i III) tampoc no han revegetat. No obstant això, es va observar que les branques de salze
blanc van ser les úniques que van revegetar els talussos on es van col·locar, encara que no
van poder suportar el període estival perquè no tenien aigua.
· Els biorotlles col·locats verticalment van contenir els talussos adequadament, però no es
poden treure més conclusions perquè es van cremar en un incendi originat per la crema de
cultius agrícoles després de la collita (blat de moro) del mes de setembre. S’ha de destacar
aquest fet, ja que el biorotlle a l’estiu és un combustible propagador de primer ordre, que va
avivar l’incendi i va contribuir a propagar-lo per la riba; per tant, el gestor ha de tenir això en
compte si la riba que s’ha de restaurar és recurrent en incendis forestals o agrícoles.
· Les estores de brancam col·locades en el tram I, com també els alardons trenats col·locats
en aquesta zona han assolit perfectament els objectius marcats ja que després de l’estiu hi
ha un rebrot important de salze en el talús.
· El llit de branques escalonades no ha sobreviscut al període estival, ja que es van col·locar
al marge lluny del llit del riu.
· Pel que fa a la manta orgànica de coco, s’esperen bons resultats ja que molt probablement a la
pròxima primavera contribuirà a la germinació de llavors que cobriran el talús on es va col·locar.
Les repoblacions arbòries efectuades, malgrat ser regades en el període estival, han patit força
mancances ja que són ripícoles i moltes van ser fetes al marge, que en alguns punts estava a 4
metres d’alçada respecte al nivell freàtic; per tant, en aquests casos hauria estat convenient efectuar
les repoblacions amb espècies menys exigents hídricament. Però les fetes a nivell freàtic o a prop
han sobreviscut a l’estiu i creixen amb normalitat. Les espècies de matoll han tingut més èxit que les
arbòries, però han patit el pasturatge d’ovelles i cabres, malgrat que estaven protegides. Un altre
problema que han tingut les repoblacions ha estat la contaminació per glifosat, perquè els agricultors
veïns del riu tractaven les seves parcel·les per evitar la proliferació d’herbes i canyes, i també els
incendis provocats per la crema de cultius després de la collita.
De tot això es conclou que cal la implicació directa dels propietaris veïns del Dominio Público
Hidráulico a l’hora de realitzar una Restauració de Riberes amb certes garanties.
L’eliminació de les canyes requereix un manteniment continuat durant quatre o cinc anys, fins
que les espècies arbòries ombregin el terra, ja que les estassades, l’eliminació del rizoma i els
tractaments amb glifosat han contribuït a fer disminuir la densitat i la força de creixement, però no
183

184
les han eradicat.
És aviat per poder treure conclusions sobre els refugis de fauna, que han de ser observats per
veure’n l’evolució.
12. AgRAÏMenTs
El nostre agraïment especial a la Confederación Hidrográfica del Guadiana, especialment al cap
d’Aplicacions Forestals, Don Nicolás Cifuentes, pel seu suport desinteressat al projecte des del
començament. El seu coneixement en gestió de rius ha estat fonamental a l’hora de dur a terme
totes les obres.
Els autors també volen mostrar el seu agraïment al programa Interreg IV B Sudoe, per finançar el
projecte RICOVER, en el qual s’emmarquen totes les actuacions descrites en aquest treball. A tots
els socis del projecte RICOVER per contribuir a millorar tant les obres com aquest article.
13. bIblIogRAFIA
ALBA-TERCEDOR, J.; JAIME-CUÉLLAR, P.; ÁLVAREZ, M.; AVILÉS, J.; BONADA, N.; CASAS, J.;
MELLADO, A.; ORTEGA, M.; PARDO, I.; PRAT, N.; RIERADEVALL, M.; ROBLES, S.; SÁINZ-
CANTERO, C.E.; SÁNCHEZ-ORTEGA, A.; SUÁREZ, M.L.; TORO, M.; VIDAL-ABARCA,
M.R.; VIVAS, S. & ZAMORA-MUÑOZ, C. 2002. Caracterización del estado ecológico de
ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP’). Limnetica, 21(3-4):
175-185.
ALBA-TERCEDOR., J. & SÁNCHEZ-ORTEGA, A. 1988. Un método rápido i simple para evaluar la
calidad biológica de las aguas corrientes basado en el de Hellawell (1978). Limnética, 4:
51-56.
ARÁNZAZU, M. & D. ARIZPE. (ed.). 2008. Manual de propagación de árboles i arbustos de ribera.
Una ayuda para la restauración de riberas en la región mediterránea. Generalitat Valenciana.
València. 203 pp.
ARIZPE, D., MENDES A. & RABAÇA J. (ed.). 2009. Sustainable riparian zones. A Management
Guide. Generalitat Valenciana. València. 287 pp.
BOSCH, J. & XAVIER ARGIMON, I. Obras de bioingeniería. Normas tecnológicas de jardinería (NTJ
12S PARTE 2, 3 i 5).
CEDEX. 2008. Informe Parcial: Propuesta de Catálogo Nacional de Reservas Fluviales. (Clave
CEDEX: 51-907-5-001). Madrid.
CEDEX. 2009. Guía Visual Interactiva de la Vegetación de ribera española. Acceso: 12 de Julio de
2009.
CIREF. 2010. ¿Qué es restauración fluvial? Centro Ibérico de Restauración de Ríos. Notas Técnicas
nº 4.
DOADRIO, I. 2002. Atlas i libro rojo de los peces continentales de España. Madrid MMA, CSIC.
ELOSENGUI, A. & DÍAZ, J. 2.009. Conceptos i Técnicas en Ecología Fluvial. La vegetación terrestre
asociada al río: el Bosque de Ribera. Fundación BBVA, 315 pp.
GONZÁLEZ DEL TÁNAGO, M., GARCÍA DE JALÓN, D., LARA, F. & GARILLETI, R. 2006. Índice

Capítol 4. Casos d’estudi
RQI para la valoración de las riberas fluviales en el contexto de la Directiva Marco del agua.
Ingeniería Civil, 143.
HELGARD Z. 2007. Ingeniería Biológica, Manual Técnico. Federación Europea de Ingeniería del
Paisaje.
LÓPEZ GONZÁLEZ, G. 2007. Guía de los árboles i arbustos de la Península Ibérica i Baleares.
(Especies silvestres i las cultivadas más comunes). 3ª ed: Mundi-Prensa, Madrid.
MAGDALENO, F., MARTÍNEZ, R. & ROCH, V. 2010. Índice RFV para la valoración del estado del
bosque de ribera. Ingeniería Civil, 157.
MAGDALENO, F. 2.008. Manual de Técnicas de Restauración Fluvial. CEDEX.
GONZÁLEZ DE TÁNAGO, M. & GARCÍA DE JALÓN, D. 2.007. Guía metodológica para la elaboración
de proyectos de restauración de ríos. Ministerio de Medio Ambiente.
MINISTERIO DE MEDIO AMBIENTE, i MEDIO RURAL i MARINO. Orden ARM/2656/2008, de 10 de
septiembre por la que se aprueba la instrucción de planificación hidrológica.
MUNNÉ, A., SOLÀ, C. & PRAT, N. 1998. QBR: Un índice rápido para la evaluación de la calidad de
los ecosistemas de ribera. Tecnología del Agua, 175: 20-37.
NATIONAL RIVERS AUTHORITY. 1995. River Habitat Survey. Field Methodology Guidance Manual.
National Rivers Authority, Bristol.
PARDO, I., ALVAREZ, M. CASAS, J., MORENO J. L., VIVAS, S., BONADA, N., ALBA-TERCEDOR,
J., JÁIMEZ-CUÉLLAR, P., MOYA, G., PRAT, N., ROBLES, S., SUÁREZ, Mª. L., TORO, M. &
VIDAL ABARCA, Mª. R. 2002. El hábitat de los ríos mediterráneos. Diseño de un índice de
diversidad de hábitat. Limnetica, 21 (3-4): 115-133.
PARLAMENTO EUROPEO & CONSEJO DE LA UNIÓN EUROPEA. 2000. Directiva 2000/60/CE por
la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas.
Parlamento Europeo i del Consejo.
SCHIECHTL, H. M. 1986. Manual de ordenación de cuencas hidrográficas. Estabilización de laderas
con tratamientos del suelo i la vegetación. Guía Fao Conservación 13 (1).
VOLCAM, Voluntariado Ambiental.2.007. Manual para construir cajas nido i otros artilugios similares.
Grup Ecologista Xoriguer.
185

Llit fluvial amb sedimentació de còdols. Foto: Pedro Teiga.
Verneda, hàbitat d’interès comunitari de conservació prioritària a la UE.
Foto: Pedro Teiga.

188
4.2 pReclassificació de la qualitat ecològica
PReClAssIFICACIÓ De lA quAlITAT eCològICA,
un InsTRuMenT oRIenTADoR en lA PlAnIFICACIÓ
D’ACTuACIons De ResTAuRACIÓ FluVIAl:
APlICACIÓ A lA RegIÓ De l’AlgARVe
Ana barroso i Maria Teresa Ferreira
Centro de Estudos Florestais, Universidade Técnica de Lisboa, Tapada da Ajuda 1349-017 Lisboa, Portugal. terferreira@isa.utl.pt
ResuM
Aquest treball té com a objectiu la planificació d’actuacions de restauració fluvial a la regió de
l’Algarve i té com a base una metodologia que permet una preclassificació de l’estat ecològic (PES).
Aquesta metodologia consisteix en l’addició indirecta a les masses d’aigua predeterminades a nivell
nacional (MA) de pressions humanes locals i regionals que influeixen en la salut dels ecosistemes
fluvials. Es va calibrar la PES amb l’estat ecològic de les MA de la regió de l’Algarve i es va obtenir
una concordança del 62,9%. La metodologia PES va manifestar que era un bon indicador per a
l’estat ecològic, útil per a masses d’aigua on hi ha absència de dades de monitoratge. A partir de
les dades obtingudes (pressions individuals i agregades, a diferents nivells espacials), es poden
proposar les mesures de recuperació fluvial necessàries per obtenir el “bon estat” de cada massa
d’aigua i orientar el procés de planificació.
Paraules clau: preclassificació de l’estat ecològic, restauració fluvial, planificació ambiental.
AbsTRACT
ENVIRONMENTAL QUALITY PRECLASSIFICATION, A GUIDING INSTRUMENT IN THE PLANNING
OF RIVER RESTORATION ACTIONS: APPLICATION IN THE ALGARVE REGION. This work
focuses on the planning of river restoration activities in the Algarve region, based on a methodology
that allows to identify the Predicted Ecological State (PES) for non-monitored waterbodies. This
indirect method consists of adding local and regional human pressures that influence the health of
river ecosystems using scoring tables and to produce a final score value translatable in ecological
status. PES was calibrated with real data of biological elements used to determine the ecological
status of WB in the Algarve region and obtained an agreement of 62.9%. The PES methodology has
proven to be a good indicator of ecological status. From the data obtained (aggregate and individual
pressures at different spatial levels) it is possible to propose river restoration measures required to
achieve a “good” ecological status for each waterbody.
Keywords: pre-classification of ecological status, river restoration, environmental planning.

1. InTRoDuCCIÓ
Capítol 4. Casos d’estudi
El concepte d’estat de la Directiva Marc de l’Aigua (DMA) és una expressió de la qualitat, l’estructura
i el funcionament dels ecosistemes aquàtics. L’estat ecològic d’una Massa d’Aigua (MA) s’expressa
sobre la base del concepte de desviament ecològic respecte a les condicions definides com
a condicions de referència, i aquestes són les més properes possibles a les condicions naturals
originals i representen així referencials de qualitat. Els elements de qualitat es tradueixen en índexs
diferenciadors de les cinc classes de qualitat requerides per la DMA. No obstant això, la realitat
ecològica és complexa, ja que és multivariada i multiescalar, és a dir, pressions diferents actuen
de forma diferent i obtenen respostes diferents de l’ecosistema. Perquè s’obtingui una restauració
conseqüent és necessari entendre quins índexs de qualitat responen a quines variables de pressió,
tot sabent que per a cada regió i sistema fluvial són substancialment diferents. Per exemple, una
àrea pot tenir una gran activitat agrícola i una altra, sobretot urbana; i una pressió urbana proximal
no té el mateix efecte que una àrea urbana allunyada de les masses d’aigua (MA), però localitzada
a la conca de drenatge. En alguna fase de la planificació caldrà comprendre per a la regió en
qüestió quins índexs de qualitat inventariats sobre el terreny responen a quines variables i en quina
magnitud responen.
Per a moltes masses d’aigua, no existeixen elements o monitoratge de la qualitat ecològica i química,
i cal, malgrat això, classificar-ne l’estat. Aquesta classificació (o més pròpiament preclassificació)
recorre freqüentment al judici pericial. Aquesta metodologia proposa un enfocament empíric i
indirecte per a l’ús de les pressions humanes que contribueixen a l’estat ecològic.
El sistema fluvial és indissociable de la conca hidrogràfica a la qual pertany, de manera que tots
els processos (materials químics, físics i biològics) originats en les activitats humanes (agràries
i urbanes) es reflecteixen d’alguna manera al corredor fluvial i els seus elements i processos
ecològics. Les pressions exercides per les activitats humanes poden classificar-se com indirectes
(conca i subconca hidrogràfica) i directes (segment, tram). La formació de l’inventari de pressions
que inclou aquesta metodologia presenta un altre avantatge: planificar les actuacions de restauració
a partir de mapes de pressions (on, quines i com).
La preclassificació de l’estat ecològic del sistema fluvial per a cada MA, tot considerant els diferents
tipus d’activitats humanes que afecten el sistema fluvial, és un estat “potencial” (senso predictible), que
suposadament representa el grau d’alteració de l’organització, l’estructura i la funció de l’ecosistema.
Tanmateix, diferents realitats biològiques i ecològiques presenten diferents respostes a la pressió i,
per això, la preclassificació es calibra conforme a les respostes obtingudes a les masses d’aigua de la
regió, per a les quals existeix un monitoratge efectiu dels índexs de qualitat ecològica.
2. MATeRIAl I MÈToDes
2.1. Càrrega de pressions
S’han seleccionat variables que representen de forma exhaustiva els aspectes de la pressió humana
sobre la conca de drenatge i sobre el corredor fluvial. La preclassificació de l’estat de conservació
fluvial passa per un diagnòstic format per tres eixos de pressió: i) alteracions de la qualitat de l’aigua;
ii) alteracions de la morfologia transversal i longitudinal del sistema fluvial; i iii) alteracions de la
quantitat de l’aigua i dels ritmes d’escorriment (hidrometria i connectivitat). La identificació i selecció
189

190
de variables de pressió determinants als tres eixos s’ha realitzat segons les pressions existents a la
regió i la disponibilitat de dades.
Les variables es designen com Ki i el valor final, com KT, segons el criteri metodològic també seguit
als Plans de Conca Hidrogràfica de principis dels anys vuitanta (Cortes et al., 2002). L’actual exercici
representa l’evolució d’aquesta metodologia i la seva aplicació a la regió de l’Algarve. Les variables
Ki es representen mitjançant unitats i valors diferents, expressats en àrea, extensió i concentracions
(mg/L). Per a la normalització de les variables de pressió de manera que se’n permeti una comparació
perquè posseeixin una importància idèntica per a la definició de la classificació final de l’estat ecològic
de la xarxa fluvial en estudi (Preclassificació de l’Estat Ecològic, Predicted Ecological Status - PES),
es va procedir a la categorització de cada variable en cinc classes situades entre molt bo (valor 1) i
dolent (valor 5).
eix de qualitat de l’aigua (Taula1)
Taula 1. Variables de pressió que determinen la qualitat de l’aigua, descripció, ajust de valors i classificació d’aquelles
variables.
qualitat de l’aigua
(variables de
pressió)
Característiques de les variables de pressió
Interval de
classes
Classificació
K1 – Fonts tòpiques
de pol·lució a
l’àrea de la conca
(nombre de fonts
contaminants/km2 [0; 0,051] 1 Molt bo
Nombre de fonts contaminants provinents d’indústries,
agropecuàries, agroindústries, ETAR, descàrrega
] 0,051; 0,168] 2 Bo
d’efluents, extracció d’àcids, fosses sanitàries, runes, ] 0,168; 0,396] 3 Regular
)
abocadors i ferralles presents a l’àrea de drenatge de
cada tram (INAG)
] 0,396; 0,839] 4 Mediocre
] 0,849; 1,394] 5 Dolent
K1a – Fonts
tòpiques de
pol·lució proximal
(nombre de fonts
contaminants/km2 [0; 0,381] K1 x 1,0
Nombre de fonts contaminants dins d’una àrea propera
al tram (búfer de 250 m)
] 0,382; 1,328] K1 x 1,2
)
] 1,329; 3,407] K1 x 1,4
[0; 2] 1 Molt bo
K2 – Pol·lució difusa
] 2; 15] 2 Bo
càrrega de carència
bioquímica d’oxigen
Càrrega contaminant referent a la carència bioquímica
d’oxigen (INAG)
] 15; 37] 3 Regular
- Cbo (mg/l)
] 37; 48,63] 4 Mediocre
] 48,63; 50,87] 5 Dolent
[0; 0,176] 1 Molt bo
K3 – Pol·lució difusa
] 0,176; 0,524] 2 Bo
càrrega de fòsfor - P Càrrega contaminant referent al fòsfor (INAG) ] 0,524; 0,948] 3 Regular
(mg/l)
] 0,948; 2,611] 4 Mediocre
] 2,611; 4,066] 5 Dolent
[0; 5] 1 Molt bo
K4 – Ús agrícola
cultius irrigats a la
conca (%)
Presència de l’ús agrícola dels cultius irrigats a l’àrea
de drenatge de cada tram (CORINE)
] 5; 15]
] 15; 45]
] 45; 60]
2
3
4
Bo
Regular
Mediocre
] 60; 100] 5 Dolent
K4a – Ús agrícola Impacte directe de l’ús agrícola de cultius irrigats sobre
[0; 5] K4 x 1,0
proximal de cultius el corredor fluvial, el búfer varia de 30 a 100 m d’acord ] 5; 25] K4 x 1,2
irrigats (%)
amb l’amplària del tram (CORINE)
] 25; 100] K4 x 1,4

K5 – Ús agrícola
cultius no irrigats a
la conca (%)
K5a – Ús agrícola
proximal de cultius
no irrigats (%)
Presència de l’ús agrícola de cultius no irrigats a l’àrea
de drenatge de cada tram (CORINE)
Impacte directe de l’ús agrícola de cultius no irrigats
sobre el corredor fluvial, el búfer varia de 30 a 100 m
d’acord amb l’amplària del tram (CORINE)
Capítol 4. Casos d’estudi
[0; 15] 1 Molt bo
] 15; 30] 2 Bo
] 30; 50] 3 Regular
] 50; 80] 4 Mediocre
] 80; 100] 5 Dolent
[0; 5] K5 x 1,0
] 5; 25] K5 x 1,2
] 25; 100] K5 x 1,4
a) Fonts tòpiques de pol·lució (K1). Determinen la quantitat de matèria orgànica i de nutrients que
aflueixen al sistema fluvial, una de les causes principals d’alteració i eutrofització de les MA, així com
les alteracions en la composició química de l’aigua.
Estan originades per les indústries (fusteries, centrals de formigó, de ceràmiques, de combustibles,
de suro, de fusta, tipografies, metal·lúrgies, tallers, panificació, serralleries, producció d’adobs
orgànics, productes de neteja, etc.), agroindústries (alimentàries, conserveres, almàsseres i cellers),
agropecuàries (porcins, ocells, bovins, caprins, ovins i combinacions), abocadors, ETAR, fosses
sèptiques (abocaments directes de fosses sèptiques individuals i col·lectives), extracció d’àrids
(pedreres, mines), runa i materials de ferralla.
El seu valor es va calcular en funció del nombre de fonts per àrea de la conca de drenatge per a
cadascuna de les MA, agrupades i classificades (Figura 1).
llegenda
Fonts Tòpiques de Pol·lució
Indústries (diverses)
Fosses sèptiques
Agroindústries
Extracció d’inerts
Agropecuàries
Runa
Abocador d’escombraries
Abocador
ETAR (punt de descàrrega)
Ferralleries
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Figura 1. Distribució de fonts puntuals de pol·lució a l’àrea en estudi.
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
191

192
b) Càrregues contaminants (K2, K3). Es van utilitzar cinc indicadors fisicoquímics de càrrega
superficial de contaminants orgànics i nutritius, fòsfor (P), nitrogen (N), sòlids suspesos totals (SST)
i carència bioquímica i química d’oxigen (CBO i CQO, respectivament), i totes aquestes càrregues
amb valors en mg/l (Font: Institut de l’Aigua). Es pot observar la distribució d’aquestes càrregues
per àrea d’estudi a la Figura 2; per exemple, existeix una càrrega elevada a la ribera del Monchique.
Si s’utilitza el fet que les càrregues contaminants tenen les mateixes unitats, la figura les col·loca
sobreposades en valor absolut a una barra cilíndrica. No obstant això, aquesta figura òbviament s’ha
d’interpretar comparant per a cada càrrega els diferents llocs, i no les diferents càrregues al mateix
lloc. Es va realitzar una correlació de Pearson entre càrregues, sempre que les càrregues resultin
del modelatge d’aquestes dades i a escala nacional, i podrien reflectir aquest procés metodològic de
forma repetitiva i cobrir el resultat final d’aquest eix de pressió. Finalment, i davant de la colinealitat
de les dades, només es va utilitzar la càrrega en fòsfor (Quadre 1).
llegenda
Pol·lució difusa
Fósfor
Nitrogen
Carència Química d’Oxigen (CQO) Carència
Bioquímica d’Oxigen (CBO5)
Sòlids Suspesos Totals (SST)
Masses d’aigua
Conques sense pol·lució difusa
Conques amb pol·lució difusa
Sense informació
Figura 2. Distribució de la pol·lució difusa a l’àrea en estudi.
Aigües costeres
c) àrea d’ús agrícola (K4, K5). Per avaluar l’impacte de l’activitat agrícola, es van obtenir les àrees
d’ús agrícola irrigat i no irrigat. La d’ús irrigat es va agafar de CORINE LAND COVER 2006 (Bossard
et al., 2000), on per a l’ús agrícola irrigat es van extraure les classes següents: terres permanentment
irrigades, on s’observen cultius irrigats periòdicament, tot utilitzant una infraestructura permanent
(canals d’irrigació, xarxa de drenatge), i horts de fruiters o baies. Atès que l’Algarve és un gran
productor de cítrics (taronges, llimones, mandarines, etc.), es conclou que gran part d’aquesta àrea
està ocupada per horts irrigats. La distribució d’aquestes àrees es pot observar a la Figura 3.
Pantans
Aigües de transició
Espanya
Portugal

llegenda
Àrea agrícola irrigada
Terres permanentment irrigades
Horts d’arbres de fruita o baia
Figura 3. Distribució d’àrees agrícoles irrigades a l’àrea en estudi.
Capítol 4. Casos d’estudi
Per a l’ús agrícola no irrigat es van tenir en compte les següents classes d’ocupació: terres arables
no irrigades, com els cereals; cultius farratgers; terres incultes o en guaret; cultius anuals que ocupen
més del 75% de la superfície en zones subjectes a la rotació de cultius, vinyes, zones de plantació
de vinyes, on estan incloses parcel·les amb vinyes que ocupen més del 50% de la superfície o
determinen el tipus d’ús; pastures, subjectes a millora o treballs agrícoles regulars, com sega,
drenatge, collita de fenc i adob amb femta; cultius anuals associats a cultius permanents; cultius
permanents en mosaic amb terres arables o pastures; sistemes de cultiu i parcel·laris complexos;
mosaics de petites parcel·les amb diversos cultius anuals; pastos i/o cultius permanents i, finalment,
zones principalment agrícoles amb zones naturals importants, que corresponen a àrees d’ocupació
principalment agrícola, amb zones naturals de dimensions significatives (Figura 4).
Totes aquestes variables seleccionades per a la determinació de la qualitat de l’aigua es van agrupar
i classificar d’acord amb la seva distribució. Es van tenir en compte factors ponderatius en relació
amb la pressió exercida directament al corredor fluvial (k1a, K4a i K5a). Per a la valoració final de
l’eix de qualitat de l’aigua (CA) es va emprar la fórmula següent:
(N.T. QA = Qualitat de l’aigua)
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
193

194
llegenda
Àrea agrícola no irrigada
Cultius anuals de secà
Vinyes
Olivars
Pastures
Figura 4. Distribució d’àrees agrícoles no irrigades a l’àrea en estudi.
eix d’alteracions morfològiques (quadre 2)
Taula 2. Variable de pressió per a la determinació de l’alteració de la morfologia de les MA, descripció, ajustament de valors
Morfologia de la MA
(variables de pressió)
K6 - àrea impermeable a la
conca (%)
K6a - àrea impermeable
proximal (%)
K7 – Vies de comunicació
(%)
K8 – obstacles i travessies
al tram (nombre d’obstacles/
km)
Cultius anuals associats a
cultius permanents
Sistemes de cultiu i parcel·laris
complexos
Agricultura amb espais naturals
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
i classificació d’aquestes variables.
Característiques de les variables de
pressió
Presència de zones impermeables a l’àrea de
drenatge de cada tram (CORINE)
Impacte directe de zones impermeables sobre
el corredor fluvial, búfer de 100 m (CORINE)
Presència de vies de comunicació (carreteres
i vies fèrries) a l’àrea de drenatge de cada
tram
Quantifica el nombre d’obstacles i travessies
(ponts, assuts, petites preses, ciutats,
carreteres) per l’extensió de cada tram
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
Interval de
classes
Classificació
[0; 1] 1 Molt bo
] 1; 5] 2 Bo
] 5; 10] 3 Regular
] 10; 16] 4 Mediocre
] 16; 18,2] 5 Dolent
[0; 5] K6 x 1,0
] 5; 25] K6 x 1,2
] 25; 100] K6 x 1,4
[0; 0,5] 1 Molt bo
] 0,5; 1] 2 Bo
] 1; 1,5] 3 Regular
] 1,5; 2] 4 Mediocre
] 2; 3,45] 5 Dolent
[0; 0,2] 1 Molt bo
] 0,2; 0,5] 2 Bo
] 0,5; 1] 3 Regular
] 1; 1,5] 4 Mediocre
] 1,5; 10] 5 Dolent

Capítol 4. Casos d’estudi
a) àrea impermeable de la conca (K6). Són àrees que resulten en la impermeabilització del sòl
i s’obté un escorriment més ràpid i de més magnitud local per la menor infiltració. D’altra banda,
les àrees impermeables representen tendencialment llocs d’accés al riu i, per tant, de major ús i
degradació per trànsit o travessia. Quan les MA travessen perímetres urbans, moltes vegades es
troben canalitzades, i això altera profundament la morfologia longitudinal i transversal dels cursos
d’aigua, en molts casos amb marges desproveïts de vegetació riberenca.
Aquesta ocupació es va obtenir de la CLC 2006 (Bossard et al., 2000), on es té en compte la
classificació següent: teixit urbà continu, on la major part del sòl és ocupat per construccions i
infraestructures de la xarxa de transports, edificis, carreteres i superfícies artificials que ocupen més
del 80% de l’àrea; teixit urbà discontinu, amb sòl ocupat majoritàriament per construccions, edificis i
superfícies actualitzats que estan associats amb zones amb vegetació i sòl nu, que ocupen una àrea
significativa però discontínua; unitats industrials o comercials, on la major part de l’àrea d’ocupació
es deu a infraestructures sense vegetació (formigó, asfalt, macadam, etc.), i també hi ha edificis;
xarxa vial o ferroviària i zones associades, carreteres i ferrovies amb longitud mínima de 100 m, però
principalment inclosos equipaments associats com estacions, plataformes, etc.; zones portuàries,
infraestructures de zones portuàries, inclosos embarcadors, molls i marines, i, finalment, aeroports,
incloent-hi pistes d’aterratge, edificis i zones associades. Aquesta informació es pot observar a la
Figura 5.
llegenda
Àrea impermeable
Teixit urbà continu
Teixit urbà discontinu
Unitats industrials o comercials
Xarxa vial o ferroviària i
zones associades
Zones portuàries
Aeroports
Figura 5. Distribució de l’àrea impermeable.
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
b) Vies de comunicació (K7). Aquesta variable es tradueix en la pol·lució provinent dels cotxes,
olis i sutge del combustible i també d’alteracions en el perfil transversal de les MA. Per fer-ho,
s’han construït els mitjans de comunicació existents a l’àrea d’estudi, inclosos camins ferroviaris
(CP), autopistes (AE), carreteres secundàries (IC), carreteres nacionals, regionals i municipals
Espanya
195

196
considerades més rellevants (EN, ER i EM, respectivament). Aquesta informació es pot observar
a la Figura 6. A través de Google Earth (http://www.google.com/intl/pt-PT/earth/index.html), es
van considerar amplàries mitjanes per a cadascun d’aquests tipus de vies de comunicació, com
superfícies de pressió. D’aquesta forma, per als camins ferroviaris es va considerar una longitud
mitjana de 10 m, per a les autopistes —l’A2 i l’A22 travessen l’àrea d’estudi— es van observar
amplàries diferents, de 40 i de 30 m, respectivament. Per a l’itinerari complementari s’ha observat
una amplària mitjana de 20 m, per a les carreteres nacionals una amplària de 15 m i per a les altres
(ER i EM), una amplària mitjana de 10 m.
llegenda
Àrea Zonas impermeable
AE (autopista)
IC
EN (carreteres nacionals)
ER (carreteres regionals)
EM (carreteres municipals)
CP (tren)
Aigües Teixit urbà costeres continu / Teixit
urbà discontinu / Unitats
Límit àrea d’estudi
industrials o comercials
Districte de Faro
Districte de Beja / Espanya
Figura 6. Distribució de les vies de comunicació.
c) obstacles i travessies (K8). Les alteracions morfològiques dels marges i del llit es deuen
moltes vegades a infraestructures que constitueixen obstacles com assuts, ponts, carreteres, etc.,
rellevants en la continuïtat longitudinal del sistema fluvial que afecten, per exemple, la migració
de determinades espècies de peixos i d’altres organismes que necessiten aquella continuïtat per
completar el seu cicle de vida. Els obstacles poden o no ser infranquejables per a les espècies (per a
la seva avaluació, és inevitablement necessària una observació sobre el terreny), però la construcció
d’assuts i barreres també canvia el perfil habitacional, i per això la variable ha d’incloure tots aquests
obstacles. Es va fer un estudi a través de Google Earth per al còmput de tots els obstacles al llarg de
l’extensió de cada MA (Figura 7). Aquesta variable s’expressa en nombre d’obstacles per quilòmetre
de tram.
Totes aquestes variables es van seleccionar per a la determinació de l’alteració de la morfologia de
la MA, agrupades i classificades d’acord amb la seva magnitud. Per a la determinació de l’alteració
de la morfologia de les MA, es va utilitzar la fórmula següent:

Capítol 4. Casos d’estudi
En aquest càlcul també es va utilitzar un factor (k6a) que realça la pressió directa al corredor fluvial
per a l’àrea impermeable proximal dins d’un búfer de 100 m.
llegenda
Obstacles i travessies
Obstacles i travessies a les MA
Masses d’aigua
Embassament
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
Figura 7. Distribució d’obstacles i travessies a l’àrea en estudi.
eix d’alteracions de la quantitat (hidrometria i connectivitat hídrica) (quadre 3)
Taula 3. Variables de pressió per a la determinació de l’alteració de la hidrometria i connectivitat de les MA, descripció,
ajustament de valors i classificació d’aquestes variables.
Hidrometria
(variables de
pressió)
Característiques de les variables de pressió
Interval de
classes
Classificació
K9 – nombre
de pous i forats
verticals proximals
(nombre de pous/
km2 [0; 1] 1 Molt bo
Nombre de pous i forats verticals que exerceixen pressió
] 1; 6] 2 Bo
directa al corredor fluvial a l’interior d’una àrea d’un búfer ] 6; 10] 3 Regular
)
de 100 m determinat per a cada tram (INAG)
] 10; 20] 4 Mediocre
] 20; 35,04] 5 Dolent
[0; 0,12] 1 Molt bo
] 0,12; 20] 2 Bo
K10 - Cultius irrigats
proximals (%)
Impacte directe de l’ús agrícola de cultius irrigats sobre el
tram fluvial, búfer de 100 m per a cada tram (CORINE
] 20; 50] 3 Regular
] 50; 80] 4 Mediocre
] 80; 100] 5 Dolent
K11 – MA amb cabals
regulats
Identificació de MA amb cabals regulats (INAG)
0
5
No
S
Aquest eix tradueix alteracions en la quantitat de l’ús de l’aigua i en la variació temporal del règim de
cabals. Es tracta d’una variable complexa, el rigor de la qual depèn profundament de les dades de
cabal, estimades o mesurades per a cada MA. En una situació ideal, el règim natural es calcularia
197

198
per a cada MA per avaluar aquest desviament i el règim de cabals allí existent per traduir globalment
les alteracions sota la forma de variables hidrològiques d’alteració. Encara que la informació sobre el
règim natural és d’obtenció molt difícil, no s’ha d’ignorar, tanmateix, aquest eix d’alteració que, a més,
influeix profundament sobre els altres dos anteriorment referits. En regions amb carència d’aigua,
com és el cas de l’Algarve, moltes MA presenten règims de cabals profundament afectats. Preses,
pous i sondatges afecten els cabals dels rius i produeixen alteracions que es propaguen a altres
compartiments com, per exemple, les intrusions salines. L’aigua extreta per a ús agrícola provoca
igualment una disminució de la quantitat de l’aigua que circula al riu, ja sigui per extracció de l’aigua
superficial o per les alteracions dels nivells de l’aigua subterranis. Aquesta modificació interromp
l’equilibri dinàmic que existeix entre el moviment de l’aigua i el moviment dels sediments que tenen
lloc als rius no regulats, cosa que altera els processos naturals d’erosió, transport i deposició dels
sediments.
a) nombre de pous i forats verticals proximals (K9). Aquesta variable es va obtenir a través del
SNIRH (Sistema Nacional d’Informació de Recursos Hídrics) (Figura 8) i indica que una pressió
exercida sobre el corredor fluvial és més gran com més ho són la proximitat i el nombre de forats i
pous, atès que provoquen grans alteracions en la disponibilitat hídrica i d’hàbitats aquàtics. Es va
calcular per la quantitat de pous i forats verticals existents dins d’un àrea d’un búfer de 100 m a cada
costat de la MA.
llegenda
Pous i forats verticals entorn de les MA
Pous i forats verticals entorn de les MA
Forats verticals proximals a les MA
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
Figura 8. Distribució de pous i forats verticals propers a la MA.
b) Cultius irrigats proximals (K10). L’observació de camp ens indica que quan hi ha agricultura
intensiva de regadiu al costat del riu existeixen gairebé sempre bombes que n’extreuen aigua
(situació particularment greu a la primavera i l’estiu). Així, l’àrea de regadiu ubicada al costat del
riu es va utilitzar com a avaluador indirecte de la quantitat d’aigua extreta. Aquesta variable es va
obtenir de la CLC 2006, d’on es van retirar les classes de terres permanentment irrigades i horts

Capítol 4. Casos d’estudi
de fruita o de baia (ja descrits anteriorment), dins d’una àrea d’un búfer de 100 m, tot iniciant una
pressió exercida directament sobre el tram (Figura 9).
llegenda
Llegenda àrees irrigades entorn de les MA
Àrees agrícoles irrigades
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
Figura 9. Distribució de l’ús agrícola irrigat proximal.
c) Cabals regulats (K11). La Figura 10 ensenya les MA altament modificades, amb règims de cabals
regulats, localitzades immediatament aigües avall de les grans preses que es troben distribuïdes a
l’àrea d’estudi. Aquesta variable es classifica només per la seva presència o absència a les MA, on
s’atribueix el valor 0 per a les MA naturals, que no posseeixen cabals regulats per grans preses, i
el valor 5 (màxim) per a les MA considerades amb cabals regulats per aquestes, atès que no se’n
coneix el grau d’alteració (tipus, magnitud). Els valors intermedis serien utilitzats en aquestes i en
assuts (el valor representa alteració ecològica i només hidrològica), en cas que existís informació
en aquest sentit.
Les variables utilitzades per determinar indirectament l’alteració de la hidrometria i la connectivitat
hídrica han estat agrupades i classificades. A continuació, per al càlcul de les alteracions de la
quantitat, no es van considerar factors ponderatius i es va utilitzar la fórmula següent:
199

200
llegenda
MA cabals regulats
No
Sí
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Figura 10. Senyalització dels cabals regulats (K11).
Límit de l’àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
2.2. Preclassificació de l’estat ecològic (Pes)
Es vol arribar a una preclassificació de l’estat ecològic basada en els tres eixos de pressió considerats.
Per al PES, els tres eixos han d’existir, ja que en cas contrari fallaria una àrea important de les
pressions. Cada eix ha de tenir més d’una variable i, en el seu conjunt, han de representar de forma
sòlida les pressions existents a la regió. Existeixen diverses possibilitats de determinar el valor final
del PES: per exemple, combinant variables que contribueixen a la definició de la integritat biòtica de
les MA amb altres que expressin la magnitud de l’estrès ambiental (Cortes et al., 2002), o utilitzant
només variables de pressió i la mitjana de totes les variables de la mateixa manera (Fernandes et
al. 2007), o augmentades en els seus efectes proximals. Altres vies possibles inclouen la suma de
la mitjana dels valors categòrics de les variables, ja sigui en el seu conjunt o després d’agregades,
o fins i tot la classificació pel pitjor valor de cada eix. En aquest treball, el valor es va determinar a
través de l’addició de les mitjanes de cadascun dels tres eixos mitjançant la fórmula següent:
El valor final de PES es va dividir en cinc classes pel mètode de Natural Breaks, que
consisteix en l’agrupament de classes inherents a les dades. Per tant, maximitza el desviament mitjà
de cada classe a partir de la mitjana d’aquesta mateixa classe, mentre que maximitza el desviament
de cada classe a partir de les mitjanes d’altres grups, i així procura reduir la diferència dins de les
classes i maximitza la diferència entre classes (Figura 11).

llegenda
Estacions de mostreig
Xarxa operacional
Xarxa de vigilància
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Beja
Espanya
Figura 11. Distribució de les estacions de la xarxa de vigilància i operacional.
Capítol 4. Casos d’estudi
2.3. Calibratge de la Pes
Es volen calibrar els resultats obtinguts a la PES a través d’indicadors de qualitat biològica. Atès
que la PES és una preclassificació en què s’incorporen de manera indirecta a les MA les pressions
humanes que influeixen en el seu estat ecològic, l’objectiu és confrontar i ajustar els resultats de
la PES amb les variables de qualitat biològica que reflecteixen la qualitat dels ecosistemes fluvials.
El mostreig i el monitoratge dels indicadors biològics de qualitat ecològica es tradueixen en índexs
i s’expressen en termes de Ràtios de Qualitat Ecològica (RCE), que corresponen a la relació entre
els valors dels paràmetres observats en condicions de referència per a una tipologia determinada i
els obtinguts en el monitoratge. Aquesta informació és reportada en classes de qualitat. La recollida
d’aquests indicadors de qualitat correspon a la xarxa de monitoratge establerta en l’àmbit de la DMA,
on es proposen tres tipus de monitoratge: el monitoratge de vigilància, el monitoratge operacional
i el monitoratge d’investigació. Per al calibratge de la PES es van utilitzar els indicadors de qualitat
biològica recollits per les xarxes de monitoratge de vigilància i de monitoratge operacional distribuïdes
d’acord amb la Figura 12.
Per als macroinvertebrats bentònics es va utilitzar l’Índex Portuguès d’Invertebrats del Nord per al
tipus de Rius Muntanyosos del Sud (IPtI ) i per a la resta de tipus (rius del sud de mitjanes-grans
N
dimensions, petites dimensions i calcaris de l’Algarve), l’Índex Portuguès d’Invertebrats del Sud
(IPtI ). Per a l’element fitobentos-diatomees es va aplicar als tipus de rius muntanyosos del sud
S
l’Índex de Poluosensibilitat Específica (IPS) i l’Índex de la Comunitat Econòmica Europea (CEE)
per als tres altres tipus de rius de l’Algarve (rius del sud de mitjanes-grans dimensions, petites
201

202
dimensions i calcaris de l’Algarve). Per a macròfits, es van definir dos índexs: l’Índex de Vegetació
Riberenca (IVR, Aguiar et al., 2010) i l’índex Mean Trophic Rank (MTRp, Holmes et al., 1999). Per
a la fauna piscícola, es va disposar del Fish Index of Biotic Integrity Portuguese (F-IBIP) (Oliveira et
al., 2007). Fins i tot es va determinar, per a cada lloc, l’índex HMS de la metodologia d’avaluació de
l’element hidrogeomorfològic River Habitat Survey (adoptada i adaptada a Portugal per a la DMA).
Les classificacions de l’estat ecològic van ser proveïdes per l’ARH Algarve.
Es vol demostrar la validesa de la PES a través de l’ajustament lineal entre els valors de la PES i
els valors obtinguts per a cada element de qualitat, individualment i globalment. La regressió lineal
permet establir relacions entre les variables i buscar preveure’n una. Aquesta anàlisi es farà cas per
cas per als indicadors de qualitat, és a dir, a través de la PES es vol estimar la qualitat ecològica
per a cadascun dels indicadors de qualitat, però principalment en la seva globalitat. La qualitat de
l’ajustament lineal ve donada pel coeficient de determinació (R2 ) i pel nivell de significació (p: value,
probabilitat d’obtenir resultats fora de la regió de possibilitats de conclusió).
llegenda
Preclassificació de l’estat ecològic
Classificació
Molt bo
Bo
Regular
Mediocre
Dolent
Masses d’aigua
Pantans
Aigües de transició
Aigües costeres
Límit àrea d’estudi
Districte de Faro
Districte de Beja
Espanya
Figura 12. Preclassificació de l’estat ecològic del sistema fluvial de l’Algarve.
El calibratge de la PES es va realitzar mitjançant una anàlisi de concordança al nivell de les classes
de diagnòstic entre la PES i els elements de qualitat. La classificació de l’estat ecològic va tenir
com a base el mètode del pitjor cas. Per a l’anàlisi de concordança es va optar per l’estadística de
Gamma, que s’aplica quan s’utilitzen dades ordinals que es troben ordenades en un petit nombre de
categories (Goodman i Kruskal, 1954). En aquest cas es representen cinc categories de diagnòstic,
que varien des del molt bo (valor 1) fins a dolent (valor 5), tant per a la PES com per als indicadors
de qualitat. És una mesura simètrica que associa dues variables ordinals i els seus valors varien de
-1 a 1. Valors propers de +1 indiquen una forta relació entre les dues variables o una concordança
positiva perfecta; valors propers a -1 indiquen una concordança negativa o una relació inversa

Capítol 4. Casos d’estudi
perfecta, mentre que valors propers a 0 indiquen relacions dèbils o absència de relació entre les
dues variables.
Gamma determina el nivell d’associació entre dues variables d’acord amb dues addicions que
s’obtenen a través d’una taula en què es representa l’encreuament dels valors observats per a
cada cas en consideració d’ambdues variables. La primera addició reflecteix el nombre de parells
concordants (C), és a dir, identifica el nombre de casos que estan ordenats en la mateixa posició
relativa a les dues variables. La segona addició representa el nombre de parells discordants (D) i
es determina a través de la identificació de nombres de casos on la seva ordenació és diferent a
les dues variables (per exemple: molt bo a la preclassificació i mediocre en un dels indicadors de
qualitat). El valor de Gamma (G) es determina de la manera següent (Goodman i Kruskal, 1954):
G =
C–D D – Nombre de parells discordants
C+D C – Nombre de parells concordants
ResulTATs
3.1. Macroinvertebrats
Es constaten tres estacions amb classificació excel·lent, quinze amb bona, deu amb regular, set
amb mediocre i quatre amb classificació dolenta. S’adverteix més discrepància de classificacions
entre les variables PES i macroinvertebrats, en particular a l’estació de Carrapateira, on per als
macroinvertebrats s’obté classificació dolenta i a la PES una classificació de molt bona; amb
classificació de mediocre per als macroinvertebrats i classificació de molt bona a la PES es presenta
l’estació de la Quinta da Ombria, mentre que l’estació de Milreu té classificació regular per als
macroinvertebrats i dolenta a la PES. Aquestes últimes estacions s’ubiquen a la tipologia de calcaris
de l’Algarve, a les quals pertanyen les conques de la ribera d’Algibre i el riu Seco, respectivament.
Totes les altres estacions que no posseeixen la mateixa classificació entre la PES i els
macroinvertebrats o estan en un nivell immediatament superior o en un altre d’immediatament
inferior. Les estacions que obtenen una classificació a la PES en un nivell immediatament inferior
són l’estació d’Alferce, amb la classificació de bona per als macroinvertebrats i mitjana a la PES,
i l’estació Ponte Rodoviária amb classificació de regular per als macroinvertebrats i classificació
mediocre a la PES. Les altres tretze estacions obtenen el mateix nivell de classificació entre les
variables PES i macroinvertebrats.
La concordança entre les dues variables PES i macroinvertebrats és del 66,96% (p

204
Figura 13. Representació de l’ajustament lineal dels macroinvertebrats en el període del 2009 amb la PES per a un interval
de confiança del 90%. R 2 = 0,498, PES = 7,034 – 4,133 *Macroinvertebrats.
3.2. Diatomees
La Figura 14 il·lustra la juxtaposició entre la PES i les diatomees. Es verifiquen quatre estacions
amb classificació excel·lent, dotze amb classificació bona, cinc amb classificació regular, tres amb
classificació mediocre i zero per a la classificació dolenta. Només hi ha una estació amb més
diferència de diagnòstic entre les variables diatomees i PES. Es tracta de l’estació Ponte Rodoviária
ubicada a la ribera de Quarteira, que pertany a la tipologia de Rius Calcaris de l’Algarve. Aquesta
estació reporta a la PES un estat de conservació mediocre i a les diatomees presenta un nivell
de qualitat d’excel·lent. De les altres estacions, onze obtenen el mateix nivell de qualitat entre les
variables, vuit mostren un nivell de qualitat immediatament superior a la PES i, finalment, només
quatre estacions presenten un nivell de qualitat immediatament inferior a la PES. Aquestes últimes
mostren classificació d’excel·lent per a les diatomees, però reporten a la PES un bon estat de
conservació (Ponte de Querença) i, finalment, tres estacions amb nivell de qualitat bona per a les
diatomees però amb classificació de mitjana a la PES (Ponte da Asseca, Bensafrim i Algibre).
Es registra un 68% (p

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 14. Representació de l’ajustament lineal de les diatomees en el període del 2010 amb la PES. R 2 = 0,089, PES =
5,4754 – 1,4632 *Diatomees.
3.3. Macròfits
En la juxtaposició entre la PES i l’IVR per al període del 2009, es van obtenir quatre estacions amb
qualificació d’excel·lent, setze amb bona, deu amb regular, zero amb mediocre i dues estacions amb
classificació dolenta. Si s’analitza la Taula 8, només una estació en particular, Curral Boeiros, presenta
major diferència a les dues classificacions, on obté classificació dolenta per a l’IVR i a la PES, bona.
Aquesta estació està ubicada a la conca de la ribera d’Almargem i pertany al tipus Rius del Sud de
Petites Dimensions. Amb el mateix nivell de classificació es presenten quinze estacions: totes les
altres estacions que no posseeixen la mateixa classificació entre l’IVR i la PES o estan a un nivell
immediatament superior o en un altre d’immediatament inferior. Les estacions amb nivells de qualitat
immediatament inferior a la PES són l’estació de São Miguel Norte, amb classificació d’excel·lent,
d’acord amb l’IVR, i una classificació bona a la PES; l’estació d’Algibre, amb classificació de bona
per a IVR i mitjana per a la PES; les estacions Ponte Rodoviária, Odeáxere i Forte de Almádena,
totes per a IVR amb classificació de mitjana i amb una classificació de mediocre a la PES. La PES
presenta una concordança del 85,3% (p

206
molt bona. Ambdues pertanyen al tipus Rius del Sud de Mitjanes-Grans Dimensions. L’estació de
Courela pertany a la conca de Vascão i l’estació de Ponte Monte dos Fortes, a la conca de la ribera
de l’Odeleite. L’estació de Carrapateira és classificada com a mediocre pel MTRp i li correspon una
qualitat de molt bona per a la PES. Pertany a la tipologia de Rius del Sud de Petites Dimensions,
situada a la conca de la ribera de Carrapateira. L’estació de la Quinta da Ombria es troba sota la
tipologia Rius Calcaris de l’Algarve i pertany a la conca de la ribera del Quarteira. Aquesta estació
obté una classificació de qualitat al MTRp dolenta i a la PES de molt bona.
Es registren també un total de tres estacions en què les seves classificacions al MTRp passen a
un nivell immediatament inferior a la PES. Les estacions de Bodega i Curral Boeiros registren una
qualitat d’excel·lent al MTRp, i una classificació de bona a la PES. L’estació de Porto de Lagos, amb
classificació de regular al MTRp registra a la PES un estat de conservació mediocre. Les altres setze
estacions presenten el mateix nivell de classificació a les dues variables i, finalment, nou estacions
presenten a la PES un nivell de qualitat immediatament superior en relació amb el MTRp. En relació
amb la concordança entre les dues variables MTRp i PES, es registra una concordança del 59,6%
(p

Capítol 4. Casos d’estudi
3.4. Fauna piscícola
La Figura 16 il·lustra la juxtaposició de les classes de qualitat de la fauna piscícola amb la PES.
S’observen dotze estacions de mostreig amb classificació d’excel·lent, set amb bona, quatre amb
regular, quatre amb mediocre i dues estacions amb classificació de dolenta. S’observa un total
de cinc punts de mostreig amb major diferència de diagnòstic entre les variables PES i F-IBIP. Al
F-IBIP, el punt de mostreig localitzat al tram superior de la ribera del Monchique, que pertany a la
tipologia Rius Muntanyosos del Sud, obté una classificació d’excel·lent, mentre que a la PES reporta
un estat de conservació mitjana. El punt de mostreig localitzat al Barranco da Água Velha obté una
classificació per a la variable F-IBIP de regular i per a la variable PES, un estat de conservació molt
bo; aquest punt de mostreig pertany a la tipologia Rius Muntanyosos del Sud i s’ubica a la conca de
la ribera de l’Odelouca. S’observen dos punts de mostreig amb classificació de mediocre per a la
variable F-IBIP, que obtenen a la PES classificacions en nivells de qualitat molt superior. El primer,
localitzat a la Ribera da Carrapateira i que pertany a la tipologia Rius del Sud de Petites Dimensions,
registra a la PES una classificació de molt bona; el segon, localitzat al tram superior de la Ribera da
Cerca, pertany a la conca de la ribera d’Aljezur i a la tipologia Rius Muntanyosos del Sud, i registra
a la PES una classificació de bona. Finalment, el punt de mostreig localitzat aigües avall a la ribera
de l’Odelouca pertany a la tipologia Rius del Sud de Mitjanes-Grans Dimensions i obté a la variable
F-IBIP una classificació de dolenta i a la PES registra un nivell mitjà de qualitat.
Figura 16. Representació de l’ajust líneal del F-IBIP amb la PES . R 2 = 0,405, PES = 6,322 – 2,956 *F-IBIP.
Es registren un total de set punts de mostreig en què els nivells de qualitat a la PES es troben
immediatament a un nivell inferior, sis amb classificació d’excel·lent a la variable F-IBIP, però amb
classificació de bona a la PES. Es troben ubicats en cadascun d’aquests punts, respectivament, a
la Ribera de Alfambras, Ribera de Arão, Ribera da Cerca aigües avall, Ribera das Mercês a la part
superior i inferior i a la Ribera Seca. Finalment, amb classificació de bona a la variable F-IBIP però de
mitjana a la PES, el punt de mostreig localitzat a la ribera de l’Odelouca prop del Cerro dos Mouros.
207

208
S’ha de notar que per al nivell de qualitat mediocre a la variable PES no s’observa cap ocurrència a
la variable F-IBIP. Dels disset punts de mostreig que queden, deu presenten el mateix nivell de qualitat
en ambdues variables i set es troben immediatament a la PES a un nivell de qualitat superior,
i es registra, per tant, una concordança del 41% entre les dues variables. L’ajustament del model,
representat per la Figura 8, només en justifica gairebé la meitat a la variabilitat de les dades (40,5%,
per a p

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 18. Representació lineal en un interval de confiança del 90% de les mitjanes dels indicadors de qualitat biològica amb
la PES. R 2 = 0,61 PES = 9,389 – 5,327 *qualitat biològica.
4. DebAT
Mitjanes dels elements de qualitat biològica
Es verifica que, al calibratge de la PES, és possible identificar dues situacions malgrat que, d’una
manera general, la concordança es presenti bona. A la primera situació, la PES preveu un estat de
conservació amb nivells elevats però que no es constaten en alguns dels indicadors de qualitat. Es
verifica a la ribera del Carrapateira, ja que presenta més diferència a les classificacions per a quatre
dels elements de qualitat: macroinvertebrats, MTRp i fauna piscícola, on a la PES presenta nivells
de qualitat de molt bo i nivells des de mediocre fins a dolent als elements de qualitat. Encara que als
indicadors de qualitat referits es presentin nivells de qualitat baixos, en relació amb les diatomees i
l’IVR presenten nivell de qualitat bo. En aquest cas, tot apunta a una mala qualitat de l’aigua, encara
que posseeixi un IVR bo, i el MTRp ens indica un estat tròfic mediocre. Aquests resultats són contradictoris
en relació amb el nivell de qualitat de l’aigua indicat per les diatomees.
En la segona situació, quan la PES preveu estadis de conservació baixos, però els indicadors de
qualitat presenten un estat de conservació elevat, s’observa al punt de mostreig relatiu a la fauna
piscícola, a la part superior de la ribera del Monchique, aproximadament 900 m cap a la part superior
de l’estació d’Alferce. Aquest punt de mostreig a la PES preveu un estat de conservació regular que
es deu principalment a les activitats de ramaderia porcina molt presents a la conca de la ribera del
Monchique. No obstant això, en relació amb l’índex F-IBIP es presenta com a excel·lent. Amb un propòsit
comparatiu, a l’estació d’Alferce s’observa que els macròfits i les diatomees obtenen el mateix
nivell de qualitat reportat a la PES, amb excepció dels macroinvertebrats, que obtenen un nivell de
qualitat bo. Aquests resultats per a la fauna piscícola i els macroinvertebrats es deuen principalment
209

210
als cabals considerables que caracteritzen la ribera de Monchique i també pel fet que el mostreig de
la fauna piscícola s’ubica més a la part superior en relació amb els altres elements.
Les diatomees presenten una concordança bona entre les seves classes de qualitat amb les de
la PES i un ajustament baix amb la PES. L’ajustament baix es revela poc explicable en indicadors
tradicionalment sensibles a la càrrega orgànica i a nutrients. Es tracta d’un element molt afectat pel
cabal del riu en el moment de la recollida i per la necessitat d’experiència en la correcta identificació
de totes les espècies i valències indicadores. L’ajustament baix resulta en gran part del desviament
d’alguns llocs (Odelouca, Porto de Lagos, Ponte Rodoviária i Ponte da Asseca), i per això suggereix
una revisió de les composicions biològiques obtingudes o una observació de la situació d’aquests
llocs, en funció també dels resultats observats als altres elements. Aquesta diferència tan evident
entre l’ajustament i la concordança es pot explicar pel fet que la concordança representa una relació
entre variables qualitatives ordinals. En aquest cas es refereix al lloc Ponte Rodiviária i els altres
llocs, les classificacions dels quals no corresponen, es troben al mateix nivell o a un nivell de qualitat
immediatament superior o inferior i es comptabilitzen, d’aquesta manera, en la concordança d’una
manera diferent en relació amb el lloc de Ponte Rodoviária.
Els macroinvertebrats presenten un nivell de concordança superior en relació amb el seu coeficient
de determinació, cosa que significa que posseeixen una major relació de les seves classes de qualitat
amb les classes de la PES. Presenten un coeficient de determinació bo en què pràcticament la
meitat de les seves dades s’expliquen pel model de la PES. Per als macròfits, l’IVR reflecteix processos
ecològics i funcions estructurals de l’ecosistema, mentre que el MTRp es basa en l’aparició i
l’abundància d’espècies aquàtiques indicadores de l’estat tròfic. En relació amb l’estat tròfic amb la
PES, presenta una concordança bona a les seves classes de qualitat i un ajustament molt bo. Per a
l’estructura dels ecosistemes de ribera presenta una concordança a un nivell molt bo i un ajustament
amb la PES bo.
Pel que fa a la fauna piscícola, l’índex F-IBIP només presenta un gradient de resultats molt
concentrats, i això pot justificar l’ajustament amb la PES, en què tot just justifica poc menys de la
meitat de la variabilitat de les dades. Quant a la concordança, es revela lleugerament superior pel
que fa a l’ajustament i es registren en total cinc punts amb major discrepància a la seva classificació,
que són Ribera de Monchique Montante, Barranco da Água Velha, Ribera da Carrapateira, Ribera
da Cerca i Ribera de Odelouca aigües avall.
En general, la metodologia PES s’ha revelat com una mena de preavaluació de l’estat ecològic
molt proper a la realitat, que registra una concordança del 62,9% entre les classes de diagnòstic de
l’estat ecològic determinat per l’ARH Algarve en l’àmbit dels PGBH de les riberes de l’Algarve. Es
considera la PES com un model fiable que caracteritza l’estat de conservació i es revela adequada
per a l’avaluació de l’estat ecològic en l’àmbit regional.

5. AgRAÏMenTs
Capítol 4. Casos d’estudi
A Paulo Pinheiro, que va prestar una ajuda inestimable en la recol·lecció i georeferenciació de
les dades de pressió. A Alexandre, de l’ARH de l’Algarve, per la seva disponibilitat i promptitud
a contestar i compartir les dades. A tot l’equip de treball de Waterlobby, pel seu suport i la seva
camaraderia, Paulo Pinheiro, Ana Mendes, Rosário Fernandes, Zé Maria, Paulo Branco, Pedro
Segurado, António Albuquerque, Patrícia Rodriguez-Gonzalez, Susana Amaral, Rui Rivaes i Ana
Silva. Un agraïment molt especial per a tots ells.
6. bIblIogRAFIA
CEOLIN, L. P. W. (2010). Plano de Restauro de Qualidade Ecológica de duas Ribeiras Do Oeste.
Évora: Mestrado em Gestão e Conservação de Recursos Naturais, Universidade de Évora.
CORTES, R. M. V., PINTO, P., FERREIRA, M. T., MOREIRA, I. (2002). “Estado de Conservação dos
Ecossistemas Fluviais”, capítulo 13. MOREIRA, I., FERREIRA, M. T., CORTES, R. M. V.,
PINTO, P., ALMEIDA, P. R. (Eds.) Ecossistemas Aquáticos e Ribeirinhos. Lisboa: Instituto da
Água, Ministério das Cidades, Ordenamento do Território e Ambiente.
CORTES, R. V., OLIVEIRA, S. V., CABRAL, D. A., SANTOS, S., FERREIRA, M. T. (2002). “Different
scales of analysis in classifying streams: from a multimetric towards an integrated system
approach”, Archiv für Hydrobiologie, 141(3-4), p. 209-224.
FERNANDES, M. R., FERREIRA, M. T., HUGHES, S., CORTES, R., SANTOS, J., PINHEIRO, P.
(2007). Préclassificação da Qualidade Ecológica na Bacia de Odelouca e sua Utilização em
Directrizes de Restauro . Recursos Hídricos, 28(3), p. 15-24.
OLIVEIRA, J. M. (Coord.), SANTOS, J. M., TEIXEIRA, A., FERREIRA, M. T., PINHEIRO, J. P.,
Geraldes, A., BOCHECHAS, J. (2007). Projecto AQUARIPORT: Programa Nacional de
Monitorização de Recursos Piscícolas e de Avaliação da Qualidade Ecológica de Rios.
Lisboa: Direcção-Geral dos Recursos Florestais. 96 p.
211

Ribera amb vegetació de ribera degradada a l’Algarve.
Foto: André Fabiao.
Vegetació de ribera a Fonte Benémola (Algarve).
Foto: Jordi Camprodon.

214
4.3 planificació i pRioRització de la RestauRació
PlAnIFICACIÓ I PRIoRITZACIÓ D’ACTuACIons De
ResTAuRACIÓ: APlICACIÓ A lA RegIÓ De l’AlgARVe
Ana barroso, Jordi garcia-gonzalo, Francisca Fructuoso Aguiar i Maria Teresa Ferreira
Centro de Estudos Florestais, Universidade Técnica de Lisboa, Tapada da Ajuda 1349-017 Lisboa, Portugal. terferreira@isa.utl.pt
ResuM
Aquest treball té com a objectiu desenvolupar un model d’optimització i priorització d’accions de
restauració fluvial a la regió de l’Algarve, fonamentat en una metodologia de classificació de l’estat
ecològic basat en les pressions humanes que actuen a escala local i regional. Aquest model,
denominat PES, es va calibrar a través de l’estat ecològic de les masses d’aigua de la regió de
l’Algarve obtingut a partir de dades reals d’elements biològics monitoritzats. Inicialment, s’ha definit
una estructura jeràrquica d’accions de restauració possibles. La planificació de recuperació va
tenir com a base l’optimització d’aquestes accions d’acord amb la seva eficàcia i costos. Aquest
treball busca complir els objectius de les convencions internacionals de protecció i conservació
dels recursos naturals i assolir les metes de la Directiva Marc de l’Aigua (DMA), que forma part dels
sistemes de suport a la decisió per a la restauració fluvial.
Paraules clau: restauració fluvial, planificació, eficàcia i costos, estat ecològic, priorització d’accions.
AbsTRACT
PLANNING AND PRIORITIES FOR RESTORATION ACTIONS: APPLICATION IN THE ALGARVE
REGION. This study concerns the planning and optimization of river restoration activities in the
Algarve region. A Predicted Ecological State (PES) classification was obtained based on the addition
of human pressures acting upon the waterbodies, either locally or regionally. The PES methodology
was previously proven to be a good indicator of ecological status and was calibrated against the
classifications obtained with real data of biological quality elements from the Water Framework
Directive (WFD) monitoring network of the Algarve. From the aggregate and individual pressures
at different spatial levels river restoration measures required to achieve a “good” ecological status
for each WB were proposed. The planning of restoration actions was based on the optimization of
these actions according to their effectiveness and costs. This paper seeks to fulfill the objectives of
international conventions to protect and conserve natural resources and achieve the goals of the
WFD, helping with the analysis and decision making for river restoration.
Keywords: river restoration, planning, efficacy and costs, ecological state, action prioritization.

1. InTRoDuCCIÓ
Capítol 4. Casos d’estudi
Diversos autors aborden la priorització de la restauració fluvial de diferents maneres. Wyant et al.
(1995) va començar per la consideració d’un quadre de decisió que, en primer lloc, organitza la informació
fonamental que cal emprar, on s’avaluen objectius alternatius per al projecte de restauració.
Aquests objectius es poden utilitzar en la identificació de diferències entre els valors de grups interessats
i també en la comprensió dels límits d’informació per analitzar decisions i suggerir prioritats
per a recerca i els grups involucrats. Aquests autors proposen la qüestió: “Com s’han de sospesar
las alternatives de restauració ecològica en relació amb altres opcions de gestió?”. Un dels abordatges
possibles podria ser l’avaluació de les decisions per prendre quan s’escull un determinat objectiu
de restauració. D’una manera general, apareixen qüestions relatives a: (1) els objectius desitjats
per a la restauració; (2) l’impacte ecològic acumulatiu de les pressions humanes i com determinar la
necessitat de restauració; (3) el millor mètode i tecnologia per aplicar en les activitats de restauració;
i (4) com s’haurà de jutjar l’èxit o el fracàs de la restauració (Wyant et al., 1995).
Roni et al. (2002) resumeixen l’eficàcia de diverses tècniques de restauració per tal de proporcionar
una estratègia jeràrquica en la priorització de llocs específics en el context de la conca hidrogràfica.
Comença identificant els processos de formació d’hàbitats degradats i que necessiten ser restaurats
en tres passos: (1) identificar tipus i índexs naturals en els processos de formació d’hàbitat,
tot donant una expectativa raonable de com una conca o riu restaurats haurien de funcionar; (2)
determinar on els processos són alterats i quins són els factors responsables, tot oferint un context
històric per analitzar on s’han interromput els processos a la conca per l’ús del sòl; (3) a partir del coneixement
d’aquests processos, identificar les pràctiques i accions necessàries per a la restauració
a llarg termini i així facilitar la decisió de com restaurar el procés o els processos alterats.
Beechie et al. (2008) plantegen la qüestió següent, moltes vegades observada als projectes de
restauració: “Quina és l’acció de més prioritat?”. Segons aquests autors, aquesta pregunta pot generar
tres fonts diferents de discussió. La primera, la importància de delinear objectius comprensibles, sovint
s’ignora i, per tant, els grups de restauració aborden l’anàlisi de la conca hidrogràfica i la priorització
de la restauració sense una base sòlida en els seus objectius i valors. La segona, els passos per a
la traducció d’anàlisis de la conca hidrogràfica, resulta en una llista d’accions de restauració vagues
i els equips de restauració avancen cap a l’avaluació de la conca però no utilitzen els resultats per
a la identificació d’accions de restauració necessàries per aconseguir els seus objectius. La tercera
no compta amb cap revisió sistemàtica dels abordatges de priorització d’accions de restauració, la
qual cosa provoca dificultats en la definició de prioritats i la selecció d’una estratègia que s’adapti a
les seves necessitats.
Amb el ràpid creixement de la població mundial és poc probable que les activitats econòmiques
que produeixen canvis significatius en la modificació dels recursos naturals s’acabin, de manera
que caldran mètodes alternatius de gestió de recursos contraposats a les necessitats humanes.
Això no obstant, atesa una base de recursos limitada, la producció de béns i serveis sostenibles
proporcionada per tots els ecosistemes necessita capacitats reforçades en l’avaluació i recuperació
dels processos ecològics degradats per les activitats humanes (Lubchenco et al., 1991). D’aquesta
manera, la importància de la restauració ecològica és evident tant per a la societat com per a la
comunitat científica (i representa un veritable repte) i, principalment, per a la implementació de
polítiques capaces de recuperar la producció sostenible en els béns i serveis naturals dels sistemes
ecològics (Wyant et al., 1995).
215

216
La necessitat de restauració ecològica amb suport en la utilització sostenible dels recursos aquàtics
és un dels elements clau de la Directiva Marc de l’Aigua (DMA, 2000/60/CE). Els béns naturals i
els serveis deriven de l’estructura, la funció, la diversitat i la dinàmica dels ecosistemes aquàtics.
Els béns naturals normalment són productes de percepció fàcil, com aliments, aigua (per a consum
i irrigació), pesca, etc., mentre que els serveis resulten dels processos de l’ecosistema. Per tant,
són difícilment visibles i els seus beneficis són més difícils de mesurar, i així més propensos a
oblidar-se. En aquest context, la DMA representa un veritable potencial per a l’alteració de la gestió
dels recursos aquàtics a tota la Unió Europea. La DMA preveu i imposa un estatut de planificació
per als tipus de rius i conques hidrogràfiques i proposa objectius ecològics, sobretot pel que fa a
la qualitat de l’aigua com a principal força en la seva gestió. Aquesta visió porta a un abordatge
ecològic en la gestió de l’aigua, això és, a un gran repte. La visió ecològica i els requisits exigits
per la DMA s’han revelat de més importància per a les pràctiques de conservació a Europa que les
directives anteriors (com la Directiva Hàbitats; 92/43/CEE). Hi ha imposició d’objectius explícits de
conservació: (1) cobreix totes les aigües superficials; (2) obliga que els estats membres recuperin
la qualitat ecològica a diversos llocs; (3) requereix la identificació de xarxes de monitorizació de
qualitat ecològica. La DM imposa als estats membres un objectiu de l’estat ecològic bo de les aigües
superficials als ecosistemes aquàtics (Pollard i Huxham, 1998).
Aquest treball té com a objectiu principal la planificació d’accions de restauració, tot prenent com a
base una avaluació de l’estat ecològic en el context de la DMA. L’àrea d’estudi és la regió de l’Algarve
i es pretén optimitzar la planificació d’actuacions de restauració ecològica a sistemes fluvials per al
compliment dels objectius ambientals definits per la DMA.
2. MeToDologIA - ACTuACIons De ResTAuRACIÓ
La metodologia desenvolupada es basa en una classificació preexistent de l’estat ecològic de les
masses de l’aigua i en l’existència d’un nombre suficient de MA amb dades reals dels elements
biològics. A més, hi ha informacions detallades per a cada MA de les pressions humanes que s’hi
exerceixen, per als diferents eixos de pressió (química, hidrològica i morfològica). La metodologia
s’inicia amb un pas crucial: l’estructuració jerarquitzada de les accions possibles de restauració que
cal desenvolupar (Quadre 1).
Es van identificar les causes de la degradació dels sistemes fluvials i es van localitzar les accions
que minimitzen les pressions exercides per les activitats humanes. Aquestes es van diferenciar en
dos grans grups: causes associades a fonts de pol·lució a la conca (puntual i difusa) i causes que
afecten el sistema fluvial directament. Tot seguit, es descriuen les causes de la degradació i les
mesures estratègiques que les podran minimitzar, tot englobant un conjunt d’accions de possible
implementació.

CAuses De
DegRADACIÓ
i) Males pràctiques agrícoles
i forestals, alteracions del
drenatge i nutrients drenats
ii) Monocultura i pèrdua de
les funcions ecosistèmiques
iii) Impermeabilitzacions i
alteracions dels cabals de
crescudes
Taula 1. Esquematització de les actuacions de restauració.
MesuRes ACTuACIons
Campanyes de
sensibilització i extensió
agrària
Plantacions i sembrats
Estructures
d’endarreriment i
infiltració del drenatge
iv) Focus puntuals de
pol·lució Descontaminació
v) Degradació i alteració del
llit de crescuda
vi) Alteració dels patrons de
transport d’aigua i de sediments
vii) Alteració del desplaçament
de les espècies i desvirtuació
dels cicles de vida
Reposició del territori
fluvial
Reposició de la
connectivitat hídrica
natural
Reconstitució de les
galeries de ribera
Capítol 4. Casos d’estudi
1 Gestió de nutrients (quantitat i època d’aplicació)
2
3
4
Alteracions estructurals de les propietats
agrícoles i de l’ús de la terra
Calendarització de la irrigació i reutilització del
drenatge superficial
Buffers tampons vegetals (filtres i diversitat) al paisatge
agrícola
5 Faixes de vegetació envoltant del riu (terrestre)
6 Trinxeres i conques d’infiltració
7
8
9
Faixes de filtratge, filtres d’arena, tanques
d’infiltració
Derivacions, retencions i tractaments
d’agropecuària
Intervencions estructurals en les exploracions
agropecuàries
10 Requalificació de l’ETAR
11 Adquisició de terrenys contigus
12 Confinament del corredor
13 Reposició d’un règim de cabals ambientals
14 Passatges per a peixos i bypass d’obstacles
15 Plantío i sembrado de especies i manutención
16 Control de especies exóticas
17
Reconstitución de la estructura física de los márgenes
i control de la erosión
Reconstitució d’hàbitats
del llit 18 Diversificació física d’hàbitats
Reconstitució de
poblacions
aquàtiques
19 Control de poblacions animals i vegetals
20 Repoblaments d’espècies nadiues
217

218
2.1 Males pràctiques agrícoles i forestals - alteració de l’escorriment i lixiviació de nutrients
L’alteració de l’ocupació de la terra, sobretot per a producció agrícola i forestal, presenta impactes
força evidents, com la promoció de l’erosió, el transport de sediments i la compactació del sòl. La
compactació impedeix la infiltració de l’aigua i dels nutrients, i es deu freqüentment a la mobilització
per llargs períodes, el pasturatge i l’ús continuat de màquines agrícoles i forestals pesants. L’impacte
de l’aigua de la pluja sobre sòls agrícoles que es troben amb poca cobertura o gens promou la
desagregació de les partícules superficials dels sòls, i la quantitat d’aigua en excés dóna lloc a
l’escorriment superficial, que arrossega aquestes partícules del sòl, conjuntament amb els fertilitzants
utilitzats per les activitats agrícoles, tot conduint a la degradació de la qualitat de l’aigua.
L’acció de recórrer a la producció intensiva agrícola és un dels principals causants de la remoció
contínua de nutrients del sistema pels cultius, que condueix a l’ús massís de fertilitzants orgànics,
com adob animal i urea; fertilitzants inorgànics, com nitrats i fosfats, i pesticides. Les partícules de
terra arrossegades per l’escorriment superficial s’emporten els fertilitzants utilitzats excessivament
en l’agricultura i sobretot els que tenen més mobilitat. El nutrient més emprat és el nitrogen per
la seva escassetat als sòls i també per la seva eficàcia immediata en la productivitat als cultius.
Aquest nutrient és el causant més important de problemes de contaminació, ja que presenta una
elevada solubilitat en l’aigua, i és responsable d’importants repercussions als sistemes aquàtics. Els
nitrits resulten de la descomposició del nitrogen, presenten conseqüències serioses sobre la fauna
aquàtica i produeixen l’oxigenació de l’ió ferrós a fèrric que té efectes cardiovasculars i respiratoris
sobre els éssers vius (González del Tánago et al., 2007a).
Amb la finalitat de combatre l’ús excessiu de nitrats d’origen agrícola, impedir-ne també la seva
difusió, per protegir la salut humana, els recursos vius i els sistemes aquàtics, i altres utilitzacions de
l’aigua, es va crear la Directiva 91/676/CEE, que es va passar a la legislació portuguesa pel Decret
llei 235/97, del 3 de setembre, modificat pel Decret Llei 68/99, de l’11 de març. Un altre fertilitzant
també molt utilitzat és el fòsfor, però el seu risc de contaminació de les masses d’aigua és baix, atès
que presenta una solubilitat baixa. Els riscos de contaminació per fòsfor estan més relacionats amb
aigües residuals domèstiques i industrials, principalment amb excés de detergents.
Les bones pràctiques agrícoles són, primerament, elaborades al voltant del control de l’erosió i tot
just tenen un efecte immediat en la reducció de fòsfor. La reducció significativa de la contaminació
per nitrats i pesticides a penes serà assolida, juntament amb plans de gestió de la fertilitat dels sòls
i per la gestió de plagues integrades amb altres pràctiques (Logan, 1993).
Mesura: campanyes de sensibilització i extensió agrària
Aquesta mesura comporta un esforç conjunt, tant per la part dels productors agrícoles com per la
part de les entitats involucrades en la gestió agrícola, que poden ser governamentals i d’investigació.
Per eliminar o reduir les males pràctiques agrícoles, les entitats responsables de la gestió agrícola
han d’elaborar campanyes de sensibilització o accions de formació de manera conjunta amb la
comunitat agrària. Aquestes campanyes han de tenir directrius no només de com s’han d’aplicar
bones pràctiques agrícoles, sinó també de com la implementació d’aquestes pràctiques pot ser
beneficiosa per als productors en relació amb la reducció de costos, optimització de la producció,
prevenció de plagues i malalties als cultius, i per al medi ambient que els envolta.
Les directrius s’han d’enfocar envers la gestió de nutrients, l’ús sostenible de l’aigua per a la irrigació
i possibles alteracions estructurals en les seves propietats, i sempre hi ha d’haver col·laboració entre

Capítol 4. Casos d’estudi
totes les parts interessades. Tot seguit, es descriuen les pràctiques que minimitzen els impactes
originats per males pràctiques agrícoles i forestals per aplicar a la regió de l’Algarve.
• Acció 1: gestió de fertilització - època d’aplicació
Tot seguit, es descriuen les pràctiques que minimitzen els impactes originats per males pràctiques
agrícoles i forestals per aplicar a la regió de l’Algarve. En aquest cas, es fa necessari el
desenvolupament d’un pla de gestió de nutrients adaptat a les necessitats locals. Aquests plans
s’hauran de desenvolupar d’acord amb el tipus de sòls i dels sistemes de producció de cultiu.
L’objectiu és la minimització dels efectes d’agressió ambiental, sobretot pel que fa a la qualitat de
l’aigua, mentre optimitza els beneficis de la producció agrícola.
Una gestió eficaç de nutrients disminueix el moviment de nutrients i minimitza les quantitats
disponibles per a pèrdua. Aquest tipus de control es pot assolir a través d’un balanç de nutrients
d’acord amb el tipus de cultiu, tot aplicant-los en el temps adequat amb mètodes apropiats i les
quantitats necessàries per a la producció, tenint sempre en compte els perills ambientals que ho
envolten. La gestió de nutrients resultarà d’aquesta manera en una menor quantitat d’aplicació de
fertilitzants comercials, que provocarà una reducció de costos en la producció agrícola. D’aquesta
manera, la gestió de nutrients passa pel control en la font d’aplicació, quantitat i època d’aplicació.
Aquesta acció tindrà influència en les pressions relacionades amb la pol·lució difusa (K (CBO) i K 2 3
(P)) i la seva aplicació per a tota l’àrea agrícola present a la conca i proximal (K4, K4a, K5, K5a).
• Acció 2: alteracions estructurals de les propietats agrícoles i l’ús de la terra
Aquesta acció busca minimitzar l’erosió i el transport de sediments. La seva aplicació vol preservar
els sòls i reduir la massa de sediments que arriba a les MA protegint la terra agrícola i la qualitat de
l’aigua. El control de l’erosió i el transport de sediments permeten reduir el transport de nutrients
agregats a les partícules del sòl. Les pràctiques dirigides al control del transport de petites partícules
de sòl, com argiles i llim, es podran mostrar més eficients quan aquestes fraccions del sòl siguin
responsables del transport de gran part dels nutrients absorbits.
Les alteracions estructurals de les propietats agrícoles impliquen la implementació de pràctiques
que minimitzin l’erosió del sòl i el transport de sediments, de manera que es consideren totes les
pràctiques que mantenen el sòl cobert amb vegetació o amb cultius residuals. Aquestes alteracions
estructurals estan condicionades per la topografia del terreny, com el desnivell i la longitud. En
aquesta acció caldrà, per tant, identificar les zones de les conques on existeix més pèrdua de sòl
i definir pràctiques de minimització de l’erosió i transport de sediments. Algunes de les pràctiques
descrites a continuació es poden observar en algunes zones, i és important fer-ne una descripció i
registrar si presenten la mateixa intensitat d’erosió i transport de sediments en relació amb terrenys
contigus en què no es verifiquin les mateixes pràctiques.
Els cultius de cobertura (cultius anuals) es produeixen amb la finalitat de protegir el terreny durant
l’estació de pluja. Aquesta pràctica contribueix significativament en la conservació del sòl i en l’augment
de la qualitat ambiental, atès que influencia la dinàmica microbiana i la disponibilitat de nutrients per
als cultius següents. Així mateix, permet la fixació de nitrogen (en el cas de lleguminoses), l’agregació
del sòl, influencia la hidrologia i prevé l’erosió per l’aigua i el vent. A banda de la conservació del sòl,
l’efecte més important és que limiten la lixiviació de contaminants per a les aigües subterrànies. Pel
que fa al cicle del nitrogen, algunes famílies de plantes com les lleguminoses, són importants en la
fixació de nitrogen, mentre que altres, en la seva absorció (Salmerón et al., 2011).
Els cultius en corbes de nivell s’estableixen perpendicularment al desnivell i redueixen el drenatge
219

220
superficial a través de l’augment de la rugositat de la superfície del sòl. La rugositat de la superfície
redueix la velocitat de l’escorriment i proporciona més temps perquè l’aigua s’infiltri a la terra, de
manera que disminueix l’erosió (Stevens et al., 2009). La rotació de cultius consisteix en la plantació
seqüencial de diferents cultius a la mateixa parcel·la al llarg de l’any. Aquestes pràctiques tenen
implicacions econòmiques i ambientals en el context de l’agricultura sostenible. Tenen impacte en
l’ambient biòtic i abiòtic, exerceixen influència en el balanç de nutrients i aigua als sòls, minimitzen
plagues i malalties, alteren les càrregues de nutrients i sediments, contribueixen a la diversitat
d’espècies i canvien els paisatges agrícoles. La decisió sobre la seqüència de cultius s’ha de basar
en l’objectiu d’optimitzar tant en l’àmbit financer com ambiental. En l’àmbit financer, maximitzen els
guanys a través de la reducció dels costos en ús de fertilitzants i pesticides (Schönhart et al., 2011).
La pràctica de l’anivellament del sòl en redueix els efectes negatius de la compactació i, per tant,
millora les propietats del sòl i augmenta la productivitat dels cultius. Promou el creixement de les
arrels, així com la infiltració de l’aigua i els nutrients, cosa que contribueix a reduir el drenatge
superficial. Això no obstant, l’energia requerida i els costos associats amb la labor del subsòl poden
ser elevats (Raper et al., 2007).
Aquesta acció tindrà influència en les pressions relacionades amb la pol·lució difusa (K 2 (CBO) i K 3
(P)) i la seva aplicació per a tota l’àrea agrícola present a la conca i proximal (K4, K4a, K5, K5a).
• Acció 3: calendarització de la irrigació i la reutilització de l’aigua d’irrigació i drenatge
superficial
Atès que l’Algarve és una regió amb grans dèficits pel que fa a la disponibilitat d’aigua, l’objectiu
d’aquesta acció té a veure amb la gestió sostenible de l’aigua per a irrigació. Aquesta mesura de
gestió permet, a més de promoure l’ús sostingut de l’aigua per a l’agricultura, reduir el moviment
de contaminants del sòl per a les aigües subterrànies i superficials. Un bon plantejament i gestió
de sistemes d’irrigació redueix la pèrdua d’aigua per evaporació, percolació profunda i escorriment,
i minimitza també l’erosió. D’aquesta manera, la despesa d’aigua per a la irrigació és menor i
se’n promou l’ús eficient per reduir també la descàrrega total de contaminants associats a l’aigua
d’irrigació. Aquesta acció se centra en components que administren la calendarització, la quantitat
i la localització de l’aplicació de l’aigua per tal de respondre a les necessitats dels cultius. La
planificació d’utilització de l’aigua s’haurà de fer a través d’una planificació temporal, és a dir, amb
una calendarització de la distribució de l’aigua (Almiñana et al., 2010). Tanmateix, la decisió de
la planificació i calendarització de la distribució d’aigua per a irrigació depèn de les tècniques, les
eines i el nivell de sofisticació disponible. La planificació temporal dels recursos hídrics té com a
base característiques inherents a les condicions biofísiques que impliquen aquests recursos, mentre
que la calendarització de la distribució es basa en paràmetres com la quantitat disponible i les
necessitats dels cultius.
La calendarització de la irrigació és una estratègia de gestió de l’ús de l’aigua que prevé la seva
excessiva aplicació mentre maximitza el rendiment de l’emmagatzemament de l’aigua. D’aquesta
manera es permet assegurar l’aplicació de l’aigua al cultiu, tant pel que fa al moment com a la
quantitat. Una calendarització eficient necessita la noció de diversos factors, com propietats de la
terra, variabilitat del sòl dins la parcel·la agrícola, les relacions sòl-aigua-cultiu (és a dir, associar
l’ús de l’aigua d’acord amb els diversos períodes de desenvolupament del cultiu com plantació,
creixement, maduració i collita), el tipus de cultiu i la sensibilitat a la sequera, i implica un monitoratge
meteorològic (factors climàtics com la precipitació i la temperatura). Així, i considerant tots aquests

Capítol 4. Casos d’estudi
aspectes, la calendarització de la irrigació és força complexa. Diversos estudis empren eines de
calendarització i inclouen models computacionals que simulen el balanceig de l’aigua al sòl per
produir càlculs pel que fa al dèficit d’aigua i els beneficis per la racionalització de la irrigació (Pereira,
1999).
La reutilització de l’aigua d’irrigació i del drenatge superficial implica la implementació d’instal·lacions
col·lectores com séquies, canals de drenatge, canonades de transport de l’aigua recollida per a una
àrea central de col·lecta (per exemple, dipòsits).
Aquesta acció tindrà influència en les pressions relacionades amb la pol·lució difusa (K (CBO) i K 2 3
(P)) i la seva aplicació per a tota l’àrea agrícola irrigada present a la conca i proximal (K4, K4a) i
K10 (Cultius Irrigats Proximals), un cop que s’entén que aquesta pressió està relacionada amb la
captació d’aigua directament al riu.
2.2. Monocultiu i pèrdua de funcions dels ecosistemes
L’ús del sòl per a agricultura és una de les pressions responsables de les transformacions de les
funcions de l’ecosistema, atès que causen la reducció d’hàbitats, condueixen a la fragmentació
d’ecosistemes, modifiquen sistemes fluvials per eliminació de vegetació ripària, alteració de la
composició de les comunitats florístiques, creació d’infraestructures per a captació d’aigua i regulació
de cabals i originen també l’homogeneïtzació del paisatge i la disminució de la biodiversitat.
Els hàbitats dels sistemes fluvials proporcionen refugi i aliment a moltes espècies, tenen una funció
reguladora de la temperatura i ofereixen la humitat i l’ombra necessàries a diverses comunitats. Per
la seva complexa estructura i diversitat, aquests hàbitats acullen una gran quantitat d’organismes.
Per exemple, ofereix als herbívors accés a l’aigua i protecció contra temperatures elevades a l’estiu;
diverses espècies d’au nidifiquen i s’alimenten als corredors fluvials (aus insectívores, piscívores,
frugívores); existeixen mamífers que desenvolupen el seu cicle de vida als rius i a les seves
proximitats, i, òbviament, la fauna piscícola és un dels principals recursos dels rius.
L’homogeneïtzació del paisatge és evident en produccions agrícoles de regadiu, com pomerars
de citrins, cultius com el blat de moro i arròs, oliverars, etc., atesa la tendència a exploracions de
dimensions més grans, per tal de rendibilitzar els sistemes de regadiu i la utilització de maquinària.
La destrucció dels hàbitats de ribera i remoció del bosc de ribera promouen la degradació de la
qualitat de l’aigua, un cop que aquests sistemes funcionen com a filtres de fertilitzants provinents
de la utilització agrícola i barreres contra el transport de sediments per l’erosió de l’aigua (Entry i
Emmingham, 1996).
Per protegir els sistemes naturals amb un elevat valor ecològic i contribuir a assegurar la
biodiversitat, es va crear la Directiva 92/43/CEE, que té l’objectiu de conservar hàbitats naturals
(Annex I) i espècies de la flora i de la fauna salvatges (Annex II) considerats amenaçats. Cada estat
membre ha de crear una Llista Nacional de Llocs sobre la base de criteris especificats a l’Annex III
de la Directiva. Els Llocs d’Importància Comunitària (LIC) es defineixen d’acord amb la seva regió
biogeogràfica. Aquests llocs es designaran més tard com Zones Especials de Conservació (ZEC),
que posteriorment formaran part de la Xarxa Natura 2000. A la legislació nacional el Decret Llei
140/99 revisa la transposició per a l’ordre jurídic intern de la Directiva.
221

222
Mesura: Plantacions i Sembrats
Aquesta mesura busca implementar o reduir els efectes de la pol·lució difusa causada per la
monocultura i requereix la planificació de la plantació o sembrat d’espècies adequades al tipus
de sòls per minimitzar l’erosió i funcionar com a filtre per a nutrients i pesticides. Les plantacions
i sembrats tenen un efecte tampó pel que fa als fertilitzants utilitzats a l’agricultura i s’efectuen
en franges localitzades a l’entorn dels rius, que es poden realitzar juntament amb els cultius o en
alternança amb els cultius.
• Acció 4: vegetació tampó (vt) - filtres i diversitat al paisatge agrícola
Aquesta pràctica té com a objectiu remoure sediments i altres contaminants de les aigües superficials
que s’escorren per filtració, deposició, infiltració, adsorció, absorció, descomposició i volatilització
(Muñoz-Carpena et al., 1999). Permet establir l’equilibri del sistema agrícola un cop augmenta
la resistència a les plagues, les malalties i infestants. Beneficia la porositat i biodiversitat de la
terra, i promou d’aquesta manera el cicle de nutrients, sovint interromput per la pràctica agrícola de
monocultura.
L’agricultura de regadiu provoca grans índexs d’erosió, principalment aquelles que deixen el sòl al
descobert. Les zones de vegetació-tampó permeten controlar l’erosió i minimitzar el transport per
a l’aigua de drenatge. Aquesta pràctica consisteix en la implementació d’una àrea de vegetació,
sovint emplenant el contorn del terreny o en franges alternades, la qual cosa ajuda en la remoció de
sediments i altres contaminants provinents de l’escorriment superficial (Dillaha et al., 1989).
Els efectes positius de la vegetació tampó depenen de diversos factors externs com el volum del
flux i les característiques del terreny (desnivell, mida, ús del sòl). El tipus de vegetació, la seva
composició, l’edat i l’amplada també contribueixen a l’èxit d’aquesta acció (Borin et al., 2005). La
vegetació tampó protegeix les aigües superficials de diverses maneres: intercepta l’escorriment
superficial i fixa els sediments, capta nutrients i promou la immobilització o el retard de pesticides
fins que aquests passen a formes menys tòxiques (Schultz et al., 1995).
Es coneixen diversos estudis dedicats a l’avaluació de l’eficiència econòmica i ecològica de la VT,
quant a l’empresonament de sediments i de nutrients, i a fenòmens bioquímics. Entre aquests,
Delgado et al. (1995) refereix una gran eficiència dels VT, sobretot una reducció de l’escorriment
superficial de l’ordre del 70% a 80%, de sòlids en suspensió, del 70% a 98% per al fòsfor i del 70%
al 95% per al nitrogen.
Aquesta acció tindrà influència en les pressions relacionades amb la pol·lució difusa (K 2 (CBO) i K 3
(P)) i la seva aplicació per a tota l’àrea agrícola present a la conca i proximal (K4, K4a, K5, K5a, K10).
• Acció 5: franges de vegetació ripària de l’entorn del riu
Aquesta acció té l’objectiu de controlar la sedimentació, retenir sediments i nutrients, augmentar
la capacitat de retenció i porositat de la terra per permetre més facilitat d’infiltració d’aigua al sòl i
també recàrrega d’aqüífers, amb la finalitat de proporcionar també refugi per a la fauna. Les franges
de vegetació ripària han estat recomanades com un medi per crear hàbitats naturals, tant per a les
espècies aquàtiques com terrestres dins els sistemes agrícoles (Schultz et al., 1995).
A les conques agrícoles s’hi sol trobar, al costat dels sistemes riberencs, camps cultivats, pasturatges,
cases i àrees seminaturals que poden suportar vegetació herbàcia i llenyosa. Aquesta pràctica de

Capítol 4. Casos d’estudi
restauració es pot dissenyar per funcionar de manera semblant a les comunitats ripàries naturals,
i fins i tot podrà tenir més eficiència que aquestes comunitats per a un objectiu determinat. Es
poden efectuar plantacions/sembrats amb combinacions d’arbres, arbustos i plantes herbàcies amb
funcions tampó per a nutrients, pesticides i sediments (Schultz et al., 1995).
Segons Schultz et al. (1995) les franges de vegetació ripària hauran de tenir una amplada total de
20 m, amb prioritat per a espècies autòctones, formada per tres zones de vegetació diferenciada amb
diferents amplades. Una primera franja juntament amb el marge de 10 m d’amplada, amb espècies
nadiues que desenvolupin ràpidament arrels en profunditat per estabilitzar els marges. Segueix una
segona franja amb 3,5 m d’amplada (en zones de pasturatge es poden utilitzar espècies arbustives
amb espines) i una tercera amb prop de 6,5 m que podrà servir per a pasturatge, amb plantes que
tinguin la capacitat de suportar inundacions, retenir sediments, disminuir l’escorriment i adsorbir els
nutrients procedents del cultiu. Aquesta acció tindrà influència en les pressions relacionades amb la
pol·lució difusa (K (CBO) i K (P)) i la seva aplicació per a tota l’àrea agrícola present a la conca i
2 3
proximal (K4, K4a, K5, K5a, K10).
2.3. Impermeabilitzacions i alteracions dels cabals d’inundació
els efectes del desenvolupament urbà sobre els ecosistemes fluvials sovint penalitzen massa
i impossibiliten una recuperació a gran escala. Malgrat tot, els sistemes fluvials tenen una gran
capacitat de regeneració i, un cop identificades les causes de pertorbació, se’n podran minimitzar
els impactes. La urbanització degrada els ecosistemes fluvials, tant directament com indirectament,
augmenta la freqüència i la intensitat d’inundacions, disminueix les cotes piezomètriques,
augmenta l’erosió als marges dels rius i augmenta la descàrrega de contaminants, fet que degrada
conseqüentment la qualitat de l’aigua (González del Tánago et al., 2007b).
La característica dominant en el procés d’urbanització és la disminució de la infiltració al sòl, que
condueix a l’augment de l’escorriment superficial a causa de l’augment de l’àrea d’impermeabilització
(Arnold i Gibbons, 1996). La impermeabilització del sòl s’ha utilitzat com a indicador dels impactes
causats als ecosistemes fluvials per la urbanització (Booth i Jackson, 1997).
En el cas de les riberes de l’Algarve, durant els períodes d’estiatge s’observa la disminució del cabal
dels rius i amb freqüència l’absència total de cabal; en conseqüència, es produeix una disminució
d’emmagatzematge d’aigua. Això no obstant, durant els períodes de pluja intensa augmenta la velocitat
de l’escorriment superficial, ampliada per la prima rugositat dels paviments urbans (Leopold, 1991).
Els paviments urbans disminueixen també la capacitat de recàrrega de l’aigua, i no només augmenten
d’aquesta manera el volum de l’aigua en l’escorriment superficial, és a dir, més aigua en menys temps,
sinó també els riscos d’inundació, i alteren així els cabals d’inundació (González del Tánago et al., 2007b).
La impermeabilització del sòl disminueix també el transport de sediments, fet que dóna lloc a aigües
lliures de sediments que, juntament amb l’augment del drenatge en períodes de pluja, condueix
a l’erosió del llit i dels marges dels rius i, conseqüentment, a un procés d’incisió del canal. Aquest
procés de formació de canals més profunds es tradueix en impactes negatius, tant en la morfologia
com en l’ecologia fluvials, i limita les interaccions entre el canal i la plana d’inundació atesa la
desconnexió lateral. La incisió del canal pot provocar un augment sobtat de cabal a les conques
urbanitzades i donar lloc a problemes d’inundació (Chin i Gregory, 2004; González del Tánago et
al., 2007b).
223

224
Mesura: estructures de retard i infiltració del drenatge
La Directiva 2007/60/CE del Parlament Europeu i del Consell del 23 d’octubre de 2007 defineix un
quadre per a la gestió dels riscos d’inundació, on cal avaluar i identificar les àrees urbanes en risc
d’inundació, així com centrar-se en la seva prevenció i protecció. Al núm. 1 de l’article 175 (14) es
preveu que per donar més espai als rius, aquests plans hauran de tenir en compte la manutenció i
la restauració de les planes al·luvials, així com mesures destinades a prevenir i reduir els danys a la
salut humana, el medi ambient, el patrimoni cultural i les activitats econòmiques. Aquests plans es
poden inserir als plans d’urbanització tot avaluant, d’acord amb el risc d’inundacions, la localització
d’estructures que disminueixen la impermeabilització dels sòls.
• Acció 6: estructures d’infiltració i filtració
Els sistemes d’infiltració són estructures que redueixen el flux i el volum de drenatge urbà i minimitzen la
descàrrega de contaminants a les aigües superficials. Existeix una àmplia possibilitat de configuracions
per a sistemes d’infiltració. No obstant això, es dissenyen com a filtradors a través de materials com
la graveta a trinxeres i conques poc profundes. Els contaminants són primerament empresonats a
través de la filtració mecànica i fisicoquímica, tot i que processos químics i biològics com l’adsorció i la
captació microbiana també contribueixin en la remoció de contaminants (Hatt et al., 2007).
Amb la finalitat de disminuir la impermeabilització dels sòls en carreteres, les trinxeres d’infiltració són
rases excavades amb poc profunditat, emplenades de graveta, de manera que funcionin com un dipòsit
subterrani per permetre la infiltració del drenatge. Les trinxeres d’infiltració es poden localitzar com a
part del drenatge residencial o al llarg d’autopistes com, per exemple, al separador central. És conegut
també que els metalls originats per l’emissió i corrosió de vehicles i productes provinents de l’asfalt de les
carreteres arriben als sòls adjacents a través de l’escorriment. A més de disminuir el drenatge superficial,
les trinxeres d’infiltració prevenen la contaminació dels sòls i de l’aigua (Norrström, 2005).
Per al tractament de sediments i metalls pesants, els sistemes d’infiltració, com les trinxeres, empren
filtres de graveta considerats eficients en el tractament del drenatge urbà en situacions en què els
nutrients són les fonts de contaminació crítica. En aquest cas, la seva eficiència és diminuta i no són
una bona opció en aquest tipus de tractaments, tot i que si es modifiquen per promoure processos
bioquímics, poden millorar la remoció de nutrients (Hatt et al., 2007).
L’ús de conques d’infiltració redueix el volum d’aigua de drenatge i limita les descàrregues de
contaminants a les aigües superficials. L’aigua de drenatge és emmagatzemada temporalment
abans d’infiltrar-se gradualment al sòl. Les conques d’infiltració es poden incorporar al paisatge
urbà com a espais oberts o àrees recreatives. Aquesta pràctica es considera atractiva, atès que
permet la recàrrega de les aigües subterrànies i promou la infiltració al sòl i també presenta costos
d’implementació baixos (Scholz, 2007). Són molt eficients en la remoció de contaminants i són les
més adequades per a climes amb estació seca perllongada, com es verifica a la regió de l’Algarve.
Amb aquesta acció es pretén minimitzar pressions que influeixen en alteracions morfològiques, àrea
impermeable a la conca i proximal (K6 i K6a), i la pressió exercida per les vies de comunicació (K7
• Acció 7: paviments permeables
Els paviments permeables ofereixen una solució als problemes relacionats amb l’augment del
drenatge urbà i la degradació de la qualitat de l’aigua associats amb l’ús a carreteres. Aquests
sistemes es construeixen a través d’una matriu de blocs de formigó o una estructura en xarxa de

Capítol 4. Casos d’estudi
plàstic, amb espais emplenats d’arena, graveta o sòl que permeten la infiltració, de manera que
tenen un rol important en la mitigació dels impactes causats pel desenvolupament urbà (Bratte i
Booth, 2003).
Aquests sistemes es poden aplicar en una gran varietat d’àrees residencials, comercials i industrials,
però, tanmateix, s’utilitzen poc freqüentment. A àrees on existeix una preocupació amb la migració
de contaminants per als aqüífers, els paviments permeables han de contenir en la seva estructura
una membrana impermeable i l’aigua del drenatge urbà s’haurà de conduir a un sistema de drenatge.
Aquests sistemes de paviments permeables es poden implementar en diverses situacions (Scholz i
Grabowiecki, 2007): carreteres d’accessos residencials, estabilització de desnivells i control d’erosió,
camps de golf (camins, aparcament) i aparcaments (esglésies, privats, etc.).
S’ha demostrat que els paviments permeables, a més de controlar el drenatge superficial, són força
eficaços en la remoció de contaminants com hidrocarbonats, metalls pesants i nutrients com el
nitrogen o el fòsfor (Scholz i Grabowiecki, 2007).
Amb aquesta acció es pretenen minimitzar les pressions que corresponen a l’àrea impermeable a la
conca i proximal (K6 i K6a) i l’exercida per les vies de comunicació (K7).
2.4. Focus puntuals de pol·lució
Els focus puntuals de pol·lució de l’aigua inclouen diversos tipus de descàrrega directament als cursos
d’aigua: d’ETAR, industrials, agropecuàries. Els residus orgànics contribueixen a la contaminació
per la reducció del contingut d’oxigen dissolt a l’aigua i en forma d’agents patogènics que causen
problemes de salut. La pol·lució industrial contamina els sistemes fluvials majoritàriament a través
de productes químics tòxics i metalls pesants.
Els residus orgànics contenen grans porcions de sòlids que poden cobrir ràpidament els
hàbitats bentònics, amb conseqüències en l’alteració de la composició d’espècies faunístiques.
La contaminació de les aigües superficials per residus orgànics causa el ràpid creixement de
microorganismes, cosa que resulta en un elevat consum d’oxigen bioquímic i es presenta així
dèficit bioquímic d’oxigen (CBO ). Com a conseqüència, la reducció de l’oxigen dissolt causa fortes
5
pertorbacions en els ecosistemes aquàtics i és possible verificar la mort de molts peixos, fins a arribar
a situacions extremes en què la vida aquàtica no és suportada (Hooda et al., 2000). A Portugal, les
descàrregues de residus orgànics alguns cops provenen de forma il·legal d’agropecuàries i es fan
directament als cursos d’aigua generalment en períodes de pluja.
Les ETAR tenen l’objectiu de reduir contaminants convencionals com sòlids en suspensió,
substàncies consumidores d’oxigen, pH, olis i greixos, bactèries coliformes fecals, de les aigües
residuals d’origen urbà, industrial i agropecuari, però no eliminen els metalls pesants i químics
orgànics que entren a les centrals de tractament. Del tractament de les aigües residuals es generen
llots de depuració amb característiques molt variables segons la dimensió de l’ETAR i el tipus
d’efluent. Aquests llots de depuració constitueixen un residu que cal eliminar o valorar degudament.
Normalment, aquests llots s’utilitzen com a fertilitzants perquè contenen grans quantitats de matèria
orgànica, així com nutrients com el nitrogen i el fòsfor. Això no obstant, els contaminants, com els
metalls i altres substàncies orgàniques que no s’eliminen, s’han de tenir en compte, ja que poden ser
altament perjudicials per a la salut humana i els ecosistemes (Li et al., 2011).
225

226
Mesura: descontaminació
En primer lloc, aquesta mesura té com a objectiu identificar els focus de pol·lució puntual i, a
continuació, minimitzar-los per tal d’eliminar-ne els efectes nocius sobre la salut humana i dels
ecosistemes. La descontaminació engloba accions que busquen millorar el nivell de desinfecció,
transport d’aigües residuals i de residus orgànics provinents de les agropecuàries, i també tenen
com a objectiu promoure la millora dels sistemes de gestió de tractament d’aigües residuals i trobar
alternatives als sistemes actuals.
• Acció 8: derivacions, retencions i tractaments d’agropecuària
Aquesta acció té com a objectiu minimitzar els impactes produïts per residus provinents de les
agropecuàries. Està relacionada amb la gestió d’aquests residus per assegurar condicions que
minimitzin la producció de males olors i redueixin el potencial contaminant, tot atenuant els riscos
ambientals.
Els sistemes d’emmagatzemament s’han d’analitzar d’acord amb les característiques dels residus
produïts. Els fems s’han d’emmagatzemar en estructures pròpies abans de ser dirigits al tractament,
i una opció és el condicionament de llocs delimitats per murs amb una obertura per a equipaments
apropiats per a càrregues i descàrregues. Aquestes estructures d’emmagatzematge han de tenir un
desnivell perquè es permeti el drenatge d’efluents recollits en una fossa, tancat o un altre tipus de
dipòsit (Gonçalves, 2005).
En una primera fase, els fems s’han de sotmetre a una separació de sòlids-líquids amb l’objectiu de
reduir la càrrega contaminant del component líquid. El component líquid s’haurà d’emmagatzemar en
fosses o tancats per posteriorment ser utilitzat, per exemple, en la neteja d’estables. El component
sòlid s’haurà de dirigir a l’emmagatzematge o tractament.
Les estructures d’emmagatzematge dels fems s’han de construir sota la responsabilitat d’empreses
especialitzades. Es tracta de fosses, tancats o llacunes artificials construïdes per garantir que
l’escapament de líquids al sòl sigui minimitzat. Així doncs, les fosses s’han de revestir amb materials
impermeabilitzants. Aquestes estructures han de disposar d’un dren al seu voltant per impedir
que les aigües pluvials penetrin i, per tant, puguin arrossegar els contaminants als cultius i cursos
d’aigua. Una mesura de protecció ambiental és la instal·lació d’una franja de cultius permanents de
gramínies (no fixadores de nitrogen) capaces de consumir un percentatge rellevant del nitrogen,
fòsfor i altres nutrients. La localització d’aquestes estructures s’ha d’escollir de manera estratègica
per evitar la presència de forats, pous i la proximitat de cursos d’aigua.
El tractament d’aquests residus es pot realitzar a través de compostatge o digestió anaeròbia, que
consisteix a degradar i humidificar controladament els residus orgànics per via aeròbia. La digestió
anaeròbia consisteix en un mètode biològic de tractament en què la descomposició dels residus
orgànics biodegradables es fa en absència d’oxigen. El biogàs, constituït per un 60% de metà i un
40% de diòxid de carboni, resulta d’aquest procés. Aquest producte pot generar calor i es pot utilitzar
com a biocombustible (Gonçalves, 2005).
Aquesta acció permet minimitzar les pressions puntuals, sobretot les que estan relacionades amb
l’agropecuària (K1 i K1a).

• Acció 9: intervencions estructurals a les exploracions agropecuàries
Capítol 4. Casos d’estudi
Aquesta acció té com a objectiu minimitzar la incorporació de les aigües pluvials als residus produïts
per l’agropecuària o els efluents. Demana intervencions estructurals en les agropecuàries, com la
construcció de canalons i canonades per a drenatge o altres sistemes d’escorriment.
Amb aquesta acció es pretén minimitzar pressions puntuals d’agropecuària (K1 i K1a) i la pressió
de pol·lució difusa (K2).
• Acció 10: requalificació d’estacions de tractament d’aigües residuals (etar)
Les ETAR tenen la funció de tractar les aigües residuals d’origen urbà, industrial i agropecuari en termes
de qualitat i presenten un desenvolupament ambiental força important, de manera que produeixen
un efluent amb qualitat superior en relació amb l’inicial. Malgrat tot, presenten un efecte secundari:
la producció de llots. Aquesta producció resulta de la transferència de la càrrega contaminant
associada amb la càrrega residual per a una fase sòlida, de manera que crea un problema de gestió
de residus sòlids, cada cop més gran atesa la implementació creixent d’ETAR. Pren importància la
requalificació de les ETAR en el sentit que apliquen nous mètodes que produeixin menys quantitat
de llots i implementin nous sistemes de tractament i reciclatge de llots per a utilització agrícola.
Les ETAR són eficients en l’eliminació de nutrients i elements patogènics nocius per a la salut
humana i dels ecosistemes. Tanmateix, l’eliminació de metalls pesants de les aigües residuals no
presenta una gran eficàcia. Al contrari que els contaminants orgànics, els metalls pesants no són
biodegradables i es mostren acumulatius en organismes vius. Molts dels metalls pesants són tòxics i
cancerígens, i els d’origen industrial han de rebre especial atenció, ja que presenten metalls pesants
com el zinc, el coure, el níquel, el mercuri, el cadmi, el plom i el crom (Fu i Wang, 2011).
La requalificació té com a objectiu disminuir les pressions exercides per les ETAR ja existents que
no donen resposta a les necessitats de nous volums d’aigües residuals que cal tractar. En aquesta
acció es pretén minimitzar les pressions K1 i K1a (fonts tòpiques de pol·lució a l’àrea de la conca i
en la proximitat de la MA pel que fa a la presència de l’ETAR).
2.5. Degradació i alteració del llit de crescuda
Els corredors riparis se situen a la interfície entre els sistemes terrestres i aquàtics per la seva
diversitat i dinàmica, i constitueixen hàbitats complexos. L’amplada dels corredors riparis, el nivell de
control que la vegetació adjacent al canal exerceix sobre l’ambient de ribera i la diversitat d’atributs
funcionals, com informació de flux, cicles biogeoquímics, etc., estan relacionats amb la mida del curs
d’aigua, la seva posició dins la xarxa de drenatge, el règim hidrològic i la geomorfologia local. Els
ecosistemes riparis inclouen una varietat de tipus de comunitats, des de franges de forest d’arbres
de fulla persistent amb catifes de molsa fins als paisatges amb planes al·luvials amb arbres de fulla
caduca i arbustos. Els ecosistemes fluvials exhibeixen d’aquesta manera una elevada diversitat
ecològica en el seu estat natural (Naiman et al., 1993; Ward et al., 2002).
En gran part dels cursos d’aigua, s’observa que l’ocupació humana, tant agrícola com urbana, ha
alterat substancialment la dinàmica característica d’aquests ecosistemes. Els principals factors
que contribueixen a la degradació d’aquests ecosistemes són les alteracions dels marges dels
rius, la tallada de bosc de ribera, la construcció de rases, la canalització i la pol·lució (Nilsson i
Svedmark, 2002). Aquesta ocupació no regulada provoca diferents problemes ambientals ja descrits
anteriorment com l’erosió, el transport de sediments, la pol·lució per càrrega excessiva de nutrients,
227

228
la degradació de la qualitat de l’aigua i la pèrdua de valors i funcions de l’ecosistema, que provoca
també problemes socioeconòmics derivats del major risc d’inundacions (Ollero et al., 2010).
Mesura: reposició de territori fluvial
La dinàmica natural dels sistemes fluvials compta amb el seu propi espai, que es va anar modelant
per diverses inundacions que han tingut lloc al llarg del temps. Aquesta mesura té com a objectiu
retornar al riu, en la mesura del possible, el seu territori. El territori fluvial es pot definir com el
terreny, espai o paisatges dominats pel sistema fluvial, inclou el canal, o corredor ripari i, parcialment
o totalment, les valls de crescudes. És una franja geomorfològica i ecològicament activa, de gran
eficàcia i elevada complexitat. Ha de ser un espai amb amplada adequada, continu i inundable
subjecte a restriccions en l’ordenació del territori urbà (Ollero et al., 2010).
Aquesta delimitació ha de tenir en compte criteris geomorfològics, ecològics i històrics d’acord amb
l’evolució fluvial (és a dir, sense caràcter de permanència) i caldrà la seva revisió periòdica per
adaptar-se contínuament a la dinàmica fluvial i complir el bon estat ecològic proposat per la Directiva
Marc de l’Aigua (2000/06/CE).
• Acció 11: adquisició de terrenys contigus
Aquesta acció consisteix a adquirir terrenys que pertanyen a l’espai fluvial, però que no tinguin
ocupació urbana (aglomerats urbans, carreteres, etc.). L’adquisició de terrenys contigus al sistema
fluvial pot generar conflictes amb els propietaris dels terrenys. Aquesta acció contribuirà a la
minimització dels K4a i K5a (ús agrícola proximal de cultius irrigats i ús agrícola proximal de cultius
no irrigats, respectivament), atès que en aquests terrenys contigus es podrà restaurar més fàcilment
el sistema fluvial i les àrees agrícoles tindran un impacte menys negatiu. Aquesta acció possibilita
la minimització que les pressions proximals exerceixen directament sobre el corredor fluvial (K4a,
K5a i k10).
• Acció 12: confinament del corredor fluvial
Aquesta acció té l’objectiu de delimitar i protegir àrees importants que envolten el corredor fluvial
per preservar els ecosistemes. També busca delimitar àrees de rehabilitació fluvial. El confinament
es podrà realitzar amb tanques i vol contribuir a minimitzar les pressions d’ús agrícola proximal de
cultius irrigats i ús agrícola proximal de cultius no irrigats (K4a i K5a, respectivament). Aquesta acció
pretén minimitzar totes les pressions agrícoles que exerceixen pressió directa sobre el corredor
fluvial (K4a, K5a i k10).
2.6. Alteració dels patrons de transport d’aigua i de sediments
L’alteració dels patrons de transport de l’aigua i els sediments són conseqüències importants de
diverses activitats humanes. Els règims hidrològics es veuen afectats per dics, preses i assuts
per captar l’aigua o controlar inundacions i séquies. Les preses pertorben el sistema tant a la part
superior del riu com aigües avall, encara que aigües avall les alteracions siguin de més extensió que
a la part superior pel que fa a la hidrologia, la geomorfologia i l’ecologia. És essencial comprendre
els efectes hidrològics i geomorfològics per a la restauració dels rius i la preservació d’espècies
amenaçades (Graf, 2006).
Aigües avall de les preses s’observa una reducció força significativa dels cabals i es reflecteix en
els ecosistemes aquàtics i riparis. Les preses presenten múltiples efectes sobre els processos

Capítol 4. Casos d’estudi
dels ecosistemes, com el transport de matèria orgànica, el transport de sediments, la disponibilitat
d’hàbitat físic, creixement d’algues, disturbis en la comunitat de macroinvertebrats (Doyle et al.,
2005). Les preses afecten components hidrològics i promouen cabals mínims durant molt més
temps del que s’ha observat als rius sense control de cabals, de manera que es tornen menys
capaços de suportar les comunitats aquàtiques i riberenques, sobretot a l’estiu. També el període
de cabals màxims i mínims es presenta diferent entre els rius regulats i els naturals, un factor que té
més significat ecològic que geomorfològic, ja que moltes espècies d’aus ripàries utilitzen les planes
al·luvials per a nidificació i punts de pas en el cas de les aus migratòries.
Les alteracions en la forma del canal i en les condicions del substrat poden ser extenses. A causa de
la pèrdua de càrrega natural de sediments, el riu presenta una dèbil deposició en ubicacions d’aigües
amb menor velocitat i, per tant, una escassesa de sediments immediatament aigües avall de les
preses, que condueix a una erosió als marges i al llit del riu. Les preses obliguen a ajustar el balanceig
de l’aigua i dels sediments que el riu transporta. Així, on hi ha sediments fins i tot disponibles amb
la combinació d’absència de velocitat per poder-los transportar i dipositar als marges, tot ajudant a
la formació de meandres, els sediments són dipositats al llit del riu resultant en la seva acumulació
i així presentant una reducció d’hàbitats i, posteriorment, una reducció significativa en la riquesa de
les espècies en aquesta comunitat (Allan i Castillo, 2007).
Aigües avall de les preses, en relació amb el transport de l’aigua i sediments, es pot observar
un estrangulació del canal al curs principal del riu, que es deu a la contribució de sediments dels
rius tributaris i a la incapacitat de transportar aquests sediments pel riu principal (Graf, 2006).
La connectivitat dels rius és una característica fonamental per al funcionament i l’equilibri dels
ecosistemes fluvials. La pèrdua de connectivitat presenta conseqüències fàcilment perceptibles en
diverses espècies d’aigua dolça, com espècies migratòries de peixos que utilitzen diferents hàbitats
durant el seu cicle de vida i necessiten una connectivitat des de la part inferior del riu cap a la part
superior (Allan i Castillo, 2007; Graf, 2006).
Mesura: reposició de la connectivitat hidrològica natural
Freeman et al. (2007) va definir “connectivitat hidrològica” d’una manera jurídica, basada en mesures
científiques de transport d’aigua, energia, materials i organismes, entre masses d’aigua però
assistida en el concepte de connectivitat ecològica. Aquesta mesura pretén reposar la connectivitat
hidrològica natural dels rius amb la regularització dels cabals. A l’àrea d’estudi hi ha cinc rius que
presenten aquestes condicions (Ribera d’Odeáxere, Ribera d’Odelouca, Riu Arade, Ribera de
Beliche i Ribera d’Odeleite), indrets on es poden establir les accions descrites a continuació.
• Acció 13: reposició d’un règim de cabals ambientals
La creació de directrius per a cabals ambientals a escala regional és especialment important en
la gestió de l’aigua en regions mediterrànies on els cabals dels cursos d’aigua principals estan
regulats i els recursos d’aigua són limitats. Aquesta acció necessita estudis sobre els cabals que han
d’alliberar les preses, en l’espai i el temps, per tal de garantir la conservació i el manteniment dels
ecosistemes aquàtics, la producció de les espècies amb interès esportiu o comercial, la conservació
i el manteniment dels ecosistemes ripícoles, així com els aspectes estètics del paisatge i altres
d’interès científic o cultural.
Aquesta acció pretén minimitzar les pressions K9 (nombre de pous i forats verticals proximals) i K11
229

230
(MA amb cabals regulats). Quant a les variables K9, a través de la remoció de la concentració de
forats i pous propers a les línies d’aigua que influeixen la disponibilitat hídrica i els hàbitats aquàtics.
La minimització del K11, a través de la reposició d’un règim de cabals naturals en les cinc grans
preses de la regió de l’Algarve.
• Acció 14: passos per a peixos i “bypass” d’obstacles
Són essencials els passos i la protecció per a les espècies de peixos, els cicles de vida dels quals
depenen de la connectivitat longitudinal, en qualsevol temptativa de mantenir la integritat biòtica
dels sistemes aquàtics. L’objectiu d’aquesta acció és proporcionar el contínuum fluvial, atès que
evita l’aïllament genètic de les poblacions i proporciona accés als hàbitats (reproducció, refugi i
alimentació). D’aquesta manera, aquesta acció minimitza els efectes causats per obstacles i passos
a la MA (K8), i gairebé no s’aplica en aquest cas a les grans preses de l’Algarve.
2.7. Alteració del desplaçament de les espècies i desvirtuació dels cicles de vida
L’alteració física dels hàbitats és una de les amenaces més significatives per a la biodiversitat i el
funcionament dels ecosistemes. Les alteracions en l’ús del sòl influencien la variabilitat dels cabals
i la distribució de sediments als rius i és fortament influenciada per les superfícies impermeables i
l’escorriment superficial d’àrees urbanes, per l’exploració de fusta i desforestació. La degradació dels
hàbitats dels ecosistemes fluvials es pot manifestar en la pèrdua de la complexitat física d’hàbitats
(riffle, pool). Les zones de ribera amb vegetació ripària natural tenen funcions d’estabilització dels
marges, moderació de la temperatura de l’aigua, filtració de nutrients i sediments, influencien la
disponibilitat de llum i inputs de partícules de matèria orgànica, és a dir, influencien substancialment
els trajectes energètics a l’ecosistema (Gregory et al., 1991). Contràriament, la pèrdua de vegetació
ripària va acompanyada de l’erosió dels marges, la deposició de llim, l’escalfament de l’aigua i
l’alteració de les cadenes alimentàries a l’ecosistema. S’observa que la creixent presència humana
propera a les MA augmenta les càrregues de contaminants provinents de l’agricultura, àrees urbanes,
etc. (Lowrance et al., 1997).
D’acord amb Bisson et al. (1992), existeixen diverses evidències que la mala gestió d’àrees forestals
resulta en una degradació substancial de l’hàbitat i la població de peixos. Les alteracions del flux de
l’aigua i l’augment de la producció de sediments se situen entre les activitats d’explotació forestal
que a llarg termini provoquen conseqüències de més severitat al canal i les característiques dels
hàbitats. Les fonts de sediments més importants inclouen esllavissades de terres de vessants
desforestades, erosió de sediments dipositats al llarg del temps als marges i també al seu propi llit
del riu (Bruijnzeel, 2004).
La canalització i linearització dels rius altera d’una manera dramàtica el trajecte natural i les
dimensions del sistema. Aquesta alteració comença pel tall de vegetació ripària i dragatge de
sediments del llit del riu per assegurar el transport de l’aigua i prevenir inundacions. Aquest tipus
de gestió es reflecteix en la comunitat de peixos i macròfits que es veuen altament perjudicats per
aquestes pràctiques. Les conseqüències d’aquestes pràctiques són la disminució de l’hàbitat, de
la complexitat del substrat i dels cabals mínims molt baixos, que condueixen a una reducció de la
biodiversitat (Allan i Castillo, 2007).
Les espècies exòtiques o no nadiues no afecten tots els hàbitats. Algunes d’exòtiques assoleixen
poblacions extenses que es poden classificar com a invasores. Les espècies invasores produeixen

Capítol 4. Casos d’estudi
descendents de manera abundant i posseeixen una habilitat de dispersió en grans àrees (Richardson
et al., 2000). La potencialitat de les espècies exòtiques per tornar-se invasores és elevada als rius
alterats. En contrast amb contaminants químics que es poden minimitzar o eliminar a la font i hàbitats
que poden ser potencialment restaurats, la completa eliminació d’espècies exòtiques és molt difícil
de realitzar. Així, atesa la falta d’enemics naturals, els impactes d’espècies introduïdes en diferents
hàbitats són imprevisibles i motivades per les interaccions entre espècies (Allan i Castillo, 2007;
Schnitzler et al., 2007).
La població de peixos depèn molt de les característiques de l’hàbitat aquàtic, ja que aquest suporta
totes les seves funcions biològiques. Aquesta dependència és present majoritàriament en espècies
migratòries que necessiten ambients diferents per a les fases principals del seu cicle de vida, que
són la reproducció, el creixement i la maduració sexual. Les espècies necessiten moure’s d’un
hàbitat a un altre per poder sobreviure (Larinier, 2001). Les alteracions als hàbitats, ja siguin
canalitzacions, trencament de continuïtat, baixa variabilitat de cabals, alteració de l’ocupació del sòl,
introducció d’espècies exòtiques i exòtiques invasores, són les causes del canvi de desplaçament
de les espècies i de la desvirtuació dels cicles de vida.
Mesura: reconstitució de les galeries de ribera
Aquesta mesura cerca reposar l’estat natural de les galeries de ribera i crear, d’aquesta manera,
hàbitats amb capacitat d’albergar comunitats naturals i restablir moltes funcions dels ecosistemes
riberencs que es troben degradats o són inexistents a causa de la remoció del bosc de ribera.
Així mateix, també es pretén amb aquesta mesura reconstituir l’estructura física dels marges i
així controlar l’erosió. Aquesta mesura vol controlar també la competició entre espècies exòtiques
i espontànies i, així, minimitzar els efectes de la invasió d’espècies mitjançant el tractament i el
monitoratge.
• Acció 15: plantació i sembrat d’espècies i manteniment
Aquesta acció té l’objectiu de reestructurar el funcionament dels ecosistemes fluvials, principalment
en zones sense efecte d’ombra a causa de l’absència de bosc de ribera. També es pretén augmentar
l’heterogeneïtat dels hàbitats i la continuïtat del bosc de ribera a través de la plantació i el sembrat
d’espècies autòctones i les característiques de les comunitats riberenques de la regió de l’Algarve, tot
minimitzant d’aquesta manera l’impacte de la pressió d’obstacles i passos (K8). Se sap que el bosc
de ribera, a més de ser essencial per la riquesa dels ecosistemes, també posseeix la funcionalitat
de filtrar determinades pressions que influencien força la qualitat de l’aigua. Les pressions són
pol·lució difusa (K2 i K3), pressions de càrrega de fòsfor i nitrogen. Minimitza també els efectes de
les pressions de l’ús agrícola proximal de cultius irrigats (K4a) i de l’ús agrícola proximal de cultius
no irrigats (K5a), atès que aquestes activitats, a més d’utilitzar fertilitzants, són responsables de
la remoció del bosc de ribera natural, que guanya terreny al territori fluvial. Finalment, la pressió
de cultius irrigats proximals (K10), ja que aquesta pressió correspon al consum de l’aigua a les
MA per a rec principalment en períodes de sequera, tot perjudicant la disponibilitat hídrica per al
desenvolupament de la vegetació ripària natural.
• Acció 16: control d’espècies exòtiques invasores
El control d’espècies exòtiques pretén minimitzar l’impacte d’espècies invasores, en particular la
canya (Arundo donax L.) que, a causa de les alteracions presentades anteriorment, però sobretot la
remoció de vegetació ripària natural, s’han apoderat de les zones al costat dels marges, tot dificultant
231

232
el creixement de vegetació ripària natural. Les espècies invasores apareixen normalment en rius
molt alterats, principalment en zones de cultiu agrícola intensiu. D’aquesta manera, aquesta acció
cerca minimitzar l’impacte directe que l’ús agrícola proximal de cultius irrigats (K4a) i l’ús agrícola
proximal de cultius no irrigats (K5a) exerceixen sobre el riu a causa de la remoció de la vegetació
ripària i que permet el desenvolupament de la vegetació natural.
• Acció 17: reconstitució de l’estructura física dels marges i control de l’erosió
Aquesta acció té com a objectiu aturar l’erosió accelerada dels marges i talussos sense vegetació i
reduir l’erosió a nivells apropiats als sistemes de ribera. En situacions d’elevada erosió, la protecció
inicial dels marges s’haurà de proveir primerament amb vegetació, fusta i roques, segons el que es
necessiti. En altres casos, el desenvolupament de l’ús de la terra i en situacions de cabals regulats,
caldrà implementar estructures més complexes per garantir l’estabilitat permanent dels marges i
utilitzar vegetació dirigida a dèficits ecològics com la falta d’ombra al canal del riu. Per a casos
d’estabilització temporal i permanent dels marges, s’utilitzen projeccions de cabals per determinar
el grau de resistència de les estructures suplementàries a la utilització de la vegetació (geotèxtils,
enrocaments, etc.) i amb l’objectiu d’assolir una estabilització adequada (FISRW, 1998).
Els geotèxtils s’utilitzen per controlar l’erosió, normalment en combinació amb el sembrat o
plantes col·locades a les obertures del revestiment. S’hauran d’aplicar materials autosostenibles
biodegradables, com la fibra de coco. Existeixen diversos mètodes per estabilitzar els marges.
Aquests mètodes s’apliquen d’acord amb la forma dels marges, les característiques dels cabals i
dels sòls i la magnitud d’erosió (FISRW, 1998).
A banda de reconstituir l’estructura física dels marges i controlar l’erosió, aquesta acció vol minimitzar
les pressions de pol·lució difusa CBO (K2) i P (K3), ja que, com les últimes accions, utilitza vegetació
per estabilitzar els marges i funciona, així, com a filtre. Minimitza la pressió exercida per les activitats
agrícoles que actuen directament sobre el corredor fluvial (K4a i K5a).
Mesura: reconstitució d’hàbitats del llit
Aquesta mesura ha de tenir en compte els principals factors que controlen la qualitat dels hàbitats
aquàtics disponibles, és a dir, les condicions del flux d’aigua, l’estructura física del canal, la qualitat
de l’aigua (temperatura, pH, oxigen dissolt, terbolesa, nutrients, alcalinitat, etc.), l’àrea ripària i altres
components vius. Així, aquesta mesura només s’haurà d’implementar fins que es trobin les condicions
favorables per a la reconstitució d’hàbitats del llit del riu, tot prenent com a exemple l’hàbitat dels
peixos. Aquest hàbitat és un lloc o conjunt de llocs en què un únic peix o una població poden trobar
característiques físiques, químiques i biològiques necessàries per als seus cicles de vida.
• Acció 18: diversificació física d’hàbitats
En aquesta acció es pretén crear una diversificació física d’hàbitats aquàtics al llarg de la MA per
correspondre, d’aquesta manera, a les necessitats de la fauna aquàtica durant els seus cicles de
vida, tot proporcionant abric, cobertura, aliment, etc. És possible distingir als rius diferents hàbitats.
Aquests difereixen entre si sobretot en la velocitat de l’aigua i la naturalesa resultant del substrat. Per
exemple, la seqüència riffle-pool s’observa a rius amb un llit que presenta grava com a substrat. La
introducció d’elements com pedres amb dimensions iguals o superiors a un full Din-A4, o materials
com troncs d’arbres pot encoratjar la formació de les seqüències riffle-pool, proporcionar hàbitats
estructurals complexos i ajudar també a empresonar i regular el moviment dels sediments apuntant a

Capítol 4. Casos d’estudi
la connectivitat fluvial (Newbury i Gaboury, 1993). Existeixen diverses tècniques desenvolupades que
ajuden a rehabilitar hàbitats aquàtics. Totes depenen dels cabals, l’estructura del llit i la composició
del substrat. Aquesta acció té l’objectiu de minimitzar la pressió d’obstacles i passos a la MA (K8)
per promoure la continuïtat fluvial.
Mesura: reconstitució de poblacions aquàtiques
La reconstitució de comunitats aquàtiques és una mesura de conservació necessària en cas que es
verifiqui que els hàbitats estan degradats de manera que la probabilitat de continuar aguantant, per
exemple, algunes comunitats piscícoles autòctones és molt baixa. També s’utilitza en cas que es
registri una reducció dels efectius poblacionals i existeixi risc per a l’espècie. D’aquesta manera, cal
mantenir un monitoratge de control de poblacions.
La reproducció en captivitat contribueix a la conservació d’espècies, subespècies o poblacions
amenaçades i mostra resultats positius, per exemple, per a peixos de totes les mides, per a una gran
varietat d’hàbitats i a totes les parts del món. Malgrat el seu considerable potencial, la propagació
artificial de peixos no es pot considerar un mitjà efectiu a llarg termini. Aquesta tècnica presenta riscos
per a la conservació de la integritat genètica i aquesta mesura s’utilitza tot just de forma temporal,
mentre que la restauració d’hàbitats adequats per a la reintroducció controlada i la reconstitució de
poblacions autosostenibles no es realitza (Philippart, 1995).
• Acció 19: control de població - animals i vegetals
Les poblacions ecològiques són sistemes dinàmics en què es registren variables com la densitat de
la població, l’edat, la mida, la distribució i la densitat d’espècies que interactuen amb les poblacions
que s’estudien. El control de poblacions que constitueixen els ecosistemes fluvials necessita una
vigilància constant i registra successos d’individus amenaçats, espècies exòtiques que competeixen
o depredadors d’aquests individus, o fins i tot espècies invasores en el cas de la vegetació.
Aquesta acció haurà de tenir lloc en totes les fases del projecte, abans de la implementació, durant
la seva implementació o acció, i fins i tot després d’haver conclòs totes les actuacions considerades
necessàries per a la restauració. En cas que no es registrin els efectes desitjats a les poblacions
després de la restauració, a través d’aquesta anàlisi es podrà identificar i reformular el problema i
així actuar de nou per corregir i obtenir els resultats pretesos. Amb aquesta acció es pot minimitzar
la pressió d’obstacles i passos a la MA (K8) per promoure la continuïtat fluvial.
• Acció 20: repoblacions d’espècies nadiues
La repoblació d’espècies nadiues haurà de tenir lloc a la MA o en trams de riu on es verifiqui
l’absència de les espècies per introduir o en zones on s’hi observi la seva presència, però en
quantitats molt reduïdes. Aquest tipus d’operació necessita que les pressions responsables de la
reducció o desaparició dels individus s’hagin eliminat o minimitzat a nivells favorables per al seu
desenvolupament, o fins i tot quan el cicle de vida dels peixos introduïts pugui tenir lloc a la MA. El
cicle es considerarà positiu si existeix fresa o captura d’alevins.
L’èxit d’aquesta acció a la MA serà més gran quan tots els obstacles físics s’hagin suprimit o dotat de
paisatges eficients per a peixos (cas de peixos migratoris) o en rius que registrin una millora de la qualitat
de l’aigua tot eliminant o minimitzant les fonts contaminants o d’alteració física dels hàbitats. Així, aquesta
acció contribueix a minimitzar la pressió d’obstacles i passos (K8) per afavorir la continuïtat fluvial.
233

234
3. ResPosTA A les ACTuACIons De ResTAuRACIÓ
L’objectiu d’assolir un bon estat mitjançant mesures de restauració pressuposa que els elements
de qualitat biològica hi responguin, la qual cosa no passa sempre, ni amb la mateixa intensitat. La
metodologia proposa relacionar les respostes dels indicadors biològics amb les pressions humanes
inventariades per avaluar l’eficàcia de les accions que minimitzen les pressions esmentades.
Es va trobar la magnitud de les respostes dels elements de qualitat a les pressions (Quadre 2) i
l’impacte que aquestes actuacions tenen en la minimització de les respostes donades pels elements
de qualitat. Finalment, es va formular un problema d’optimització de les actuacions de restauració
tenint en compte el seu cost i benefici.
Taula 2. Resposta dels elements de qualitat biològica a les pressions humanes. IPS - Indice de Polluossensibilité
Spécifique (Coste in Cemagref, 1982), IPtIS - Rivers Biological Quality Assessment Method-Benthic Invertebrates (Ferreira
et al., 2008); F-IBIP – Índice Piscícola de Integridade Biótica (Oliveira et al., 2007) IVR – Riparian Vegetation Index (Aguiar
et al., 2009), MTRp – Mean Trophic Rank (Holmes et al., 1999; Ferreira et al., 1997).
Pressions humanes
IPs
(n=24)
Diatomàcies
IPtIs
(n=39)
Macroinvertebrats
F-IbIP (n=29) MTRp (n=32)
Ictiofauna Macròfits
RVI
(n=32)
K1 Fonts puntuals a la conca -0,477 -0,406 -0,382 -0,494 -0,535
K1a Fonts puntuals proximals -0,194 -0,340 -0,071 -0,329 -0,158
K2 Pol·lució difusa (CBO) -0,561 -0,273 -0,307 -0,421 -0,350
K3 Pol·lució difusa (P) -0,168 -0,415 -0,363 -0,435 -0,307
K4 Ús agrícola irrigat a la conca 0,482 -0,420 -0,053 -0,492 -0,293
K4a Ús agrícola irrigat proximal 0,229 -0,234 -0,172 -0,132 -0,060
K5
K5a
K6
Ús agrícola no irrigat a la
conca
Ús agrícola no irrigat proximal
Àrea impermeable a la
conca
0,182 -0,456 -0,162 -0,159 -0,296
0,064 -0,429 -0,103 -0,316 -0,340
0,054 -0,386 -0,428 -0,445 -0,347
K6a Àrea impermeable proximal 0,170 -0,524 -0,252 -0,242 -0,363
K7 Vies de comunicació -0,030 -0,547 -0,368 -0,387 -0,402
K8 Obstacles i passos -0,250 -0,572 -0,064 -0,441 -0,337
K9
Nombre de pous i furs al
buffer
0,434 -0,584 -0,052 -0,251 -0,334
K10 Cultius irrigats proximals 0,356 -0,211 -0,122 -0,146 -0,067
Sense resposta Resposta fluixa Resposta moderada Resposta forta

Capítol 4. Casos d’estudi
La probabilitat de resposta es va determinar a través de la correlació de Spearman dels elements
de qualitat amb les pressions identificades a la PES (Quadre 2). El coeficient Spearman (ρ) mesura
la intensitat de la relació entre variables ordinals i es basa en l’ordenació de dues variables sense
cap restricció quant a la distribució de valors. Es determina la correlació de Spearman a través de
la següent fórmula:
On di correspon a la diferència entre les posicions de les dues variables, en aquest cas la PES i els
elements de qualitat biològica. El coeficient de Spearman varia entre 1 i -1. Com més a prop estigui
d’aquests extrems, més gran serà la correlació entre les variables.
La resposta dels elements de qualitat es va agrupar i classificar d’acord amb la seva intensitat. Per a
aquest estudi, la quantificació de l’eficàcia té com a base la magnitud de les respostes dels elements
de qualitat biològica a les pressions determinades per PES i la rapidesa de l’efecte de cada acció en
la minimització d’aquelles mateixes pressions. La resposta dels elements de qualitat es va classificar
d’acord amb la seva intensitat: fluixa; moderada; forta. Aquests valors tenen com a base la magnitud
màxima de resposta probable dels elements de qualitat biològica per a cada una de les pressions.
Es considera, per tant, una probabilitat de resposta. A una resposta fluixa correspon una probabilitat
d’entre el 21% i el 33,9%; per a una probabilitat de resposta mitjana, entre el 34% i el 49%, i per a
una probabilitat de resposta forta, entre el 50% i el 59%.
La rapidesa de l’efecte de cada acció és difícil de preveure, ja que depèn de moltes variables, com la
tipologia associada al sistema fluvial, factors climàtics, tipus de sòls, erosió a la conca, estat de degradació,
etc. Atès que tampoc existeix cap estudi que quantifiqui la rapidesa de l’efecte de cada una de les accions
per a una determinada tipologia de riu a Portugal, aquesta quantificació es va dividir en tres nivells de
rapidesa: lent (60%). Per a una rapidesa de l’efecte lent es considera que
els resultats es poden observar més enllà de deu anys, una rapidesa de l’efecte mitjà pot variar entre els
cinc i els deu anys, i en una rapidesa de l’efecte ràpid es poden obtenir resultats immediatament després
de la implementació de l’actuació de restauració i fins a cinc anys.
Per obtenir l’eficàcia es va creuar la informació entre la probabilitat de resposta i la rapidesa de
l’efecte. Atès que tant la resposta dels elements de qualitat com la rapidesa de l’efecte de les
actuacions de restauració es quantifiquen a través d’intervals de probabilitat, es va considerar per
a cada una el valor intermedi d’aquests intervals. D’aquesta manera, l’eficàcia es va quantificar a
través de la mitjana de la probabilitat de resposta i de la rapidesa de l’efecte (Quadre 3). Aquesta
taula indica la probabilitat d’eficàcia de cada acció de restauració en la minimització de les pressions
humanes. Al costat esquerre del quadre (vertical) es presenta la probabilitat de rapidesa de l’efecte
respecte de cada acció i a l’horitzontal es registra la probabilitat de resposta dels elements de
qualitat a cada una de les pressions.
La pressió MA amb cabals regulats (K11) no presenta valor de resposta, ja que aquesta pressió
s’obté a través d’una anàlisi de presència o absència i no va ser possible realitzar la correlació de
Spearman amb els elements de qualitat, i es va optar en les actuacions 13 i 14 (reposició d’un règim
de cabals ambientals i paisatges per a peixos i bypass d’obstacles, respectivament) per col·locar el
valor de la rapidesa de l’efecte.
235

236
Taula 3. Eficàcia de les actuacions de restauració en la minimització de les pressions humanes. K1 - Fonts tòpiques de
pol·lució a la conca; K1a - Fonts tòpiques de pol·lució proximals; K2 - Pol·lució difusa (càrrega CBO); K3 - Pol·lució difusa
(càrrega de P), K4 - Ús agrícola irrigat a la conca; K4a - Ús agrícola irrigat proximal, K5 - Ús agrícola no irrigat; K5a - Ús
agrícola no irrigat proximal; K6 - Àrea impermeable a la conca; K6a - Àrea impermeable proximal; K7 - Vies de comunicació;
K8 - Obstacles i passos; K9 – Nombre de pous i forats proximals; K10 - Cultius irrigats proximals; K11 - MA amb cabals reglats.
K1 K1a K2 K3 k4 K4a K5 K5a K6 K6a K7 K8 K9 K10 K11
Actuacions % 55 42 55 42 42 28 42 42 42 55 55 55 55 28
1 80 68 61 61 54 61 61 54
2 50 53 46 46 39 46 46 39
3 80 68 61 61 54 54
4 50 53 46 46 39 46 46 39
5 80 68 61 61 54 61 61 54
6 80 61 68 68
7 50 46 53 53
8 80 68 61
9 80 68 61 68
10 80 68 61
11 20 24 31 24
12 20 24 31 24
13 50 53 50
14 50 53 50
15 50 53 46 39 46 53 39
16 50 39 46
17 50 53 46 39 46
18 80 68
19 50 53
20 50 53

4. MoDel De PlAnIFICACIÓ D’ACTuACIons De ResTAuRACIÓ
Capítol 4. Casos d’estudi
En aquest punt, es pretén optimitzar la planificació de les actuacions de restauració a través de
la formulació d’un problema a Programació Íntegra Mixta (Mixed Integer Programming - MIP) per
maximitzar l’estat ecològic al menor cost possible. Així, la funció objectiu utilitzada serà la maximització
de l’estat ecològic i el cost total de les actuacions de restauració s’utilitza com a restricció. En el
context de restauració fluvial, es busca representar les actuacions de restauració seleccionades pel
model a la regió de l’Algarve. Un problema MIP resulta quan tot just parteix de les variables i està
restringida a valors sencers. En aquest problema les variables de decisió són variables senceres
binàries i significa si una determinada intervenció es realitzarà o no. El problema d’optimització aquí
presentat assumeix que l’estat ecològic equival a la PES, és a dir, a través de la minimització de les
pressions que composen la PES es podrà arribar a un bon estat ecològic. La metodologia que se
segueix cerca relacionar les respostes dels indicadors biològics amb les pressions humanes i les
actuacions de restauració que disminueixen les pressions esmentades.
Així, considerant que la PES equival a l’estat ecològic, es vol minimitzar la funció de la PES, ja que,
com més gran sigui el seu valor, pitjor és el seu estat de degradació. La formulació del problema va
consistir en un total de 4.191 variables, de les quals 1.494 eren de decisió i les restriccions, 1.524.
Les variables de decisió es refereixen a les actuacions de restauració, és a dir, si una determinada
intervenció es realitza o no en un tram determinat, si l’acció es realitza pren el valor 1, i si no es
realitza pren el valor 0 (matriu de 0 i 1). Per seleccionar les actuacions de restauració potencials per
realitzar a cada tram, s’ha considerat la probabilitat d’eficàcia que cada acció podrà presentar en la
minimització de les pressions humanes (Ks). A penes es consideren les pressions amb classificacions
des de mitjà fins a dolent. L’efecte (impacte) en cada una de les pressions resultants de l’aplicació
d’una acció de restauració en un tram es mostra al Quadre 3. Per trobar el pla d’actuacions per
realitzar existeix una restricció pressupostària que va limitar el nombre total d’actuacions que podem
realitzar. D’aquesta manera, l’objectiu és maximitzar l’estat ecològic subjecte a un pressupost màxim
que s’ha de distribuir entre les actuacions.
Per trobar les solucions òptimes es va utilitzar el programa CPLEX Optimization Studio12.2. El
problema matemàtic és:
I
J
N
j
j
j
Max PES = ∑∑∑ 0.
2K
niju
ij xij
+ ∑∑∑ 0.
33K
miju
ij xij
+ ∑∑∑ 0.
33K
i=
1 j=
1 n=
1
I
J
M
i=
1 j=
1 m=
1
Para i = 1 … 30; j = 1 … 18; n = 1 … 5; m = 6 … 8; l = 9 … 11
I
J
∑∑
i=
1 j=
1
I
J
c
ij
N j
∑∑∑
x
i=
1 j=
1 n=
1
I
J
M j
∑∑∑
i=
1 j=
1 m=
1
ij
0.
2
= C
K
nij
0.
33K
u
mij
ij
u
x
ij
ij
x
ij
= QA
= M
(2)
(3)
(4)
I
J
L
i=
1 j=
1 l=
1
mij
u
ij
x
ij
(1)
237

238
I
J
L
j
∑∑∑
i=
1 j=
1 l=
1
C ≤ α
0.
33K
mij
0 ≤ ≤ 1,
∀i,
j
x ij
∈
x ij
{ 0, 1}
, ∀i,
j
u
ij
x
ij
On la funció objectiu (1) correspon a la fórmula de la PES en què hi ha tres components relatius a:
i) qualitat de l’aigua; ii) morfologia; i iii) hidrometria i qualitat. Per a cada conca i i tram j es coneixen
les K , corresponents a les pressions que integren l’eix de la qualitat de l’aigua, K correspon a les
n m
pressions que pertanyen a l’eix de la morfologia i K correspon a les pressions d’hidrometria i qualitat.
l
La variable x indica si l’acció de restauració x s’efectua a la conca i al tram La variable u registra
ij i j. ij
l’impacte (% de reducció de la pressió) en la pressió k que resulta d’aplicar l’acció x a la conca i al
tram j. La variable c i el cost d’implementar l’actuació x a la conca i al tram j. La variable C refereix
ij
el cost total d’implementar les diferents actuacions i · és el pressupost màxim definit pel decisor en
el moment de realitzar les optimitzacions.
L’equació 1 correspon a la funció objectiu per maximitzar (estat ecològic). L’equació 2 fa el càlcul
dels costos d’implementació de les diferents actuacions. Las equacions 3, 4 i 5 registren el valor dels
tres components de l’estat ecològic: qualitat de l’aigua (CA), morfologia (M) i hidrometria i qualitat
(L). L’equació 6 limita el pressupost màxim per a la implementació de les diferents actuacions.
L’equació 7 indica que u pot variar entre 0 i 1. I l’equació 8 indica que les variables de decisió són
senceres i només poden assolir el valor 0 o 1. Els valors d’u corresponen al percentatge de reducció
produïda per cada acció en les diferents pressions i tenen com a referència el Quadre 3.
5. DIsCussIÓ
Existeixen diverses maneres possibles d’abordar problemes relacionats amb la planificació i la gestió de
recursos naturals (Choi, 2004; Palmer et al., 2005; Fernandes et al., 2007). Un dels abordatges inclou simplement
l’opinió de perits. Els abordatges quantitatius es poden classificar com els que garanteixen solucions
òptimes o molt pròximes a ser òptimes, com la programació completa que troba solucions òptimes o
perfectes, i mètodes heurístics que es basen en successives aproximacions dirigides a un punt òptim. Per
tant, aquest mètode sol trobar les millors solucions possibles i no les perfectes. L’avantatge d’un heurístic
és que permet trobar, generalment, bones solucions amb un menor cost computacional.
Alguns investigadors argumenten que els mètodes exactes que obtenen solucions òptimes,
especialment de programació completa, són massa complexos i tenen un cost computacional
molt elevat i que els mètodes heurístics poden facilitar solucions que puguin ser igualment bones.
Altres afirmen que l’abordatge heurístic pot ser problemàtic i que els abordatges exactes estan
ben desenvolupats i són preferibles perquè contenen solucions que es poden mesurar. Tot i la
complexitat computacional, es van utilitzar diversos abordatges que busquen solucionar els seus
problemes i optimitzar solucions. Es van utilitzar en l’optimització de la gestió d’ecosistemes i en
= L
(5)
(6)
(7)
(8)

Capítol 4. Casos d’estudi
aplicacions en la planificació d’ús del sòl. S’ha optat pel mètode de programació completa mixta en
la planificació d’actuacions de restauració. En aquest context, les decisions referents a les diferents
accions són binàries, és a dir, o es fa una acció en un tram determinat d’una conca o no es fa.
La classificació ecològica de les pressions humanes identificades a la regió de l’Algarve va possibilitar
la identificació d’actuacions de restauració fluvial i així elaborar una proposta de restauració
fluvial a la regió. Això no obstant, l’optimització de les actuacions de restauració es basa en dades
molt grosseres com, per exemple, l’eficàcia. En la cerca d’actuacions de restauració es va notar una
carència substancial de dades en relació amb l’eficàcia d’aquestes actuacions. Això es deu al fet
que en molts casos una determinada acció de restauració no posseeix el mateix efecte en un altre
lloc amb característiques diferents, també per la dificultat i l’exigència en el monitoratge que sovint
requereix períodes llargs, i arriba a assolir dècades (Roni et al., 2002).
D’acord amb Kondolf (1995), existeix informació molt limitada sobre l’avaluació de les diverses actuacions
de restauració aplicades en molts projectes. En alguns casos no es dirigeix una avaluació
postprojecte, mentre que en altres la falta de planificació prèvia genera resultats d’avaluació amb poca
utilitat per determinar si els objectius del projecte s’assoleixen o no. El mateix autor refereix que la falta
d’avaluació postprojecte pot ser inherent a les dificultats per mesurar l’efecte de les activitats de restauració
en la complexitat dels sistemes fluvials, on els processos físics i químics dels rius, juntament
amb els hàbitats d’aquests sistemes, abasten tantes variables que eliminen moltes de les relacions
causa-efecte, de manera que fan complexa la proposta de restauració fluvial a una regió determinada.
El monitoratge de tècniques de restauració en gran part dels casos se centra tot just en una resposta
física i deixa els elements biològics sense una avaluació adequada. La resposta biològica, tot i que
és de difícil monitoratge i té costos associats, és molt important en la definició d’eficàcia de restauració
ecològica (Roni et al., 2002). Sobre la base d’aquest concepte, es va intentar quantificar la
probabilitat d’eficàcia, ja que per a Portugal no existeix cap registre relacionat amb la resposta dels
elements de qualitat biològica en determinades actuacions de restauració ecològica. Malgrat tot,
l’eficàcia d’una acció de restauració s’haurà de quantificar no només per les respostes dels elements
biològics i la rapidesa de l’efecte (temps per assolir resposta), sinó també a través de la longevitat o
durabilitat de les accions i la variabilitat d’èxit entre projectes. Aquest tipus de planificació requereix
especial atenció pel que fa als temps de les actuacions de restauració, atès que la implementació
d’una acció determinada depèn dels resultats d’una altra acció ja executada. Per exemple, no podem
executar l’acció de repoblament d’espècies nadiues en llocs on no s’han executat altres accions que
maximitzen, per exemple, la qualitat de l’aigua o la diversificació física d’hàbitats. D’aquesta manera,
és important prioritzar les actuacions de restauració d’acord amb l’eficàcia descrita. Les accions que
tenen grans probabilitats d’èxit, baixa variabilitat entre projectes i una resposta ràpida s’hauran d’implementar
anteriorment a altres actuacions, de la mateixa manera que la connexió d’hàbitats aïllats
o afluents bloquejats faciliten respostes biològiques ràpides. La restauració del bosc de ribera o la
millora de carreteres no produeixen resultats durant molts anys, o fins i tot dècades en alguns casos,
i s’han de considerar després de la connexió d’hàbitats aïllats.
Moltes de les propostes de les actuacions de restauració busquen la requalificació del sistema, en
particular de les pràctiques agrícoles i agropecuàries, per possibilitar el control de les càrregues contaminants
que resulten d’aquestes pràctiques. Així, un pla de gestió de nutrients per millorar la gestió
de les pràctiques agrícoles i agropecuàries, recolzat en un desenvolupament sostenible, requereix
239

240
un monitoratge de la qualitat de l’aigua i els sòls, de la mateixa manera que cal una anàlisi de dades
constant, ja que el seu monitoratge contribueix a la gestió dels recursos hídrics.
Aquest treball presenta una metodologia per optimitzar la planificació d’actuacions de restauració.
En aquest context, cal quantificar l’impacte de cada acció de restauració en les diferents pressions
d’una conca i, conseqüentment, en l’estat ecològic. En aquest àmbit encara es fa necessari millorar
aquests càlculs. A més, l’exactitud del cost atribuït a cada acció de restauració tindrà un gran
impacte en la solució final. Aquests costos (C) són molt difícils de preveure en l’àmbit regional,
ja que l’execució de les actuacions de restauració depèn d’una observació directa al camp. Per
exemple, podran existir algunes parcel·les agrícoles, els propietaris de les quals apliquin algunes de
les accions previstes en la mesura de les campanyes d’estabilització i extensió agrària. En relació
amb les actuacions de restauració del corredor fluvial es va comptabilitzar tot el corredor, tot i que
se sabia que algunes actuacions tot just s’estenen a aproximadament 500 m o poc més. La carta
sintètica d’optimització de les mesures d’acció de restauració es troba a la Figura 1 i és possible
obtenir una optimització per a cada massa d’aigua.
llegenda Mesures de restauració fluvial
MA de Transició
Preses
Masses d’Aigua
Districte de Beja
Campanyes de Sensibilització i
Extensió Agrària
Plantació i Sembrats Paisatge
Agrícola
Plantació i Sembrats Envoltant el
Riu Terrestre
Estructura de l’Endarreriment i
Infiltració del Drenatge
Descontaminació
Reposició del Territori Fluvial
Reposició de la Connectivitat
Hídrica Natural
Reconstitució de les Galeries
de Ribera
Reconstitució d’Hàbitats del Llit
Figura 1. Representació de la carta d’optimització de les mesures d’acció de restauració.
S’espera que aquest treball contribueixi per a noves perspectives en la gestió i planificació dels
recursos hídrics, atès que es basa en la prevenció del deteriorament dels ecosistemes de ribera a
través de la reducció de la pol·lució, tot possibilitant garantir una utilització sostenible dels recursos
hídrics.

6. AgRAÏMenTs
Capítol 4. Casos d’estudi
A Paulo Pinheiro, que va prestar una ajuda inestimable en la recol·lecció i georeferenciació de les
dades de pressió. A Alexandre, de l’ARH de l’Algarve, per la disponibilitat i promptitud a contestar
i compartir les dades. A tot l’equip de treball del Waterlobby, pel suport i camaraderia; a Paulo
Pinheiro, Ana Mendes, Rosário Fernandes, Zé Maria Santos, Paulo Branco, Pedro Segurado,
António Albuquerque, Patrícia Rodriguez-Gonzalez, Susana Amaral, Rui Rivaes, Ana Silva, un
agraïment molt especial a tots.
7. ReFeRÈnCIes bIblIogRàFIques
AGUIAR, F. C., FERREIRA M. T., ALBUQUERQUE, A, RODRÍGUEZ-GONZÁLEZ, P., SEGURADO,
P. (2009). “Structural and functional responses of riparian vegetation to human disturbance:
performance and spatial-scale dependence”, Fundamental and Applied Limnology, 175(3), p.
249-267.
ALLAN, J. D., CASTILLO, M. M. (2007). Stream Ecology: structure and function of running waters.
2nd edition, Springer.
ALMIÑANA, M., ESCUDERO, L. F., LANDETE, M., MONGE, J. F., RABASA, A., SÁNCHEZ-SORIA-
NO, J. (2010). WISCHE: A DSS for water irrigation scheduling. Omega 38, p. 492-500.
ARNOLD, C., GIBBONS, J. (1996). “Impervious surface coverage: the emergence of a key environmental
indicator”, Journal of the American Planning Association 62: 243-258.
BEECHIE, T., PESS, G., RONI, P., GIANNICO, G. (2008). “Setting river restoration priorities: a review
of approaches and a general protocol for identifying and prioritizing actions”, North American
Journal of Fisheries Management, 28, p. 891-905.
BISSON, P. A., T.P. QUINN, G. H. REEVES, S. V. GREGORY. (1992). “Best management practices,
cumulative effects, and long-term trends in fish abundance in Pacific Northwest river systems”.
En: NAIMAN, Robert (ed.). Watershed management: Balancing Sustainability and Environmental
Change. New York: Springer-Verlag.
BOOTH, D. B., JACKSON, C. R. (1997). “Urbanization of aquatic systems-degradation thresholds,
stormwater detention, and limits of mitigation”, Journal of American Water Resources Association,
5(33), p. 1077-1090.
BORIN, M., VIANELLO, M., MORARI, F., ZANIN, G. (2005). “Effectiveness of buffer strips in removing
pollutants in runoff from a cultivated field in North-East Italy”, Agriculture, Ecosystems and
Environment, 105, p. 101-114.
BRATTE, B. O., BOOTH, D. B. (2003). “Long-term stormwater quantity and quality performance of
permeable pavement systems”, Water Research, 37, p. 4369-4376.
BRUIJNZEEL, L. A. (2004). “Hydrological functions of tropical forests: not seeing the soil for the trees?”,
Agriculture, Ecosystems and Environnent, 104, p. 185-228.
CEMAGREF (1982). Étude des méthodes biologiques quantitatives d’appréciation de la qualité des
eaux. Rapport Division Qualité des Eaux Lyon – Agence de l’Eau Rhône-Méditerranée-Corse,
Pierre-Bénite.
CHIN, A., GREGORY, K. J. (2005). “Managing urban river channel adjustments”, Geomorphology,
69, p. 28-45.
CHOI, Y. D. (2004). “Theories for ecological restoration in changing environment: Toward “futuristic”
restoration”, Ecological Research, 19, p. 75-81.
DELGADO, A. N., PERIAGO, E. L., DIAZ-FIERROS VIQUEIRA, F. (1995). “Vegetated filter strips for
wastewater purification”, Biores. Technol., 5, p. 113-122.
DILLAHA, T. A., RENEAU, R. B., MOSTAGHIMI, S., LEE, D. (1989). “Vegetative filter strips for agricultural
nonpoint source pollution control”, Transactions of ASAE, 32(2), p. 491-496.
DOYLE, M. W., STANLEY, E. H., STRAYER, D. L., JACOBSON, R. B., SCHMIDT, J. C. (2005).
“Effective discharge analysis of ecological processes in streams”, Water Resources Research,
41, p.141-153.
ENTRY, J. A., EMMINGHAM, W. H. (1996). “Nutrient content and extractability in riparian soils supporting
forests and grasslands”, Applied Soil Ecology, 4, p. 119-124.
FEDERAL INTERAGENCY STREAM RESTORATION WORKING GROUP, FISRW. (1998). Stream
241

242
Corridor Restoration: Processes, and Practices. USA - Natural Resources Conservation Service.
608 p.
FERNANDES, M. R., FERREIRA, M. T., HUGHES, S., CORTES, R., SANTOS, J., PINHEIRO, P.
(2007). “Préclassificação da Qualidade Ecológica na Bacia de Odelouca e sua Utilização em
Directrizes de Restauro”, Recursos Hídricos, 28(3), p. 15-24.
FERREIRA, J, BERNARDO, J. M., ALVES, M. H. (2008). Exercício de Intercalibração em rios no
âmbito da Directiva Quadro da Água, 9º Congresso da Água. Lisboa: Centro de Congressos
do Estoril, 8 p.
FERREIRA, M. T., AGUIAR, F., ALBUQUERQUE, A., RODRÍGUEZ-GONZÁLEZ, P. (2007). Avaliação
da Qualidade Ecológica das águas interiores portuguesas com base no elemento biológico
macrófitos. Relatório Final. Contrato nº. 2003/07/INAG 2004-2006. 301 p.
FREEMAN, M. C., PRINGLE, C. M., JACKSON, C. R. (2007). “Hydrologic connectivity and the contribution
of stream headwaters to ecological integrity at regional scales”, Journal of the American
Water Resources Association, 43(1), p. 5-14.
FU, F., WANG, Q. (2011). Removal of heavy metal ions from wastewaters: A review. Journal of Environmental
Management 92: 407-418.
GONÇALVES, M. S. (2005). Gestão de Resíduos Orgânicos. Consultadoria Empresarial e Fomento
da Inovação. Ministério da Agricultura e Desenvolvimento Rural e das Pescas. 140 p.
GONZÁLEZ DEL TÁNAGO, M. G. (Coord.), OREA, D. G., SEGURA, R. (2007a). La agricultura i
sus efectos en los ríos. Madrid: Estrategia Nacional de Restauración de Ríos. Ministerio de
Medio Ambiente. Subdirección General de Gestión Integrada del Dominio Público Hidráulico.
Universidad Politécnica de Madrid, 70 p.
GONZÁLEZ DEL TÁNAGO, M. G. (Coord.), FUSTEGUERAS, M. A. G., VALFOD, I. L., MUÑOZ, I. R.
(2007b). La urbanización i su efecto en los ríos. Madrid: Estrategia Nacional de Restauración
de Ríos. Ministerio de Medio Ambiente. Subdirección General de Gestión Integrada del Dominio
Público Hidráulico. Universidad Politécnica de Madrid. 45 p.
GRAF, W. (2006). “Downstream hydrologic and geomorphic effects of large dams on American rivers”,
Geomorphology 79, p. 336-360.
GREGORY, S. V., SWANSON, F. J., MCKEE, W. A., CUMMINS, K. W. (1991). “An Ecosystem Perspective
of Riparian Zones: Focus on links between land and wáter”, BioScience, 41(8), p.
540-551.
HATT, B. E., FLETCHER, T. D., DELETIC, A. (2007). “Treatment performance of gravel filter media:
Implications for design and application of stormwater infiltration systems”, Water Research 41,
p. 2513-2524.
HOLMES, N. T. H., NEWMAN, J. R., CHADD, S., ROUEN, K. J., SAINT, L., DAWSON, F. H. (1999).
Mean Trophic Rank. A User’s Manual. R&D Technical Report E38. Bristol: Environment
Agency, UK.
HOODA, P. S., EDWARDS, A. C., ANDERSON, H. A., MILLER, A. (2000). “A review of water quality
concerns in livestock farming areas”, The Science of the Total Environment 250, p. 143-167.
KONDOLF, G. M. (1995). Five elements for effective evaluation of stream restoration. Restoration
Ecology, 3, p. 133–136.
LARINIER, M. (2001). Environmental issues, dams and fish migration. In: Marmulla, G. (Ed.), FAO
Fisheries Technical Paper 419. Dams, Fish and Fisheries, Opportunities, Challenges and
Conflict Resolution. FAO Rome, p. 45-89.
LEOPOLD, L. B. (1991). “Lag times for small drainage basins”, Catena, 18, p. 157-171.
LI, X., KE, Z., DONG, J. (2011). “PCDDs and PCDFs in sewage sludges from two wastewater treatment
plants in Beijing, China”, Chemosphere, 82 p. 635-638.
LOGAN, T. J. (1993). “Agricultural best management practices for water pollution control: current
issues”, Agriculture, Ecosystems and Environment, 46, p. 223-231.
LOWRANCE, R., NEWBOLD, J. D., SCHNABEL, R. R., GROFFMAN, P. M., DENVER, J. M., COR-
REL, D. L., GILLIAM, J. W., ROBINSON, J. L., BRINSFIELD, R. B., STAVER, K. W., LUCAS,
W., TODD, A. (1997). “Water Quality Functions of Riparian Forest Buffers in Chesapeake Bay
Watersheds”, Environmental Management, 21(5), p. 687-712.
LUBCHENCO, J., OLSON, A. M., BRUBACKER, L. B., CARPENTER, S. R., HOLLAND, M. M., HUB-
BELL, S. P., LEVIN, S. A., MACMAHON, J. A., MATSON, P. A., MELILLO, J. M., MOONEY, H.
A., PETERSON, C. H., PULLINAM, H. R., REAL, L. A., REGAL, P. J., RISSER, P. G. (1991).
“The sustainable biosphere initiative: An ecological research agenda”, Ecology, 72:371-412.

Capítol 4. Casos d’estudi
MUÑOZ-CARPENA, R., PARSONS, J. E., GILLIAM, J. W. (1999). “Modeling hydrology and sediment
transport in vegetative filter strips”, Journal of Hydrology, 214, p. 111-129.
NAIMAN, R., DECAMPS, H., POLLOCK, M. (1993). “The Role of Riparian Corridors in Maintaining
Regional Biodiversity”, Ecological Applications, 3(2), p. 209-212.
NEWBURY, P., GABOURY, M. (1993). “Exploration and rehabilitation of hydraulic habitats in streams
using principles of behavior”, Freshwater Biology, 29, p. 195-210.
NILSSON, C., SVEDMARK, M. (2002). “Basic Principles and Ecological Consequences of Changing
Water Regimes: Riparian Plant Communities”, Environmental Management, 30(4), p. 468-
480.
NORRSTRÖM, A. C. (2005). “Metal mobility by de-icing salt from an infiltration trench for highway
runoff”, Applied Geochemistry, 20, p. 1907-1919.
OLIVEIRA, J. M. (Coord.), SANTOS, J. M., TEIXEIRA, A., FERREIRA, M. T., PINHEIRO, J. P., GE-
RALDES, A., BOCHECHAS, J. (2007). Projecto AQUARIPORT: Programa Nacional de Monitorização
de Recursos Piscícolas e de Avaliação da Qualidade Ecológica de Rios. Lisboa:
Direcção-Geral dos Recursos Florestais. 96 p.
OLLERO, A., IBISATE, A., ELSO, J. (2010). El territorio fluvial: espacio para la restauración. Notas
Técnicas del CIREF, 1, 7 p.
PALMER, M. A., BERNHARDT, E. S., ALLAN, J. D., LAKE, P. S., ALEXANDER, G., BROOKS, S.,
CARR, J., CLAYTON, S., DAHM, C. N., SHAH, J. F., GALAT, D. L., LOSS, S. G., GOODWIN,
P., HART, D. D., HASSETT, B., JENKINSON, R., KONDOLF, G. M., LAVE, R., MEYER, J. L.,
O’DONNELL, T. K., PAGANO, L., SUDDUTHR, E. (2005). “Standards for ecologically successful
river restoration”, Journal of Applied Ecology, 42, p. 208-217.
PEREIRA, L. S. (1999). “Higher performance through combined improvements in irrigation methods
and scheduling: a discussion”, Agricultural Water Management, 40, p. 153-169.
PHILIPPART, J. C. (1995). “Is captive breeding an effective solution for the preservation of endemic
species?”, Biological Conservation, 72, p. 281-295.
POLLARD, P., HUXHAM, M. (1998). “Viewpoint: The European Water Framework Directive: a new
era in the management of aquatic ecosystem health?”, Aquatic Conservation: Marine and
Freshwater Ecosystems, 8, p. 773-792.
RAPER, R. L., REEVES, D. W., SHAWC, J. N., SANTEN, E., MASK, P. L. (2007). “Benefits of sitespecific
subsoiling for cotton production in Coastal Plain soils”, Soil & Tillage Research, 96, p.
174-181.
RICHARDSON, D. M., PYSEK, P., REJMÁNEK, M., BARBOUR, M. G., PANETTA, F. D., WEST, C.
J. (2000). “Naturalization and invasion of alien plants: concepts and definitions”, Diversity and
Distributions, 6, p. 93-107.
RONI, P., BEECHIE, T. J., BILBY, R. E., LEONETTI, F. E., POLLOCK, M. M., PESS, G. R. (2002).
“A Review of Stream Restoration Techniques and a Hierarchical Strategy for Prioritizing Restoration
in Pacific Northwest Watersheds”, North American Journal of Fisheries Management,
22, p. 1-20.
SALMERÓN, M., ISLA, R., CAVERO, J. (2011). “Effect of winter cover crop species and planting methods
on maize yield and N availability under irrigated Mediterranean conditions”, Field Crops
Research, 123, p. 89-99.
SCHNITZLER, A. HALE, B. W., ALSUM, E. M. (2007). “Examining native and exotic species diversity
in European riparian forests”, Biological Conservation, 138, p. 146-156.
SCHOLZ, M. (2007). “Classification methodology for Sustainable Flood Retention Basins”, Landscape
and Urban Planning, 81, p. 246-256.
SCHOLZ, M., GRABOWIECKI, P. (2007). “Review of permeable pavement systems”, Building and
Environment, 42, p. 3830-3836.
SCHÖNHART, M., SCHMID, E., SCHNEIDER, U. A. (2011). “CropRota - A crop rotation model to
support integrated land use assessments”, Europ. J. Agronomy, 34, p. 263-277.
SCHULTZ, R. C., COLLETTI, J. P., ISENHART, T. M., SIMPKINS, W. W., MIZE, C. W., THOMPSON,
M. L. (1995). “Design and placement of a multi-species riparian buffer strip system”, Agroforestry
Systems, 29, p. 201-226.
STEVENS, C. J., QUINTON, J. N., BAILEY, A. P., DEASY, C., SILGRAM, M., JACKSON, D. R.
(2009). “The effeects of minimal tillage contour cultivation and in-field vegetative barriers on
soil erosion and phosphorus loss”, Soil & Tillage Research, 106, p. 145-151.
WARD, J. V., TOCKNER, K., ARSCOTT, D. B., CLARET, C. (2002). “Riverine landscape diversity”,
243

244
Freshwater Biology, 47, p. 517-539.
WOHL, E., ANGERMEIER, P. L., BLEDSOE, B., KONDOLF, G. M., MACDONNELL, L., MERRITT, D.
M., PALMER, M. A., POFF, N. L., TARBOTON, D. (2005). “River restoration”, Water Resources
Research, 41, p. 1-12.
WYANT, J. G., MEGANCK, R. A., HAM, S. H. (1995). “A Planning and Decision-Making Framework
for Ecological Restoration”, Environmental Management, 19, p. 789-796.

Tractament de vegetació al lòctona al riu Ter (Catalunya).
Foto: Jordi Camprodon.
Recollida de esqueixos de salzes al riu Ter (Catalunya).
Foto: Jordi Camprodon.

246
ACTuACIons De ResTAuRACIÓ Del bosC De RIbeRA
Al RIu TeR (CATAlunYA)
Jordi Camprodon 1,3 , Marc ordeix 2,3 , David guixé 1 , laia Jiménez 2 , Francesc llach 2 i núria sellarès 2
1 Área de Biodiversitat. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya (CTFC). Ctra. De St. Llorenç de Morunys, km. 2.
E-25280 Solsona. jordi.camprodon@ctfc.cat
2 Centre d’Estudis dels Rius Mediterranis – Museu Industrial del Ter (CERM). Passeig del Ter, 2 E-08560 Manlleu.
3 Departament d’Indústries Agroalimentàries i Ciències Ambientals. Universitat de Vic. Carrer de la Laura, 13. 08500 Vic
ResuM
4.4 RestauRació al Riu teR (catalunYa)
El projecte Ricover tracta la restauració ecològica del bosc de ribera a l’Alt Ter (Catalunya) partint
d’acords de custòdia amb ens locals i titulars de finques públiques i privades. L’objectiu d’aquests
acords és regular els usos del bosc de ribera per millorar-ne l’estat ecològic, incrementar-ne la
biodiversitat i garantir-ne la conservació a llarg termini. Els instruments emprats són essencialment
les tècniques silvícoles, combinats amb la regulació dels usos ramaders, lúdics i de gestió de la
biodiversitat, i alguna actuació de millora geomorfològica. Les actuacions principals consisteixen
en la tallada d’espècies invasives llenyoses, el tractament de les soques amb herbicida i la seva
substitució per peus d’espècies autòctones característiques de l’estació ecològica. La procedència
de la planta de restauració és bàsicament de producció pròpia, a partir d’esqueixos recol·lectats a
la mateixa conca i plantats directament o bé arrelats prèviament en un viver. Igualment, s’han fet
tallades experimentals de selecció de peus i de tanys en parcel·les de salzeda. De forma prèvia i
posterior a les actuacions, s’efectua un pla de seguiment basat en variables hidromorfològiques i
biològiques.
Paraules clau: restauració fluvial, bosc de ribera, control d’invasores, gestió forestal, riu Ter,
Catalunya.
AbsTRACT
ECOLOGICAL RESTORATION ACTIONS IN RIPARIAN FOREST OF THE TER RIVER (CATALONIA).
The basic matter of Ricover project is the ecological restoration of the river forest in the high basin
of the Ter River (Catalonia) using agreements with local authorities and public and private owners
of lands. The regulation of the riparian forest uses to improve its ecological status, to increase its
biodiversity and guarantee its conservation on a long-term basis is the aim of these agreements.
Forestry techniques combined with the regulation of the grazing, recreational uses and biodiversity
management, and some geomorphologic improvement action are used. The thinning and herbicide
treatment of invasive plants and his replacement by native species, characteristics of the ecological
site focused the main management actions. Plant for restoration have the origin in own production
from scions recollected in the same river basin. These scions are directly planted in the land, or

Capítol 4. Casos d’estudi
previously rooted in a nursery. In addition, thinning and sucker cutbacks in experimental plots of
willow groves have done. After and before the management actions, a monitoring plan based on
hidromorphological and biological variables is carried out.
Key words: river restoration, riparian forest, invasive plant control, forestry, Ter River, Catalonia.
1. InTRoDuCCIÓ
En el marc del projecte Ricover (www.ricover.eu), els anys 2009 i 2010 es van dur a terme actuacions
de restauració del bosc de ribera al curs mitjà-alt del riu Ter (comarca d’Osona, nord-est de Catalunya),
planificades pel Centre Tecnològic Forestal de Catalunya (CTFC), soci del projecte Ricover, amb la
implicació del Centre d’Estudis dels Rius Mediterranis – Museu del Ter (CERM), a totes les fases
de desenvolupament del projecte. El CERM, alhora, coordina el projecte Riberes del Ter (www.
mitmanlleu.org/riberesdelter), que impulsa diverses actuacions de custòdia i restauració fluvial en
finques públiques i privades d’aquesta àrea, amb el suport de l’Agència Catalana de l’Aigua i l’actual
Departament de Territori i Sostenibilitat de la Generalitat de Catalunya, entre d’altres institucions.
Precisament, el projecte Ricover va tenir un paper rellevant en el reforçament de les actuacions del
projecte Riberes del Ter el període 2009-2010 iniciades pocs anys abans.
Les actuacions de restauració ecològica realitzades a la conca del Ter els anys 2009-2010 tenien
dos objectius principals. El primer era estudiar la idoneïtat i l’eficiència de les tècniques silvícoles
recolzades per l’experimentació al camp, que servissin de model a l’hora de plantejar projectes
de restauració i conservació del bosc ribera. El segon objectiu consistia en la restauració de la
vegetació autòctona i potencial del bosc de ribera, emprant bàsicament les tècniques anteriors, en
una sèrie de finques pilot representatives de la conca mitjana-alta del riu Ter (figura 1). La unitat
bàsica de treball era la finca pilot, pública o privada, amb la qual s’establia necessàriament un acord
de custòdia entre el propietari i els promotors del projecte (CTFC i CERM).
La planificació d’aquestes actuacions tenia en compte els resultats d’un primer mostreig de diversos
indicadors hidromorfològics i biològics (vegeu el capítol 2 d’aquest manual) cara a corregir les
orientacions de gestió immediates i futures, en base a la tendència mostrada pels indicadors tornats
a calcular a curt i a mitjà termini. Els indicadors de l’estat de conservació dels ecosistemes de ribera
van ser, per exemple, la realització d’inventaris forestals i florístics, i el càlcul d’una sèrie d’índexs
de qualitat hidromorfològica (IHF, RHS, QBR i ICF, que es descriuen amb detall al capítol 2 d’aquest
manual) així com mostreigs de grups faunístics bioindicadors (macroinvertebrats aquàtics, peixos,
amfibis, ocells, quiròpters, petits mamífers i carnívors). Aquests mostreigs es van realitzar sectors
considerats a priori de menor a major qualitat estructural i de conservació de la vegetació de ribera.
Els resultats d’aquest seguiment associat a les tècniques de restauració ecològica emprades haurien
de poder servir de guia cara a millorar l’orientació d’aquest i d’altres projectes de conservació i
restauració fluvial al conjunt dels països del sud-oest europeu.
247

248
2. àMbIT D’ACTuACIÓ
Les accions de restauració del projecte Ricover a la conca del Ter es van efectuar als ambients
fluvials de cinc finques pilot (taula 1): quatre finques de titularitat privada i una de titularitat pública
(municipal). Tres finques privades es dediquen a l’activitat agroramadera (conreus combinats amb
explotació de vaques per a carn o llet) i una a la populicultura. La finca pública té exclusivament un
ús lúdic (esbarjo, senderisme, pesca esportiva de ciprínids, etc).
Taula 1. Finques pilot on s’han efectuat els projectes de restauració de ribera al curs mitjà-alt del riu Ter a la comarca
d’Osona (NE Catalunya) els anys 2009-2010.
nom de la finca Municipi Titularitat
extensió àmbit d’actuació
(ha)
Les Gambires (inclou illetes nord de
l’Illa de les Gambires)
Torelló Privada 6,1
El Sorral (que inclou l’illa del Sorral o
de Gallifa)
Les Masies de Voltregà Privada 8,7
Espadamala de Baix Torelló Privada 10,4
El Despujol Les Masies de Voltregà Privada 1,6
Meandre del Gelabert Manlleu
Pública
(municipal)
Els acords de custòdia delimiten l’àmbit d’actuació i i els objectius d’un pla de gestió de restauració
i conservació, que s’elaborarà i aprovarà de comú acord entre totes les parts. Es limiten sobretot
als espais de ribera i afecten, en general, només parcialment l’activitat agrícola, ramadera o forestal
adjacent (excepte en el cas de la plantació de pollancres de l’illa del Sorral o de Gallifa,on es va cedir
l’ús de tot el terreny). Tenen una durada de 10 anys prorrogables. És important remarcar que per al
bon èxit dels acords de custòdia del territori és essencial la confiança i el consens en els objectius,
àmbit d’actuació i treballs a desenvolupar a cada finca (Asensio et al., 2005). Així, es procura que
el propietari intervingui directament en el marcatge concret dels arbres a talar, sobretot amb el
propòsit d’acabar de consensuar i aplicar-hi el mateixos criteris, delimitar correctament els sectors
de plantació i, si s’escau, les àrees de pastura.
L’àmbit de treball del projecte Ricover s’engloba en una escala espacial de treball més àmplia: un tram
fluvial de 26 km (entre Manlleu i Orís, Osona), àmbit actual del projecte Riberes del Ter, promogut
pel CERM (figura 1). La major part d’aquest tram fluvial té les aigües molt netes o, com a mínim,
netes o segons els índexs de qualitat basats en els macroinvertebrats aquàtics (Ordeix & Ortiz,
2009), però una de les seves mancances principals és justament la categoria de qualitat mediocre
del bosc de ribera: per pèrdua d’amplada, especialment a la segona línia del bosc; presència de
diverses espècies exòtiques invasives i cabals baixos o nivell baix de l’aigua en algunes rescloses
hidroelèctriques (per a més detalls, vegeu l’apartat 2.2 d’aquesta mateixa guia).
6,7

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 1. Localització de les zones d’actuació dins la zona d’estudi a la conca mitjana-alta del Ter al seu pas pel nord de la
comarca d’Osona (NE Catalunya). Ortofotomapa 1:50.000 de l’ICC, modificat pels autors.
3. DesCRIPCIÓ bReu De lA VegeTACIÓ De RIbeRA ACTuAl
El Ter és un riu mediterrani permanent i amb règim nivopluvial, amb màxims a la primavera i a la
tardor. El problemes principals amb què topa al curs mitjà-alt són una gran densitat de rescloses per
usos hidroelèctrics (una cada 1,25 km), que deixen alguns trams pràcticament eixuts a l’estiu i a ple
hivern, una agricultura i una ramaderia intensives i una urbanització creixent.
La vegetació arbrada potencial al tram mitjà-alt comprèn una transició entre els ambients fluvials
mediterranis i els centreeuropeus (Bolòs, 2001). La vegetació de primera línia es correspon en
bona part a la verneda i a la salzeda de salze blanc (Alno-Padion) (Casas, 2005). La verneda
està classificada d’interès comunitari i conservació prioritària per la Directiva Hàbitats. De totes
maneres, a l’àrea d’estudi no hi ha cap tram de verneda francament ben constituït; el vern (Alnus
glutinosa) hi apareix, com a molt, formant línees estretes vora l’aigua, acompanyat pel salze blanc
(Salix alba) i una quantitat variable d’espècies al·lòctones (figura 2). La robínia o falsa acàcia
(Robinia pseudoacacia) és l’espècie al·lòctona més abundant i de caràcter clarament més invasiu.
La segueixen en abundància diferents varietats i espècies de pollancre (Populus deltoides, P. x
canadensis, etc.) –tot i que no es descarta que hi hagi algun peu de pollancre (Populus nigra subsp.
nigra) autòcton-, el plàtan (Platanus x hispanica) i el negundo (Acer negundo).
Figura 2. Vegetació de ribera del riu Ter (NE Catalunya) a la finca de Gallifa (esquerra) i El Gelabert (dreta). Foto: Jordi
Camprodon.
249

250
A les planes d’alguns meandres que han patit alteracions geomorfològiques els darrers decennis (com
les extraccions d’àrids a Espadamala, a Torelló, o antics abocadors, com el del Gelabert, a Manlleu)
creixen petites masses d’àlbers (Populus alba), que en composició florística no es corresponen a la
típica albereda prelitoral. Possiblement es tracti d’una formació subespontània com a comunitat, tot
i que tampoc no es descarta que, com a zona de transició, alguns àlbers puguin haver arribat fins al
curs mitjà-alt del Ter. Als sorrals i codolars s’hi estableix la salzeda de salzes arbustius, com la sarga
(Salix elaeagnos) i el saulic (Salix purpurea). Als sectors més secaners de la riba i en alguns torrents
laterals, també s’hi estableix el gatell (Salix atrocinerea).
La freixeneda i l’omeda constitueixen el bosc potencial de segona línia de ribera (Casas, 2005). La
freixeneda de freixe de fulla gran (Fraxinus excelsior) sembla ocupar els indrets més frescals, com
els vessants obacs que cauen a damunt del riu, i l’omeda els més plans. No obstant això, es fa
molt difícil reconstruir aquestes comunitats a causa de la seva substitució per conreus, plantacions
arbrades o la mescla amb espècies al·lòctones.
El sotabosc està format pel saulic i altres salzes de port arbustiu, a prop de l’aigua, el saüc (Sambubus
nigra), el sanguinyol (Cornus sanguinea), l’olivereta (Ligustrum vulgare), l’arç blanc (Crataegus
monogyna), l’avellaner (Corylus avellana), el roser silvestre (Rosa gr. canina), la vidalba (Clematis
vitalba) i altres espècies pròpies de les riberes, rouredes o bardisses. També hi ha mates de geòfits
com Galanthus nivalis, Ranunculus ficaria o Anemone ranunculoides, que floreixen a finals d’hivern,
abans que els arbres no treguin fulla.
Les comunitats herbàcies consisteixen en petites formacions de boga i canyís (Phragmition
australis), jonqueres (Molinio-Holoschoenion) i prats humits (Molinion) associats a sòls molt humits i
estanys temporals (Casas, 2005). Darrera el bosc de ribera s’instaura la roureda de roure martinenc
(Quercus pubescens), si bé només als vessants abruptes o en forma de petites deveses pasturades.
4. CRITeRIs D’ACTuACIÓ
L’objectiu principal del projecte Ricover al riu Ter ha estat la millora de la qualitat de l’estructura i la
recuperació en superfície del bosc de ribera (espècies llenyoses autòctones) per mitjà de l’aplicació
de mètodes silvícoles de tallada de selecció, selecció de tanys, plantació d’espècies autòctones,
tractament de la fusta tallada i regulació de la pastura. Es partia de la base que no es practicarien
aprofitaments productius del bosc de ribera i que els tractaments silvícoles estarien orientats a
millorar-ne l‘estructura per estabilitzar el sistema, accelerar el procés de maduresa, eliminar la
vegetació al·lòctona i implantar-ne d’autòctona. Els criteris d’actuació van seguir les recomanacions
marcades per Godé (2008ab) i Arizpe et al.(2009) i el model de gestió adaptativa (Kingsford et al.,
2010) i es va procurar que mantinguessin una bona relació cost-eficàcia (Camprodon et al., 2010).
Per al projecte Ricover es van seleccionar diverses finques pilot amb un estat ecològic considerat
mitjà, on es pogués aplicar tècniques silvícoles en un bosc de ribera preexistent d’una certa entitat
(figura 2). A cadascuna de les finques pilot es va elaborar un pla de gestió amb la distribució de
les unitats d’actuació segons les característiques ecològiques, els resultats previs dels indicadors
hidromorfològics i biològics i els objectius i treballs consensuats amb els propietaris i l’enginyer
forestal de la comarca. Per a l’execució dels treballs, també es va elaborar un plec de prescripcions
tècniques que havien de seguir els operaris forestals i els supervisors (Guixé et al., 2010).

Capítol 4. Casos d’estudi
Es va tenir una cura especial en el respecte dels microhàbitats fluvials. En l’execució dels treballs,
es va procurar especialment no modificar la dinàmica fluvial –excepte en els casos que l’actuació
anava justament en aquest sentit- i mantenir els microambients als diversos braços de riu i àrees
inundables existents.
Els treballs de tallada i plantació, es van efectuar els hiverns de 2010 i 2011 i el manteniment de
la plantació i el filat del bestiar es van perllongar fins a finalitzar el 2011. Els treballs principals
començaven a l’octubre i acabaven a principis de març, quan comença l’època de cria dels ocells
i la brotada els arbres de ribera. No obstant, a la finca d’Espadamala de Baix, es van excloure els
treballs abans, al febrer, perquè la colònia d’ardèids que hi nidifica, una de les més importants de
Catalunya, llavors comença a estar ocupada.
5. ACTuACIons De ResTAuRACIÓ De lA VegeTACIÓ De RIbeRA
Les actuacions es van dur a terme en un total de 41,1 hectàrees de les cinc finques pilot (taula 1).
5.1 Tractament de la vegetació al·lòctona
Un dels tractaments principals va consistir en la tallada de la vegetació llenyosa al·lòctona invasiva
al domini del bosc de ribera (figura 3). Excepcionalment, es van deixar en peu alguns exemplars
(sobretot els més grans) de pollancre –tot i que es tractés d’espècies i varietats aparentment
al·lòctones- i plàtan (ambdues espècies amb un caràcter invasor limitat) perquè es va considerar
que complien una funció ecològica i paisatgística destacada: refugi per a la fauna, retenció del sòl,
ombreig de la llera, etc.
Número de peus
140
120
100
80
60
40
20
0
Acer negundo
CD

252
Número de peus
Número de peus
Número de peus
140
120
100
80
60
40
20
250
200
150
100
50
0
0
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Ailanthus altissima
CD5 CD10 CD15 CD20 CD25 CD30 CD35
Classe diamètrica (cm)
Platanus hybrida
CD

Capítol 4. Casos d’estudi
Els arbres a tallar es marcaven amb esprais especials per marcatge d’arbres, amb diferent simbologia
en funció del tractament a aplicar: tallada amb o sense aplicació d’herbicida, anellat, tallada del tronc
a una alçada més alta de l’habitual, tallada sense trossejat del tronc, etc. (figura 4). Per assegurar
que els arbres a conservar no es tallessin, sobretot els peus més susceptibles a presentar confusió,
s’assenyalaven envoltant-los amb una cinta d’obra. La finalitat d’aquest marcatge era facilitar al
màxim la feina dels operaris forestals. En algunes parcel·les el sotabosc relativament arbustiu dens i
alt, que es va respectar del tot en els treballs silvícoles, pot contribuir amb la seva ombra a dificultar
la colonització per llavor de les robínies i l’ailant, que creixen malament a l’ombra.
Figura 4. Tallada arreu de vegetació al·lòctona en ribera (esquerra) i arbre anellat (dreta) al riu Ter (Catalunya). Foto: Jordi
Camprodon.
A causa de la capacitat de rebrotada de les espècies invasores, sobretot de la robínia i l’ailant,
es van tractar totes les soques tallades amb glifosat al 20% i al 30%, pintant-les immediatament
després d’abatre l’arbre. Aquest tractament es va repetir el mes d’abril següent per intentar controlar
la rebrotada. Es va aprofitar per eliminar els nous rebrots. L’efectivitat de l’herbicida va ser alta: es va
observar una rebrotada molt escassa, la major part d’arrel, del 14,2 % de les soques tractades d’un
total de 4569 peus. L’aplicació d’una concentració baixa de producte era un aspecte important a tenir
en compte, tant per a la reducció de costos com per evitar l’afectació del sòl o plantes veïnes, però
no es van observar diferències significatives entre l’aplicació del 20 i el 30% de glifosat.
5.2. selecció de tanys
En alguns casos puntuals (illa del Sorral i Les Gambires), es va efectuar una selecció dels rebrots de
salze blanc i vern amb l’objectiu d’augmentar la vitalitat dels peus romanents a la soca tractada. Es
va fer en soques amb diversos rebrots de menys de 20 cm de diàmetre normal, que es consideraven
de millor capacitat de resposta al tractament. Un o dos tanys per soca, els més funcionals, es van
deixar en peu. L’actuació va afectar sobretot peus aïllats, excepte en un rodal experimental de salze
blanc (illa del Sorral), on es va fer la selecció dels rebrots per soca de tots els arbres. Es deixava un
tany per soca, el més vital, que no superés els 25 cm de diàmetre normal, ja que es va estimar que
els rebrots més grans i vells no tindrien capacitat de reacció al tractament.
5.3. Tallades de selecció
Puntualment es van fer tallades de selecció a petits grups d’arbres i a dues parcel·les experimentals
de salze blanc (illa del Sorral i Les Gambires) amb l’objectiu de disminuir la competència entre peus
i afavorir el creixement de la massa. Es va aplicar en dos supòsits: 1) en condicions de densitat
elevada de salze blanc, per afavorir el creixement dels individus més funcionals; 2) per afavorir el
253

254
vern quan competia amb el salze. Aquesta espècie seria més abundant a la zona si no s’hagués
tallat pel seu interès fustaner. En cap cas s’obria la densitat de recobriment de capçades per sota
del 70% amb l’objectiu de protegir el sòl, no desestabilitzar l’arbrat, conservar el microclima interior
de bosc i evitar la proliferació d’espècies herbàcies heliòfiles. Es seleccionaven com a arbres de
futur, per ordre de prioritat: els sans, els més vitals i els més gruixuts. Es procurava repartir els
arbres de futur al tota la llargària i l’amplada de la parcel·la, amb una separació mitjana entre 2 i 4
m entre arbres veïns. No es tallaven peus de més de 20 cm de diàmetre normal, pel fet que eren
excepcionals al conjunt de la massa i, per tant, pel seu valor estructural, interessava conservar-los.
5.4. Tractament de la fusta tallada
Les restes vegetals de diàmetre gran (superiors a 15 cm de diàmetre normal) van rebre tres
tractaments: 1) la major part es va trossejar a 1,5-2 m, per ser aprofitada com a llenya per part dels
propietaris de les finques (o diversos ciutadans, en el cas de la finca de titularitat pública); 2) una
part dels peus es van deixar in situ com a fusta morta al terra; que es retiraven a certa distància
de la llera, perpendiculars a la làmina d’aigua per dificultar que el corrent fluvial, en cas d’aiguat,
pogués emportar-se’ls fàcilment. Sovint es trossejaven en dos o tres trossos per facilitar el procés
de descomposició, per augmentar la superfície de contacte de la fusta amb el sòl (per més detalls
veure capítol 3.2), sobretot a sectors més enlairats de la riba i en cursos laterals que no poguessin
portar mai gaire cabal, d’on no poguessin marxar fàcilment riu avall; 3) puntualment, en alguns llocs
d’aigües tranquil·les, de braços de riu poc cabalosos, es van disposar alguns troncs tallats de grans
dimensions a damunt de la llera, amb la funció, important, de conformar microhàbitats per a la flora
i la fauna de ribera i aquàtica (Gregory et al., 2003).
Alguns dels peus de major diàmetre (figura 4) es van anellar. L’anellatge es practicava amb motoserra
o destral, fent dos talls al voltant de la circumferència del tronc a l’alçada del pit, separats uns 10-20
cm i buidant una profunditat de 1,5-2 cm per sota de l’escorça. Només es va aplicar on el risc de
trencament del tronc o la caiguda de branques no pogués suposar un risc per a persones, màquines
o infraestructures, o sigui, sempre lluny de camins i corriols. L’anellatge comporta l’extracció, el
debilitament i mort dempeus de l’arbre seleccionat, impossibilitant-li el flux de saba i nutrients i a
rebrotada, i permet que l’estaca morta i desbrancada desenvolupi funcions ecològiques importants
(substrat per als fongs i invertebrats, reproducció de pícids i altres ocells grimpadors, quiròpters,
etc.). Com a arbre tipus es prenien peus de tronc recte i preferentment desbrancat, amb un diàmetre
normal mínim de 18 cm, que són els que prefereixen els picots (Camprodon et al., 2007). Al cap d’un
any, alguns peus ja estaven debilitats i altres morts. No es feia en peus inclinats, esvelts o amb molta
capçada, ja que es corria el risc que es trenquessin amb el vent a l’alçada de l’anell.
Les restes vegetals fines (inferiors a 15 cm de dn) es van aplegar en diversos amuntegaments
distribuïts aleatòriament, d’uns 3-5 m de diàmetre i 1-2 m d’altura, com a refugi per a la fauna, sempre
en punts apartats dels camins per a reduir el risc d’incendi i del riu per evitar la seva dispersió riu
avall. La major part de la brancada es va triturar mecànicament i se’n van escampar les restes per
parts de les unitats d’actuació.
Els cops de riu de la tardor de 2010 i la primavera de 2011 van respectar els pilots de brancada i
només van afectar alguns dels arbres tombats a la llera, de grandària considerable (30-50 cm de
diàmetre normal), que s’havien deixat localitzadament i amb caràcter experimental en trams de riu
sense infraestructures properes. Por tant, en el cas del Ter, a causa de cabal fort durant els cops

Capítol 4. Casos d’estudi
de riu, no es recomana tombar troncs a la llera com a microhàbitat i trampa de sediments, a menys
que se tracti d’un braç molt interior que no experimenti una crescuda impetuosa durant les riuades.
Una part de les restes de les tallades de selecció, tot i que es van retirar a més de 30 m de la llera a
l’hivern, foren arrossegades per una forta riuada del novembre de 2011. Els trossos tallats (d’entre
1,5-2 m) van quedar travats en una de las parcel·les de salze tallades i tombaren alguns dels peus
de salze blanc d’entre 10-15 cm de diàmetre normal. Aquests taps acumulen tot tipus de restes
orgàniques i deixalles que arrossega el riu i modifiquen la circulació de l’aigua durant les crescudes
ordinàries i els microhábitats aquàtics que aquestes generen a l’interior del bosc. Això indica la
importància de retirar ben lluny les restes de les tallades i de ser molt prudent si es vol deixar algun
arbre estès a terra a la zona d’inundació per potenciar la biodiversitat.
5.5. Plantació d’espècies autòctones
Un cop eliminats els peus d’espècies invasores i fetes la selecció de tanys i les tallades de selecció, la
vegetació autòctona preexistent a totes les finques es va reforçar per mitjà de la plantació d’espècies
arbòries autòctones, les pròpies de cada estació ecològica.
Per a la selecció de les espècies a plantar, van ser molt útils els inventaris botànics i forestals
del seguiment de les variables biològiques i també va ser molt valuosos els indicis de presència
damunt del terreny, abundància i distribució per trams de riu, d’espècies autòctones de creixement
espontani, com també observen Vasilopoulos et al. (2007) en plantacions i boscos de ribera amb
robínia de Grècia.
Es van escollir dos mètodes de plantació: planta amb arrel procedent de viver comercial i esqueixos
de producció pròpia in situ. En el primer cas, es van prioritzar aquelles espècies que difícilment es
podien produir vegetativament per esqueix. Bàsicament eren els arbres de segona línia del bosc
de ribera i de roureda. En tot, cas només s’acceptava planta amb garantia d’haver-se produït a
la mateixa conca, per evitar la introgressió genètica (Godé, 2008b). Es va desestimar la compra
d’espècies arbustives, per raons pressupostàries i perquè es va considerar que es podien estendre
per si soles una vegada eliminades les espècies al·lòctones i/o regulada la pastura.
La producció d’esqueixos permetia disposar de gran quantitat de planta per a reforestar i a un cost
relativament baix. Es va obtenir a partir de planta mare de la mateixa àrea de treball i estudi, en
funció de la disponibilitat d’espais a restaurar i la proporció en què apareixia cada espècie a la zona
d’estudi. Es van recol·lectar esqueixos de vern, salze blanc, saulic, gatsaule (Salix caprea), sarga
i freixe de fulla gran. Els esqueixos es van deixar hormonant durant 24 hores amb auxina (àcid
indolacètic) abans de ser plantats (Aránzazu & Arizpe, 2008). Part dels esqueixos es van plantar
directament. La resta es va destinar a arrelar en un viver (situat a Manlleu), i es van fer servir com a
plançons destinats a replantació de reforç l’hivern següent (figures 5 i 6).
255

256
1200
1000
800
600
400
200
0
Esqueixos plantats
Esqueixos viver
Salix alba Salix purpurea Salix cinerea Salix elaeagnos Alnus glutinosa Fraxinus
excelsior
Figura 5. Producció d’esqueix a la primera fase de revegetació (hivern 2009-2010) del projecte Ricover al riu Ter, i reservats
en viver per plantar-los l’hivern següent.
Figura 6. Viver de producció d’esqueixos emplaçat en terrenys municipals de Manlleu, Osona (esquerra). Esqueixos de salzes
plantats com a integrants de la vegetació de ribera de primera línia a l’Illa de Gallifa, al riu Ter (dreta). Foto: Jordi Camprodon.
Els esqueixos mesuraven uns 50 cm de longitud i de diferents amplades de branca (entre 5 i 30
mm). En el cas de la plantació directa, es plantaven a la màxima profunditat que es podia, als llocs
ecològicament més òptims per a cada espècie, segons la profunditat del sòl, el nivell freàtic, la
distància a la llera, etc. La densitat de plantació variava en funció de l’espai i la disponibilitat de
planta (2-4 m de separació). El marc de plantació era irregular i s’alternaven les espècies per recrear
una situació el més natural possible (figura 6).
En el cas dels esqueixos de vern, salze blanc i freixe, es plantaven a punts amb poca competència
arbòria. En cas de salzes arbustius podien anar a primera línia acompanyats de coberta arbrada. Es
senyalitzaven amb cintes d’un color diferent segons l’espècie, per poder-les identificar fàcilment en el
recompte i seguiments posteriors. Durant un any es va efectuar el manteniment dels peus amb arrel
plantats, amb regs periòdics, control de plantes enfiladisses i manteniment d’escocells (de 50 cm de radi
al voltant de cada peu), per optimitzar el creixement dels plançons lliure de competència (Coll et al., 2007) .

Capítol 4. Casos d’estudi
Per augmentar la supervivència, es va seleccionar l’emplaçament de l’esqueix o planta amb arrel
tenint en compte les irregularitats del terreny. Es van plantar amb pics o aixades el més fons possible:
4/5 parts de la llargada si es tracta d’un esqueix o un mínim de 50 cm en el cas de planta d’arrel
d’una o dues sabes. En cas de plantacions peu a peu, es va acompanyar, en ocasions, cadascun
amb un tutor; d’altra manera pot ser difícil localitzar els peus a la primavera, a causa del creixement
exuberant de la vegetació herbàcia, que a les ribes fluvials pot arribar fàcilment per damunt del metre
d’alçada. En la mateixa línia, es va mantenir la competència d’herbàcies a ratlla i els escocells nets.
A les finques amb explotació ramadera es va intentar excloure el bestiar del bosc de ribera i les
àrees de plantació de segona línia, per mitjà de la instal·lació d’un doble filat elèctric en pals RTI.
També es va instal·lar un abeurador (finca d’Espadamala de Baix, a Torelló) per proporcionar aigua
al bestiar fora de l’àrea d’actuació, i de l’àmbit fluvial.
Els resultats indiquen un èxit rotund dels esqueixos de les quatre espècies de salze produïts en viver.
La supervivència del conjunt dels plançons va ser del 99% al cap d’un any de manteniment, amb una
alçada de 2-3 m, sense variacions en funció del gruix de l’esqueix. En canvi els esqueixos de verns no
van rebrotar o ho van fer escadusserament, a expenses de les reserves, i van acabar morint. El fracàs
del vern s’explica perquè necessita un sòl permanentment xop, difícil de mantenir. Una part dels freixes
van rebrotar, tot i que es tracta d’una espècie mal rebrotadora a partir d’esqueix. És preferible fer planter
d’arrel o de llavor, i replantar-lo a partir del segon any. Els esqueixos plantats in situ de forma immediata
van rebrotar molt poc. Només va sobreviure entorn d’un 20% dels peus de salze blanc i saulic plantats
on el freàtic era alt. Dels peus amb arrel, en van sobreviure al voltant d’un 60%. La mortalitat es va deure
en part a males condicions del terreny a petita escala (molt pedregós o amb el nivell freàtic massa baix).
Tot i que de manera prèvia a la plantació es van fer calicates al terreny per analitzar-ne la viabilitat per
a la plantació, les variacions de la profunditat i pedregositat dels sòls de ribera a escala d’escassos
metres van condicionar el futur de moltes plantes. Una segona causa de mortalitat va ser l’herbivorisme
de bestiar domèstic, sobretot boví, que va malmetre diverses vegades el filat, provocant talls de corrent
que aprofitaven per penetrar a la zona de ribera. S’aconsella crear una tanca doble de filat elèctric i, a ser
possible, de traslladar les vaques a prats pròxims durant el primer any de plantació.
En el cas del bestiar, es va considerar important mantenir constantment els filats d’exclusió i, en
alguns casos, es va optar pel sistema més car de protectors individuals. Les vedelles joves, que
acostumen a ser molt nervioses i tafaneres, destrossen els filats fàcilment, sobretot si se’ls ha barrat
llocs de pas habituals. En algun cas, la instal·lació d’un abeurador lluny de la llera, va permetre
desviar l’atenció de les vaques cap al riu per abeurar-s’hi.
5.6. Restauració ecològica d’una illa fluvial després de la tallada final d’una pollancreda
Un cas especial fou l’interior de l’illa del Sorral o de Gallifa (les Masies de Voltregà). Aquí, a la
tardor de 2010, una plantació de pollancres de 3,7 ha es va començar a transformar en una àrea
conservació dels hàbitats i espècies de ribera, i amb objectius de recerca es va dividir en 70 parcel·les
triangulars (de 450 m2 ). S’hi va seleccionar una mostra aleatòria simple de 35 unitats, on no es va
fer cap actuació, i a la resta s’hi van plantar plançons d’arbres de ribera autòctons amb una unitat de
plantació de 3x3 m, intentant que la seva distribució a les parcel·les també fos aleatòria.
Les dades preliminars de l’illa del Sorral o de Gallifa corresponents al mes d’octubre següent a partir
d’aquestes actuacions de restauració, van indicar que les subparcel·les properes al bosc adjacent
257

258
presentaven un hàbitat més adequat tant per a totes les especies. Això va ser probablement a causa
del substrat i a la hidrodinàmica, perquè quan hi ha cops de riu l’aigua hi acostuma a circular més
lentament i hi diposita més quantitat de sediments. La plantació de reforç en aquest espai on es va
eliminar gairebé tota la cobertura vegetal semblava resultar eficient per recuperar les poblacions
vegetals autòctones; a les subparcel·les on no es va plantar res, el nombre d’arbres autòctons hi era
significativament inferior al cap d’un any (vegeu la figura 2). La plantació de reforç, però, no hi va
condicionar significativament les espècies vegetals al·lòctones, que hi van proliferar de la mateixa
manera en unes i a les altres parcel·les.
5.7. Restauració geomorfològica fluvial: recuperació del flux al voltant d’una illa fluvial
El setembre de 2010 es va portar a terme la reactivació del braç esquerre del riu Ter a l’illa de Les
Gambires, a Torelló (figura 7). Aquesta actuació de millora geomorfològica va ser feta amb el propòsit
de compensar una antiga extracció d’àrids del braç dret del riu Ter, que anava deixant progressivament
més eixut l’altre braç, l’esquerre. Això havia provocat la mort dels verns i el mal estat dels salzes i
freixes, dificulant-ne posteriorment la seva restauració, a banda de l’eliminació d’un tram de riu poc
cabalós, idoni per a la fresa i el desenvolupament de molts alevins de peixos.
Partint d’una simulació per a un període de retorn de 2,3 anys, es va concloure que la millor opció
possible era crear una rampa de fons aportant material groller a la llera (blocs de 1 m3 de marga d’una
cantera veïna), amb un total de 83 m3 . Es va recréixer 0,5 metres d’alçada en una franja de 5 metres
d’amplada i 30 metres de llargària. El braç esquerre del riu flueix des de llavors de manera contínua.
Figura 7. Nombre d’arbres autòctons a les subparcel·les on no es va plantar res –gràfic superior, amb fons vermell- i a les que
es va plantar plançons diversos –gràfic inferior, amb fons blau-, a l’illa del Sorral o de Gallifa (riu Ter a les Masies de Voltregà,
NE Catalunya), un any després, el 2011. Els colors de les barres indiquen les diverses espècies d’arbres.

Capítol 4. Casos d’estudi
5.8. Conservació d’una colònia d’ardèids per mitjà de la creació de pantalles protectores
Paral·lelament a aquestes actuacions, a dos punts (el Despujol i les Gambires, Torelló) es van
instal·lar pantalles protectores dels ocells, de fusta, amb el propòsit de reduir el destorb de la fauna
per part dels passejants, sobretot dels ocells en repòs i especialment les valuoses i abundants
parelles d’ardèids nidificants. S’hi van fer una sèrie d’orificis rectangulars i s’hi van adherir panells
informatius, permetent una funció complementària d’aguait i, per tant, de sensibilització ambiental.
5.9. seguiment dels resultats
Els anys següents a les actuacions es continuarà cercant finançament per al manteniment de les
actuacions portades a terme en aquests espais i, alhora, per continuar avaluant les variables forestals,
hidromorfològiques i biològiques, seguint el protocol establert. Això es fa amb dos objectius: estudiar
les interaccions entre els indicadors i l’estructura forestal i, al mateix temps, valorar a mitjà termini
l’efectivitat dels tractaments aplicats i, corregir-los en cas necessari.
6. AgRAÏMenTs
El projecte Ricover s’ha realitzat en el marc de la convocatòria Interreg IVa SUDOE de la Unió
Europea. El projecte Riberes del Ter ha rebut finançament de l’Agència Catalana de l’Aigua i el
Departament de Medi Ambient i Habitatge de la Generalitat de Catalunya, així com suports d’altres
entitats: Diputació de Barcelona, Obra social de “Caixa Catalunya”, Obra social de “La Caixa”,
Fundación Biodiversidad i Ministerio de Medio Ambiente, Medio Rural i Marino.
El nostre agraïment més especial és per als propietaris de les finques, pel seu tracte impecable i les
facilitats donades, i en el mateix sentit als ajuntaments de Torelló, les Masies de Voltregà i Manlleu.
També a la brigada del projecte Ricover, que s’ha encarregat de la majoria dels treballs forestals, i
concretament als caps de colla Quim Fité i Joan Marfil i als operaris Albert Rodríguez, Juan Aranda,
Ahmed Mnwar, Yusef Ouriach i Pau Izquierdo. Així mateix, agraïm també la participació dels
alumnes del Mòdul d’horticultura ecològica de l’Ajuntament de Manlleu, i molt especialment al seu
responsable, Manel Macià, a la cooperativa SHES, a l’empresa TAC Osona i als alumnes de l’IES
Voltreganès (les Masies de Voltregà). Als alumnes en pràctiques al CTFC: Gerard Berengueras,
Marta Testuri, Xavier Moncunill, Xavier Bergara, Núria Fontova i Adam Tàmas. A Pau Vericat, Pere
Casals, Francesc Montané, Jaime Coello i Fermí Sort per la seva participació en el projecte, als
companys de l’Àrea de Biodiversitat del CTFC pel seus consells diversos, i a Enric Vadell per la seva
supervisió des del DMAH.
259

260
7. bIblIogRAFIA
ARÁNZAZU, M. & ARIZPE, D. (eds.). 2008. Manual de propagación de árboles i arbustos de ribera.
Una ayuda para la restauración de riberas en la región mediterránea. Generalitat Valenciana.
València. 203 pp.
ARIZPE, D., MENDES, A. & RABAÇA, J. (eds.). 2009. Sustainable riparian zones. A Management
Guide. Generalitat Valenciana. València. 287 pp.
ASENSIO, N., CORTINA, A. PIETX, J. & COLLADO, H.. 2005. Opcions per a la custòdia del territori en
finques privades. Guia pràctica per a la propietat – 2a edició. Xarxa de Custòdia del Territori &
Fundació Territori i Paisatge de Caixa Catalunya. Barcelona. 40 pp.
BOLòS, O. DE. 2001. Vegetació dels Països Catalans. Col•lecció Gaia, 8. Ed. Aster. Terrassa. 228p.
CAMPRODON, J., CAMPIÓN, D., MARTÍNEZ-VIDAL, R., ONRUBIA, A., ROBLES, H., ROMERO, J. L.
& SENOSIAIN, A. 2007. Status, habitat selection and conservation of Iberian Woodpeckers. In:
Biodiversity conservation, vertebrates and forestry. CAMPRODON, J. & PLANA, E. (ed.): 391-
434. Edicions Universitat de Barcelona. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya. Barcelona.
CAMPRODON, J., ORDEIX, M. GUIXÉ, D. JIMÉNEZ, L. & LLACH, F. 2010. Actuacions silvícoles de
restauració del bosc de ribera al curs mitjà-alt del riu ter. XXVII Jornades Tècniques Silvícoles,
53-61. Consorci Forestal de Catalunya.
CASAS, C. 2005. La vegetació de l’Illa de les Gambires. Informe provisional. Informe Tècnic del
Grup de Recerca de Medi Ambient de la Universitat de Vic per al Centre d’Estudis dels Rius
Mediterranis – Museu Industrial del Ter. 15 pp.
COLL, LL., MESSIER, C. DELAGRANGE, S. & BERNINGER, F. 2007. Growth, allocation and leaf gas
exchanges of hybrid poplar plants in their establishment phase on previously forested sites:
effect of different vegetation management techniques. Ann. For. Sci., 64: 275-285.
GODÉ, L. (ed.). 2008a. Criteris per a la redacció de projectes de gestió, conservació i recuperació
d’espais fluvials. Agència Catalana de l’Aigua. Departament de Medi Ambient i Habitatge de la
Generalitat de Catalunya. Barcelona. 77 pp.
GODÉ, L. (ed.). 2008b. La gestió i recuperació de la vegetació de ribera. Guia tècnica per actuacions
en riberes. Agència Catalana de l’Aigua. Departament de Medi Ambient i Habitatge de la
Generalitat de Catalunya. Barcelona. 180 pp.
GREGORY, S. V., BOYER, K. L. & GURNELL, A. M. (eds.). 2003. The ecology and management of
wood in world rivers. Bethesda: American Fisheries Society.
GUIXÉ, D., CAMPRODON, J. VERICAT, P. ORDEIX, M. JIMÉNEZ, L. & LLACH, F.. 2010. Projecte
RICOVER. Restauració del bosc de ribera a l’Alt Ter (Osona). Protocol d’actuació. Informe
Tècnic del Centre Tecnològic Forestal de Catalunya (CTFC) i el Centre d’Estudi dels Rius
Mediterranis - Museu Industrial del Ter (CERM). 19 pp. www.ricover.eu.
KINGSFORD, R. T., BIGGS, H. C. & POLLARD, S. R.. 2010. Strategic Adaptive management in
freshwater protected areas and their rivers. Biological Conservation, 144: 1194-1203.
ORDEIX, M. & ORTIZ, J. 2009. Casos d’estudi: Osona i la Costa Brava. In: ORTIZ, J. & ORDEIX, M.
(eds.). Espiadimonis, nàiades, sabaters i cuques de capsa. Els invertebrats dels rius i zones
humides de Catalunya, 6: 119-142. Museu Industrial del Ter / Eumo Editorial. Manlleu.
PRAT, N., PUERTOLAS, L. & RIERADEVALL, M. 2008. Els espais fluvials. Manual de diagnosi
ambiental. Àrea de Medi Ambient de la Diputació de Barcelona. Barcelona. 117 pp.
VASILOPOULOS, G., TSIRIPIDIS, I. & KARAGIANNAKIDOU, V. 2007. Do abandoned tree plantations
resemble natural riparian forest? A case study form northest Greece. Bot. Helv., 117: 125-142.

Fotja (Fulica atra) criant en marges d’una salzeda. Foto: Carles Santana.
Llúdriga (Lutra lutra) refugiada entre la vegetació de ribera.
Foto: Carles Santana.

262
MeToDologIA De seleCCIÓ De TRAMs FluVIAls PeR
ReHAbIlITAR o ResTAuRAR A PARTIR De l’esTuDI De
bIoInDICADoRs A lA ConCA HIDRogRàFICA Del guADIAnA
Al seu PAs PeR eXTReMADuRA
Jerónimo Carrascal-Tirado
Dirección General de Evaluación i Calidad Ambiental. Junta de Extremadura. Ctra. de Portugal, E-06800 Merida.
ResuM
4.5 metodologia d’elecció de tRams fluvials
jcarrascalt@gmail.com
L’objectiu d’aquest estudi és analitzar i avaluar en els rius de la conca del Guadiana, al seu pas per
Extremadura, la correlació entre l’Estat Ecològic determinat segons les directrius de la Directiva
Marc de l’Aigua (DMA) a través de la Instrucció de Planificació Hidrològica (IPH), amb l’hipotètic
estat ecològic en què es troben si s’apliquessin altres indicadors o es modifiquessin les condicions
de referència i límits de canvi de classe atenent més específicament la idiosincràsia de cada tipologia
dels rius estudiats.
Per a això, després d’analitzar els índexs i indicadors en una sèrie històrica d’anys, es van seleccionar
dos tipus de trams de riu per tipologia d’acord amb els criteris establerts a la IPH. Els primers van
presentar un alt grau de naturalitat i conservació i van servir com a referent per localitzar els segons,
trams fluvials amb estats ecològics més deteriorats, i es van poder comparar o contrastar els dos
tipus de trams. Després seleccionar-los, es van realitzar dues campanyes de mostreig analizant
com va evolucionar l’estat ecològic en els trams triats i com es van adaptar altres índexs, cosa que
complementava l’estudi.
Alhora es va analitzar com evolucionen els índexs i bioindicadors en un tram de riu després d’una
rehabilitació fluvial al riu Guadajira.
Paraules clau: bioindicadors, efectivitat, índexs, imatge obcjetiu, restauració
AbsTRACT
METHODOLOGY FOR THE ELECTION OF RIVERS TO REHABILITATE OR RESTORE BY MEANS
OF THE STUDY IN BIOINDICATORS IN THE HYDROGRAPHICAL BASIN OF GUADIANA LEADING
TO EXTREMADURA. The aim of this study is to examine and evaluate rivers in the Guadiana
basin as it passes through Extremadura, the correlation between the ecological status determined
according to the guidelines of the Water Framework Directive (WFD) through the Hydrologic Planning
Instruction (HPI), with the hypothetical ecological status which if implemented other indicators are
applied or the terms of reference are modified and class boundaries changed to be more specific in
response to the idiosyncrasies of each type of river studied.
To do this after analysing the indexes and indicators in a historical series of years we selected

Capítol 4. Casos d’estudi
two types of stretches of rivers by type according to the criteria in the HPI. The first presented
a high degree of naturalness and conservation and served as a reference to locate the second,
river sections with more impaired ecological conditions, being able to compare or contrast the two
types of sections. After selecting them, two sampling campaigns were carried out analysing how
the ecological status evolved in the sections chosen and how they adapted to other indices that
complement the study.
In turn, the indices and bioindicators were analysed in a stretch of river after the river rehabilitation
in the Guadajira River.
Keywords: bioindicators, effectiveness, indexes, target image, restoration.
1. InTRoDuCCIÓ
La Unió Europea (UE), l’any 2000, va prendre una decisió important amb l’adopció de la Directiva
Marc de l’Aigua 2000/60/CE (DMA). Aquesta Directiva introdueix un nou enfocament legislatiu per a
la gestió i la protecció de l’aigua, basat en les formacions geogràfiques i hidrològiques naturals, les
conques hidrogràfiques, que elimina els límits administratius com a unitats de gestió. A més, exigeix
la coordinació de diferents polítiques de la UE i estableix un calendari d’actuacions precís, amb el
2015 com a data objectiu perquè totes les aigües de la UE es trobin en bon estat ecològic.
La DMA, la van incorporar a l’ordenament jurídic espanyol a través del Text refós de la Llei d’Aigües
(«REAL DECRETO LEGISLATIVO 1/2001, de 20 de julio», i les succesives modificacions), i el
«REAL DECRETO de Planificación Hidrológica 907/2007, de 6 de julio», que estableix les mesures
necessàries per complir els objectius marcats en la Directiva. I la Instrucció de Planificació Hidrològica
(IPH) («ORDEN ARM/2656/2008, de 10 de septiembre») detalla els continguts de la normativa i
estableix la metodologia per aplicar-la.
En el marc del projecte RICOVER (http://www.ricover.eu/), la Dirección General de Evaluación i
Calidad Ambiental de la Junta de Extremadura va elaborar aquest estudi, que analitza i avalua com
s’adapten els índexs i indicadors emprats de la IPH als rius de la conca del Guadiana al seu pas
per Extremadura, i també les condicions de referència i límit de canvi de classe, ja que són les que
en determinen l’estat ecològic. Alhora es va analitzar com evoluciona ecològicament un tram del riu
Guadajira (afluent del Guadiana) després de ser sotmès a una obra de rehabilitació fluvial.
2. seleCCIÓ De TRAMs FluVIAls
La intenció d’aquesta primera anàlisi va ser buscar i seleccionar dos tipus de trams fluvials. Els
primers són trams amb un estat ecològic bo o molt bo des del punt de vista biològic, hidromorfològic
i fisicoquímic, i s’anomenen trams imatge objectiu. Aquests primers serveixen com a referent o
exemple per analitzar els valors en què oscil·la cada un dels paràmetres de la IPH i en determina
les condicions de referència. Els segons seran trams per restaurar, amb un estat ecològic més
deteriorat que requeriria alguna intervenció o correcció per millorar-ne l’estat ecològic; d’aquesta
manera es podran contrastar els diferents valors analitzats i la seva evolució entre tipologies de rius.
Per efectuar-ho es va realitzar un treball de gabinet i, posteriorment, un altre de camp que contrastés
la metodologia.
263

264
2.1. selecció i caracterització de masses d’aigua
El treball de gabinet va començar classificant les diferents masses d’aigua superficials a la conca
del Guadiana al seu pas per Extremadura (figura 1), i l’anàlisi es va centrar en masses naturals, amb
qualsevol tipus de règim fluvial (excepte l’efímer), i diferenciant per tipologia de rius tal com estableix
la Instrucció de Planificació Hidrològica d’Espanya:
101. Rius de planes silícies del Tajo i Guadiana, que representen el 57,23% del total.
108. Rius de la baixa muntanya mediterrània silícia, que suposen el 27,72% del total.
117. Grans eixos en ambient mediterrani, que representen el 15,05% del total.
Així, doncs, en cada una d’aquestes tipologies es va seleccionar un tram imatge objectiu i un altre
per restaurar.
PUNTS DE MOSTREIG
XARXA DE CONTROL DE QUALITAT
TIPOLOGIES DE MASSES D’AIGUA
Figura 1. Àmbit d’estudi. Conca del Guadiana al seu pas per Extremadura i tipologies de rius segons la IPH. Es mostren
també les estacions de control biològic i els punts de mostreig. Els punts més gruixuts mostren els punts de mostreig a les
campanyes 2010-2011 (punts grocs trams imatge objectiu i punts vermells trams per restaurar).
2.2. Recopilació i anàlisi d’informació
El pas següent va ser recopilar la informació sobre els indicadors utilitzats i les seves dades
històriques, procedents de capes de Sistemes d’Informació Geogràfica (SIG) i de les estacions de
la Xarxa de Control Biològic de la Confederación Hidrográfica del Guadiana (CHGn) a Extremadura.
Es va establir una sèrie d’anys d’estudi, del 2005 al 2009, i es van analitzar estadísticament les
dades existents, provinents dels indicadors usats a la IPH:
· Qualitat biològica: macroinvertebrats: IBMWP (Iberian Biomonitoring Working Party); i
diatomees: IPS (Índex de Pul·lusensibilitat Específica).
· Qualitat hidromorfològica: QBR (Qualitat del Bosc de Ribera) i IHF (Índex d’Hàbitat Fluvial).
· Fisicoquímics: conductivitat, pH, oxigen dissolt i conductivitat.

Capítol 4. Casos d’estudi
Els valors dels diferents indicadors es disposaven de forma quantitativa, i calgué comprovar a la
IPH i per tipologia de riu els límits de canvi de classe i els valors de referència que s’estableixen,
de forma que la informació es pogués utilitzar de manera qualitativa (es van classificar en les cinc
classes establertes a la DMA, que són «molt bo», «bo», «moderat», «deficient» i «dolent»), i així els
valors adquireixen significat amb la qual cosa se simplifica l’estudi.
2.3. selecció d’indicadors
Després de l’anàlisi estadística dels indicadors, es van seleccionar els que caracteritzen més bé
l’estat ecològic dels trams fluvials amb estacions de control. Els criteris de selecció dels indicadors
eren la quantitat i la qualitat de les dades existents i la correlació observada entre elles. La mostra
analitzada correspon a les estacions que disposaven de dades en cada un dels indicadors citats.
Així, doncs, es van escollir QBR i IHF perquè es va observar la relació directa, any rere any, dels dos
indicadors morfològics (figura 2).
Només es va seleccionar un bioindicador ja que oferien resultats dispars, i com que no es va
poder establir una relació directa entre ells, es va triar l’IBMWP en detriment de l’IPS. Consultant la
bibliografia científica, hi ha dubtes sobre el comportament de les diatomees en algunes condicions
del substrat, perquè són més volubles a alteracions puntuals.
No obstant això, els paràmetres fisicoquímics guarden una correlació important amb IPS (figura 2).
Coef. Coef. correlació
correlación!
0,35!
0,3!
0,25!
0,2!
0,15!
0,1!
0,05!
0!
IBMWP-IPS! IBMWP-IHF! IBMWP-FQ! IBMWP-QBR! IPS-IHF! IPS-QBR! IPS-FQ! IHF-QBR!
Indicadors relacionats
Indicadores realacionados!
Figura 2. Correlació entre tots els indicadors analitzats en la sèrie històrica 2005-2009.
2.4. Anàlisi i classificació de trams
Els indicadors i els índexs seleccionats es van analitzar en 175 estacions de control biològic de la
conca del Guadiana al seu pas per Extremadura (figura 1). Per poder establir una classificació per
estacions de control, amb les dades seleccionades en la sèrie d’anys establerta, calia donar valors
numèrics (cada any) a les dades qualitatives esmentades abans, i es va assignar valor 1 si era
«dolent» i 5 si era «molt bo», tal com estableixen els límits de canvi de classe i les condicions de
referència de la IPH en cada un dels paràmetres.
Així, es va realitzar per al bioindicador IBMWP una mitjana per estació dels cinc anys d’estudi.
Per als índexs hidromorfològics (IHF i QBR), es va realitzar una mitjana de tots dos índexs per any,
i al final es va obtenir, com en el cas anterior, una mitjana per estació de la sèrie d’anys estudiada.
I, finalment, es van analitzar els tres paràmetres fisicoquímics, es va establir com a valor resultant
per any el de pitjor qualitat i al final es va realizar la mitjana d’aquest valor per estació de la sèrie
històrica.
265

266
Després d’aquesta anàlisi, es van preseleccionar trams imatge objectiu i trams per restaurar en cada
tipologia de riu, amb els següents criteris.
2.4.1. Trams imatge objectiu
Es va establir una llista per estacions de control i tipologia de riu, amb cada un dels indicadors
seleccionats abans, i es van fer els filtres següents:
· Classificació i localització de les estacions més ben posicionades en els últims cinc
anys. Estableix una representació històrica àmplia, i premia les estacions que han tingut
més regularitat en cada un dels indicadors seleccionats.
· Classificació i localització de les estacions més ben posicionades en els últims tres
anys, que representa un biaix menys restrictiu i dóna més pes a les estacions que
recentment han millorat l’estat ecològic, i penalitza les que han rebaixat la qualitat.
Per verificar que la selecció anterior era la correcta, va caldre assegurar que les estacions no
presentaven resultats dolents o deficients en cap paràmetre en la sèrie d’anys, ja que, en realitzar
mitjanes en els paràmetres anteriors, es podria seleccionar algun tram imatge objectiu que no
complís totalment amb l’objectiu marcat, i per a això es va realitzar el següent filtre en cada un dels
paràmetres estudiats:
· Es van localitzar les estacions que no van presentar valors dolents ni deficients en els
últims cinc anys.
· Es van localitzar les estacions que no van presentar valors dolents ni deficients en els
últims tres anys, cosa que representa un biaix menys restrictiu.
De tot això es dedueixen una sèrie d’estacions que, de manera continuada, van presentar bons
resultats aquests darrers anys, des del punt de vista biològic, hidromorfològic i fisicoquímic.
Posteriorment, a través d’ortofotos i imatges per satèl·lit, es van analitzar les proximitats d’aquestes
estacions preseleccionades per comprovar que no hi havia pressions hidromorfològiques a simple
vista, com ara preses, rescloses, canalitzacions, graveres, manca de cobertura vegetal, etc., i es
preseleccionaven, així, els candidats a ser trams imatge objectiu (taula 1).
Taula 1. Llista de trams que van ser preseleccionats i que després de fotointerpretació i sortida de camp posterior es van
triar com a trams per restaurar o imatge objectiu (columna «Tram Selecció»).
Tipologia Nom Biològic Hidromorf.
101 Riu Guadajira
101
101
Rierol
Piedrabuena
Rierol
Chaparral
Sense
dades
Molt bo
Moderat
a Bo
Pressions observades per fotointerpretació i
visita de camp posterior
Sense dades Molt afectat per l’Autovia A 5
Moderat a
Bo
101 Riu Gargáligas Molt bo Moderat Bo
101 Riu Guerrero
Bo a Molt
bo
Canalitzat, presència d’erosions, pobra
cobertura vegetal
Dolent A prop de població, marges i dragatge
Bo a
Moderat
Vegetació arbustiva/arbòria de cobertura
mitjana a alta
Bona cobertura vegetal. Pedrera a 1.800 m
aigües amunt
Tram
Selecció
Per
restaurar
No
Per
restaurar
Imatge
objectiu
No

101
Rierol
Lorianilla
108 Riu Ruecas III
Molt bo
Moderat a
Molt bo
108 Riu Gévora Molt bo
108
117
117
117
117
Riu
Guadarranque
Riu Guadiana
VI
Riu
Zújar
Riu Guadiana
V
Riu
Guadiana V2
Bo a Molt
bo
Bo a Molt
bo
Bo a Molt
bo
Molt bo
Bo a Molt
bo
Deficient a
Moderat
Deficient a
Moderat
Moderat a
Bo
Bo
Deficient a
Moderat
Moderat a Bo
Moderat a
Bo
Moderat
Sínia aigües avall. Poca cobertura vegetal i
presència d’erosions
Escassa cobertura vegetal, encara que en
contacte amb la devesa
Bona cobertura vegetal ripària, limitada per
cultius. Sínia
Bona cobertura vegetal, en contacte amb
masses forestals de muntanyes altes i
devesa
Escassa cobertura vegetal ripària, limitada
per cultius. Presa i graveres aigües amunt
Escassa cobertura vegetal ripària, limitada
per cultius. Sínia en el mateix punt de
mostreig. Graveres 600 m aigües avall i a
l’entorn
Bona cobertura vegetal, en contacte amb
vegetació natural d’escassa densitat i amb
cultius
Bona cobertura vegetal, però envoltada de
cultius. Antigues extraccions d’àrids en les
proximitats
Capítol 4. Casos d’estudi
Per
restaurar
Per
restaurar
No
Imatge
objectiu
A
restaurar
No
Imatge
objectiu
Per
restaurar
2.4.2. Trams per restaurar
Molts dels trams que no eren candidats a ser imatge objectiu eren candidats a ser trams susceptibles
de restauració fluvial, la qual cosa és una mostra basta i no definida; per tant, va ser necessari establir
criteris per determinar quins trams s’havien de triar perquè complissin els objectius de l’estudi.
Així, doncs, es van preseleccionar aquells trams amb una qualitat «bona» o «molt bona» a l’índex IBMWP,
però amb qualitat per sota de «bona» en els paràmetres hidromorfològics, i una qualitat ecològica per
damunt de «moderat» en els paràmetres fisicoquímics. Les raons d’aquesta selecció són les següents:
· Poder observar i comparar-ne l’evolució amb estacions que no estiguin molt allunyades
de la qualitat ecològica dels trams imatge objectiu; d’aquesta manera s’estableixen
punts de discussió amb contrastos més atenuats (si s’haguessin triat trams amb qualitat
dolenta o deficient en tots els paràmetres, seria obvi establir diferències entre ells i no
es podrien debatre les condicions de referència establertes en la IPH).
· La segona raó té una finalitat merament pràctica, ja que aconsegueix localitzar trams
que, amb el mínim cost econòmic, poden assolir un bon estat ecològic (tal com
exigeix la DMA), perquè la restauració fluvial se centraria únicament en els aspectes
hidromorfològics (es van observar mitjançant fotointerpretació en SIG pressions
subsanables en les proximitats, suposant a priori que són la causa de la mala dada a
l’indicador). S’inclou en aquesta preselecció de trams el riu Guadajira (taula 1) que, tot i
que no compleix els requisits marcats abans, va ser objecte d’una rehabilitació fluvial en
el tram mostrejat i se’n va comprovar l’evolució després de la rehabilitació.
2.5. Visita de camp i campanyes de mostreig
Per corroborar la preselecció dels trams i abans de realitzar les tasques de mostreig, es van avaluar
in situ les pressions hidromorfològiques visualitzades a través de SIG, de tal manera que dels tretze
trams preseleccionats, se’n van triar nou (taula 1).
267

268
Després de la visita de camp anterior, es van fer les campanyes de mostreig, una a la trador de
2010 i una altra a la primavera de 2011 (aplicant les normes i protocols UNE per agafar mostres). Es
van analitzar els mateixos indicadors utilitzats a la IPH (d’aquesta manera se’n va poder observar
l’evolució), afegint-hi altres indicadors que van complementar l’estudi (paràmetres fisicoquímics;
nitrats, amoni i fòsfor total, bioindicadors hidromorfològics; RQI (Riparian Quality Index), RVF
(Riparian Forest EValuation), i mostres de la ictiofauna.
2.6. Determinació de l’estat ecològic
La qualitat ecològica de cada indicador es va classificar en funció de les categories establertes a la
IPH, i amb les condicions de referència i límits de canvi d’estat que s’estableixen per a les tipologies
101 i 108; els valors dels nutrients (amoni, nitrats i fòsfor total) s’avaluen de forma genèrica a la
taula 11 de la Instrucció. La tipologia 117 és una excepció, perquè no hi ha cap indicador tabulat a
la Instrucció, i per avaluar els paràmetres fisicoquímics es va fer servir la taula genèrica indicada
anteriorment (que no inclou la conductivitat), els bioindicadors es van avaluar d’acord amb el
«Borrador de informe sobre la interpolación del IBMWP e IPS en los tipos de masas de agua en los
que no se dispone de información de estaciones de referencia del MARM en su versión 5.9 de Mayo
de 2009». Els índexs hidromorfològics van ser avaluats amb els rangs propis dels índexs, i no es
van tenir en compte a l’hora de determinar l’estat ecològic.
Per establir la classificació de l’estat ecològic segons la IPH, es va tenir en compte la qualitat de cada
un dels paràmetres analitzats establerts en els tres grups, fisicoquímic, hidromorfològic i biològic, i
es va aplicar l’esquema de la guia REFCOND one out, all out. Es va triar el pitjor valor obtingut dels
elements de qualitat per grup.
Els índexs hidromorfològics RQI, RVF no estan contemplats a la IPH, però es van integrar com a
complement dels anteriors per veure com s’adaptaven a les característiques dels rius de la conca del
Guadiana i disposar de més dades hidromorfològiques que analitzessin les pressions que s’havien
de subsanar en els trams seleccionats.
La ictiofauna, no inclosa per la IPH per a la classificació de l’estat ecològic, va ser analitzada d’acord
amb el que estableix la taula 8 de la IPH, proporció d’individus d’espècies autòctones, per la qual
cosa se’n va analitzar l’evolució des de 2005 en les estacions que disposen de dades.
3. ConTeXT MeTeoRològIC
Els rius de la conca del Guadiana al seu pas per Extremadura estan fortament vinculats a les
condicions meteorològiques (pluviometria principalment), ja que molts són rius estacionals, com
és el cas de la gran majoria dels inclosos en la tipologia 108. En menor nombre trobem els de la
101, perquè estan regulats pels embassamentss o per cultius de regadiu i no tenen un règim fluvial
natural. La tipologia 117, el riu Guadiana, té una dependència encara menor.
Així, doncs, és necessari contextualitzar meteorològicament les dues campanyes realitzades, tant
des d’un punt de vista puntual (dies abans i durant la presa de mostres) com global (any hidrològic).
La campanya de la tardor de 2010 es va fer del 15 al 19 de novembre. Aquell any va ser anormalment
plujós, ja que durant l’any hidrològic 2009-2010 (de setembre a setembre) es van acumular entre

Capítol 4. Casos d’estudi
750 mm i 900 mm (segons la ubicació de l’estació meteorològica), un 40% superior a la mitjana
anual (figura 3). Els mesos de setembre i octubre de 2010, el següent any hidrològic, van registrar
dades pluviomètriques abundants, encara que de caràcter tempestuós (pocs dies de pluja), cosa
que va provocar riuades puntuals, però els canals de les tipologies 101 i 108 no portaven gaire aigua
perquè 15 o 20 dies abans del mostreig amb prou feines va ploure (figura 4).
precipitació (mm)
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
gener
març
maig
juliol
setembre
novembre
gener
març
maig
Cáceres Badajoz
juliol
setembre
novembre
gener
març
maig
juliol
campanya octubre
setembre
novembre
2008 2009 2010 2011
gener
campanya primavera
Figura 3. Gràfic de l’evolució dels anys hidrològics (estacions meteorològiques de 083300, Talavera i 082610 Cáceres, AEMET).
Figura 4. Rius Guadarranque, Guadajira i Lorianilla, respectivament, durant la campanya de 2010.
La campanya de la primavera de 2011 es va realitzar entre el 30 de maig i el 2 de juny, i aquell any
hidrològic(2010-2011) a Extremadura també va estar per damunt de la mitjana pluviomètrica (figura
3). Els dies abans i durant el mostreig hi va haver pluges abundants de caràcter tempestuós típiques
del final de primavera, cosa que va provocar cabals considerables (figura 5).
Figura 5. Rius Guadarranque, Guadajira i Lorianilla, respectivament, durant la campanya de 2011.
març
maig
juliol
269

270
4. ResulTATs
Aplicant els criteris de la IPH derivats de les campanyes de mostreig efectuades, es va obtenir un
millor estat ecològic per als rius de la tipologia 117, seguits pels de la tipologia 101 i finalment la
tipologia 108, que mai no va assolir un resultat millor que «moderat» (figura 6). A continuació es
desglossen per tipologia els resultats obtinguts en cada un dels paràmetres analitzats (fisicoquímics,
hidromorfològics i biològics) que explicaran les raons per les quals rius que estan més intervinguts
per l’home han tingut com a resultat un estat ecològic de «bo», incloent-hi trams que no eren imatge
objectiu i el millor estat ecològic de la tipologia 108 (incloent-hi trams imatge objectiu) ha estat de
«moderat».
Molt bo
Bo
Moderat
Deficient
Dolent
5
4
3
2
1
0
GUADIANA V-2
GUADIANA V
GUADIANA VI
GUADAJIRA III
Tardor 2010 Primavera 2011
Figura 6. Gràfic de l’estat ecològic determinat en les dues campanyes mostrejades per als trams de riu seleccionats.
4.1. Tipologia 101
Els rius analitzats en aquesta tipologia van ser: Gargáligas (imatge objectiu), rierol Chaparral, rierol
Lorianilla i Guadajira.
4.1.1. Hidromorfològics
Els índexs IHF i QBR han ofert resultats esperats en aquesta tipologia (figura 7) i han corroborat
la tria del tram imatge objectiu, ja que va obtenir qualitat «molt bona» en les dues campanyes, de
la mateixa manera que el tram del rierol Lorianilla, que encara que no va ser triat com a imatge
objectiu, hidromorfològicament està molt ben conservat; els altres dos trams van presentar resultats
negatius. Aplicant els índexs RQI i RFV, no contemplats en la IPH per determinar l’estat ecològic, es
va corroborar la mala qualitat hidromorfològica d’aquests darrers, que van assolir els pitjors valors
en aquests índexs; però no es va obtenir la mateixa relació aplicats a Gargáligas i Lorianilla, on van
assolir una qualitat «moderada» en RQI i «dolenta» en RFV.
4.1.2. biològics
Des del punt de vista biològic, els millors resultats obtinguts en les dues campanyes van ser els del
tram considerat imatge objectiu (figura 7), que va assolir una qualitat «molt bona» tant en diatomees
com en macroinvertebrats. El rierol Lorianilla el segueix de prop amb una qualitat de «bo» a la tardor
i «molt bo» a la primavera. El riu Guadajira ofereix els pitjors resultats en les dues campanyes, seguit
de prop pel Chaparral, i són les diatomees l’indicador que ha obtingut valors deficients en alguna de
les dues campanyes.
GARGÁLIGAS I
Aº LORIANILLA
(Alcazaba)
GUADAMEZ II (Aº
Chaparral)
RUECAS III
GUADARRANQUE

16
14
12
10
8
6
4
2
0
% d'abundància 101 (2005-2011)
Capítol 4. Casos d’estudi
SAL SPY CLE BCO BMI CPA CWI AAL AME CAU CCA GHO LGI
Figura 7. Gràfic de la qualitat ecològica de cada un dels elements per a la tipologia 101.
La ictiofauna, encara que no es contempla en la IPH per determinar l’estat ecològic, s’ha mostrejat
en el tram triat com a imatge objectiu, i ha ofert una proporció del 100% d’exemplars autòctons en
la campanya de tardor, mantenint les dades històriques. El riu Guadajira en la campanya de tardor
va obtenir un 50% d’autòctons i a la primavera només un 25%. Analitzant la ictiofauna s’aprecien
diferències significatives entre el Gargáligas i el Lorianilla, ja que aquest darrer no arriba al 50% en
la proporció d’autòctons–al·lòctons (figura 8).
DMA
5
4
3
2
1
0
Campanya Primavera 2011
Ruecas Guadarranque
Figura 8. Gràfic de la qualitat ecològica de cada un dels elements per a la tipologia 108.
DMA
5
4
3
2
1
0
Campanya Tardor 2010
F-Q Hidromorfològics Biològics Estat Ecològic
Ruecas Guadarranque
4.1.3. Fisicoquímics
Els paràmetres fisicoquímics han estat els més influents a l’hora de determinar l’estat ecològic del
tram imatge objectiu (figura 7). A la campanya de la tardor de 2010 es va assolir la qualitat de «molt
bo» en els paràmetres mostrejats (conductivitat, oxigen dissolt, nutrients) exceptuant el pH, que va
obtenir una puntuació de 6,86, quan 6,90 és el límit per incloure’s en «molt bo». A la campanya de
la primavera de 2011 va tornar a passar el mateix, encara que aquest cop el valor del pH va baixar
fins a 5,36 (inferior a «bo»), i el fòsfor total va obtenir resultats inferiors a «bo» amb una concentració
de 0,49 mg/L (límit de «bo» 0,4 mg/L), potser perquè la presa de mostres va anar precedida d’una
pluja torrencial i va poder arrossegar una gran quantitat de nutrients acumulats; de tota manera va
sobrepassar en 0,09 centèsimes la concentració permesa.
El rierol Chaparral i el riu Guadajira, paradoxalment els rius més contaminats per nutrients i amb
pitjor conductivitat en les dues campanyes, van oferir els millors resultats en pH.
271

272
L’únic riu que no va assolir un valor per damunt de «bo» en nutrients va ser el Lorianilla, que va ser
penalitzat per una oxigenació i un pH inferior a «bo».
4.1.4. Conclusions de la tipologia 101
Els paràmetres fisicoquímics van ser determinants per establir l’estat ecològic dels rius més ben
conservats en aquesta tipologia, en concret el pH es va mostrar determinant en el tram de riu
designat com a imatge objectiu. Tanmateix els rius més contaminats i més mal conservats van
ser els únics amb pH «molt bo». Aquesta tipologia de rius ha estat l’única amb concentracions de
nutrients per damunt del límit permès, ja que aquests rius passen per poblacions relativament grans
i amb una activitat industrial, agrícola i ramadera rellevant.
El tram escollit com a imatge objectiu ha obtingut resultats semblants al rierol Lorianilla segons
els paràmetres analitzats a la IPH. La diferència més determinant per comparar-los, i que no té en
compte aquesta instrucció i, per tant, la DMA, ha estat la proporció d’ictiofauna autòctona, que doncs
hauria d’estar incorporada com a indicador biològic.
La tria de tram imatge objectiu compleix amb les expectatives que requeria; de tota manera seria
convenient examinar si la concentració de nutrients a la campanya de la primavera ha estat un fet
puntual o es repeteix en el temps.
Les actuacions de rehabilitació de ribera al riu Guadajira després de la campanya d’octubre han
servit per millorar lleument l’índex QBR i l’IPS, sense corregir, com era d’esperar, els aspectes
fisicoquímics derivats de l’alta contaminació.
Els índexs RQI i RFV van presentar pitjors resultats que els hidromorfològics emprats a la IPH. L’índex
RQI té en compte pressions antròpiques als voltants i l’RFV no s’ha adaptat bé a aquests trams de
rius seleccionats, ja que la presència d’espècies al·lòctones (bosc d’al·lòctones i no d’autòctones)
impedeix continuar analitzant altres apartats de l’índex.
Els trams seleccionats per restaurar tenen molt marge de millora si s’apliquessin tasques de
restauració o rehabilitació fluvial, encara que les concentracions de nutrients en aquests rius indiquen
una certa contaminació que no podria atenuar una obra d’aquesta naturalesa: caldria també una
regulació d’activitats agrícoles, ramaderes i industrials.
4.2. Tipologia 108
Els rius analitzats en aquesta tipologia van ser el Guadarranque (imatge objectiu) i el Ruecas.
4.2.1. Hidromorfològics
Els resultats hidromorfològics han estat condicionats fortament per la naturalesa temporal d’aquesta
classe de rius i per les condicions meteorològiques prèvies als mostreigs (Figures 4 i 5), i l’índex IHF ha
estat el més voluble en aquestes condicions (figura 8). El riu Guadarranque passa d’un valor inferior a
«bo» a la tardor a un valor de «molt bona qualitat d’hàbitat» a la primavera de l’any següent, perquè el
cabal era normal. La qualitat del bosc de ribera ha ofert resultats esperats, amb una puntuació més alta
al tram imatge objectiu en les dues campanyes, i aquest fet s’ha corroborat en els índexs no inclosos a
la IPH (RQI i RFV), encara que, com va passar a la tipologia 101, va assolir una puntuació més baixa
que en el QBR perquè aquells tenen en compte més pressions i són més restrictius.

5
4
3
2
1
0
Campanya Tardor 2010
Guadiana V-2 Guadiana V Guadiana VI
Figura 9. Gràfic de la qualitat ecològica de cada un dels elements per a la tipologia 117.
DMA
F-Q Biològics Estat Ecològic
5
4
3
2
1
0
Campanya Primavera 2011
Capítol 4. Casos d’estudi
Guadiana V-2 Guadiana V Guadiana VI
4.2.2. biològics
Els bioindicadors de macroinvertebrats van reflectir variacions en les campanyes de la tardor i la
primavera influïts novament pel cabal en els dos trams dels rius (Figures 4 i 5). Paradoxalment,
el riu Guadarranque a la tardor assoleix una puntuació pitjor que el Ruecas (figura 8), amb una
qualitat inferior a «bona» en biològics a causa de l’IBMWP. Això se soluciona a la primavera quan
millora l’índex de macroinvertebrats perquè presenta un cabal normal. Les diatomees milloren a la
primavera, però la qualitat en les dues campanyes és de «molt bo».
La ictiofauna torna a ser determinant per diferenciar els dos trams des d’un punt de vista biològic,
i s’obté una proporció del 50% d’espècies autòctones al riu Ruecas i en el tram triat com a imatge
objectiu quasi el 90%.
4.2.3. Fisicoquímics
Els paràmetres fisicoquímics són excel·lents en les dues campanyes per als trams dels rius analitzats,
a excepció del pH, anormalment baix, que al riu Guadarranque a la campanya de la primavera
rebaixa l’estat de qualitat de «bo» a «moderat».
4.2.4. Conclusions de la tipologia 108
La tria del tram imatge objectiu és l’adequada i, entre els índexs emprats per la IPH per determinar l’estat
ecològic, la qualitat del bosc de ribera és la principal diferència entre els trams elegits. Així, doncs, una
restauració fluvial seria determinant perquè el Ruecas assolís un bon estat ecològic. Tanmateix, tal com
s’ha comentat abans, la ictiofauna mostra més clarament la diferència en la conservació dels trams.
La naturalesa d’aquesta tipologia de rius està molt influïda per les condicions meteorològiques,
cosa que s’ha posat de manifest en els pitjors resultats obtinguts en la campanya de la tardor,
acusada per un període estival llarg i sense pluges. Per tant, les mètriques biològiques (en aquest
cas IBMWP) mostren de forma natural valors més baixos que en rius permanents, la qual cosa no
s’ha de confondre amb pressions antròpiques. El mateix passa amb l’índex de valoració de l’hàbitat
(IHF), que es manifesta al riu Guadarranque, el qual obté una puntuació pitjor que «bona». Així,
doncs, seria convenient la revisió dels límits de canvi de classe i condicions de referència d’aquests
índexs en aquesta tipologia de rius.
El pH àcid produït de forma natural és determinant per impedir que s’assoleixi una qualitat per
damunt de «bona» en els paràmetres fisicoquímics, a causa presumiblement de la relació entre
273

274
una elevada pluviometria (figura 3) i una litologia àcida (quarsites del paleozoic, amb possibles
surgències dels aqüífers). Per tant, potser seria convenient revisar els límits de canvi de classe o les
condicions de referència del pH en aquesta tipologia.
La valoració de l’índex RQI és més estricta en cada un dels apartats que el QBR, cosa que es posa
de manifest en el tram del riu Guadarranque que va assolir la puntació màxima i en RQI es va quedar
en un estat de «regular». Això és degut al fet que té en compte altres pressions, a més de la qualitat
del bosc de ribera. L’índex RFV va obtenir bona puntuació en el tram imatge objectiu perquè no
conté espècies al·lòctones i hi ha continuïtat transversal i longitudinal.
4.3. Tipología 117
Els trams escollits van ser del riu Guadiana, denominats Guadiana V-2, Guadiana V i Guadiana VI, i
estan ubicats a Villanueva de la Serena, La Coronada i Calamonte, respectivament.
Aquesta tipologia va assolir els millors resultats en l’estat ecològic perquè era imposible analitzar els
trams per la IPH de la mateixa manera que en les altres tipologies, ja que no hi havia condicions de
referència i límits de canvi de classe per avaluar la qualitat hidromorfològica i s’avaluaven de forma
més laxa els paràmetres fisicoquímics.
4.3.1. Hidromorfològics
L’avaluació d’aquesta tipologia és més complexa, tal com s’ha comentat anteriorment. Els índexs
s’aplicaran amb els rangs genèrics establerts pels mateixos índexs, i no influiran després en la
determinació de l’estat ecològic. Paradoxalment, la puntuació obtinguda en l’IHF per al tram imatge
objectiu és inferior a la dels altres dos trams en les dues campanyes (figura 10). La qualitat del
bosc de ribera analitzada amb QBR, RQI i RFV apunta que el tram Guadiana VI assoleix les millors
puntuacions hidromorfològicament.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
A cceptable
D olenta
P obre
Dolenta
Campanya Tardor 2010
B aixa
B ona
Guadiana V-2 Guadiana V Guadiana VI
R egualar
Pobre
IHF QBR RQI RFV
A cceptable
B ona
R egualar
Bona

90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
A cc
e
p t
a
b l
e
D
o l
e
n t
a
P
o
b r
a
Campanya Primavera 2011
A cc
e
p t
a
b l
e
I
n t
e r
m itja
Guadiana V-2 Guadiana V Guadiana VI
R
e
g
u l
a r
IHF QBR RQI
Figura 10. Comparació dels índexs hidromorfològics en les dues campanyes estudiades per a la tipologia 117.
A cc
e
p t
a
b l
e
Capítol 4. Casos d’estudi
4.3.2. biològics
Per a aquesta tipologia es va establir un esborrany d’interpolació d’aquests índexs per poder analitzarlos
tal com s’ha explicat a l’apartat 2.6. Des del punt de vista biològic, el tram imatge objectiu es
desmarca del Guadiana VI i obté una qualitat de «molt bona» tant en macroinvertebrats com en
diatomees a les dues campanyes analitzades. A més, el Guadiana VI era el que mostrava pitjors
dades en diatomees amb una qualitat de «moderat» en la campanya de la tardor (figura 9). Per tant,
per a la IPH el Guadiana V assoleix una puntuació millor que els altres dos trams, malgrat que en
l’anàlisi d’ictiofauna va obtenir el pitjor resultat dels tres amb només un 20% d’espècies autòctones.
A la campanya de mostreig de la primavera es va obtenir un 100% d’espècies al·lòctones.
100
80
60
40
20
0
Gargáligas
Chaparral
Evolució de la proporció de peixos autòctons 2005-2011
Lorianilla
Guadajira
Guadarranque
Ruecas
Guadiana V
Guadiana VI
B
o
n
a
R
e
g
u
a
l
a
r
Guadiana V2
Figura 11. Proporció d’espècies autòctones en la sèrie d’anys 2005-2011 en cada un dels trams dels rius estudiats.
4.3.3. Fisicoquímics
En aquesta tipologia no hi ha condicions de referència ni límits de canvi de classe per a la conductivitat
(µS/cm), paràmetre important ja que determina la concentració de ions dissolts i està íntimament
lligat a la depuració de les aigües. Per tant, només s’avaluen els nutrientes, pH i oxigen dissolt.
Aquests paràmetres superen el límit «bo» establert a la taula 11 de la IPH, sense poder determinar
275

276
més rangs. No obstant això, en les dues campanyes es va mostrejar la conductivitat i el Guadiana VI
va duplicar els valors de les altres dues estacions tant a la primavera com a la tardor.
4.3.4. Conclusions de la tipologia 117
A la campanya de la primavera tots tres trams van obtenir un estat ecològic de «bo», ja que tant els
paràmetres fisicoquímics com els biològics van obtenir una valoració de «bo» des de la perspectiva
de la IPH. Tanmateix en l’anàlisi de la ictiofauna cap tram no va assolir una proporció de més del 50%
d’espècies autòctones i l’estació més mal valorada va ser la triada com a imatge objectiu (figura 11).
Pel que fa a la qualitat hidromorfològica, que no té en compte la IPH per determinar l’estat ecològic, el
tram de Guadiana VI obté millors resultats, seguit del Guadiana V i finalment el V-2. L’índex de RFV obté
puntuacions baixíssimes en tots tres trams a causa del bosc de ribera al·lòcton conformat per eucaliptus.
L’índex RQI obté puntuacions més baixes que el QBR, tal com va passar a les altres tipologies.
És important destacar la millora de la qualitat biològica a la campanya de la primavera, en tots els
trams de la tipologia 117, respecte de la de la tardor, presumiblement a causa del cabal més abundant.
La taula 11 de la IPH determina els paràmetres fisicoquímics de manera més laxa, és més: no es
contempla la conductivitat, i és el Guadiana VI el que ofereix el pitjor resultat a la tardor (755 uS/cm).
Si s’avalués aquest valor amb els límits de canvi de classe o condicions de referència de qualsevol
de les dues tipologies anteriors, s’obtindria un valor per sota de «moderat» a la tardor i de «bo a
moderat» a la primavera; per tant, condicionaria la valoració final de l’estat ecològic.
El Guadiana V-2 hidromorfològicament obté resultats més dolents que els altres dos, però en ictiofauna
és lleugerament superior i els paràmetres d’IBMWP i IPS són millors a Guadiana V i pitjors a Guadiana
VI. Els paràmetres fisicoquímics són semblants llevat de la conductivitat, comentada abans.
Queda confirmat amb els mostreigs realitzats i l’anàlisi de les dades històriques que hi ha una
elevada complexitat a l’hora de marcar un tram concret de l’eix del Guadiana com a imatge objectiu,
ja que les pressions (agricultura, ramaderia, canalitzacions, desforestació, etc.) a què es veu sotmès
aquest riu en tot el recorregut fan que les masses d’aigua en què es divideix presentin unes condicions
molt homogènies. La dubtosa qualitat ecològica reflectida en aquest estudi («bona») és deguda al
fet que encara no estan establertes unes condicions de referència definitives ni valors límit de canvi
de classe, cosa que dificulta en gran mesura establir quin tram es considera imatge objectiu.

5. PRoPosTA
Capítol 4. Casos d’estudi
Paràmetres fisicoquímics. Per al pH, s’han d’establir rangs més amplis a l’hora d’assolir qualitat
«molt bona», o la possibilitat d’establir el pH com un element més d’anàlisi, no determinant en la
qualitat fisicoquímica de l’aigua si els valors registrats no són anòmals i, evidentement, representatius
de contaminació. Per a la tipologia 117 els rangs de la IPH són més laxos, i s’han de tabular de forma
més restrictiva per poder equiparar qualitats.
Paràmetres hidromorfològics. Per a les tipologies 101 i 108 s’han d’establir categories inferiors a
«molt bona-bona» en la IPH, ja que actualment no es poden comparar i analitzar qualitats semblants.
La tipologia 117 ha de fixar condicions de referència i límits de canvi de classe que facin possible que
la qualitat hidromorfològica sigui un paràmetre més a avaluar en l’estat ecològic.
Es proposa adaptar l’índex IHF per a rius de clima mediterrani, ja que la seva estacionalitat fa que
valors a analitzar com ara el percentatge de la freqüència de ràpids sigui molt baix, amb l’existència
natural de tolls, cosa que no ha d’incidir com un fet negatiu.
L’adequació d’índexs al clima mediterrani ja s’ha plantejat; per exemple, hi ha una versió del QBR
adaptada a rius d’àmbits mediterranis, que podria ser interessant d’aplicar.
L’índex modificat proposat, segons es recull en el Plan Director de Riberas de Andalucía, s’aplicaria
en els sistemes fluvials d’un àmbit territorial definit com a zona àrida amb la pretensió de compensar
el menor grau de cobertura, la manca d’espècies arbòries i l’existència d’espècies no freatòfiles. Es
considera que RQI és complementari del QBR perquè analitza també les afeccions antròpiques a
què es veu sotmès i permet una gradació més àmplia que QBR.
Paràmetres biològics. Els resultats de la campanya de la primavera de 2011 van ser millors, en
general, que els de la campanya anterior, possiblement influïts per les pluges d’hivern i primavera.
Caldria incloure la ictiofauna com un bioindicador més, ja que rius amb una qualitat biològica similar
(Guadarranque i Ruecas; Gargáligas i Lorianilla) segons la IPH farien més visibles les diferències
tenint en compte simplement la proporció d’espècies al·lòctones i autòctones.
Mereix una atenció especial l’evolució negativa que tenen les tipologies 117 i 101, que augmenten
cada any la proporció d’espècies d’ictiofauna al·lòctones en detriment de les autòctones (taula 2).
277

278
Taula 2. Anàlisi d’ictiofauna mostrejada des de 2005 en els trams de riu analitzats.
ESPèCIES PISCÍCOLES TIPOLOGIA
AUTòCTONES 14,29 15,56 0,00
Bagra (Squalius alburnoides) 10,71 11,11 2,08
Bagra (Squalius pyrenaicus) 10,71 15,56 0,00
Boga (Chondrostoma lemmingii) 0,00 0,00 2,08
Anguila (Anguilla anguilla) 10,71 2,22 10,42
Barb (Barbus comizo) 3,57 6,67 8,33
Barb (Barbus microcephalus) 0,00 0,00 4,17
Barb (Barbus sclateri) 0,00 0,00 0,00
Barb (Barbus spp.) 10,71 15,56 2,08
Llopet comú (Cobitis paludica) 7,14 2,22 4,17
Boga del Guadiana (Chondrostoma willkommii) 0,00 8,89 0,00
Jarabugo (Anaecypris hispanica) 0,00 0,00 6,25
Bavosa de riu (Salaria fluviatilis) 67,9 77,80 39,60
Total % autòctones 67,9 77,80 39,60
AL·LòCTONES 101 (%) 108 (%) 117 (%)
Tenca (Tinca tinca) 0,00 6,67 0,00
Alburn (Alburnus alburnus) 5,36 0,00 6,25
Peix gat (Ameiurus melas) 3,57 4,44 4,17
Carpí vermell (Carassius auratus) 3,57 0,00 4,17
Carpa (Cyprinus carpio) 1,79 0,00 2,08
Gambúsia (Gambusia holbrooki) 8,93 2,22 10,42
Peix sol (Lepomis gibbosus) 8,93 6,67 16,67
Perca americana (Micropterus salmoides) 0,00 0,00 14,58
Perca (Perca fluvialitis) 0,00 0,00 0,00
Lluci (Esox lucius) 0,00 2,22 0,00
Rutil (Rutilus rutilus) 0,00 0,00 2,08
Total % al·lòctones 32,10 22,20 60,40
Font: Confederación Hidrográfica del Guadiana i Servicio de Recursos Piscícolas.
6. bIblIogRAFIA
ALBA-TERCEDOR, J.; JAIME-CUÉLLAR, P.; ÁLVAREZ, M.; AVILÉS, J.; BONADA, N.; CASAS, J.;
MELLADO, A.; ORTEGA, M.; PARDO, I.; PRAT, N.; RIERADEVALL, M.; ROBLES, S.; SÁINZ-
CANTERO, C. E.; SÁNCHEZ-ORTEGA, A.; SUÁREZ, M. L.; TORO, M.; VIDAL-ABARCA,
M. R.; VIVAS, S. & ZAMORA-MUÑOZ, C. 2002. Caracterización del estado ecológico de
ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP’). Limnetica, 21(3-4):
175-185.
ALBA-TERCEDOR. J. & SÁNCHEZ-ORTEGA, A. 1988. Un método rápido i simple para evaluar
la calidad biológica de las aguas corrientes basado en el de Hellawell (1978). Limnetica, 4:
51-56.
CEDEX. 2008. Informe Parcial: Propuesta de Catálogo Nacional de Reservas Fluviales. (Clave
CEDEX: 51-907-5-001). Madrid.
CEDEX. 2009. Guía Visual Interactiva de la Vegetación de ribera española. Acceso: 12 de Julio
de 2009.
CONFEDERACIÓN HIDROGRÁFICA DEL EBRO, ENSAYA, S. A. 2008. Plan de calidad de los datos

Capítol 4. Casos d’estudi
de los muestreos en ríos de la cuenca del Ebro: Análisis de la repetibilidad de las muestras
biológicas. Ministerio de Medio Ambiente.
DOADRIO, I. 2002. Atlas i libro rojo de los peces continentales de España. Madrid MMA, CSIC.
GONZÁLEZ DEL TÁNAGO, M., GARCÍA DE JALÓN, D., LARA, F. & GARILLETI, R. 2006. Índice
RQI para la valoración de las riberas fluviales en el contexto de la Directiva Marco del agua.
Ingeniería Civil 143.
HUSTEDT, F. & JENSEN, N. G. 1985. The Pennate Diatoms: a translation of Hustedt’s Die
Kieselalgen, 2. Teil Koeltz Scientific Books, Koenigstein.
KARR, J. R. 1981. Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries, 6 (6): 21-27.
LÓPEZ GONZÁLEZ, G. 2007. Guía de los árboles i arbustos de la Península Ibérica i Baleares.
(Especies silvestres i las cultivadas más comunes). 3ª ed: Mundi-Prensa, Madrid.
MAGDALENO, F., MARTÍNEZ, R. & ROCH, V. 2010. Índice RFV para la valoración del estado
del bosque de ribera. Ingeniería Civil 157.
MINISTERIO DE MEDIO AMBIENTE, i MEDIO RURAL i MARINO. Orden ARM/2656/2008, de 10
de septiembre por la que se aprueba la instrucción de planificación hidrológica.
MUNNÉ, A., SOLÁ, C. & PRAT N. 1998. QBR: Un índice rápido para la evaluación de la calidad
de los ecosistemas de ribera. Tecnología del Agua, 175: 20-37.
NATIONAL RIVERS AUTHORITY. 1995. River Habitat Survey. Field Methodology Guidance Manual.
National Rivers Authority, Bristol.
PARDO, I.; M. ÁLVAREZ, J. CASAS, J. L. MORENO, S. VIVAS, N. BONADA, J. ALBA-
TERCEDOR, P. JÁIMEZ-CUELLAR, G. MOYA, N. PRAT, S. ROBLES, M. L. SUÁREZ, M.
TORO, M. & VIDAL-ALBARCA, M. R. 2002. El hàbitat de los ríos mediterráneos. Diseño
de un índice de diversidad de hàbitat. Limnetica, 21: 115-133.
PARLAMENTO EUROPEO i CONSEJO DE LA UNIÓN EUROPEA 2000. Directiva 2000/ /CE
del Parlamento Europeo i del Consejo por la que se establece un marco comunitario de
actuación en el ámbito de la política de aguas.
PRYGIEL, J. & COSTE, M. 2000. Guide méthodologique pour la mise en oeuvre de l’Indice
Biologique Diatomées NF T 90-354. Affiliation de l’auteur.
RIVOSECCHI, L. 1984. Guide per il riconoscimento delle specie animali delle acque interne italiane.
Ditteri (Díptera). Consiglio Nazionale delle ricerche AQ/1/206. Italie.
SECRETARIA DE ESTADO DE MEDIO RURAL i AGUA, DIRECCIÓN GENERAL DEL AGUA. 2009.
Borrador de Informe sobre la Interpolación del IBMWP e IPS en los tipos de masas de agua
en los que no se dispone de información de estaciones de referencia. Versión 5.2 Mayo
2009.
TACHET, H. 2000. Invertébrés d’eau douce. Systématique, biologie, écologie. CNRS Éditions.
TIERNO DE FIGUEROA, J. M., SANCHEZ ORTEGA, A., MEMBRIELA IGLESIAS, P. & LUZÓN
ORTEGA, J. M. 2003. Fauna Ibérica Vol. 22. Plecóptera. Museo Nacional de Ciencias
Naturales. CSIC, Madrid.
URS, CONFEDERACIÓN HIDROGRÁFICA DEL EBRO. 2005. Protocolos de muestreo i análisis de
Fitobentos. Ministerio de Medio Ambiente.
279

Embassament de l’Odelouca (Algarve). Foto: Marc Ordeix.
Cultius en terrenys al luvials del riu Odelouca (Algarve).
Foto: Marc Ordeix.

282
4.6 pRogRama de Requalificació de l’odelouca
PRogRAMA De RequAlIFICACIÓ De lA RIbeRA De
l’oDelouCA (ConCA De l’ARADe)
Rui M. V. Cortes 1 , Joaquim b. Jesus 1 , Isabel M.b.M. boavida 2 , samantha J. Hughes 1 i simone g. P.
Varandas 1
1 CITAB/UTAD, Centro de Investigação em Tecnologias Agro-ambientais e Biológicas (CITAB), UTAD, Quinta de Prados,
Edif. Ciências Florestais, P-5000-911 Vila Real. rcortes@utad.pt
2 Departamento de Engenharia Civil, Faculdade de Engenharia da Universidade do Porto, Rua Dr. Roberto Frias, s/n
ResuM
4200-465 Porto
La construcció de la presa de l’Odelouca, inserida a la Xarxa Natura 2000, va comportar la
definició de mesures compensatòries com la requalificació ambiental de l’ecosistema aquàtic en el
segment no afectat per l’embassament. Amb aquest propòsit es va realitzar la identificació prèvia
dels trams més degradats, i això va permetre planificar un elevat conjunt d’actuacions integrades,
però que es poden agrupar en dos tipus: a) mesures de requalificació biofísica al corredor fluvial
per eliminar l’extensa invasió d’espècies exòtiques (essencialment canyars), tot cercant al mateix
temps estabilitzar els marges i propiciant d’aquesta manera el restabliment de la vegetació de ribera
autòctona; b) intervenció al mateix canal destinada a augmentar l’heterogeneïtat de l’hàbitat, amb
l’objectiu de potenciar les condicions necessàries per a la sostenibilitat de dues espècies piscícoles
endèmiques de la conca de l’Arade (Squalius aradensis i Chondostroma almacai). En el primer cas,
es proposen diferents tècniques de caràcter puntual, però complementàries entre si, per estabilitzar
els talussos, seguit d’una posterior definició d’un elenc d’espècies ripícoles arbòries i arbustives.
Aquestes tècniques estan especialment projectades per al sector aigües avall de la presa, on es va
concloure que existia un nivell més elevat de degradació. Pel que fa als processos destinats a protegir
i incrementar les espècies piscícoles esmentades, la utilització de modelatge hidràulic bidimensional
associat a la determinació de les corbes de preferència d’aquelles espècies va permetre seleccionar
d’entre diverses hipòtesis (recreació d’illes, badies laterals, deflectors, dics submergits, etc.), quines
eren les més indicades per conduir cap a un increment d’hàbitat.
Paraules clau: Requalificació fluvial, enginyeria natural, modelització hidràulica, corbes de
preferència, regularització, plantes exòtiques, ripícoles, peixos.

AbsTRACT
Capítol 4. Casos d’estudi
REQUALIFICATION PROGRAM OF THE ODELOUCA RIVER (ARADE BASIN, PORTUGAL). The
construction of the Odelouca dam, located in a Nature 2000 area, has determined many compensation
measures, such as the environmental requalification of the aquatic ecosystems in the river segment
not submerged by the reservoir. We surveyed and identified the most disturbed sections, and we
planned a set of integrated actions pertaining to two groups: a) biophysical requalification of the
river corridors, aiming to eliminate the extensive invasion by exotic species (especially giant reed)
and the reestablishment of the original riparian woods; b) biophysical requalification of the channel,
aimed at increasing habitat diversity, and the potential recovery of the habitat conditions necessary
for two endemic fish species with impoverished populations, the Arade chub and the Arade nase. In
the first case, distinct yet complementary techniques were proposed for several sections, for bank
stabilization, and riparian wood reconstruction with trees and bushes natural to the region; these
techniques were specially devised for the downstream section of the dam, where higher degradation
was found. For the section on the physical configurations used to promote the habitat of the two
fish species, a two-dimensional model was applied on the habitat preference curves previously
developed. Among several configurations considered for habitat improvement, we tested islands,
lateral bays, deflectors and submerged weirs.
Keywords: physical requalification, natural engineering, hydraulic modelling, preference curves,
river regulation, exotic plants, riparian, fish.
1. InTRoDuCCIÓ
En el marc de les mesures compensatòries resultants de la construcció del sistema de proveïment
Odelouca-Funcho, la Universitat de Trás-os-Montes i Alto Douro va elaborar un projecte destinat a
definir els principis bàsics de requalificació de la ribera de l’Odelouca. El concepte de requalificació
que es va mirar d’establir per a aquest curs d’aigua té com a principi angular que la intervenció ha
de desencadenar reflexos positius simultàniament en el medi físic, el funcionament de l’ecosistema
aquàtic i les característiques de les seves comunitats (amb especial rellevància per als peixos
i la flora de ribera) (vegeu capítol 1 d’aquesta Guia). A més, els resultats han de conduir a una
aproximació gradual a la situació prèvia a la degradació del medi.
Les pertorbacions que incideixen en aquesta conca han estat causades essencialment pels efectes
de l’ocupació agrícola (especialment cítrics), amb repercussions negatives sobre l’estabilitat dels
marges atesa la destrucció de la vegetació ripícola original (especialment en un sistema on les
riuades són freqüents i la naturalesa sedimentària de la terra evidencia una elevada susceptibilitat)
i sobre el progressiu avenç de les espècies exòtiques a les zones de ribera com a conseqüència
de la inestabilitat física d’aquestes franges marginals. D’altra banda, el recentment construït
embassament de l’Odelouca marcarà una dinàmica hidrològica totalment nova, amb efectes més
marcats aigües avall de la presa, per la qual cosa es va considerar necessari dissenyar tot un
conjunt variat de procediments, però adoptant essencialment mesures ecotecnològiques que
intenten atenuar aquestes alteracions a nivell de l’hàbitat fluvial i riberenc. El conjunt de tècniques de
naturalesa biofísica descrites en aquest article està dirigit a proporcionar un increment de l’estabilitat
dels marges i alhora millorar l’heterogeneïtat física del medi fluvial, amb conseqüències positives a
curt termini a nivell de les comunitats de flora i fauna, i la millora del funcionament global de tot el
283

284
sistema. Paral·lelament, el baix preu d’aquests procediments és un factor gens menyspreable que,
a més, proporciona una ràpida millora visual del curs de l’aigua i de les franges circumdants.
En termes genèrics, pretenem satisfer els principis metodològics i integratius de requalificació
següents:
• Involucrar un mínim de costos de manteniment a llarg termini.
• Utilitzar l’energia potencial del riu com a subsidi natural.
• Ser adequats a les condicions hidrològiques existents (o que seran creades).
• Estar adaptades per a les situacions ordinàries, però també per a fenòmens extrems.
• Estar concebuda per als aspectes funcionals del sistema en una perspectiva de llarg termini.
• Recórrer a processos d’enginyeria en la mesura estricta de les necessitats particulars i sempre
amb un caràcter localitzat i adaptat en funció de la naturalesa de cada tram.
En termes globals, els resultats esperats de la proposta d’intervenció inclouen:
• El restabliment de la vegetació riberenca autòctona al llarg dels segments per intervenir.
• L’estabilització i consolidació dels marges i talussos.
• El control de les exòtiques, especialment del canyar.
• Propiciar les millors condicions de desenvolupament de les espècies piscícoles presents,
principalment les de més interès conservacionista.
• Complir la Directiva Marc de l’Aigua de manera que s’assoleixi l’estat ecològic establert per a
cada tipus de massa d’aigua.
2. MeToDologIA
El procediment per a la rehabilitació de la ribera de l’Odelouca ha estat multidisciplinari i realitzat a
diferents escales espacials, tot resultant de la integració de tres etapes fonamentals:
a) Definició d’un procés integratiu d’avaluació de l’estat de conservació de les línies d’aigua, que
es basa en la seva classificació en Unitats Fisiogràfiques Homogènies (UFH), sobre les quals
assenta el sistema designat per KT (a Cortes et al., 2002). Aquest es basa en un ventall de set
variables de diferent índole: càrrega contaminant, aglomerats urbans, vies de comunicació, ús
agrícola distal, ús agrícola proximal, fonts de pol·lució tòpiques i morfologia del canal.
b) Sobre els segments que representen les mencionades classes KT, es va procedir a l’aixecament
de camp més detallat de 30 emplaçaments representatius dels diversos segments de la ribera
de l’Odelouca tenint, per tant, en compte els distints nivells d’alteració dels hàbitats fluvials
i riberencs. S’intenta, d’aquesta manera, definir les mesures d’intervenció particulars a cada
situació associades amb l’estat del sector del curs de l’aigua en qüestió, que han estat orientades
per inserir-se entre els mètodes d’enginyeria natural. La funció d’aquestes mesures va intentar
assolir els objectius ja enunciats, singularment el de reduir els processos molt accentuats d’erosió
fluvial, restablir la cortina ripària, eradicar les espècies exòtiques i augmentar l’heterogeneïtat
física de l’hàbitat com a suport de l’increment de la biodiversitat.
c) Es va concedir especial prioritat a la definició de les condicions habitacionals més propícies per
a les espècies piscícoles incloses al Llibre Vermell dels Vertebrats, com és el cas de la boga del
sud-est, Iberochondrostoma almacai, i de la bagra de l’Arade, Squalius aradensis. A tal efecte
es va utilitzar el model hidrodinàmic bidimensional – River2D per als escenaris de requalificació
fluvial proposats per al tram aigües avall de la presa de l’Odelouca, de manera que quantifiqués
les alteracions en la disponibilitat d’hàbitat físic resultants de les accions de restauració fluvial i,
d’aquesta forma, servir de base al responsable en la fase del projecte. El modelatge de l’hàbitat

Capítol 4. Casos d’estudi
piscícola amb el model River2D es va desenvolupar a partir de les dades següents: i) topografia
del curs d’aigua; ii) determinació de la rugositat absoluta (k); iii) determinació de les corbes de
preferència d’hàbitat piscícola de les espècies objectiu; iv) caracterització de l’índex del canal
(substrat); i v) recopilació de dades hidràuliques determinants per al modelatge de l’hàbitat.
La utilitat d’aquesta tècnica en els processos de requalificació resulta de gran interès perquè
permet simular l’hàbitat disponible per a cada espècie en funció de les modificacions per realizar
al canal. En aquest cas, es van considerar cinc tipus d’intervenció i es van obtenir per al sector
estudiat les corresponents àrees de l’hàbitat potencialment utilitzables per aquelles espècies
(una anàlisi més detallada, a Boavida, 2007).
3. ResulTATs
Els trams més degradats a la conca de l’Odelouca se situen a la ribera del Monchique i a la zona
de São Marcos da Serra. Als mapes inclosos a la Figura 1 hi ha representats els diversos sectors
KT i les cinc classes de l’estat de conservació que han estat determinades tot recorrent a SIG.
Els trams de la ribera de l’Odelouca del curs superior i el curs inferior del futur rabeig de la presa
també presenten una degradació accentuada. La zona de l’embassament, fins al respectiu rabeig,
va presentar, no obstant això, una degradació molt lleugera, tot exhibint un bon estat de conservació,
així com els dos afluents: Riba de Monchicão i Riba do Carvalho. Tanmateix, com és evident, aquest
va acabar sent el sector més alterat com a resultat de la seva inundació.
Figura 1. Localització dels emplaçaments analitzats pertanyents al sector de la ribera de l’Odelouca aigües avall de la presa,
amb indicació de les cinc classes d’alteració ambiental (mètode KT).
El modelatge hidrològic realitzat a través del River 2D va permetre a la vegada obtenir els valors
d’augment o decreixement de l’hàbitat disponible tenint en compte els diferents processos
d’intervenció en relació amb la situació present.
285

286
Figura 2. Model digital del terreny que exemplifica una de les hipòtesis testades per al model hidràulic River2D: introducció
d’illes en un segment artificialment meandritzat.
Aquests escenaris es van obtenir a través del càlcul del valor mitjà mensual de la Superfície
Ponderada Útil (SPU), que tradueix l’hàbitat disponible per a una espècie determinada, corresponent
a la mitjana dels valors d’SPU registrats en els dotze mesos de l’any hidrològic (vegeu Taula 1). A la
Figura 3, com a exemple, es pot apreciar la configuració del canal imposada per la inserció de les
illes en un tram meandritzat.
Taula 1. Valors mitjans mensuals d’SPU per a les dues espècies piscícoles considerades als cinc escenaris d’intervenció
en estudi.
boga del sud-oest bagra de l’Arade
Adult Juvenil Adult Juvenil
Tram no modificat 73,93 80,76 110,94 215,32
Tram meandritzat amb assuts 3,97 7,39 62,69 48,66
Tram meandritzat amb illes 10,86 24,46 99,84 85,81
Tram natural amb illes 95,31 118,27 162,48 285,65
Tram natural amb badies laterals 75,71 83,11 109,65 202,14
Tram natural amb deflectors 55,60 57,97 104,67 188,22

Figura 3. Simulació del canal amb inclusió d’illes.
Capítol 4. Casos d’estudi
En termes generals, es verifica que la bagra presenta valors superiors d’SPU en comparació amb
la boga. L’increment d’hàbitat disponible per a la boga per la inclusió d’illes en el tram natural és de
l’ordre del 29% i 46%, respectivament, per a adults i alevins. Pel que fa a la bagra, aquest increment
és del 46% i 33% per a adults i alevins, respectivament. En termes mitjans, la boga gairebé no es
beneficia de la creació de badies laterals al tram natural, amb un increment d’hàbitat del 2% per als
adults i del 3% per als alevins. A títol d’exemple, mostrem a la Figura 4 la simulació obtinguda per
a les velocitats del corrent, per a un determinat cabal, utilitzant aquesta alternativa. Les zones de
baixes velocitats, que constitueixen l’hàbitat propici perquè els peixos s’hi refugiïn i trobin aliment, se
situen immediatament aigües avall de les illes i a les zones adjacents als marges, que constitueixen
així zones dotades de baixa profunditat, no estant afectades per velocitats més elevades verificades
al centre del canal.
Espècies i estadis de vida
Bagra de l'Arade Boga
Adults
Juvenils
Adults
Juvenils
0 10 20 30 40 50
Increment de SPU (%)
Figura 4. Exemplificació de la distribució de les velocitats en un segment on es va concebre la introducció d’“illes” per a un
cabal simulat de 1,3 m3 /s.
287

288
A la Figura 5 es presenten els resultats d’increment mitjà d’hàbitat tot considerant la inclusió d’“illes”
al tram natural i aquest escenari de requalificació es mostra com el més atractiu per al tram en
qüestió. La boga juvenil i la bagna adulta són els que més guanyen amb la inclusió d’aquestes illes.
Els increments d’hàbitat són superiors al 25% per a totes les alternatives.
Increment del SPU (%)
Increment del SPU (m2)
SPU (m2)
SPU (m2)
0 50 100 150 200 250 300
Bagra de l'Arade
Juvenil
Bagra de l'Arade
Adult
Boga Juvenil
Boga Adult
Figura 5. Increment mitjà del valor d’SPU per a les espècies que cal preservar més importants (tenint en compte la separació
entre adults i alevins) considerant la inclusió d’illes artificials al canal (sense meandrització).
Finalment, es relacionen de manera sumària les tècniques d’enginyeria natural preconitzades. La
correspondència entre aquestes i els emplaçaments previstos per a la seva ubicació s’indiquen a les
figures 6 i 7, respectivament, per al tram inferior i superior de la riba de l’Odelouca. Cal considerar
que aigües avall de la presa circularà el cabal ecològic i, per tant, la intervenció preconitzada ha de
tenir en compte l’alteració radical del règim hidrològic. Així, és necessari preveure una modificació
física del canal de manera que potenciï des d’un punt de vista biològic el cabal circulant, que serà
marcadament més reduït que el cabal en règim natural. Així, a més de l’estabilització dels marges,
control d’exòtiques i promoció de la vegetació ripària, recomanem un conjunt de mesures per encaixar
aquest mateix cabal i augmentar l’heterogeneïtat física del canal, tenint en compte també
el modelatge hidrodinàmic descrit. A continuació, relacionem de manera expressa les tècniques o
procediments proposats.

Figura 6. Mesures d’intervenció al sector inferior del tram per requalificar.
Figura 7. Mesures d’intervenció al sector superior del tram per requalificar.
Capítol 4. Casos d’estudi
289

290
Remoció del canyar / Aplicació de geotextil (100% fibra de coco amb 2 xarxes de polipropilè).
El canyar és una espècie exòtica que en situacions d’erosió i abandonament dels marges dels
cursos d’aigua presenta una gran capacitat de colonització i un índex d’expansió molt elevat que
no permet, atesa la seva densitat, el desenvolupament de la cortina ripària característica de les
zones de ribera, de manera que constitueix, a més, un obstacle per al desenvolupament de la fauna
associada a aquests indrets i sovint interfereix amb el flux d’aigua. Hem identificat una intensa invasió
d’aquesta exòtica, principalment als trams inferiors de la ribera de l’Odelouca. La seva remoció
haurà d’incloure preferentment tota la planta i el rizoma atesa la seva extraordinària capacitat de
creixement i regeneració.
L’aplicació de Geotextil, composada per 100% de fibra de coco amb 2 o 3 xarxes de polipropilè,
presenta tres avantatges importants:
· Evita l’erosió que ràpidament es verificaria després de la remoció de les exòtiques i de
quedar nu el sòl de qualsevol protecció.
· Atesa la seva densitat, evita el refloriment de les plantes exòtiques i confereix a la zona
coberta una elevada absència de llum (aombrament).
· Les xarxes de polipropilè, que hauran de presentar mesures inferiors als 20 mm, a més de
conferir una resistència reforçada a l’erosió, redueixen significativament la possibilitat que
els brots de les exòtiques traspassin el Geotextil.
La tècnica que s’haurà d’emprar per reaprofitar posteriorment el canyar per a la protecció dels
marges consistirà en l’empaquetament, tècnica molt utilitzada en enginyeria natural. El canyar
s’haurà d’assecar després de la tallada en capes per permetre la lliure circulació de l’aire entre
les canyes i aquestes s’hauran d’elegir abastant longituds que varien entre els 150 i els 300 cm.
Posteriorment, es col·locaran als marges que s’han de protegir, en estores o empaquetaments
per salvaguardar la globalitat del talús, a través de la seva cobertura amb rams morts de canyar,
disposats perpendicularment en direcció al corrent del riu amb un gruix estimat de 20 a 30 cm. Els
rams es fixaran posteriorment al sòl amb filat galvanitzat.
geotextil de xarxa de coco (700 g/m2 )
Amb la utilització d’aquest material s’intenta aconseguir a les seves àrees d’aplicació un sosteniment
físic d’aquests materials, així com una resistència a l’erosió provocada, ja sigui per l’escorrentia
lateral als talussos o longitudinalment pel curs d’aigua principal. Els seus constituents són totalment
biodegradables i posseeixen una acció eficaç, però temporal, cosa que permet la restauració
continuada de la galeria de ribera.
escullera de base vegetada
Pràcticament utilitzada a tots els trams on s’ha d’intervenir, integrada amb altres tècniques, presenta
el principal avantatge de restar energia al curs d’aigua i evitar així l’erosió dels marges a la zona
d’interfície. Les característiques de l’escorrentia de la ribera de l’Odelouca, principalment als mesos
d’hivern, amb velocitats de corrent elevades, en particular les riuades, constitueixen elements erosius
que cal tenir en compte i, encara que la construcció de la presa pugui moderar aquests impactes per
al curs d’aigua principal, la ribera del Monchique mantindrà sense restriccions la seva gran capacitat
erosiva. Així, es presenta aquesta com un intent de protecció més durador dels marges de la ribera
de l’Odelouca, condició considerada rellevant per al suport de la millora de la biodiversitat.
La vegetació inclosa a l’escullera (salze o una altra espècie d’arrelament ràpid), a més d’augmentar

Capítol 4. Casos d’estudi
la resistència a l’erosió, promourà la reconstitució ràpida de les galeries ripícoles i l’esvaïment dels
efectes visuals d’aquesta tècnica.
entramat de vegetació
L’entramat de vegetació és una tècnica d’estabilització de talussos i escarpes molt inclinats. Està
constituït per elements de fusta disposats perpendicularment entre si, de manera que formen una
estructura reticular que posteriorment s’ancora al substrat. Tota la superfície s’emplena amb terreny
local, plantada amb estaques vives d’espècies arbustives autòctones, arbustos agregats de pinyola
o arrel nua i sembrada. Amb el temps, el desenvolupament radicular de les plantes assumeix
l’estabilització del talús, funció anteriorment exercida per l’estructura morta.
Es presenta com una tècnica de gran eficàcia en l’estabilització i revegetació de talussos, però
presenta simultàniament un efecte estètic de gran relleu que permet un enquadrament paisatgístic
harmoniós, per al qual s’han d’utilitzar espècies vegetals endògenes.
Illes centrals i deflectors
Dels diferents escenaris utilitzats al model hidràulic presentat, aquestes han estat les estructures que
van presentar més avantatges en termes de guany d’hàbitat piscícola. Tant els deflectors com les illes
centrals propicien, addicionalment, a través de la macrorugositat, l’augment de la concentració de
l’oxigen a la línia d’aigua. Els deflectors són dispositius multifuncionals que es localitzen als marges
de la línia d’aigua i que tenen com a objectiu desviar el corrent d’espais fàcilment erosionables,
tot facilitant al mateix temps la sedimentació de materials transportats aigües avall d’aquestes
estructures. L’efecte de reflux causat per la constricció del canal facilita la deposició de graveta a la
part superior del deflector i millora així els hàbitats de fresa dels peixos. D’altra banda, els deflectors
afavoreixen a les zones de sedimentació que creen la revegetació ràpida i natural dels marges. A la
vegada, les illes centrals creen macrorugositats al curs d’aigua que fomenten la diversificació tant
de les velocitats de corrent com de les alçades de drenatge, que constitueixen importants refugis per
a la fauna piscícola. Es disposen al centre del curs d’aigua, en seqüències de tres unitats, amb les
dimensions següents, del curs superior del riu cap a aigües avall, respectivament: 25 x 5,4 m, 24 x
4,8 m i 20 x 3 m (Boavida, 2008).
Calaix vegetat
Es tracta d’una caixa de forma prismàtica rectangular, de xarxa amb malla hexagonal, confeccionada
al mateix temps amb fil galvanitzat reforçat. Aquestes caixes s’emplenen amb qualsevol tipus de
pedra no esmicolable (ex., pedra de pedrera o còdol) o un altre material inert adequat que resulti
disponible. Atès que una de les principals aplicacions dels calaixos és contenir talussos com a
murs de suport, la seva utilització en la requalificació de rius deriva de la necessitat de protegir els
marges en condicions d’intensa erosió fluvial i d’elevada força abrasiva del corrent. Aquesta tècnica
s’ha d’aplicar quan tots els altres procediments siguin susceptibles de fracassar i es va destinar als
locals més susceptibles d’erosió. L’opció del calaix vegetat pretén disminuir l’impacte visual que,
normalment, aquestes estructures representen en medis naturals.
Com a referències sobre tècniques de rehabilitació i valoració de cursos d’aigua podem seleccionar
alguns dels principals manuals generalistes publicats, amb especial esment de González del Tánago
i Garcia de Jalón, (2001), Sacchi (2003), Adam et al. (2007, 2008), RRC (2002) i Cortes (2004). Al
mateix temps, com a obres més específiques podem ressenyar, pel que fa a l’estabilització de
talussos i protecció de marges, Zenh (2007), Lachat (1999), López-Jimeno (1999), WRC (2001),
Eubanks i Meadows (2002) i González i Jimeno (2007). D’altra banda, quant a la protecció i
291

292
restauració d’hàbitats fluvials, en particular de la cortina ripària per a la promoció de la biodiversitat,
hem d’esmentar Jund et al. (2000), Soulsby (2002), WDFW (2002) i Arizpe et al. (2009); sobre
enginyeria natural per a la protecció de pendents i talussos citarem Zenh (2007), i, finalment, pel que
fa al control de canyars és molt útil la consulta de Bell (1997) i Dana et al. (2007).
4. bIblIogRAFIA
ADAM, P., MALAVOI, J. R., DEBIAIS, N. (2007). Manuel de restauration hydromorphologique des
cours d’eau. Agence de l’Eau Seine-Normandie. 60 p.
ADAM, P., DEBIAIS, N., GERBER, F., LACHAT, B. (2008). Le génie végétal - Un Manuel technique
au service de l’aménagement et de la restauration des milieux aquatiques. Ministère de
l’Écologie, de l’Énergie, du Développement durable et de l’Aménagement du Territoire. La
Documentation Française. 290 p.
ARIZPE, D., MENDES, A., RABAÇA, J. (2009). Sustainable riparian zones. A management guide.
Valencia: Generalitat Valenciana. 286 p.
BELL, G. P. (1997). Ecologia e Manejo de Arundo donax, e abordagens de ribeirinhoshabitat
restauração no sul da Califórnia. En: BROCK, J. H., WADE M., PYSÊK, P., GREEN, D. (ed.)
Plant Invasions - Estudos da América do Norte e Europa. Backhuys. Leiden, Holanda. P.
103-113.
BOAVIDA, I. M. B. M. (2007). Análise Bidimensional na determinação dos Caudais Ecológicos:
Aplicação do Modelo River2D. Tese de Mestrado, Instituto Superior Técnico, Lisboa.
BOAVIDA, I. M. B. M. (2008). Modelação e Requalificação Fluvial da Ribeira de Odelouca, UTAD.
73 p.
CORTES, R. M. V. (2004). Requalificação de cursos de água. Lisboa: Instituto da Água. 135 p.
CORTES, R. M. V., OLIVEIRA, S. V., CABRAL, D. A., SANTOS, S., FERREIRA, M. T. (2002).
“Different scales of analysis in classifying streams: from a multimetric towards an integrated
system approach. Large Rivers, Suppl.”, Archives fur Hydrobiol., 13, p. 209-224.
DANA, E. D., SANZ-ELORZA, M., SOBRINHO, E. (2004). Estudio sobre las plantas invasoras en
España, Cap. V do Atlas i Libro Rojo de la Flora Vascular Amenazada de España. Madrid:
Ministerio de Medio Ambiente. Madrid. 74 p.
EUBANKS, C.E., MEADOWS, D. (2002). A Soil Bioengineering Guide for Streambank and Lakeshore
Stabilization. U.S. Department of Agriculture Forest. San Dimas (USA). 187 pp.
GONZÁLEZ DEL TÁNAGO, M., GARCÍA DE JALÓN, D. (2001). Restauración de ríos i riberas.
Madrid: Escuela Técnica Superior de Ingenieros de Montes. Universidad Politécnica de
Madrid. Fundación Conde del Valle de Salazar. 319 p.
GONZÁLEZ, C. M., JIMENO C. L. (2007). Factores ambientales: funciones i uso de la vegetación en
la estabilización de laderas, Jornadas Técnicas sobre Estabilidad de Laderas i Embalses.
Zaragoza. 75 p.
JUND, S., PAILLARD, C., FROSSARD, P. & LACHAT, B. 2000. Guide de gestion de la végétation
des bords de cours d’eau: Rapport général. Agence de l’eau Rhin-Meuse. 54 pp.
LACHAT, B. (1999). Guide de protection des berges de cours d’eau entechniques végétales. (2ª ed.).
Ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement. 143 p.
LÓPEZ-JIMENO, C. (1999). Manual de estabilización i revegetación de taludes. LÓPEZ JIMENO,
C. (ed.). Madrid. 704 p.
RRC-RIVER RESTORATION CENTER (2002). Manual of river restoration techniques. Silsoe (UK):

The River Restoration Center. 122 p.
Capítol 4. Casos d’estudi
SACCHI, L. (2003). Linee Guida Per Interventi Di Ingegneria Naturalistica Lungo I Corsi d’Acqua.
Italia: IRIS sas Strategie per l’Ambiente. Direzione di Progetto Pianificazione Territoriale -
Servizio Pianificazione Paesistica Ambientale. 165 p.
SOULSBY, C. (2002). Managing River Habitats for Fisheries: A guide to best practice. Scotland:
Scottish Environment Protection Agency (SEPA). 36 p.
WDFW-WASHINGTON STATE DEPARTMENT OF FISH AND WILDLIFE (2002). Integrated
streambank protection guidelines. Washington (USA): Washington State Aquatic Habitat
Guidelines Program. 98 p.
WRC-WATER AND RIVERS COMMISSION (2001). Stream Stabilisation. Water and Rivers
Commission, River Restoration Report No. RR 10. 32 p.
ZENH, H. (2007). Manual Técnico de Engenharia Natural. Zurich: Federação Europeia de Engenharia
Natural.
293

Restauració fluvial al riu Odelouca (Algarve). Fotos: Marc Ordeix.

296
RequAlIFICACIÓ De gAleRIes De RIbeRA A l’àReA Del
PRoJeCTe De l’oDelouCA: De lA ConCePCIÓ A lA
InTeRVenCIÓ
Marisa Viriato¹, Maria berjano¹, Marta Duarte¹, Raul Caixinhas¹, Rui Cortes² i Maria Teresa Ferreira³
¹Águas do Algarve S.A. (AdA). m.viriato@aguasdoalgarve.pt
ResuM
4.7 Requalificació de RibeRes a l’odelouca
²Centro de Investigação em Tecnologias Agro-ambientais e Biológicas (CITAB)
³Centro de Estudos Florestais, Instituto Superior de Agronomia, Universidade Técnica de Lisboa
Aquest cas d’estudi de requalificació de corredors fluvials de la ribera de l’Odelouca resulta de la
minimització de les alteracions previstes a la ribera de l’Odelouca, en virtut de la construcció i investigació
de la presa de l’Odelouca, i incideix predominantment en els passos decisius per a la seva
implementació, tot mostrant les línies innovadores de la proposta tècnica.
Analitza les diligències dutes a terme per Aguas del Algarve, SA (AdA) i l’Administració Hidrogràfica de l’Algarve
(ARH-Algarve) en el sentit d’ajudar els propietaris i les autoritats locals a adequar la proposta tècnica
a la realitat local. Descriu els diversos moments previstos d’intervenció i articulació amb les metodologies
de participació i possibilita les modificacions del projecte i la integració dels suggeriments/objeccions dels
propietaris de terrenys limítrofs. Ensenya el paper dels diversos agents socials involucrats en la preparació
d’aquesta intervenció ambiental de valoració i requalificació d’una galeria riberenca.
La matriu considerada serà, de primera mà, testada en l’execució d’aquesta intervenció. Amb “eines”
útils per, en casos anàlegs, abreviar el temps que normalment transcorre entre el moment de la
concepció i el de la implementació. Útil encara la descripció de l’aplicació de formes i metodologies
de participació i de relació entre els diversos interessats, de manera que faciliti la comprensió de les
noves tècniques d’enginyeria natural i el continu manteniment de les intervencions físiques en línies
d’aigua, completada amb un Pla de Monitorització.
Paraules clau: valoració i requalificació de corredors fluvials; enginyeria natural, formes de participació.
AbsTRACT
This case study results from the environmental obligations related to the construction and operation
of the Odelouca Dam, and is focused on preparation of the requalification actions prior to field
intervention, showing the innovative lines of work to be taken. It analyses the endeavours taken by
the company, Aguas of Algarve (AdA), to help the local stakeholders and authorities to adapt the
technical proposal to the field reality, describing the various moments of public participation. This
contributed to some changes to the initial project, integrating the stakeholder’s suggestions and
objections. It demonstrates the role of the social matrix involved in the requalification of a river. The
results of this public participation will be tested during project implementation, and the facilitation of

Capítol 4. Casos d’estudi
public awareness and acceptance.
Keywords: assessment and requalification of river corridors; natural engineering; public participation.
1. InTRoDuCCIÓ
Ebersole et al. (1997) presenta la “restauració com l’acte d’alliberar els constrenyiments humans
que actuen sobre el riu, cosa que permet que aquest desenvolupi els patrons normals de diversitat”,
de manera que desenvolupa la posició concordant de Williams (2001) relativa a la vocació social en
definir que la restauració ha de convertir un sistema degradat en resultat d’interessos específics en
un sistema apte per servir múltiples objectius socials. No obstant això, en la perspectiva actual de la
Directiva Marc de l’Aigua, en què es pretén complir objectius de garantia del bon estat ecològic, la
restauració fluvial presenta un objectiu ecocèntric de recuperar l’estructura biofísica, funcions ecològiques
i comunitats biològiques que existirien al mateix lloc amb un grau mínim d’intervenció humana,
sense que en aquesta definició hi intervingui el component humà. Aquestes dues perspectives
orienten formes diferents d’efectuar una restauració, en què l’última s’associa comunament a zones
de menor pressió humana i en què aquests objectius poden ser executables, i la primera associada
a zones d’intervenció humana difícilment reversible. S’empraria, per tant, el nom de requalificació
una vegada que no es restaura l’ecosistema original, però sí que es redueix la degradació existent.
En realitat és difícil implementar actuacions que tendeixen a restaurar línies d’aigua, ja que buscar “la
situació que es verificava abans de produir-se qualsevol forma de pertorbació” (Cortes, 2004) i intentar
servir múltiples objectius socials condueixen a diferents situacions contradictòries, en què molts dels
“interessos socials” deriven d’“activitats que van ser a la base de les transformacions introduïdes”
(Cortes, 2004). S’ha de dir encara que, segons Clarke et al. (2003), la requalificació fluvial només
és sostenible si és un procés dinàmic, constantment avaluat per una àmplia varietat d’especialistes,
sense oblidar que la requalificació podrà ser passiva (remoció de l’estrès que causa la degradació) o
activa (utilitzant múltiples tècniques que tendeixen a aproximar el riu a la situació inicial).
La perspectiva actual de restauració (o de requalificació) de sistemes fluvials està, per tant, centrada
en l’ecologia del sistema original i no en el factor humà; tanmateix, existeixen activitats humanes
en el paisatge fluvial, i per això s’hi haurà de comptar, així com amb les poblacions que les desenvolupen
en implementar el projecte sobre el terreny. El pas de la concepció del projecte a la seva
execució és més difícil com més gran sigui la resistència de les poblacions a la seva implementació,
a més d’altres aspectes complexos com poden ser els factors administratius i legislatius. Aquest treball
pretén il·lustrar les activitats de la fase d’implementació del projecte de requalificació a la ribera
de l’Odelouca, Algarve, tot descrivint-les i analitzant-les.
2. ConTeXT De lA PRoPosTA De RequAlIFICACIÓ
L’Aprofitament Hidràulic de l’Odelouca se situa a la regió de l’Algarve i afecta indirectament el Lloc
Arade/Odelouca de la Xarxa Natura 2000. La proposta tècnica d’intervenció és expressada i es
materialitzen les mesures de compensació per a les Galeries Ripícoles (SGR), Requalificação da
Ribeira de Odelouca (SGR.2) i Programa da Evolução da Galeria Ripícola (SGR.3).
297

298
En termes genèrics, la concepció d’aquesta intervenció va buscar satisfer els principis metodològics i integratius
de requalificació definits per Wade et al. (1998):
· Involucrar un mínim de costos de manutenció a llarg termini.
· Utilitzar l’energia potencial del riu com a subsidi natural.
· Ser adequats a les condicions hidrològiques existents (o que s’han de crear).
· Estar adaptades a situacions freqüents, però també per a fenòmens extrems.
· Definir els aspectes funcionals del sistema en una perspectiva de llarg termini.
· Recórrer a processos d’enginyeria en la mesura estricta de les necessitats particulars i sempre amb
un caràcter localitzat i adaptat en funció de la naturalesa de cada tram.
D’altra banda, es va buscar conciliar aquests principis amb els interessos, les pràctiques agrícoles
i la cultura dels propietaris, les parcel·les dels quals se situen a les àrees de ribera, tot integrant-los
activament en les opcions finals de les accions d’intervenció; en l’acompanyament en les fases de
construcció, manutenció i consolidació; en la monitorització de les accions, i en la continuïtat i praxi
de la utilització de tècniques d’enginyeria natural.
A partir dels estudis efectuats entre 2006 i 2009 (Ferreira et al., 2006-2009), que abastaven tota
la conca hidrogràfica d’aquesta ribera, es va considerar que els trams principals susceptibles
d’intervenció en l’àmbit del projecte de requalificació de les galeries ripícoles haurien de recaure en
l’àrea localitzada aigües avall de la presa de l’Odelouca. Més específicament, el segment seleccionat
se situa després de la confluència de la ribera de l’Odelouca amb la ribera del Monchique, on
s’adverteix un elevat grau d’alteració dels marges i de la vegetació existent. Amb la conseqüència
que a la part superior de l’embassament resultant d’aquesta iniciativa, les comunitats i els sistemes
fluvials no es corresponen amb les tipologies dels segments fluvials submergits, per la qual cosa no
en compensarien la pèrdua.
Els nivells d’alteració detectats al segment seleccionat van des de la inestabilitat dels seus marges fins
a la proliferació d’exòtiques, com el canyar que, en alguns casos, representa igualment una intensa
contaminació i no permet el desenvolupament de les espècies endògenes. La producció agrícola als
marges de la ribera de l’Odelouca, especialment la producció de cítrics, ha tingut repercussions negatives
en l’estabilitat dels talussos de la ribera, especialment en un sistema on les riuades són freqüents i la
naturalesa sedimentària del sòl revela una elevada susceptibilitat a la inestabilitat registrada.
La requalificació que es pretén aplicar a la ribera de l’Odelouca (a exemple de l’espai “natural” il·lustrat
a la Figura 1) procura ser una intervenció que presenti reflexos positius simultàniament tant en el medi
físic i el funcionament de l’ecosistema aquàtic, com en les característiques de les seves comunitats (amb
especial rellevància per als peixos i la flora de ribera) i indirectament en el medi social i econòmic. La
requalificació es basarà en tècniques d’enginyeria natural, o sigui, en les característiques pirotècniques
d’algunes espècies vegetals i en estructures naturals d’estabilització dels marges.

Figura 1. Ribera de l’Odelouca, emplaçament natural.
3. InTeRVenCIÓ
Capítol 4. Casos d’estudi
3.1. Planejament de la requalificació
El segment fluvial per requalificar (que s’inicia a les coordenades 37º 14´ 43.3´´N – 8º 29´ 50.7´´W
i s’acaba a les coordenades 37º 16´14.94´´N – 8º 29´27.66´´W) va ser dividit en trams d’intervenció
específica. Els criteris d’identificació dels trams es van fixar en funció de l’homogeneïtat de les
pressions, tot i que de tant en tant existien intervencions diferenciades al mateix tram que buscaven
una solució integrada més favorable a la requalificació i valoració preteses.
També les zones que presenten bona integritat ecològica van ser caracteritzades i delimitades per
sectors, de manera que se’n facilitava la posterior monitorització com a referència de l’evolució
dels trams requalificats (Figura 2). El mapa referit representa l’àrea d’intervenció a la Ribera de
l’Odelouca aigües avall de la Presa de l’Odelouca, als trams de M a F.
299

300
Figura 2. Proposta de trams per requalificar a la ribera de l’Odelouca.
3.2. Tècniques d’enginyeria natural a utilitzar
Es pretenen utilitzar amb un caràcter més extensiu les tècniques següents: illes vegetades: collocació
de blocs de pedra a l’eix del llit per crear zones de rifles i pools, així com abrics, i crear
d’aquesta manera condicions adequades per als peixos, oxigenar l’aigua i reduir la seva velocitat
prop dels marges; mantell orgànic, protegit a la base per escullera, confeccionada amb fibres naturals
com palla de blat o fibra de coco per estabilitzar els marges i prevenir la invasió d’exòtiques,
que es podran reforçar amb fibra natural o tires de plàstic, amb posterior instal·lació d’estaques o
plantes arbustives locals (esquema exemplificatiu a la Figura 3); empaquetatge: emprat per protegir
els talussos, amb rams secs de canyar o de salze (en aquest cas, material viu), que confereix una
protecció immediata dels marges del riu, minimitza l’erosió i és més eficaç en corrents de flux elevat;
escullera vegetada: per a control de l’erosió dels marges dels rius, inclou estaques vives intercalades
en el material inert (esquema exemplificatiu a la Fig. 3); utilització de Terracell: geocel·lulars de
confinament alveolar per a reblert amb material inert com pedra del lloc de la intervenció destinada

Capítol 4. Casos d’estudi
a garantir l’estabilització de marges en pendent), i calaix vegetat, estructura utilitzada en situacions
extremes quan la inestabilitat del talús és molt elevada (vegeu també el capítol de Cortes et al., en
aquesta guia).
Biomantell de superficie
Sòl del canyissar
Biomantell antiherba
terra vegetal
(mantell vegetal)
Figura 3. Exemple d’aplicació de mantell orgànic (a dalt) i exemple d’escullera vegetada (a sota).
3.3. Caracterització socioeconòmica associada al segment
L’àrea d’intervenció se situa geogràficament en plena serra de l’Algarve —Monchique— que pertany
a la freguesia (parròquia) de Silves i Alferce (Concelho (ajuntament) de Monchique), en una extensió
inicial de 2.525 m, dividida en trams d’E a M com es pot comprovar a la figura 2. A Monchique, segons
Barreto (2000), la densitat poblacional va passar de 39 hab./km² el 1960 a 19 hab./km² el 1991. Al
poblament, amb nuclis agrupats però de petites dimensions i masies disperses (Daveau, 2005), s’hi
sumen actualment una accentuada pèrdua de les xarxes socials locals, mudances dels residents, un
envelliment poblacional dramàtic i un abandonament gradual de les activitats agrícoles i artesanals
(Cavaco, 1976). A Monchique el percentatge de la població de més de 65 anys va passar del 10,6%
el 1960 al 24,5% el 1991 (Barreto, 2000). Malgrat aquest quadre general negatiu, la zona que s’ha
d’intervenir manté encara una activitat econòmica i social considerable, explicada per l’ocupació i
utilització dels marges de la ribera de l’Odelouca, localització propícia per als horts de cítrics, cultius
anuals de regadiu, horts i ramaderia, i per un grup social actiu, mantingut sobretot per relacions de
parentiu i veïnatge. Es manté tradicional el mode d’ocupació dels marges i les formes de defensa
contra les crescudes: esculleres, motes. La percepció que els propietaris riberencs posseeixen de la
dinàmica fluvial —de les causes i dels efectes— reflecteix la “memòria” de destrucció registrada en
anys de grans crescudes. No hi ha percepció de la integritat ecològica fluvial.
3.4. Intervenció i participació
La intervenció prevista, en recaure en llit/marge fora del domini públic, va implicar l’acceptació formal
per part dels propietaris que totes les accions i suports d’obra poguessin ser executats a les seves
parcel·les. No obstant això, aquest fet no els eximeix de la responsabilitat (Llei 54/2005, del 15 de
novembre, i Llei 58/2005, del 29 de desembre), de conservació i rehabilitació de la xarxa hidrogràfica.
En aquestes circumstàncies, i des del punt de vista de la conciliació d’aquesta doble responsabilitat,
es va considerar important que la participació dels propietaris no se circumscrivís només a aquesta
autorització formal (Figura 4).
301

302
Figura 4. Participació directa al lloc amb els principals actors.
Així, el procés participatiu va tenir com a objectiu la involucració de tots els principals agents socials
locals i institucionals, amb vista a aconseguir els millors resultats en les àrees ambiental, ecològica,
econòmica i social.
L’estratègia de participació seguida, centrada en la conjunció d’esforços de les diferents entitats
i a través de metodologies participatives, es va basar essencialment en els contactes personals i
interpersonals als llocs que s’han d’intervenir.
Abans d’iniciar-se la feina de participació amb els propietaris, es van definir els principals moments
seqüencials:
a. Elaboració del projecte preliminar.
b. Identificació dels intervinents i aixecament cartogràfic.
c. Explicació directa de la proposta tècnica.
d. Recopilació i registre de tots els dubtes i desconfiances.
e. Adaptació i valoració de la proposta.
f. Procés d’acceptació i adhesió.
g. Disseny final del projecte després de les modificacions derivades de la consulta als
propietaris.
h. Suport de continuïtat a l’obra executada amb integració de les tècniques d’enginyeria
natural en la manutenció de les galeries riberenques.
a) Es va celebrar una primera reunió de l’AdA/ARH Algarve per a la identificació de totes les entitats

Capítol 4. Casos d’estudi
públiques i privades, les metodologies participatives i el calendari d’actuació.
Identificades com a entitats regionals i locals interessades: Águas do Algarve, SA (AdA),
Administració de la Regió Hidrogràfica de l’Algarve (ARH-Algarve), presidents de les Juntas de
Freguesia (parròquies) de Silves i Alferce, per les seves atribucions i competències.
Identificades com a entitats tècniques: ISA/UTAD (equip projectista), equip tècnic de l’AdA,
equip tècnic cadastral.
Identificats com a segments de la població: propietaris, agricultors i residents directament interessats
per la possessió/utilització dels predis inclosos als trams per intervenir, i residents de les
àrees de ribera.
Es van realitzar visites sobre el terreny a partir del febrer de 2010 per part de l’equip tècnic de l’AdA
per mantenir contactes personals i identificar els respectius propietaris i les seves residències.
b) L’explicació directa de la intervenció i les respectives accions van ser efectuades per l’AdA i
ARH-Algarve en reunions i contactes amb els propietaris i les autoritats locals, de manera que
una vegada compresa la proposta tècnica es pogués ajustar a la seva realitat, fet que reporta, a
més de la mitigació ambiental, resultats positius per als propietaris i una millora general a l’àrea
que s’ha d’intervenir.
Després de diverses reunions preparatòries a Silves i Alferce amb els presidents de les Juntas
de Freguesia (parròquies) i visites de camp amb l’equip projectista de la UTAD, es va realitzar
una visita prolongada amb els propietaris, residents, president de la Junta (parròquia) d’Alferce,
ARH, AdA, UTAD per a la presentació del projecte i discussió dels aspectes més rellevants a
cada tram.
Després d’aquest primer procés participatiu, que va reunir cara a cara tots els intervinents i
en què es va analitzar detalladament el projecte, van començar a realitzar-se petites sessions
d’aclariment amb els propietaris, de manera que va prevaler el contacte personal, interpersonal
i familiar, a les seves cases, cafès i locals de feina amb l’objectiu de sensibilitzar-los sobre la
importància de les actuacions de requalificació que s’hi havien de desenvolupar.
En aquest àmbit es van realitzar més de 20 visites locals, algunes amb caràcter més institucional,
altres més informals.
c) Perquè el procés participatiu resultés, no eren suficients les explicacions i la sensibilització
continuades per part de les entitats responsables de la implementació de la intervenció. Era
necessari simultàniament registrar les preocupacions dels propietaris i residents, mostrar
obertura per acceptar adaptacions al projecte, especialment per a la col·locació d’esculleres
més extenses, d’arbres fruiters, circumscripció de l’àrea de remoció del canyar i altres treballs
complementaris.
El procés participatiu hauria de ser biunívoc, amb l’objectiu d’assegurar la relació interpersonal i
guanyar la confiança de totes les parts a partir d’un projecte d’intervenció obert i el disseny final
del qual reflecteixi el compromís d’adhesió.
En síntesi, els principals dubtes registrats es relacionaven amb els aspectes següents:
· “Desconfiança” dels propietaris envers la bondat de la iniciativa.
· El “perquè” de l’elecció de les seves parcel·les en detriment d’altres de més afectades.
· Coneixement del “comportament” de la ribera i descrèdit davant de les tècniques d’enginyeria
natural.
· El canyar es considerat com un benefici i auxili en la contenció dels marges de la ribera i útil
per a operacions agrícoles i com a matèria primera de productes artesanals i construccions
303

304
rurals, raó per la qual la seva remoció total va ser vista amb desconfiança.
· Temor al trànsit per les seves terres de vehicles i màquines pesants mentre durés l’obra.
d) Aconseguida la comprensió de la proposta tècnica inicial per part dels propietaris, la demostració
de les diferències entre les noves tècniques i les utilitzades tradicionalment, es va procedir a les
modificacions, per trams, d’acord amb la posició de cada propietari, segons el que disposa la
declaració de compromís i acceptació de la intervenció.
La participació, d’acord amb l’estratègia dissenyada, malgrat que va ser llarga i dificultosa, va
permetre que la gran majoria dels propietaris (25) acabessin acceptant. De les 32 parcel·les
identificades, es va obtenir l’acord per a 22, amb una intervenció de prop de 2.000 metres.
Amb l’excepció del segment inicial amb aproximadament 690 metres, que va ser retirat de la
intervenció per no haver estat aprovat pels propietaris, els restants seran implementats en
gairebé la seva totalitat.
Atesa la dificultat en l’obtenció dels permisos dels propietaris i les sol·licituds de modificació al
projecte, el tancament dels acords va ser difícil i lent.
e) El disseny del projecte i el tancament del Mapa de Quantitats va finalitzar amb una visita al terreny
que va comptar amb la presència de l’equip projectista de la UTAD.
L’informe, amb l’aixecament dels trams per intervenir i la definició de les tècniques d’enginyeria
natural i tècniques tradicionals per adoptar en cadascun dels trams, va patir adaptacions en
funció dels aspectes següents:
· Circumstàncies físiques actuals dels trams.
· Sol·licituds i exigències dels propietaris per condicionar la seva acceptació de les intervencions.
· Alteracions dels processos erosius que es van verificar al llarg del temps en virtut de la fragilitat
dels hàbitats marginals i de l’augment de l’extensió del canyar.
f) Les intervencions d’enginyeria natural o bioenginyeria estan mancades d’una atenció molt
acurada després de la seva conclusió. La monitorització assegura i salvaguarda l’èxit de les
tècniques utilitzades. L’èxit de la rehabilitació depèn no només del pla d’implementació, sinó
també de l’atenció donada a la monitorització i a l’avaluació de les mesures proposades (Fisrwg,
1998).
La monitorització constitueix una etapa fonamental del procés de rehabilitació del corredor
fluvial, i per això és important l’avaluació de la resposta de l’ecosistema fluvial després de la
intervenció (Wdfw, 2002; Heaton et al., 2005).
A més de la monitorització següent o d’intervenció ràpida, serà necessari establir un programa
de monitorització a llarg termini (8 anys) que registri i acompanyi totes les accions de verificació i
correcció efectuades durant el primer període, però que d’una forma integrada verifiqui l’evolució
dels sistemes de ribera.

4. ConClusIons
Capítol 4. Casos d’estudi
Aquest cas d’estudi vol ensenyar el recorregut d’una mesura ambiental tenint en compte els actors
socials concernits, la ponderació dels interessos en joc i la valoració ambiental sostenible.
La matriu considerada serà testada de primera mà en l’execució d’aquest projecte i mostrarà els
punts crítics entre el moment de la concepció i el moment de la implementació.
Es va adquirir coneixement sobre les formes de participació i estratègies de relació interpersonal
amb els diversos interessats, per a la sensibilització i comprensió de noves solucions en les
intervencions de valoració i restauració fluvial. Es va concloure que la formulació d’un projecte ha
d’anar acompanyada des del principi per la consulta als residents i propietaris.
L’èxit de les noves solucions dependrà sobretot de la seva integració a les pràctiques quotidianes i
de la seva acceptabilitat social com a alternatives més sostenibles des d’un punt de vista econòmic i
també ambiental, i la ulterior monitorització haurà de determinar la necessitat de mesures correctores.
Com tots els casos d’estudi, la generalització de les conclusions obtingudes per a la seva aplicació
a casos similars va ser determinant per a la seva elecció i presentació.
5. bIblIogRAFIA
AdA (2009). Relatório Anual de Acompanhamento Ambiental do Empreendimento Odelouca (3º relatório).
Silves: Águas do Algarve.
AdA (2011). Apresentação para a 5ª Reunião de Projecto RICOVER. Faro: Águas do Algarve.
BARRETO, A. (2000). A Situação Social em Portugal 1960-1999. Lisboa: Imprensa de Ciências Sociais,
ISCTE, volumen II.
CORTES, R. M. V. (2004). Requalificação de Cursos de Água. Lisbo: Instituto da Água (INAG). 135 p.
CORTES, R. M. V., FERREIRA, M. T., JESUS, J., BOAVIDA, I., CATALÃO, E., MAGALHÃES, M. (2010).
Valorização e Requalificação das Galerias Ribeirinhas na área do Empreendimento de Odelouca.
Lisboa: ADISA/UTAD - Março.
CORTES, R. M. V., JESUS, J., FERNANDES, L. F. S., MAGALHÃES, M. (2010). Valorização e Requalificação
das Galerias Ribeirinhas na área do Empreendimento de Odelouca e ao Abrigo do
Programa RICOVER. Lisboa: UTAD.
CORTES, R. M. V., JESUS, J., FERNANDES, L. F. S. & MAGALHÃES, M. (2011). Valorização e Requalificação
das Galerias Ribeirinhas na Área do Empreendimento de Odelouca e ao Abrigo do
Programa Ricover – Intervenções Finais a Realizar. Vila Real: UTAD.
CAVACO, C. 1976. O Algarve Oriental. Faro: Gabinete do Planeamento da Região do Algarve. 1er volumen.
DAVEAU, S. (2005). Portugal Geográfico. 4ª Ed. Lisboa: Edições João Sá da Costa.
FERREIRA, M. T., CORTES, R. M. V, HUGHES, S. J., VARANDAS, S., SANTOS, J. M., PINHEIRO,
P., FERNANDES, M. R., MAGALHÃES, M. (2004). Valorização e Requalificação das Galerias
Ribeirinhas na área do Empreendimento de Odelouca. Lisboa: ADISA/UTAD.
FERIN, I. (2002). Comunicação e Culturas do Quotidiano. Lisboa: Quimera Editores, Lda.
OLIVEIRA, M. M. (2007). Como fazer Pesquisa Qualitativa. 3ª Ed. Brasil: Editora Vozes Ltda. Petrópolis.
305

Riberes totalment envaïdes per canya (Arundo donax) en un riu de l’Algarve.
Foto: André Fabiao.
Ribera obstruïda per residus de canya (Arundo donax) a l’Algarve.
Foto: André Fabiao.

308
ConTRol De CAnYA (ARunDo DonAx) en Zones De RIbeRA
Ana Monteiro 1 , Ilídio Moreira 2 i Jorge F. Moreira 3
1 Centro de Botânica Aplicada à Agricultura, Instituto Superior de Agronomia, Universidade Técnica de Lisboa,
Tapada da Ajuda 1349-017 Lisboa, Portugal. E-mail: anamonteiro@isa.utl.pt
2 Centro de Botânica Aplicada à Agricultura, Instituto Superior de Agronomia, Universidade Técnica de Lisboa,
Tapada da Ajuda 1349-017 Lisboa, Portugal
3 Divisão de Avaliação Biológica e de Sanidade Vegetal. Direcção-Geral de Agricultura e Desenvolvimento Rural (DGADR),
ResuM
4.8 contRol de canYa a l’algaRve
Quinta do Marquês, 2780-155 Oeiras, Portugal. E-mail: jfmoreira@dgadr.pt
La canya (Arundo donax) és una gramínia perenne naturalitzada a la regió mediterrània. Malgrat
el seu ús en la fabricació d’instruments musicals, construcció, tanques i pantalles contra el vent i
l’interès renovat com a biocombustible, és una espècie invasiva a les riberes fluvials ateses les seves
característiques competitives. Aquest treball presenta una revisió de la biologia i la identificació de la
canya i les espècies congèneres, els principals impactes i les possibilitats de gestió. La canya causa
una disminució de la diversitat biològica, interfereix els cursos d’aigua causant inundacions, l’erosió
dels vessants, la destrucció de ponts i el consegüent augment dels costos de manteniment i gestió.
Als estudis de control de la canya a Portugal es va veure que les infestacions de canya es poden
reduir mitjançant talls repetits dels brots en combinació amb el control químic. Això s’ha de fer amb
un herbicida foliar sistèmic aplicat a l’època de l’any més adequada per a la seva translocació a les
arrels i rizomes. Els estudis han demostrat l’eficàcia de glifosat (diluït del 2,5% al 5%) quan s’aplica
després de la floració de la canya. Tanmateix, es va trobar que calien dues o tres aplicacions en
anys successius. La humectació dels brots amb glifosat (75% en solució), pocs minuts després de
tallar-los, ha demostrat que és altament eficaç.
Paraules clau: canya, invasió biològica, control químic i mecànic, Algarve, Portugal.
AbsTRACT
GIANT REED CONTROL IN RIPARIAN ZONES. Giant reed (Arundo donax) is a tall perennial grass
widespread throughout the Mediterranean region. Despite its use to make musical instrumentals,
building material, erosion control, windbreak, and renewed interest in bioenergy production, it has
become a major invasive weed problem in watersheds because of its high competitive ability. Here,
the biology and identification of giant reed and related species, e.g. common reed (Phragmites
australis) and the weed’s negative effects are revised. Giant reed once established leads to loss of
biodiversity. It also interferes with rivers by increasing sedimentation and narrowing water channels
causing flooding, damage to bridges and stream bank erosion and increased management costs. The
management strategies are also revised. Finally, the case studies of giant reed control in Portugal

Capítol 4. Casos d’estudi
are presented. Giant reed growth can be suppressed by repeated mowing combined with chemical
control. This requires treating the weed with a systemic herbicide at appropriate times of the year to
ensure translocation to the roots and rhizomes. Glyphosate (2.5% to 5% of commercial solution with
360 g a.i./L) applied after flowering showed to be effective but repeated applications, at least during
two to three years, will likely be necessary. Cut-chemical stem treatments (humectation) were also
effective if glyphosate (75%) is applied within a few minutes of cutting the stem.
Key-words: giant reed, invasion, mechanical and chemical control, Algarbe, Portugal.
1. InTRoDuCCIÓ
La canya (Arundo donax L.) és una gramínia molt comuna a l’entorn de les línies d’aigua i considerada,
sovint fermament, factor de seguretat per als talussos, encara que diversos tècnics cridin l’atenció
sobre com els desestabilitzen a causa de les galeries excavades pels seus rizomes gruixuts (c.f.
Figura 2).
L’espècie Arundo donax L., família de les Poaceae, és originària de l’est asiàtic. Com a espècie
no nadiua es troba distribuïda per Àsia, el sud d’Europa, el nord d’Àfrica i Amèrica. A Europa s’ha
naturalitzat a la totalitat dels països del sud. A Portugal es pot trobar a tot el país i actualment té
l’estatus d’espècie invasora (Decret-llei 565/99, del 21 de desembre de 1999).
A Espanya també es considera al·lòctona i Sanz-Elorza et al. en daten la introducció a dates anteriors
a 1492. En aquest país, la seva distribució geogràfica encara és incompleta, però Sanz-Elorza et al.
(2004) refereixen que es troba al centre de la península Ibèrica i a les Canàries.
A la regió mediterrània i a Portugal es desenvolupen dues espècies del gènere Arundo L., A. donax
(Figura 5.2) i A. plinii Turra (canya de secà) (Figura 5.2). La canya de secà es troba a les regions
fitogeogràfiques del centre-est (arenós, calcari i lisboeta) i centre-sud (miocènic i pleistocènic) de
Portugal. Sovint es confon amb una altra espècie, el canyís (Phragmites australis (Cav.) Steudel),
però aquesta gramínia té un port més baix (Figura 5.3) i presenta una lígula pilosa (Figura 5.4).
Morfològicament, el gènere Arundo inclou plantes perennes, rizomatoses; de fulles planes amb lígula
membranàcia, molt curta i ciliada (Figures 1.1 i 1.2), inflorescència en panícula fluixa o contreta;
lemma lanceolada, llargament velluda, plomosa a la base, 3-7 nervades, amb els nervis mitjans
perllongats en arístula; pàlea més curta que la lemma; cariopsi lliure, oblonga; fil basal puntiforme
(Franco & Rocha-Afonso 1998).
La Figura 1 il·lustra les característiques de la base del limbe i la inflorescència d’A. donax i la lígula
velluda del canyís.
309

310
1 2 3 4
Figura 1. Aspectes morfològics d’Arundo donax L.: 1 - lígula; 2 - aurícules; 3 - inflorescència (panícula); i 4 - lígula de
Phragmites australis (Cav.) Steudel. Fotos: Ana Monteiro i Ilídio Moreira.
La canya s’ha plantat extensivament al sud d’Europa per a tancats i tancats vius. Els seus rostolls,
amb les dimensions adequades, són molt apreciats en la manufactura de cistelleria, instruments
musicals (com flautes) i altres articles. Recentment, va ressorgir l’interès per aquesta espècie com a
productora de biomassa per a biocombustibles.
Això no obstant, la canya, a les zones de ribera, és altament perjudicial pel trencament de la
biodiversitat i el perill de riuades per ocupació del llit de riuada (Figura 3). Els perjudicis en obres
d’art, encara que no siguin freqüents, s’han registrat en ocasions excepcionals, com va succeir el
2010 en les riuades a l’Algarve (Figura 4).
A la seva àrea de distribució es reprodueix sexualment per llavors, però als llocs on no és autòctona
es reprodueix molt ràpidament, per via asexuada, a través dels seus robustos rizomes (Figura 2), que
poden assolir grans distàncies des de la planta mare. Els fragments dels rizomes es dispersen pels
corrents d’aigua i poden estar secs durant anys sense perdre la capacitat de generar arrels quan es
tornen a humidificar. La regeneració de la planta també es produeix mitjançant fragments d’aquesta.
És una planta C , hidròfila, que necessita humitat edàfica perquè els seus hàbitats són ambients
4
riberencs i zones humides, naturals o artificials. Per això, competeix pels recursos hídrics, en
particular quan són escassos. Suporta molt bé les altes temperatures estivals, però de manera
regular les temperatures baixes de l’hivern. Presenta certa resistència a la salinitat moderada.
Figura 2. Rizoma d’Arundo donax L. Figura 3. Canyes envaint el llit de ribera, a (Algarve).
Foto: Ana Monteiro. Foto: Ana Monteiro.

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 4. Massa de canyes arrossegades per corrent de ribera, Algarve, en riuades del 2010 (esquerra), pont afectat per la
pressió exercida (centre) i aspecte general a la línia d’aigua infestada per canya després de la riuada (dreta).
Figura 5. Aspecte general d’infestacions a la regió de l’oest, Caldas da Rainha, Portugal, per: 1. Arundo donax L. (canya); 2.
Arundo plinii Turra (canya borda); i 3. Pragmites australis (Cav.) Steudel (canyís).
311

312
2. gesTIÓ De lA CAnYA en Zones De RIbeRA
2.1. Mesures de prevenció
Les principals mesures de prevenció consisteixen a no introduir exemplars nous d’aquesta espècie,
eliminar òrgans vegetatius (rizomes) i, en general, promoure l’eradicació de l’espècie a les àrees
més sensibles envers la invasió.
També és recomanable la difusió de les característiques invasores de la canya davant tots els
possibles interessats (població, tècnics i planteristes), de manera que se n’eviti la producció i
introducció i es garanteixi que les activitats de control s’executin de forma adequada (observació
cautelar en l’eliminació adequada dels residus, per exemple).
2.2. Mesures de control mecànic
La revisió bibliogràfica condueix, com ja es preveia, a l’esment dels diversos mitjans tradicionals de
lluita contra les llenyoses infestants, des de la prescripció de foc, ús de maquinària pesant, inclosos
buldòzers, tallada i eliminació per vehicles i l’aplicació d’herbicides, considerat, per alguns autors, el
procés més pràctic i eficient, sempre que quedin salvaguardats els riscos ambientals.
i) Control mecànic simple
D’acord amb Oakins (2005), la tallada mecànica de la part aèria exclusiva només és practicable
en àrees petites o bé on l’aplicació de l’herbicida sigui altament inconvenient i té l’avantatge que
es pot utilitzar en qualsevol època de l’any. El seu cost és molt elevat i l’eficàcia, molt limitada pels
nous rebrots. Evidentment, els costos es compensen si la biomassa adquireix valor. L’estellat de
la part aèria de les canyes en facilita, naturalment, el transport i eventual aprofitament.
L’eradicació mecànica de la part subterrània és molt costosa i es pot considerar, en general,
impracticable, atès que els rizomes enterrats entre 1 i 3 metres, en sòls sedimentaris, rebroten
ràpidament. Segons Cornal et al. (1999), l’extracció dels rizomes del sòl presenta, a més, el greu
inconvenient de l’augment de riscos d’erosió i pertorbacions del sòl indesitjables. A la pràctica, els
mètodes mecànics només tenen aplicabilitat si es conjuguen amb l’aplicació d’herbicides.
Això no obstant, s’ha de considerar l’extracció de les arrels i rizomes de la canya quan les
imposicions ambientalistes no permetin l’aplicació d’herbicides tot i la impopularitat dels seus
elevats costos. A més, s’ha de recordar que els fragments de rizomes no retirats per les
excavadores poden provocar l’aparició d’un nou rebrot.
ii) Control pel foc
En la majoria de circumstàncies, la prescripció del foc al canyar viu o tractat químicament no s’ha
de considerar com a procés de control, ja que no elimina els rizomes i probablement afavorirà la
regeneració de canya, a més dels riscos de la no-contenció del foc.
Malgrat tot, alguns autors el reputen com el procés més econòmic, conjugat eventualment amb
altres mitjans.
iii) efecte d’ombra
Malgrat l’evident avantatge dels seus riscos ambientals mínims, la cobertura del sòl amb plàstics,
després de la tallada de la canya es torna bastant onerosa i endarrereix la possibilitat de plantació
d’altres espècies.

Capítol 4. Casos d’estudi
2.3. Mesures de control químic
En termes pràctics, l’eliminació d’una àrea vasta de canya obliga a l’ús d’herbicides, estigui o no
associat amb l’ús de mètodes mecànics, com la tallada o el foc. La bona eficàcia dels herbicides
amb base al glifosat contra A. donax se cita en centenars de referències bibliogràfiques. Altres
substàncies actives herbicides s’esmenten en un nombre molt inferior de treballs com, per exemple,
el triclopir, molt recomanat per lluitar contra l’esbarzer (Rubus ulmifolius Schott), però prevenint el
perill d’arrossegament cap a cultius veïns, ja que és molt volàtil. Hi ha referències d’altres herbicides
específics per a monocotiledònies, com el fluazipop-butil i el sethoxidan (Bell, 1997).
i) Aplicació foliar de glifosat
L’ús exclusiu del control químic de la canya amb el glifosat aplicat al fullatge està àmpliament
generalitzat perquè aquest herbicida és sistèmic i és transportat cap a les arrels i rizomes. D’acord
amb Cornal et al. (1999), no deixa residus al sòl o a l’aigua, ja que el glifosat s’absorbeix per la
matèria orgànica del sòl i de l’aigua i es torna biològicament inactiu. D’acord amb la bibliografia
compilada per Monteiro et al. (2003), no mostra, aparentment, riscos toxicològics significatius per
a la vida salvatge i per a l’home.
Quant a les concentracions i dosis de glifosat per aplicar, èpoques d’aplicació i estat fenològic de
la canya, aquestes varien amb els estudis.
ii) Casos d’estudi a Portugal
a) Aplicació foliar de glifosat
Tot seguit, es resumeixen els resultats obtinguts als assajos realitzats a l’Algarve, en l’àmbit del
Projecte Ricover, del 2009 al 2011, amb aplicacions foliars de glifosat en diferents concentracions,
volums de producte, èpoques d’aplicació i estats fenològics de la invasora (Quadre 1).
Els resultats van confirmar l’avantatge de l’aplicació tardorenca, després de la floració, amb
concentracions compreses entre 720 i 1.080 mg L-1 de glifosat i volum de producte de l’ordre
dels 800 L ha-1 .
Atès que una única aplicació d’herbicida no controla totalment la canya, cal una segona aplicació
de glifosat per evitar noves infestacions, malgrat que els rebrots siguin esclarissats i dèbils.
S’aconsella una vigilància de tres anys com a mínim, però preferiblement de cinc.
313

314
Taula 1. Control d’Arundo donax l. per diferents concentracions de glifosat, volums de producte i èpoques d’aplicació, a
lloc
Època
d’aplicació
glifosat
(mg l -1 de
producte)
riberes de l’Algarve, Portugal.
p.c.
(formulacions
con 360 g l -1 )
Fenología
Volum de
producte
(l ha -1 )
eficàcia
(6 mta*)
S. Brás de Alportel Tardor 1.080 3% Floració 400 >90%
S. Brás de Alportel Primavera 1.080 3% Rebrot 400

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 7. Aplicació d’herbicida el dia 11-12 d’octubre de 2010; glifosat en concentració de 1.080 mg L-1 de xarop (un 1,5% de
producte comercial amb 450 g L-1 de substància activa) aplicat amb pistola de polvorització de 1,5 m de longitud i boquera de
tovera variable amb una pastilla 1,5 en posició de cabal màxim, unida a un polvoritzador de pressió hidràulica (Tomix), (esq.)
i testimoni (dreta) tres setmanes després de l’aplicació. Foto: Ilídio Moreira.
Figura 8. Aspecte de les parcel·les la primavera de 2011 després del rebrot de les canyes que havien estat tallades a inicis
de novembre de 2010. Fotos: Ilídio Moreira.
2.4. equipament de polvorització en zones de ribera i talussos
A continuació, s’il·lustra l’equipament més comunament utilitzat per al control de canya i canyís en
línies d’aigua i talussos.
i) Polvoritzador motoritzat de motxilla F320 amb llança extensible
El polvoritzador motoritzat de motxilla F320 amb llança extensible (Figura 9) és adequat per a
llocs de difícil accés. Exigeix un operador expert perquè la polvorització sigui uniforme i no hi hagi
desaprofitament d’herbicida.
315

316
Figura 9. Aplicació amb un polvoritzador motoritzat de motxilla i una llança extensible. Fotos: Ilídio Moreira.
ii) Pistola i polvorització connectada a un grup de polvorització en carreta
En emplaçaments amb més facilitat de trànsit, la pistola i la polvorització connectada a grup de
polvorització en carreta (Figura 10) és el tipus d’equipament més apropiat, perquè permet tractar
àrees més extenses (en funció del volum del dipòsit), sense esforç addicional per a l’operador, que
també ha de tenir experiència en l’aplicació.
Figura 10. Diferents formes de boquera a causa de la modificació de l’obertura de la tovera de boquera variable a la pistola
de polvorització. Fotos: Ilídio Moreira.
iii) Polvoritzador de pressió hidràulica, suspès als tres punts del tractor
L’aplicació d’herbicides en talussos amb l’equipament disponible al mercat es presentava molt difícil,
atès que la barra de polvorització no té inclinació. L’empresa portuguesa TOMIX va desenvolupar
específicament una barra per a aplicacions en talussos (Figura 11). Cal destacar la necessitat de
tallada prèvia de la vegetació dels talussos i l’aplicació dels herbicides poc després del rebrot de la
canya i canyissos.
iv) Humectació
El mètode combina la tallada del canyar amb l’aplicació immediata (1-2 minuts després, en un
lapse màxim de 5 minuts) d’humectació amb herbicida concentrat a les superfícies de tallada. Té
l’aparent al·licient de reduir els costos d’herbicida i evitar un arrossegament indesitjable cap a plantes
circumdants. Això no obstant, necessita més temps i mà d’obra que les polvoritzacions foliars i més
rigor en el temps d’aplicació, de manera que es fa més car. Aquest tractament, com l’aplicació foliar,
sembla més eficaç després de la plena floració de canya, abans de la seva entrada en latència.
El procés de tallada té dues fases: primer, la tallada de les canyes a 30-60 cm de la base i,
posteriorment, una nova tallada a 5-7,5 cm del sòl i l’aplicació de l’herbicida als 2-3 minuts següents.
Les concentracions del glifosat en la solució, referides a la bibliografia, varien entre el 50 i 100%
(Cornwall et al. 1999; Oakins, 2005; Omori, 1996; Spencer et al. 2008). Pot ser útil connectar un tint
o colorant a la solució per identificar les plantes tractades.

Capítol 4. Casos d’estudi
A l’Algarve, el 25 de novembre de 2010, es va efectuar una aplicació experimental de retoc a la
superfície de les tallades immediatament després de la seva tallada, a aproximadament 10-20 cm
del sòl – humectació (Figura 12). L’aplicación d’una solució de glifosat al 75% del p.c. (producte
comercial Asteroide SupremeR, 450 g/L) es va efectuar immediatament després de la tallada amb
motoserra (Figura 12.1 i 12.2).
Quatre (primavera següent) i sis mesos després d’aquesta aplicació no es va observar cap rebrot de
canya a les parcel·les controlades per aquest mètode (Figura 12.4), al revés del que es va verificar
amb el testimoni (Figura 12.3).
Figura 12. Humectació: 1) canyes tallades amb motoserra; 2) retoc immediat a la tallada de les canyes, de glifosat al 75%
del p.c. (producte comercial Asteroide Supreme®, 450 g/L), el 25 de novembre de 2010; 3) testimoni als 3,5 mesos de la
tallada; 4) feixes de canyes retocades amb glifosat 4 mesos després de la humectació. Fotos: Ana Monteiro i Ilídio Moreira.
3. ConsIDeRACIons FInAls
D’acord amb nombrosos treballs realitzats en les condicions californianes de clima mediterrani,
l’eradicació de la canya va demostrar ser factible en 3-5 anys.
El glifosat és l’herbicida més utilitzat, indicat genèricament per a vivaces infestants, freqüentment
en la concentració de xarop de fins a 2 o 3% del producte comercial (formulacions de 360 g L-1 de
p.c.) i homologades a la dosi màxima de 3,6 kg s.a./ha. Malgrat tot, hem de tenir present que les
recomanacions de quantitat de producte per àrea i dosi poden no ser consistents, ja que l’eficàcia de
la polvorització depèn essencialment de la biomassa present i d’una bona penetració del producte
al fullatge, de vegades molt dens.
Tal com es va verificar per al canyís (Monteiro et al. 1999), el tractament herbicida tardorenc, abans
de l’entrada en latència, precedit de la tallada de les canyes alguns mesos abans per permetre
317

318
l’entrada en floració, o setmanes abans de manera que permeti nous rebrots aeris fins a 1-2 m,
sembla el més eficaç. Tanmateix, si fos necessari, les polvoritzacions foliars en altres fases de
creixement de la canya també són eficaces.
Les aplicacions de glifosat concentrat (del 75 al 100% del producte comercial) sobre la superficie de
tallada, immediatament després d’aquesta —humectació— són també recomanables.
L’eradicació completa de la canya exigirà molt probablement tres anys aproximadament d’aplicacions
curoses, d’acord amb algunes referències bibliogràfiques.
Amb l’existència d’impediments per a la utilització del control químic, s’ha de tenir en compte els
costes elevats dels processos mecànics per a l’eradicació de la canya (Simmons et al. 2007).
Sigui quin sigui el mètode utilitzat, s’han de prevenir les reinfestacions, de manera que és
altament desitjable la plantació d’espècies autòctones per l’interès ecològic i per fer possible la
seva competència amb un eventual rebrot de la canya. Una gestió adequada de l’ecosistema per
preservar la dinàmica natural de la vegetació i evitar pertorbacions d’origen antropogènic serà
fonamental per evitar infestacions greus.
4. bIblIogRAFIA
BELL, G. (1997). “Ecology and management of Arundo donax, and approaches to riparian habitat
restoration in Southern California”. En: BROCK, J. H., WADE, M., PYSEK, P., GREEN D. (eds.) Plant
Invasions: Studies from North America and Europe. Leiden, The Netherlands: Blackhuys Publishers,
p. 103-113.
CORNWALL, C., DALE, R., NEWHONSER, M. (1999). Arundo donax: A Landowner Handbook.
Sonoma Ecology Center and California State University, Sacramento Media Services.
FRANCO, J. A., ROCHA-AFONSO, M. L. (1998). Nova Flora de Portugal (Continente e Açores),
Gramineae. Escolar Editora, vol. III (Fasc. II), 283 p.
MONTEIRO, A., MOREIRA, I., SANTOS, A. C., SERRASQUEIRO, P. M. (2003). “Gestão do jacintoaquático
(Eichhornia crassipes) na Lezíria Grande de Vila Franca de Xira”, Anais Inst. Sup. Agron. 49,
p. 297-315.
MONTEIRO, A., MOREIRA, I., SOUSA, E. (1999). “Effect of prior common reed (Phragmites australis)
cutting in herbicide efficacy”, Hydrobiologia 415, p. 305-308.
OAKINS, A. J. (2005). An Assessment and Management Protocol for Arundo donax in the Salinas Valley
Watershed. Aquatics Article a Capstone Project Presented to the Faculty of Earth Systems Science
and Policy in the Center for Science, Technology, and Information Resources at California State
University Monterey Bay.
SANZ-ELORZA, M., DANA SÁNCHEZ, E. D., SOBRINO VESPERINAS, E. (eds.) (2004). Atlas de las
Plantas Alóctonas Invasoras en España. Madrid: Dirección General para la Biodiversidad. 384 p.
SIMMONS, A., SIMõES, C., FLEBBE, E., PARKER, M. (2007). Invasive Species & the WFD. Apresentação
oral, em Junho, em Lisboa.
SPENCER, D. F., TAN, W. LIOW, P.-S., KSANDER, G. G., WHITEHAND, L. C., WEAVER, S.,
OLSON, J., NEWHOUSER, M. (2008). “Evaluation fo glyphosate for managing giant reed
(Arundo donax)”, Invasive Plant Science and Management, 1, p. 248-254.

Curs de bioenginyeria organitzat pel projecte RICOVER a l’Algarve.
Fotos: Jordi Camprodon.

320
DIsTRIbuCIÓ De lA CAnYA ARunDo DonAx A l’AlgARVe
I ConTRIbuCIons PeR A lA seVA gesTIÓ
João Pinto i sandra Correia
Administração da Região Hidrográfica do Algarve (ARH do Algarve). Rua do Alportel, nº 10, 2º, P-8000-293 Faro.
ResuM
4.9 distRibució de canYa a l’algaRve
joaoeduardopinto@gmail.com
La presència de la canya Arundo donax L. als hàbitats riparis va originar, a causa del seu caràcter
invasor, diferents problemes de difícil resolució en moltes regions de clima temperat a escala global.
Els efectes de l’expansió d’aquesta espècie als ecosistemes de ribera es fan sentir pel que fa a
la competició amb les espècies autòctones i a les alteracions de les funcions i valors dels cursos
d’aigua.
Un factor decisiu per implementar un programa de gestió d’espècies invasores resulta de la capacitat
d’identificar, mapar i monitoritzar aquestes espècies. Aquest treball permet conèixer la situació d’A.
donax a les principals línies d’aigua a l’àrea de jurisdicció de l’Administració de Regió Hidrogràfica
de l’Algarve.
L’elaboració del mapa de distribució d’A. donax es va realitzar mitjançant anàlisis, en ambient SIG,
dels ortofotomapes de l’any 2007. Aquesta informació va ser validada i corregida tot recorrent a
treballs de camp, per mostreig, d’acord amb les principals característiques geomorfològiques i
d’ocupació del sòl de la regió.
Les dades recollides permeten verificar la validesa de la metodologia emprada i constatar el
predomini d’aquesta espècie en més del 8,74% dels marges dels principals cursos d’aigua de la
regió, així com les desigualtats significatives de la seva distribució al territori.
Paraules clau: Arundo donax, espècies invasores, Algarve, mapes de distribució, ARH do Algarve,
projecte Ricover.
AbsTRACT
DISTRIBUTION OF GIANT REED Arundo donax IN ALGARVE AND CONTRIBUTIONS TO ITS
MANAGEMENT. The presence of giant reed Arundo donax L. in riparian habitats in many temperate
regions globally has given rise, due to its invasive behaviour, to management problems of difficult
resolution. The effects of the expansion of this species have huge effects on ecosystems because
it competes with indigenous species and promotes the change of functions and values of rivers and
streams.
A decisive factor for implementing a programme for managing invasive species results from the
ability to identify, map and monitor these species. This work allows knowing the situation of A. donax

Capítol 4. Casos d’estudi
in the main riparian habitats in the area of jurisdiction of the Administrations of Hydrographic Region
of Algarve.
The distribution map of A. donax was made in the Geographic Information System using aerial
photographic coverage analysis (from 2007). The map has been validated and corrected with new
data collected from fieldwork in accordance with the main geomorphologic characteristics and land
occupation in the region.
The result using this methodology indicates that, at least 8.74% of the margins of the main rivers and
streams are occupied with this species and that it is unevenly distributed in the territory.
Keywords: Arundo donax, invasive species, distribution maps, Algarve, ARH do Algarve, Ricover
Project.
1. InTRoDuCCIÓ
La canya Arundo donax és originària de la part oriental d’Europa i Àsia temperada i tropical (Perdue,
1958; Weber, 2003). Segons la UICN (McWilliams, 2004), aquesta espècie és una de les 100
plantes invasores més perilloses i nocives a escala mundial, per la seva capacitat de substituir
la vegetació nativa, en particular les espècies de ribera típiques dels climes de tipus mediterrani.
La seva presència està disseminada per tot el país i es deu haver introduït pel seu interès en
l’agricultura, com a tanca, material de construcció o per a la fixació de talussos (Marchante, 2005).
Existeixen incomptables evidències dels problemes causats per la invasió d’aquesta planta, en
particular per l’alteració de les condicions ecològiques i dels processos de successió natural als
ecosistemes riberencs, i el seu control portarà beneficis obvis en termes d’hàbitat de les espècies
nadiues, protecció contra focs, i qualitat i quantitat d’aigua disponible (Scott, 1994; Bell, 1997;
Almeida i Freitas, 2001; Lawson et al., 2005).
A l’Algarve es constata amb la simple observació de rius i riberes que aquesta planta està disseminada
pel territori. La seva presència, en particular en zones urbanes i agrícoles, és causa de greus
problemes en la gestió de les línies d’aigua, com les alteracions dels cursos d’aigua, inundacions
i, fins i tot, destrucció d’infraestructures. La prevenció d’aquest tipus d’esdeveniments requereix
neteges periòdiques de taques d’aquesta herbàcia a les zones afectades, amb costos elevats per a
les administracions locals i regionals. No hi ha perspectives que aquests costos tinguin repercussió
en la disminució de la intensitat d’aquests fenòmens, ja sigui per la limitació geogràfica d’aquestes
neteges, de caràcter puntual, i per les pròpies característiques de resiliència de l’A. donax referides
a la bibliografia (per exemple, Perdue, 1958; Meyer, 2000; McWilliams, 2004).
L’objectiu d’aquest treball consisteix en l’elaboració d’un mapa de distribució d’A. donax als marges
de les línies d’aigua situats a l’àrea de jurisdicció de l’Administració de la Regió Hidrogràfica de
l’Algarve.
2. elAboRACIÓ Del MAPA De DIsTRIbuCIÓ
Les línies d’aigua analitzades corresponen a les categories de primer, segon i tercer ordre de la
classificació decimal de les línies d’aigua segons l’Índex Hidrogràfic, que es tradueix en prop de
2.462,6 km. Es va utilitzar la cobertura de la Xarxa Hidrogràfica, extreta a partir dels mapes militars
de Portugal (IGeoE - Instituto Geográfico do Exército).
321

322
Per a l’elaboració del mapa de distribució d’A. donax es van observar 327 ortofotomapes que resulten
d’imatges obtingudes a l’agost/setembre del 2007, elaborats per l’IGP (Institut Geogràfic Portuguès).
Puntualment, va ser necessari recórrer a l’anàlisi complementària de la Carta Militar de Portugal,
escala 1:25000, de l’IGeoE. El programari utilitzat va ser el Kosmo Desktop - versió 1.2.1, disponible
com a programari lliure a http://www.saig.es/, i l’ArcGIS - versió 9.2 (http://www.esri.com/).
L’anàlisi d’ortofotomapes comporta un conjunt de factors d’error que és important tenir en compte.
La seva importància varia d’acord amb múltiples condicionants locals o de mitjans:
Causes de l’alteració del mapa d’A. donax (subestimat o sobreestimat):
· Utilització d’ortofotomapes obtinguts el 2007 (amb 5 anys de diferència en relació amb
l’actualitat).
· Errors d’interpretació per part de l’observador.
· Qualitat variable de la imatge dels ortofotomapes (per exemple, a causa de l’ombra
provocada pels núvols).
Causes per subestimar l’extensió d’A. donax:
· Existència de camps agrícoles a l’Algarve (no avaluats en aquest treball) amb grans
extensions de canya, especialment i sobretot al llarg de tancats i com a closos o tanques
de separació de camps.
· Dificultat de visualització de petites taques de canyes.
· Cartografiar a SIG les taques de canyes com a línies.
· Existència de línies d’aigua de petita dimensió i altres zones humides amb A. donax (per
exemple, llacunes).
· Dificultat de diferenciar canyars als dos marges en virtut de la petita amplària de la línia
d’aigua (per exemple a la capçalera de les riberes).
· Mesures de gestió amb remoció d’A. donax properes a la data de la realització de les
fotografies aèries.
Causes per sobreestimar l’extensió d’A. donax:
· Grans taques de canyar poden tenir zones no diferenciables al seu interior amb vegetació
autòctona.
Per avaluar eventuals errors de marcació es van realitzar dos procediments: anàlisi per part de
dos observadors dels ortofotomapes d’un mateix tram d’una ribera amb prop de 51 km d’extensió
(Ribera do Beliche) i recórrer un tram de ribera amb aproximadament 28 km d’extensió (Ribera da
Foupana) per a correcció del que es va registrar a SIG.
Les característiques d’aquesta espècie permeten la propagació d’A. donax predominantment al llarg
de línies (als marges, o en terrenys adjacents) que formen taques monoespecífiques (Perdue, 1958;
Bell, 1997; Benton et al., 2011). Aquesta tendència al predomini d’A. donax als marges implica que
les taques observades al camp estiguin gairebé únicament formades per aquesta espècie i, per
tant, minimitza l’error de comptabilitzar altres espècies de ribera a l’interior dels canyars. Aquestes
característiques de predomini i de linealitat han estat les raons per registrar el canyar com a línies,
cosa que permet també comparar la seva longitud amb les riberes amb les quals estan associades.
La canya està ben adaptada a ecosistemes riberencs pertorbats i es dispersa vegetativament.
Normalment, això succeeix durant els períodes de cabals més importants dels cursos d’aigua (Bell,

Capítol 4. Casos d’estudi
1997). Així, la gestió d’A. donax és essencialment un problema intern de cada conca hidrogràfica,
que s’ha d’abordar des de la part superior del riu fins a la part inferior. En aquest sentit, la unitat bàsica
d’anàlisi d’aquest informe és la designada “conca d’aigua intermèdia”, àrea geogràfica presentada al
Mapa de la Conca Hidrogràfica de les Riberes de l’Algarve (2007). Es va optar per aquestes àrees
tenint en compte les possibles necessitats de gestió d’A. donax i projectes de restauració fluvial en
una perspectiva a llarg termini i, per tant, d’accions coherents dins de cada conca hidrogràfica.
3. MAPA DE DISTRIBUCIÓ D’ARUNDO DONAX
Dels 2.462,6 km de línies i aigua analitzades (4.925,3 km de marges), es van identificar 430,5 km
lineals de taques d’A. donax, que correspon a una ocupació del 8,74% dels marges (Taula 1; Figura 1).
Taula 1. Longitud total i percentatge d’Arundo donax a les subconques intermèdies i longitud de les taques d’A. donax per
subconca.
Conca
unitària
Ribeiras
da Costa
Ocidental
Ribeiras da
Costa Sul
Ribeiras da
Ria Formosa
Subconca intermèdia
Longitud
ribera (m)
Longitud
marge (m)
Longitud A.
donax
(m)
% marge
A. donax
trams
A. donax
Longitud
mitjana
tram (m)
336653 673306 21990 3,3 545 40,3
Ribeira da Carrapateira 48500 97000 6883 7,1 135 51,0
Ribeira de Aljezur 81807 163614 10646 6,5 266 40,0
Ribeira de Seixe 145534 291068 2995 1,0 101 29,7
Ribeiras de Costa 60812 121624 1467 1,2 43 34,1
155121 310242 22512 7,3 355 63,4
Ribeira da Figueira 4754 9508 1377 14,5 19 72,5
Ribeira da Torre 9644 19288 272 1,4 4 68,0
Ribeira das Mós 13495 26990 760 2,8 13 58,5
Ribeira de Benacoitão 12947 25894 3454 13,3 37 93,3
Ribeira de Bensafrim 41003 82006 6186 7,5 102 60,6
Ribeira de Budens 47226 94452 4781 5,1 110 43,5
Ribeira de Vale Pocilgão 5195 10390 1496 14,4 28 53,4
Ribeira dos Outeiros 6521 13042 3852 29,5 29 132,8
Ribeiras de Costa 14336 28672 334 1,2 13 25,7
462735 925470 113516 12,3 1565 72,5
Ribeira da Almiranta 5369 10738 1091 10,2 18 60,6
Ribeira da Luz 8158 16316 2004 12,3 17 117,9
Ribeira da Meia Légua 6790 13580 1070 7,9 9 118,9
Ribª das Fontes Santas 3772 7544 395 5,2 12 32,9
Ribeira das Lavadeiras 2667 5334 2943 55,2 2 1471,3
Ribeira de Alportel 112900 225800 36625 16,2 482 76,0
Ribeira de Bela Mandil 16037 32074 2760 8,6 28 98,6
Ribeira de Cacela 6332 12664 1461 11,5 23 63,5
Ribeira de Marim 22241 44482 4155 9,3 60 69,3
Ribeira de S. Lourenço 41493 82986 5872 7,1 49 119,8
Ribeira do Álamo 6619 13238 3014 22,8 38 79,3
323

324
Bacia
Unitária
Riberas
de la Zona
Central
Ribeira do Almargem 60232 120464 25595 21,2 530 48,3
Ribeira do Arroio 6878 13756 2342 17,0 23 101,8
Ribeira do Biogal 38993 77986 7597 9,7 66 115,1
Ribeira dos Mosqueiros 16401 32802 1170 3,6 24 48,8
Ribeiras da Ria Formosa 32151 64302 3486 5,4 36 96,8
Ribeiro Afoga – Burros 5319 10638 538 5,1 5 107,6
Ribeiro do Tronco 24495 48990 3107 6,3 46 67,5
Rio Seco 45888 91776 8290 9,0 97 85,5
Sub-bacia Intermédia
Comp.
Ribeira (m)
Comp.
Margem (m)
Comp. A.
donax (m)
% marge
A. donax
troços
A. donax
comp
médio
troço (m)
394658 789316 71350 9,0 1295 55,1
Ribeira de Albufeira 21581 43162 3830 8,9 74 51,8
Ribeira de Alcantarilha 116285 232570 10384 4,5 240 43,3
Ribeira de Carcavai 42049 84098 2718 3,2 57 47,7
Ribeira de Espiche 15459 30918 442 1,4 19 23,3
Ribeira de Quarteira 170795 341590 52212 15,3 869 60,1
Ribeiras de Costa 28489 56978 1762 3,1 36 49,0
Río Alvor 137582 275164 28326 10,3 634 44,7
Río Alvor 137582 275164 28326 10,3 634 44,7
Río Arade 502834 1005668 73309 7,3 1756 41,7
Río
Guadiana
Riberas de Costa 523 1046 0 0,0 0
Río Arade 502311 1004622 73309 7,3 1756 41,7
473048 946096 99469 10,5 1720 57,8
Arroyo de Carrasqueira 14486 28972 1005 3,5 15 67,0
Arroyo da Leziria 23818 47636 10017 21,0 161 62,2
Ribera de Beliche 50806 101612 30681 30,2 567 54,1
Ribera de Cadavais 4987 9974 2481 24,9 22 112,8
Ribera de Odeleite 202460 404920 38400 9,5 616 62,3
Ribera do Vascão 128027 256054 11702 4,6 250 46,8
Río Guadiana 48464 96928 5184 5,3 89 58,2
TOTAL 2462531 4925062 430472 8,7
Figura 1. Delimitació de les conques d’aigua intermèdies a l’interior de les subconques unitàries (PBHRA, 2007).

Capítol 4. Casos d’estudi
Els resultats obtinguts en treball de camp van permetre constatar que l’error relatiu a la interpretació
dels ortofotomapes a la ribera recorreguda va ser del 14% superior al registrat a SIG. Es va
verificar també que la major part de les taques de canyar no registrades resultaven de la dificultat
d’identificació de trams de petites dimensions, algunes vegades associada amb un altre tipus de
vegetació riberenca (sobretot salzedes, tamarigars i freixenedes) i a causa de l’aparició de noves
taques des de la data en què es va realitzar el vol. En relació amb la lectura dels ortofotomapes
d’una mateixa ribera per dos observadors, la diferència va ser d’un 0,7% del total de 31 km d’A.
donax registrat. Aquestes dades van permetre corregir l’extensió d’A. donax d’aquest curs d’aigua.
No obstant això, les condicions ambientals existents a l’Algarve no permeten extrapolar aquest
valor per a altres línies d’aigua, sobretot aquelles que presenten diferències considerables a escala
geomorfològica i de la vegetació riberenca (vegeu, per exemple, Pessoa, 1999; Pinto Gomes i
Ferreira, 2005; PBHRA, 2007), com ara els casos de les línies d’aigua que desaigüen al litoral sud
o les existents a la serra de Monchique. Fins i tot els resultats generals apunten a una subestimació
del valor total d’A. donax tenint en compte els factors d’error referits al capítol 2 d’aquest text, i en
particular atesa la dificultat de mapar les petites taques.
En termes d’altimetria, l’estudi indica que un 99,3% de les taques del canyar registrat estan per sota
dels 300 metres d’altitud i un 93,8% per sota dels 200 metres d’altitud (Taula 2). Aquesta dada resultarà
de la menor pressió antròpica que es fa sentir als trams d’aigua més amunt de les línies d’aigua.
Taula 2. Longitud d’Arundo donax per classe d’altimetria. Falten aproximadament 8 km de trams d’A. donax a la Ribera do
Vascão perquè estan fora del model digital del terreny utilitzat.
Altitud Longitud total_m % A. donax
0 658,82 0,16
0-9 66.017,32 15,62
10-24 103.125,06 24,40
25-49 46.014,44 10,89
50-74 46.958,83 11,11
75-99 35.660,00 8,44
100-199 98.020,46 23,19
200-299 23.198,38 5,49
300-499 2.949,33 0,70
500-699 12,32 0,00
Total 422.614,95 100
325

326
Figura 2. Model digital del terreny (proveït per l’INAG el 2010 i distribució d’Arundo donax a l’Algarve.
Pel que fa a la dimensió de les taques registrades, es constata que les taques de fins a 10 metres
presenten poc significat (Figures 3 i 4). Es comprova també que aproximadament el 93% d’A. donax
està constituït per taques de longitud inferior a 300 metres, i que la majoria dels trams de canya
presenten dimensions de fins a 50 metres (Figura 3).
% del número de tramos
70,00
60,00
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
0-9
10-49
50-99
100-199
200-299
300-399
400-499
500-599
600-699
700-799
Clases de longitud
800-899
900-999
1000-1099
1100-1199
1200-1299
1300-1399
1400-1499
Figura 3. Distribució percentual del nombre de taques d’Arundo donax d’acord amb classes de longitud considerades (en
metres lineals).

% longitud A. donax
35,00
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
0-9
10-49
50-99
100-199
200-299
300-399
400-499
500-599
600-699
700-799
Clase de longitud
800-899
900-999
1000-1099
1100-1199
Capítol 4. Casos d’estudi
1200-1299
1300-1399
1400-1499
Figura 4. Distribució percentual de la longitud de les taques d’Arundo donax d’acord amb classes de longitud considerades
(en metres lineals).
La presència d’A. donax a les regions naturals (adaptat de SEA, 2007) reflecteix un panorama
esperable de més predominança al litoral sud i al Barrocal (Figura 5), encara que aquest valor hagi
d’estar subestimat, ja que a zones agrícoles i urbanes es realitzen tallades regulars de canyar com a
mesura de gestió dels marges i, per tant, podran no ser observables alguns trams als ortofotomapes.
Figura 5. Regions naturals de l’Algarve (adaptat de SEA, 1998).
El mapa d’ocupació del sòl, realitzat amb les dades de la iniciativa Corine Land Cover, del 2006,
permet relacionar els principals tipus d’ocupació dels marges i terrenys limítrofs amb la presència
de canyar (Figura 6). Les dades reflecteixen de forma evident la importància de l’agricultura en la
distribució d’aquesta espècie, ja que el 84% del canyar registrat es troba en àrees d’activitat agrícola
(Taula 4).
327

328
Figura 6. Representació de les taques d’Arundo donax sobre les classes d’ocupació del sòl segons la carta Corine Land
Cover (2006).
Taula 3. Longitud de línies d’aigua i percentatge de marge ocupat per Arundo donax a les regions naturals.
Longitud (m) Marge (m) A. donax (m) % A. donax
Barrocal Marge (m) 106.816 9,92
Costa Vicentina 154.115 308.230 16.317 5,29
Litoral Sud 371.518 743.036 84.540 11,38
Serra 1.367.330 2.734.660 221.386 8,10
Serra de Monchique 31.223 62.446 1.413 2,26
TOTAL 2.462.531 4.925.062 430.472 8,74
4. ConClusIons
La dispersió d’espècies invasores i exòtiques a Portugal representa una seriosa amenaça per als
ecosistemes naturals (Almeida i Freitas, 2001; Marchante et al., 2005). La canya està ben adaptada
a ecosistemes riberencs pertorbats i es dispersa vegetativament, cosa que normalment succeeix
durant els períodes de majors cabals dels cursos d’aigua (Bell, 1997). Així, la gestió d’A. donax
constitueix essencialment un problema intern de cada conca hidrogràfica, que s’ha d’abordar des
d’aigües amunt cap a aigües avall.
Aquest treball pretén demostrar que la canya A. donax està disseminada per totes les conques
hidrogràfiques de l’Algarve amb particular incidència al litoral sud i al Barrocal. La pertorbació de la
coberta vegetal adjacent a les riberes com a conseqüència de les pràctiques agrícoles podria ser

Capítol 4. Casos d’estudi
un dels principals factors de dispersió d’aquesta planta al llarg de les línies d’aigua de l’Algarve,
com sembla que demostra l’estreta connexió entre els llocs amb presència d’A. donax i l’ocupació
agrícola.
S’ha comprovat que la major part de les taques de canyar no mapades resulten de la dificultat
d’identificació de trams de petites dimensions i, en menor mesura, de l’aparició de noves taques
d’aquesta espècie entre el període de temps entre l’obtenció de la imatge i el moment present.
En termes generals, es considera que la metodologia de registre d’aquesta espècie a través
d’ortofotomapes presenta bons resultats. En termes de l’escala d’anàlisi, aquest mapa de distribució
pot ser un valuós instrument de diagnòstic a escala regional, de conca o subconca.
5. ConsIDeRACIons FInAls
Encara que la presència d’A. donax sigui menor a les zones serranes, l’estat de vegetació riberenca
pot presentar motius de preocupació en relació amb el seu “estat ecològic” en virtut de la presència
de plantacions d’eucaliptus, invasió d’altres espècies exòtiques com, per exemple, acàcies, o les
alteracions als marges dels llacs resultants de les grans preses i també més de 4.000 petites basses
de terra identificades per l’ARH de l’Algarve, moltes d’aquestes amb A. donax.
Malgrat que les dades proporcionin una perspectiva actual de la presència d’A. donax, estudis
addicionals que recorreguessin a l’anàlisi d’ortofotomapes d’anys anteriors i posteriors proporcionarien
informacions valuoses sobre les tendències d’evolució al territori i, d’aquesta manera, adequarien
una futura estratègia de control d’aquesta espècie.
Es considera encara necessari realitzar l’anàlisi del cost-benefici de control del canyar a l’Algarve.
La bibliografia consultada (Seawright, 2009; Giessow et al., 2011) presenta resultats positius que
tenen com a base els impactes com a resultat de focs, utilització de l’aigua, biodiversitat, transport
de sediments o els costos provocats per inundacions, entre altres.
Tenint en compte l’elevat grau d’expansió d’A. donax a l’Algarve, es proposen tres prioritats en el
control d’aquesta espècie:
• Reactivar programes de control que es van fer puntualment en els últims anys i transformar-los
en programes a llarg termini, en el sentit de recollir informacions en un període de temps més
ampli.
• Realitzar accions de control en llocs amb baix nivell d’invasió, en el sentit d’eradicar les
poblacions abans que es tornin dominants. D’aquesta manera el cost de les accions és menor i
s’eviten impactes futurs.
• Promoure únicament accions de control de llocs amb A. donax si els impactes són significatius i
si existeixen garanties de condicions operacionals i financeres per concloure aquestes accions.
329

330
AgRAÏMenTs
Agraïm a Sofía Delgado els suggeriments i les correccions per a aquest text i també les incomptables
tasques en l’àmbit de la coordinació del Projecte Ricover en les activitats desenvolupades per l’ARH
de l’Algarve. Agraïm també als nostres companys Pedro Coelho i Edite Reis pel seu suport en el
treball de camp i a Ana Rodrigues per la seva col·laboració en el tractament de les dades en ambient
SIG, així com a Fernanda Pereira per la recopilació de les dades per a la verificació del canyar a
Ribera do Beliche.
bIblIogRAFIA
ALMEIDA, J. D., FREITAS, H. (2001). “A flora exótica e invasora de Portugal”, Portugaliae Acta Biol., 19(1-
4): 159-176 (2000).
BELL, G. (1997). “Ecology and management of Arundo donax, and approaches to riparian habitat
restoration in Southern California”. En: BROCK, J. H., WADE, M., PYSEK, P., GREEN, D. (ed.).
Plant Invasions: Studies from North America and Europe. Leiden. The Netherlands: Blackhuys
Publishers, p. 103-113.
GIESSOW, J; CASANOVA, J.; LECLERC, R.; MACARTHUR, R.; FLEMING, G., GIESSOW, J. (2011). Arundo
donax (giant reed): Distribution and Impact Report. California Invasive Plant Council (Cal-IPC). 239 p.
HOSHOVSKY, M. (1996). Element Stewardship Abstract: Arundo donax. Arlington, Virginia: The Nature
Conservancy.
LAWSON, D. M., GIESSOW, J. A., GIESSOW, J. H. (2005). “The Santa Margarita River Arundo donax
control project: development of methods and plant community response”. En: KUS, B. E.,
BEYERS, J. L. (ed.). Planning for Biodiversity: Bringing Research and Management Together.
P. 229-244. Gen. Tech. Rep. PSW-GTR-195. Albany, CA: Pacific Southwest Research Station,
Forest Service, U.S. Department of Agriculture.
MARCHANTE, H., MARCHANTE, E., FREITAS, H. (2005). “Invasive plant species in Portugal: an
overview”. En: BRUNEL, S. (ed.). International Workshop on Invasive Plants in Mediterranean
Type Regions of the World. Montpellier, France: Council of Europe Publishing, p. 99-103.
McWILLIAMS, J. D. (2004). “Arundo donax”. En: Fire Effects Information System. U.S. Department of
Agriculture. Forest Service. Rocky Mountain Research Station. Fire Sciences Laboratory.
MEYER, J. (2000). “Preliminary review of the invasive plants in the Pacific islands (SPREP Member
Countries)”. En: SHERLEY, G. (ed.). Invasive species in the Pacific: A technical review and draft
regional strategy. South Pacific Regional Environment Programme. Samoa. 190 p.
PERDUE, R. E. (1958). Arundo donax - source of musical reeds and industrial cellulose. Econ. Bot., 12(4),
p. 368-404.
PESSOA, F. (1999). Algarve, paisagens e espaços naturais. Faro: Comissão de Coordenação da Região
do Algarve. 82 p.
PINTO-GOMES, C., PAIVA-FERREIRA, R. (2005). Flora e Vegetação do Barrocal Algarvio (Tavira-
Portimão). Faro: Comissão de Coordenação e Desenvolvimento Regional do Algarve. 354 p.
Plano Regional de Ordenamento do Território do Algarve (PROT). 2007. http://www.territorioalgarve.pt.
Plano de Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Algarve (PBHRA). 2007. http://ccdr-alg.pt
SEA, 1998(?). Carta de Ordenamento Biofísico do Litoral - Algarve (Tipos de Paisagem - P16). Secretaria
de Estado do Ambiente / Serviços de Estudos do Ambiente (SEA/SEA).
SEAWRIGHT, E. (2009). Select Economic Implications for the biological control of Arundo donax along the
Rio Grande. Thesis for the degree of Master of Science. Texas A&M University. 148 p.
SCOTT, G. (1994). “Fire threat from Arundo donax”. En: JACKSON, N. E., FRANDSEN, P., DOUTHIT, S.
(eds.). Arundo donax workshop proceedings. November 1993. Ontario, p. 17-18.

Ribera dominada per Salix salviifolia. Foto: André Fabiao.
Restauració fluvial amb salzes a Fonte Benévola (El Algarve).
Foto: Jordi Camprodon.

332
CARACTeRITZACIÓ genÈTICA De PoblACIons De SALIx
SALVIIFoLIA: un esTuDI PRelIMInAR A lA RegIÓ De
l’AlgARVe
F. simões 1 , Joana bogim guimarães 1 , Diogo Mendonça 1 , Carla Faria 2 , André Fabião 2 , António
Albuquerque 2 , Jesé Matos 1 , Patrícia M. Rodríguez-gonzález 2 i Maria Helena Almeida 2
1 INRB-INIA-GBM: Campus IAPMEI, Estrada do Paço do Lumiar, 22.1649-038 Lisboa, Portugal. fernanda.simoes@inrb.pt
2 Centro de Estudos Florestais (CEF), Instituto Superior de Agronomia, Universidade Técnica de Lisboa Tapada da Ajuda,
ResuM
4.10 caRacteRització genètica de salix
P-1349-017 Lisboa, Portugal
El coneixement del component genètic i adaptatiu de les espècies riberenques pot ser crucial per
a la definició d’estratègies de requalificació. Algunes accions de requalificació exigeixen el recurs
a la plantació per facilitar la instal·lació d’espècies riberenques que hagin perdut la capacitat
de recolonització. Conèixer i utilitzar el material vegetal adequat augmenta la taxa de viabilitat i
garanteix la preservació del patrimoni genètic. La regió de l’Algarve presenta una xarxa hidrogràfica
composta per petites subconques geogràficament aïllades entre si que, tot i trobar-se a la mateixa
regió, evidencien diferències significatives en les seves condicions ambientals. En l’intent de trobar
àrees ambientalment homogènies, es va procedir a una classificació ambiental i es van obtenir cinc
àrees per a tota la regió de l’Algarve, corresponents a les subconques B hidrogràfiques (la costa
occidental, Alvor, Arade, la zona central i el Guadiana), on les poblacions de Salix salviifolia Brot.
hi tenen més representativitat. Amb l’objectiu de determinar la diversitat genètica de l’espècie Salix
salviifolia, es va procedir a una recol·lecció de mostres foliars per a: (1) la identificació i validació de
nous marcadors microsatèl·lits en Salix salviifolia; i (2) l’estudi preliminar de diversitat genètica en
individus de Salix salviifiolia en una subconca del riu Guadiana. Per primera vegada es reporta la
identificació i validació de nous marcadors microsatèl·lits en Salix salviifolia i s’anuncia un panell de
microsatèl·lits per a la seva utilització en l’estudi de diversitat genètica de Salix salviifolia.
Paraules clau: Salix salviifolia, microsatèl·lits, diversitat genètica.
AbsTRACT
GENETIC CHARACTERIZATION OF SALIX SALVIIFOLIA POPULATIONS:
A PRELIMINARY STUDY IN THE ALGARVE REGION. The study of the genetic and adaptive
components of riparian species could be crucial for the definition of requalification strategies. Some
requalification actions require a plantation strategy to promote the installation of riparian species that
have lost the ability to re-colonize. The knowledge of suitable plant material increases the viability rate
and ensures the preservation of the genetic patrimony. The Algarve Region presents a hydrographic

Capítol 4. Casos d’estudi
network composed by small sub-basins that have geographic isolation among them and, while sharing
the same region, they show significant differences in their environmental conditions. Following an
environmental classification, we were able to define five environmental homogeneous areas for the
entire Algarve region, corresponding to the following sub-basins: Costa Ocidental, Alvor, Arade, Zona
Central and Guadiana, where Salix salviifolia populations have higher representation. In order to
determine the genetic diversity of Salix salviifolia populations, we have collected leaves that were
DNA extracted for both (1) identification and validation of new microsatellite markers from Salix
salviifolia and (2) preliminary study of genetic diversity on Salix salviifiolia individuals from a subbasin
from the Guadiana River. Herein is reported, for the first time, the identification and validation
of new microsatellites from Salix salviifolia Brot. and also a panel of microsatellite loci is disclosed for
using further in the study of Salix salviifolia genetic diversity.
Keywords: Salix salviifolia, microssatellites, genetic diversity.
InTRoDuCCIÓ
El coneixement dels recursos genètics és essencial per a la conservació de les espècies i del patrimoni
natural, així com també per a la requalificació ambiental. Els estudis i els projectes desenvolupats
en les últimes dècades han contribuït significativament al coneixement de la vegetació riberenca i
a la definició d’estratègies de requalificació al sud-est europeu (Salinas et al., 2000; Ferreira et al.,
2007; Arizpe et al. 2008), així com a la presa de consciència sobre la necessitat urgent de conèixer
el component genètic i adaptatiu de les espècies riberenques (Smulders et al., 2008). En projectes
de requalificació, la plantació en àrees degradades pot ser necessària per facilitar la instal·lació
d’espècies riberenques que hagin perdut la capacitat de recolonització (Menges, 2008). La utilització
de material vegetal d’origen desconegut ha demostrat efectes catastròfics des d’un punt de vista
ecològic, que poden amenaçar la sostenibilitat de les poblacions locals i/o plantades (Hufford i Mazer,
2003; Rogers i Montalvo, 2004). És, per tant, fonamental conèixer les característiques genètiques
(procedència) de les plantes que s’han d’utilitzar i la diversitat genètica desitjada en la població
objectiu, en el sentit d’optimitzar la capacitat de recuperació natural davant de situacions d’estrès o
de pertorbació, de manera que se’n maximitza la sostenibilitat al llarg del temps. Per poder assolir
aquests objectius, el primer pas és conèixer la diversitat i l’estructura genètica de les poblacions
naturals.
Les tècniques moleculars es basen en el desenvolupament de marcadors moleculars d’ADN,
que són entitats que posseeixen una naturalesa altament polimòrfica, herència codominant (amb
determinació d’estats d’homozigosi o heterozigosi en individus diploides), succeeixen freqüentment
al genoma i tenen un comportament selectiu natural (les seqüències d’ADN d’un organisme són
neutrals en condicions ambientals). Un exemple d’això són els microsatèl·lits (SSR), que són
marcadors que contenen seqüències repetitives del genoma (per exemple, GAGAGA) la variació de
les quals es tradueix en el nombre diferent d’unitats de repetició (GA) d’individu a individu.
n
El gènere Salix sempre ha presentat una gran dificultat en la seva classificació taxonòmica a causa
de la freqüència de fenòmens de polimorfisme, hibridació i introgressió (Rechinger, 1992; Skvortsov,
1999). L’espècie Salix salviifolia Brot. és un endemisme de l’occident de la península Ibèrica amb
reconeguda variabilitat fenotípica, fet que ha dut alguns autors a establir l’existència de dues
subespècies (Franco, 1971). Més recentment, un estudi sobre les característiques fenotípiques
333

334
de Salix sp a la regió mediterrània de Portugal (Rodríguez-González et al., 2003) ha revelat un
percentatge elevat de suposats híbrids en Salix salviifolia, fet que suggereix la necessitat d’estudis
genètics per al seu aclariment.
En aquest treball es reporta per primera vegada la identificació i validació de nous marcadors
microsatèl·lits en Salix salviifolia a través de la combinació de seqüenciació massiva d’ADN (next
gen), recursos bioinformàtics que produeixen un ampli llistat de possibles marcadors microsatèl·lits
i el test i la validació d’alguns d’aquests marcadors en Salix salviifolia. Es presenta també un estudi
preliminar de diversitat genètica en individus de Salix salviifolia a la regió de l’Algarve.
2. MÈToDes
2.1. Determinació de les àrees de mostra potencials
La regió de l’Algarve presenta una xarxa hidrogràfica formada per petites subconques que presenten
un aïllament geogràfic entre si i que evidencien diferències significatives en les seves condicions
ambientals. Per identificar àrees ambientalment homogènies, es va procedir a una classificació
ambiental i es van tenir en compte cinc àrees corresponents a les subconques hidrogràfiques on les
poblacions de Salix salviifolia tenen més representativitat: la costa occidental, Alvor, Arade, la zona
central i el Guadiana. La selecció dels llocs de recol·lecta del material vegetal a cada subconca va
obeir el criteri que les poblacions objectiu han de representar el gradient aigües amunt/aigües avall,
mostrar poca pertorbació (un elevat nombre d’individus distribuïts de manera contínua) i presentar
només una espècie del mateix gènere.
2.2. Recollida de material vegetal
El mostreig dels individus Salix salviifolia es va efectuar a les cinc subconques identificades. Els llocs
de recollida es van situar als cursos d’aigua considerats més rellevants a cada conca, distribuïts
tendencialment per les zones aigües avall, intermèdies i aigües amunt. A cada zona es va establir
una distància variable entre els individus de mostra, de 8 a 25 metres, amb l’objectiu de calcular la
distància mínima per l’absència de parentesc. Tots els individus van ser georeferenciats i també es
va registrar la distància entre aquests i algunes característiques de l’hàbitat. Per tal que permetés
incloure tota l’heterogeneitat d’ambients existents a la regió hidrogràfica de l’Algarve, es van recollir
mostres foliars de 239 individus de l’espècie Salix salviifolia (Figura 1). En aquest treball, es van
utilitzar individus de totes les conques (n = 25) per a la identificació i validació de nous marcadors
microsatèl·lits en Salix salviifolia. Per a l’estudi preliminar de diversitat genètica en individus de Salix
salviifiolia en una subconca del riu Guadiana es van analitzar 22 individus distribuïts al llarg de la
conca hidrogràfica de la ribera d’Odeleite segons el gradient aigües amunt/aigües avall (vuit a la
zona d’aigües amunt de la ribera de l’Odeleite, nou a la zona intermèdia de la ribera de l’Odeleite i
cinc a la ribera del Foupana, afluent a la zona aigües avall de la ribera de l’Odeleite).

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 1. a) Localització de la regió de l’Algarve al mapa d’Europa; b) Distribució de les mostres de Salix salviifolia a la regió
de l’Algarve. Les mostres de color taronja representen els individus de la subconca del Guadiana a la ribera de l’Odeleite
(aigües amunt/intermèdia) i la ribera del Foupana (aigües avall).
2.3. extracció de l’ADn
L’ADN va ser aïllat a partir de fulles de les poblacions de mostra d’acord amb el protocol recomanat
pel fabricant d’innuPREP Plant DNA Kit (analyticJena).
2.4. seqüenciació d’ADn en plataforma 454 i identificació in silico de locus microsatèl·lit
Aproximadament, es van seqüenciar parcialment 500 µg d’ADN d’un individu de l’espècie Salix
salviifolia a la plataforma de seqüenciació Roche 454 GS FLX. Les seqüències obtingudes van
estar subjectes al programari MSATCOMMANDER (Faircloth, 2008) per identificar seqüències que
continguessin les repeticions di-, tri-, tetra-, penta- i hexanucleòtids. Per a la concepció d’iniciadors
de PCR, es va utilitzar el programari Primer 3 (Rozen and Skaletsky, 2000) .
2.5. Test d’amplificació per a locus microsatèl·lits
Es van testar 13 parells d’indicadors de PCR determinats in silico per confirmar la seva capacitat
d’amplificació per PCR. Es van preparar reaccions convencionals d’amplificació per PCR amb 35
cicles d’amplificació amb una temperatura d’aparellament de 54 ºC. Cinc dels iniciadors de PCR
de sentit directe que van amplificar amb èxit es van marcar a la posició 5’ amb 6-FAM i HEX per a
l’anàlisi en electroforesi capil·lar.
2.6. Caracterització dels marcadors microsatèl·lits i test de transferibilitat
Per analitzar el genotip de 25 individus de totes les conques seleccionades de la regió de l’Algarve,
es van utilitzar cinc iniciadors marcats dels locus microsatèl·lits provinents de les seqüències de S.
335

336
Salviifolia i cinc parells d’indicadors marcats de locus microsatèl·lits provinents de S. Burjatica (cv.
Germany) (Barker et al., 2003) (Taula 2). Els productes de PCR es van obtenir en cinc mescles
d’amplificació en multiplex utilitzant el Qiagen PCR Multiplex Kit i van ser analitzats en un Applied
Biosystems 3730 DNA Analyzer. La determinació dels al·lels es va efectuar mitjançant el programa
GeneMapper 3.2 (Applied Biosystems). El mateix procediment es va aplicar en la determinació de
22 genotips en l’estudi preliminar que es va desenvolupar a la subconca del riu Guadiana a la conca
hidrogràfica de la ribera de l’Odeleite.
2.7. Determinació de la diversitat genètica a la subconca del riu guadiana
Els paràmetres de diversitat genètica es van determinar amb el programa Genalex 6.4 (Peakall &
Smouse, 2006).
3. ResulTATs
3.1. Identificació de loci de microsatèl·lits
La seqüenciació massiva d’ADN va produir prop de 30.000 seqüències. El programari
MSATCOMMANDER va identificar aproximadament 5.000 seqüències amb repeticions microsatèl·lits,
mentre que el programa Primer 3 va produir un llistat de possibles iniciadors d’amplificació en Salix
salviifolia. La Taula 1 mostra exemples d’unitats de repetició identificades i la mida esperada per al
producte amplificat.
Taula 1. Caracterització microsatèl·lits aïllats de Salix salviifolia.
locus unitat de repetició grandaria prevista (pb)
ssDI3 [AG] 10 176
ssDI4 [GT] 12 136
ssTRI2 [CAT] 5 TC[TCA] 3 186
ssTRI4 [TATT] 6 212
ssTeTRA2 [AAAT] 8 126
3.2. Caracterització de locus microsatèl·lits de Salix salviifolia
Després del test d’amplificació de 13 parells d’indicadors en 10 individus, es va verificar que 11
presentaven senyal d’amplificació i polimorfisme dels loci. L’anàlisi després d’electroforesi capil·lar
de cinc d’aquests loci va revelar la presència d’al·lels polimòrfics en els 25 individus de Salix
Salviifolia testats. També es va avaluar la transferibilitat a l’espècie Salix salviifolia de cinc locus de
microsatèl·lits aïllats a partir de S. burjatica (cv. Germany) (Barker et al., 2003). Els locus emprats,
el nombre d’al·lels trobats en Salix salviifolia i l’interval de mida dels al·lels es mostren a la Taula
2. Tots els marcadors es van mostrar polimòrfics, amb el nombre d’al·lels que varia entre 2 i 21
en Salix salviifolia. La diversitat genètica (heterozigòtica esperada (H )) va variar de 0,067 (locus
e
SSTETRA2) a 0,785 (locus SSDI4). Els valors d’H obtinguts per a cada locus presenten valors
e
comparables als obtinguts anteriorment per a salzes diploides (Barker et al., 2003).

Taula 2. Característiques dels locus de microsatèl·lits utilitzats en Salix salviifolia.
locus Referència Variació al·lèlica (pb)
nº de
al·lels
Capítol 4. Casos d’estudi
He* Ho*
sb24* Barker et al. (2003) 139-187 21 0,749 0,630
sb80* Barker et al. (2003) 109-133 6 0,517 0,645
sb196* Barker et al. (2003) 165-180 6 0,317 0,280
sb199* Barker et al. (2003) 109-137 15 0,793 0,750
sb194* Barker et al. (2003) 105-143 17 0,720 0,660
ssDI3 Aquest treball 175-183 5 0,507 0,272
ssDI4 Aquest treball 127-203 12 0,694 0,785
ssTRI2 Aquest treball 171-190 6 0,604 0,720
ssTRI4 Aquest treball 206-242 8 0,432 0,505
ssTeTRA2 Aquest treball 109-117 2 0,067 0,075
*H e - Heterocigotia
esperada; H o -
Heterocigotia
observada
L’aplicació d’aquest panell de microsatèl·lits en un estudi preliminar de diversitat genètica als individus
de les dues riberes (Odeleite i Foupana) de la subconca del Guadiana revela l’existència de tres
grups coincidents amb les tres zones de mostra a la conca a l’anàlisi de components principals
(ACP). Els grups I i II corresponen, respectivament, als individus de la zona aigües amunt i de la
zona intermèdia de la ribera de l’Odeleite, mentre que el grup III correspon als individus de la ribera
del Foupana, afluent a la zona aigües avall de la ribera de l’Odeleite (Figura 2).
Figura 2. Anàlisi de components principals en què cada punt correspon a un individu.
337

338
4. DIsCussIÓ
Aquest treball reporta per primera vegada la identificació in silico de locus de microsatèl·lits en Salix
salviifolia. La utilització de noves tecnologies de seqüenciació massiva d’ADN mostra megabases
de seqüències d’ADN i permet una ràpida identificació de locus de microsatèl·lits amb algoritmes
específics. En aquest treball s’han testat 13 loci de S. Salviifolia, però hi ha disponibles centenars
de seqüències que han estat identificades, incloent-hi SSRs, i que seran testades en treballs futurs,
i s’ha realitzat l’anàlisi de polimorfisme dels nous locus entre individus. La diversitat al·lèlica trobada
entre els 25 individus de Salix Salviifolia permet la utilització d’aquests nous loci com a marcadors
moleculars de diversitat. S’ha verificat també la possibilitat d’utilització de locus de microsatèl·lits
d’altres espècies de Salix en Salix salviifolia.
La diversitat genètica trobada als individus de conques hidrogràfiques de la regió de l’Algarve
amb el panell de microsatèl·lits testat va ser equivalent a la referida en la literatura per a altres
espècies diploides de Salix (Barker et al., 2003). La utilització d’aquest panell en l’estudi preliminar
de diversitat genètica de poblacions de Salix salviifolia en les dues riberes (Odeleite i Foupana)
va mostrar poder de resolució en la diferenciació de poblacions i serà utilitzat en l’estudi d’altres
cursos d’aigua. El fet que no s’hagin trobat clons entre els individus mostrejats a la conca de la
ribera de l’Odeleite, situats a una distància de 8 a 25 m entre si, constitueix una informació important
per al disseny d’estratègies de mostreig en futurs estudis demogenètics sobre l’estructura espacial
de poblacions de Salix salviifolia o espècies pròximes.Addicionalment als marcadors microsatèl·lits
nuclears, també està prevista la utilització de marcadors per al genoma del cloroplast. L’ADN del
cloroplast posseeix algunes propietats particularment útils tan bon punt no recombina (com el
cromosoma nuclear) i és generalment transmès per via materna a angiospermes (és a dir, a través
de la llavor) (Dumolin et al., 1995). La informació que contenen els marcadors del cloroplast pot,
d’aquesta manera, revelar relacions de parentesc, clonalitat, migració i hibridació, de manera que
també s’empraran per avaluar la diversitat en Salix salviifolia.

5. bIblIogRAFIA
Capítol 4. Casos d’estudi
ARIZPE, D., MENDES, A., RABAÇA, J. (2008). Sustainable riparian zones. A management guide.
Generalitat Valenciana. 287 p. [disponible on-line: www.ripidurable.eu/]
BARKER, J. H. A., PAHLICH, A., TRYBUSH, S., EDWARDS, K.J., KARP, A. (2003). “Microsatellite markers
for diverse Salix species”, Mol Ecol Notes, 3, p. 4-6.
FAIRCLOTH, B. (2008). “MSATCOMMANDER: Detection of microsatellite repeat arrays and automated,
locus-specifi c primer design”, Molecular Ecology Resources, 8, p. 92-94.
DUMOLIN, S., DÉMESURE, B., PETIT, R. J. (1995). “Inheritance of chloroplast and mitochondrial
genomes in pedunculate oak investigated with an efficient PCR method”. Theoretical and Applied
Genetics, 91, p. 1253-1256.
FERREIRA, M. T. (coord), AGUIAR, F., ALBUQUERQUE, A., RODRÍGUEZ-GONZÁLEZ, P. (2007).
Directiva Quadro da Água. Avaliação da Qualidade Ecológica das Águas Interiores com base
no Elemento Macrófitos. Relatório Final. Contrato nº 2003/071/INAG. Lisboa: Associação para o
Desenvolvimento do Instituto Superior de Agronomia, 156. P + annexos.
FRANCO, J. A. (1971). “Salix L. in Nova Flora de Portugal”, Lycopodiaceae-Umbelliferae, vol. I. Lisboa.
HUFFORD, K. M., MAZER, S. J. (2003). “Plant ecotypes: Genetic differentiation in the age of ecological
restoration”, Trends in Ecology and Evolution, 18, p. 147-155.
MENGES E. S. (2008). “Restoration demography and genetics of plants: When is a translocation
succesful?” Australian Journal of Botany, 56, p. 187-196.
PEAKAL, R., SMOUSE, P. E. (2006). GENALEX 6: genetic analysis in Excel. Population genetic software
for teaching and research , Molecular Ecology Notes, 6, p. 288-295.
RECHINGER K. H. (1992). “Salix taxonomy in Europe - problems, interpretations, observations”,
Proceedings of the Royal Society of Edinburgh B, 98, p. 1-12.
RODRÍGUEZ-GONZÁLEZ, P. M., SERRAZINA, S., BUSCARDO, E., CAPELO, J. H., ESPIRITO SANTO,
D. (2003). “Contribution for the taxonomical study of Salix (Salicaceae) in the Portuguese
Mediterranean región”, Bocconea, 16, p. 691-696.
ROGERS, D. L., MONTALVO, A. M. (2004). Genetically appropriate choices for plant materials to maintain
biological diversity. University of California. Report to the USDA Forest Service, Rocky Mountain
Region, Lakewood, CO. 343 p. [disponible on-line en: http://www.fs.fed.us/r2/publications/botany/
plantgenetics.pdf. 343].
ROZEN, S., SKALETSKY, H. J. (2000). Primer3 on the WWW for general users and for biologist
programmers. Humana Press, Totowa, New Jersey. USA
SALINAS, M. J., BLANCA, G., ROMERO, A. T. (2000). “Riparian vegetation and water chemistry in a basin
under semiarid mediterranean climate, Andarax river, spain”, Environmental Management, 26, p.
539-552.
SKVORTSOV, A. K. (1999). Willows of Russia and Adjacent Countries: Taxonomical and Geographical
Revision (traducido de: SKVORTSOV, A. K. [1968]. Willows of the USSR. Taxonomic and
Geographic Revision. Nauka, Moscú). Joensuu University, Joensuu.
SMULDERS, M. J. M., COTTRELL, J. E., LEFèVRE, F., VAN DER SCHOOT, J., ARENS, P., VOSMAN,
B., TABBENER, H. E., GRASSI, F., FOSSATI, T., CASTIGLIONE, S., KRYSTUFEK, V., FLUCH,
S., BURG, K. VORNAM, B., POHL, A., GEBHARDT, K., ALBA, N., AGÚNDEZ, D., MAESTRO,
C., NOTIVOL, E., VOLOSVANCHUK, R., POSPÍŠKOVÁ, M., BORDÁCS, S., BOVENSCHEN,
J., VAN DAM, B. C., KOELEWIJN, H. P., HALFMAERTEN, D., IVENS, B., VAN SLYCKEN, J.,
VANDEN BROECK, A., STORME, V., BOERJAN, W. (2008). “Structure of the genetic diversity
in black poplar (Populus nigra l.) populations across european river systems: Consequences for
conservation and restoration”, Forest Ecology and Management, 255, p. 1388-1399.
339

Projecte Rius a Catalunya. Plantació d’espècies de ribera amb estudiants en
una illa del riu Ter. Foto: Marc Ordeix.
Projecte Rius a Portugal. Acció de neteja al riu Tinto. Foto: Pedro Teiga.

342
PRoJeCTe RIus: lA IMPoRTànCIA De lA PARTICIPACIÓ
PÚblICA en lA ResTAuRACIÓ I ReCuPeRACIÓ FluVIAls
ResuM
4.11 pRoJecte Rius
Pedro Teiga
Faculdade de Engenharia da Universidade do Porto. Rua Dr. Roberto Frias, P-4200–465 Porto. pteiga@gmail.com
El Projecte Rius està dedicat a la participació pública i formació ambiental en el domini del monitoratge i la
requalificació de sistemes fluvials. Es descriu l’origen del Projecte Rius i la seva implementació a Portugal,
i se n’inclouen les fases de desenvolupament, les activitats desplegades, els accessoris i l’evolució de
grups participants, les millores constatades i les potencialitats d’un projecte d’aquest tipus.
Paraules clau: rius, rehabilitació, participació ciutadana, civisme.
AbsTRACT
THE PROJECT RIOS: THE IMPORTANCE OF PUBLIC PARTICIPATION IN RIVER RESTORATION
AND RECOVERY. The Project Rios is dedicated to public participation and societal awareness
towards monitoring and requalification of river ecosystems. In this chapter we describe the origin of
the Project and its implementation to Portugal, and the phases of development it took, the activities
undertaken, the accessories used, the evolution and adherence of participant groups, the benefits
observed and the potential of such a project.
Key words: rivers, rehabilitation, public participation, civility.
1. InTRoDuCCIÓ
La participació popular és fonamental en la restauració i recuperació fluvials. La implicació
d’ajuntaments, empreses, associacions, escoles i població local i agents amb diferents interessos
estableix condicions per a la definició de projectes per al desenvolupament socioeconòmic
local i fonamental per a la sostenibilitat dels recursos naturals. Les intervencions a l’espai fluvial
constitueixen una oportunitat per promoure les sinergies d’interessos per fer possible l’Agenda Local
21 i el “pensar global, actuar local”, la Carta de la Terra, DMA i la Llei de l’Aigua. Molts dels problemes
dels recursos hídrics són complexos i només es podran mitigar amb l’ajuda de tothom (Kollmuss i
Agyeman, 2002; Proyecto-Ríos, 2008).
Alguns estudis han constatat la falta de coneixement, compromís i participació popular en les
diferents problemàtiques socials on els projectes i les estratègies de gestió dels recursos hídrics

Capítol 4. Casos d’estudi
s’emmarquen, ja sigui pel que fa als responsables i tècnics o a la comunitat en general (Lima, 2006;
Schmith et al., 2009).
Vista la necessitat de promoure la participació ciutadana en l’àmbit nacional, es va desenvolupar i
adaptar una eina internacional de participació pública (Projecte Rius) al context nacional portuguès.
Aquesta eina es va elaborar per facilitar els processos de participació ciutadana en processos de
restauració o rehabilitació fluvials.
La investigació efectuada en els mostreigs de camp, estudis de cas o qüestionaris constata la
reduïda participació popular i l’escàs compromís de la societat portuguesa en les qüestions sobre
recursos hídrics, en especial en projectes i intervencions de rehabilitació de rius i riberes. Aquests
aspectes van ser les premisses per al desenvolupament del Projecte Rius a Portugal, amb objectius
específics:
· Desenvolupar una eina de suport a la participació ciutadana en processos i projectes de rehabilitació
de rius i riberes que faciliti la comunicació entre tècnics i població en general per
a la implementació de la Directiva Marc de l’Aigua.
· Crear una metodologia de treball qualificada i científica de monitoratge i observació de camp
que permeti reconèixer els problemes i les causes de degradació riberencs per fomentar
el voluntariat, així com proposar/contribuir amb alternatives a la solució dels ecosistemes
riberencs.
· Elaborar una metodologia per promoure de forma directa i activa la societat civil en la defensa
dels ecosistemes riberencs, sense discriminació d’edat, gènere, religió, nivell d’escolaritat,
nivell econòmic o cultural.
2. el PRoJeCTe RIus
El Projecte Rius va ser llançat a Catalunya per l’Associació Hàbitat per a Projecte Rius Catalunya el
1997 i, des de llavors, ha demostrat que és un èxit (Projecterius, 2010). Es va establir un protocol per
a la seva adopció al territori portuguès entre ASPEA (Associació Portuguesa d’Educació Ambiental)
i l’Associació Hàbitat per a Projecte Rius Catalunya (Proyecto-Ríos, 2008).
Per a la implementació del projecte es va adaptar al context portuguès el material i la metodologia del
Projecte Rius de Catalunya i la versió aplicada a la regió de Galícia. Per a la validació del Projecte
Rius, es van realitzar tests d’aplicabilitat i avaluació que van permetre desenvolupar una eina
pràctica, útil, de baix cost, amb dinàmica de grups, accessible i que permetés recopilar informació i
involucrar activament els participants en la promoció i rehabilitació de rius i riberes.
A Portugal, el Projecte Rius es va iniciar el 2006 i actualment la seva coordinació va a càrrec de
l’Associació Portuguesa d’Educació Ambiental (ASPEA), amb el suport de la Lliga per a la Protecció
de la Naturalesa (LPN), tot reforçant els vincles entre ONG de l’àrea ambiental. La seva implementació
està coordinada per una direcció tècnica constituïda per un coordinador nacional i un tècnic de l’àrea
logística. Aquest projecte també està promogut per les entitats següents: Faculdade de Engenharia
da Universidade do Porto (FEUP), Associação de Professores de Geografia (APG); CEG/DG
343

344
FLUL - Centro de Estudos Geográficos/Departamento de Geografía de la Faculdade de Letras da
Universidade de Lisboa; INAG - Instituto da Água. També estan involucrades en la implementació
del Projecte Rius, en territori nacional, diverses entitats institucionals (ARH, ajuntaments, juntes de
Freguesia (*NdT: junta de Freguesia: és una figura jurídica inexistent a Espanya, que correspon a
parròquia), escoles, empreses, associacions, organitzacions no governamentals (ONG) i la població
en general.
L’execució sobre el terreny (sortides de camp i planificació d’accions de millora i divulgació) té el
suport dels monitors del Projecte Rius en col·laboració amb la seva direcció tècnica. Els grups
del Projecte Rius estan constituïts per un responsable, un tècnic de suport, un patrocinador i els
membres participants del grup.
El Projecte Rius es basa en tres pilars fonamentals: valoració i promoció de l’educació ambiental per
conèixer millor els ecosistemes aquàtics, fomentar la participació pública en la protecció i resolució
dels problemes dels ecosistemes riberencs i promoure el voluntariat per a l’adopció de trams de rius
i riberes d’àmbit local. Aquest projecte pretén, simultàniament, desencadenar un conjunt d’activitats
experimentals d’educació ambiental i participació popular per cooperar en la implementació de la
DMA i contribuir en la implantació de processos de rehabilitació de rius i riberes.
El Projecte Rius té com a objectiu l’adopció i el monitoratge d’un tram de riu o ribera, de manera que
promogui la sensibilització de la societat civil envers els seus problemes i la necessitat de protecció
i valoració dels sistemes riberencs. El Projecte Rius té com a principal objectiu implementar un pla
d’adopció de 500 metres d’un tram d’un riu o ribera per grups de voluntaris organitzats amb una
metodologia d’intervenció definida. Per ajudar-los en aquesta tasca se subministra un equip didàctic
a cada grup del projecte.
Els grups s’inscriuen en aquest projecte, voluntàriament i de forma gratuïta, i actualment s’hi han
afiliat municipis, empreses, escoles (des de l’ensenyament preescolar fins a la universitat superior),
escoltes, associacions (culturals, de pescadors, agricultors, caçadors), ATL (activitats de temps
lliure), llars de jubilats, amics, famílies i la població en general, en el sentit de conèixer i monitoritzar
un riu de la seva regió.
3. MeToDologIA Del PRoJeCTe RIus
El projecte obeeix a una metodologia amb un patró d’observació simple, rigorosa, de fàcil aplicació
i desenvolupament. El projecte s’executa en tres fases, de manera que faciliti la implementació de
les eines necessàries per conèixer i millorar el riu.
La primera fase (inscripció, selecció del tram) se centra en la capacitat de tots els interessats per
poder ser voluntaris i participar activament en la xarxa nacional del Projecte Rius. L’adhesió a aquest
projecte requereix la realització de la fitxa d’inscripció amb el registre del tram (500 metres) del riu
que s’ha d’adoptar i de les persones associades.
La segona fase (sortides de camp en detall) consisteix en l’observació directa del tram seleccionat
pels voluntaris, amb acompanyament en les tres primeres sortides d’un monitor especialitzat en el

Capítol 4. Casos d’estudi
Projecte Rius, on s’aplica la metodologia definida. S’estableix el compromís a través del responsable
del grup de l’observació amb l’anàlisi dels paràmetres fisicoquímics, biològics, hidrogeomorfològics,
ús de terrenys marginals, biodiversitat, disfuncions, tradicions i patrimoni cultural i arquitectònic, com
a mínim dues vegades a l’any. Els registres són anotats a la guia de camp, concebuda per a aquesta
finalitat. Aquesta sortida dura, com a mínim, 1 h i 30 m. Els registres es deriven al responsable, que
emplena la base de dades en línia i de retorn (feedback) als grups (Proyecto Ríos, 2008).
La tercera fase consisteix en l’adopció del riu. Aquesta adopció es basa en el coneixement adquirit dels
valors i les potencialitats de l’ecosistema riberenc local, amb accions immaterials (divulgació, sensibilització
per a un públic específic o general) i accions materials, desenvolupades normalment al costat del tram
adoptat i que en promociona la millora (plantació d’arbres, remoció de residus i runa; neteja de marges;
rehabilitació d’un assut o molí o desobstrucció d’obstacles que posin en risc estructures hidràuliques).
Cada grup o conjunt de grups, amb el suport del responsable dels grups, monitors del Projecte Rius i
col·laboradors (formals i informals), desenvolupen activitats de preservació dels ecosistemes, estableixen
noves col·laboracions amb el poder local, empreses, ens privats o associacions, per a la solució dels
impactes detectats, i activitats de preservació o rehabilitació de rius i riberes.
Per facilitar la implementació d’aquesta metodologia estandarditzada, es van definir etapes per
realitzar els procediments experimentals (Figura 1):
a
DIFUSIÓ
Conèixer el riu
Primer contacte amb els grups
b
Contacte amb el grup
Inscripció al Projecte Rius
Elecció del tram de riu
Lliurament de material (equipament)
Inspecció dels rius
Adopció del riu
SELECCIONAR el tram de riu per monitoritzar
Preparar tot el material per al monitoratge
Descriure el tram de riu
Inspecció de col·lectors
Estudi de l’ecosistema fluvial
Emplenar les fitxes de monitoratge
Enviar los datos para la coordinación nacional
Treball de camp
Lliurament de dades
Centralització de dades
Informe anual
Iniciatives dels grups
Localització geogràfica del tram de riu
Fer un esquema del tram
Activitats mínimes
2- Sortides de camp primavera i tardor
1- Acció de millora pòster
Plantació d’arbres
etc...
Elaborar el projecte d’adopció
Figura 1. a) Fases d’implementació del Projecte Rius; i b) Etapes per realitzar el monitoratge segons el Projecte Rius
(Projecto-Rios, 2008).
345

346
4. ACCessoRIs Del PRoJeCTe RIus
Els materials que formen l’equipament del Projecte Rius són: fitxes de camp; 38 fitxes d’identificació,
declaració de compromís; 1 caixa; manual del Projecte Rius; lupa i pinça; llapis i goma; cintes de
mesurament de pH, nitrats i nitrits; termòmetre; cintes mètriques; salabret; portapapers.
Les fitxes d’identificació del Projecte Rius a Portugal estan classificades pels grups temàtics: Amfibis;
Arbres i arbustos *; Aus *; Papallones *; Catàstrofes *; Bolets *; Disc de Secchi; Estat de salut del
riu; ISQVR – Índex Simplificat de la Qualitat de la Vegetació del Riu; Líquens *; Macroinvertebrats;
Mamífers; Patrimoni etnogràfic; Peixos; Plantes aquàtiques; Rèptils; Rius de Portugal *; Roques *;
Siluetes *; Taula de símbols uniformitzats. * Fitxes desenvolupades per a Portugal (Figura 2).
Figura 2. Exemple de fitxes de camp del Projecte Rius (Projecto-Rios, 2008).
5. oPeRATIVA
L’aplicació pràctica d’aquest projecte proporciona la implementació d’una xarxa nacional d’avaluació
de la qualitat de l’estat dels rius i riberes a través de l’observació i el monitoratge de diferents
trams de rius, a més d’incentivar l’aprenentatge i la valoració de la importància de les línies d’aigua.
Permet establir sinergies de cooperants per al desenvolupament d’activitats d’educació ambiental,
participació ciutadana i investigació per a la conservació i rehabilitació dels recursos fluvials, i amb
la implementació del Projecte Rius és possible desenvolupar objectius específics.
L’elecció de l’entorn escolar per provar l’aplicabilitat del Projecte Rius en el context nacional es va
deure a la diversitat de les característiques disponibles en aquesta comunitat, com són els diversos
nivells d’organització (professors, alumnes, funcionaris, responsables, associacions de pares i
familiars dels alumnes); elevada heterogeneïtat etària; diferents nivells de coneixement i sensibilitat
per a l’aprenentatge; adhesió; capacitat de canvi, i possibilitat de connexió amb les comunitats
locals, en el procés i en les qüestions relacionades amb els recursos hídrics. En aquest procés de
millores es van adaptar i incorporar diferents tècniques pedagògiques i científiques (Fernández i
Ruipérez, 2007; Pinto et al., 2010).
El pla de formació de monitors del Projecte Rius faculta i dota els aprenents de competències
per conèixer les potencialitats i limitacions dels materials del Projecte Rius, mentre que auxiliars
pedagògics desenvolupen aptituds per identificar, seleccionar i utilitzar de manera adequada les
eines del Projecte Rius; per planificar i realitzar una sortida de camp de monitoratge; projectar
i programar plans d’actuació per a l’adopció de trams de rius i riberes; establir contactes per a
col·laboradors i patrocinadors, i recollida de dades i divulgació en l’àmbit d’aquest projecte.

Capítol 4. Casos d’estudi
Es va establir una metodologia de caracterització i indicadors d’avaluació de l’estat de la qualitat i
el funcionament de l’ecosistema riberenc, així com la seva interacció amb la comunitat local. Com
a eines de suport al Projecte Rius s’ha desenvolupat, a més, una pàgina web, un blog, una pàgina
de Facebook i s’ha creat una base de dades amb una llista d’adreces electròniques i informacions/
activitats que puguin involucrar els grups. Els grups podran, a més, acomplir tasques optatives per a
la seva automotivació i compartir els seus resultats dins de la xarxa del projecte o amb la comunitat
en què estiguin involucrats.
Es va definir per al Projecte Rius una metodologia de caracterització i indicadors d’avaluació de l’estat
de la qualitat de funcionament de l’ecosistema, així com de la seva interacció amb la comunitat local.
Les dades són introduïdes en una base de dades, que és compartida pels grups afiliats a aquest
projecte.
Amb el monitoratge de camp del Projecte Rius és possible, de forma simplificada, recollir informacions
de l’estat de la qualitat de l’aigua, bosc riberenc, grau de construccions als marges, estat de l’hàbitat,
observació de la biodiversitat, amb la possibilitat de registre de prop de 150 grups taxonòmics. En
la recollida d’informació de camp fins i tot és possible obtenir dades sobre catàstrofes, patrimoni
cultural edificat, tradicions, costums i llegendes, que es registraran en una base de dades.
En les sortides de camp és possible, a més, treballar continguts escolars intracurriculars d’acord
amb el pla d’estudis, així com desenvolupar dinàmiques de grup i treball responsable, experimental i
d’investigació. Es podran desenvolupar activitats ludicopedagògiques que contribueixin als objectius
proposats. Les activitats seran, sempre que sigui possible, desenvolupades i registrades pels
participants.
Cada grup assumeix el compromís i la responsabilitat de vigilància, caracterització i protecció del
tram de curs d’aigua que ha seleccionat. Es considera que tant les petites activitats materials com
les grans actuacions materials formen part de l’adopció i de les accions de millora dels rius. Cada
grup ha de culminar com a mínim una acció de millora a l’any.
6. eVoluCIÓ Del PRoJeCTe RIus
A finals de 2010, el Projecte Rius integrava 217 grups i 17 districtes, en 77 municipis i una regió
autònoma (Açores). El districte de Porto va ser el que va presentar el nombre més gran de grups
(76), seguit de Viana do Castelo (30) i Leiria (19). El Concelho de Viana do Castelo (* NdTa:
Concelho: figura jurídica no existent i que podrà ser traduït per ajuntament) amb 23 grups, és el més
representatiu, seguit de Vila do Conde i Matosinhos, amb 17 grups inscrits al Projecte Rius.
En el període de 2006 a 2010 s’han realitzat sortides de camp i celebrat conferències que han
involucrat un total de més de 24.000 participants. S’han realitzat prop de 200 conferències, més de
600 sortides de camp i més de 700 accions de millora de trams de rius i riberes en aquest període
(Figura 3, Figura 4).
347

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 4. a) Distribució dels grups per tipologia de curs d’aigua. b) Grup de Labra, al començament de la sortida de camp,
el 2009. Foto: Pedro Teiga.
Els grups van materialitzar activitats que van contribuir de forma directa o indirecta a la millora
del coneixement de comportaments individuals i col·lectius que poden millorar les línies d’aigua,
incloent-hi la constant sensibilització de la població en les diferents sortides de camp.
Exemples d’activitats desenvolupades pels grups del Projecte Rius de 2006 a 2010:
Accions de neteja, plantacions d’arbres i manteniment i conservació de l’espai riberenc; organització,
divulgació i participació en jornades públiques; sensibilització i involucració de cooperants i
responsables del medi hídric per conèixer els problemes actuals del seu riu i definició de solucions;
escriure i escenificar obres de teatre, poemes, contes, cartes, notícies; realització de marxes al llarg
del riu/tram (Figura 5).
Figura 5. Exemple d’activitats desenvolupades de sortida de camp: a) al riu Paiva; b) al riu Alviela; i c) marxa pel riu Tinto.
Foto: Pedro Teiga.
Un dels reptes de divulgació del projecte passa per l’ús de les noves tecnologies d’informació per a
la participació de la població. Entre les activitats desenvolupades, es troba l’indret del Projecte Rius
(http://www.projectorios.org).
Per reconèixer i donar el retorn (feedback) del treball realitzat pels grups, promoure la motivació i
dinamitzar els grups participants, patrocinadors, cooperants i monitors del Projecte Rius, s’organitza
anualment l’Encontro Nacional do Projecto Rios, Encontros de Monitores do Projecto Rios,
Acampamentos do Projecto Rios i realització de jornades, tallers i marxes.
349

350
L’eina del Projecte Rius va ser objecte d’avaluació el 2009 en el context nacional pel jurat de la
candidatura dels Green Project Awards, on va obtenir el guardó de Menció d’Honor. L’APA (Agência
Portuguesa do Ambiente) i el Comissariat Nacional de l’Any Europeu del Voluntariat van reconèixer
i distingir aquest projecte en l’àrea del voluntariat ambiental l’any 2010.
Les autoritats locals es van mostrar receptives a la idea que grups de voluntaris estiguin involucrats
en processos d’adopció de trams de rius i riberes. En diversos municipis es va iniciar el procés
d’aplicació d’una estratègia integrada per implementar el Projecte Rius al seu territori.
7. ConClusIÓ
El Projecte Rius assumeix com una eina de treball que té en compte la sensibilització de la població
la promoció de la participació ciutadana i la preservació o la rehabilitació dels rius i riberes locals,
tot respectant els principis i els objectius de la Directiva Marc de l’Aigua (DMA) i la Llei de l’Aigua.
Aquest projecte s’ha desenvolupat després de la determinació d’una estratègia nacional
d’implementació i la formació de col·laboracions d’organització i suport dels grups, té com a base
la idea originària de Catalunya i és part integrant de la Xarxa Ibèrica del Projecte Rius. El Projecte
Rius té com a aplicació pràctica l’adopció de trams de rius o riberes en règim de voluntariat, amb
l’ús d’una metodologia específica estandarditzada amb caràcter científic. El Projecte Rius identifica
disfuncions dels cursos d’aigua i potencia les sinergies i els valors per rehabilitar els rius i riberes en
interacció amb les poblacions. Aquest projecte materialitza la seva màxima: “El Projecte Rius uneix
persones i uneix rius.” A més, forma part del procés i de les solucions de participació popular, atès
que promou la identificació, facilita informació, divulga coneixement, diagnostica, monitoritza i té
actuació pràctica en la rehabilitació als rius i riberes amb accions de millora.

8. bIblIogRAFIA
Capítol 4. Casos d’estudi
FERNÁNDEZ, B., RUIPÉREZ, M. (2007). Guía para el diseño i ejecución de programas de
voluntariado ambiental en ríos i riberas. Madrid: WWF/Adena.
KOLLMUSS, A.; AGYEMAN, J. (2002). “Mind the gap: Why do people act environmentally and what
are the barriers to pro-environmental behaviour?” Environmental Education Research, vol.8,
n. 3, p. 239-260.
LIMA, A. V. (2006). Os portugueses e o ambiente. Viver a natureza, pensar o desenvolvimento.
Lisboa: ISCTE/ICS-UL.
PINTO, P., MATOS, M. D., NASCIMENTO, J., CARVALHO, S., ALVES, C. (2010). “Volunteer
monitoring of water quality under an educational programme”. En: SENS, M. L., MONDARDO,
R. I. Science and Technology for Environmental Studies. Experiences from Brazil, Portugal
and Germany. P. 153-163.
PROJECTO-RIOS (2008). Manual de monitorização – inspeção do Projecto Rios. Lisboa: ASPEA/
LPN.
SCHMIDT, L., SARAIVA, T., PATO, J. (2009). “Search of the (hidden) Portuguese urban water
conflicts: the Lisbon water story (1856-2006)”. En: BARRAQUÉ, B. (ed.). Urban Water
Conflicts. London: Taylor & Francis UNESCO IHP.
TEIGA, P. (2011). Avaliação e mitigação de impactes em reabilitação de rios e ribeiras em zonas
edificadas. Uma abordagem participativa. Tese de doutoramento em Engenharia do
Ambiente. Faculdade de Engenharia da Universidade do Porto.
351

Colònia d’ardèids en una verneda del curs mitjà-alt del riu Ter. Foto: Marc Ordeix.
Granota comuna (Pelophylax perezi) protegida per la vegetació aigua dolça que es
forma en els bassals dels braços interns del riu Ter. Foto: Marc Ordeix.

354
AVAluACIÓ De l’esTAT De ConseRVACIÓ FluVIAl
MITJAnÇAnT InDICADoRs D’esTAT eCològIC I
bIoDIVeRsITAT. eXPeRIÈnCIA Al RIu TeR (CATAlunYA)
Marc ordeix 1,2 , David guixé 3 , Jordi Camprodon 2,3 , Francesc llach 1 , laia Jiménez 1 i núria sellarès 1
1 Centre d’Estudis dels Rius Mediterranis – Museu Industrial del Ter (CERM). Passeig del Ter, 2 E-08560 Manlleu.
marc.ordeix@mitmanlleu.org
2 Área de Biodiversitat. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya (CTFC). Ctra. De St. Llorenç de Morunys, km. 2. E-25280 Solsona.
3 Departament d’Indústries Agroalimentàries i Ciències Ambientals. Universitat de Vic. Carrer de la Laura, 13. 08500 Vic
ResuM
4.12 biodiveRsitat del Riu teR
La combinació dels projectes RICOVER (www.ricover.eu) i Riberes del Ter (www.mitmanlleu.org/
riberesdelter) va permetre fer actuacions de restauració ecològica de la vegetació de ribera i altres
hàbitats aquàtics al curs mitjà-alt del riu Ter (NE de Catalunya, NE Península Ibèrica). Es van
executar plans pilot de gestió d’ambients fluvials en finques públiques i privades, basats en estudis
previs i posteriors d’indicadors hidromorfològics (índexs IHF, QBR, RHS, ICF i inventaris forestals,
entre d’altres), fisicoquímics i biològics (flora, macroinvertebrats aquàtics, peixos, amfibis, ocells,
quiròpters, petits mamífers i carnívors).
En els anys 2009, 2010 i 2011 es van mostrejar fins a 66 sectors d’un tram de 25 km del riu Ter, entre
els municipis de Manlleu i Orís (comarca d’Osona). En uns quants, es van dur a terme actuacions
de restauració de la vegetació de ribera i de millora de l’hàbitat fluvial en general. Sis finques pilot
van ser escollides per executar-hi projectes de restauració i fer-ne un seguiment abans i després de
les actuacions de gestió.
Els resultats van mostrar que la vegetació de ribera del riu Ter no havia assolit tot el seu potencial
(p. e. l’índex QBR, que puntua de 0 a 100, variava entre 19 i 97). Això va ser a causa de la pèrdua
de superfície, per increment d’usos antròpics, la presència de diverses espècies vegetals invasores,
mala connectivitat ecològica per una dinàmica artificial de l’aigua (cabal insuficient) i fragmentació
del bosc de ribera. Els sectors més ben conservats, amb una heterogeneïtat estructural major,
coincidien amb els que acollien valors més elevats de qualitat ecològica i biodiversitat. L’ús de
diversos indicadors es va considerar essencial per conèixer l’estat i l’evolució dels projectes de
restauració en relació a la vegetació de ribera, la implementació de cabals ambientals, la reactivació
de braços inactius i àrees inundables i la connectivitat ecològica.
Paraules clau: biodiversitat, bosc de ribera, indicadors hidromorfològics, bioindicadors, estat
ecològic, restauració fluvial, conservació, riu Ter, Catalunya.

AbsTRACT
Capítol 4. Casos d’estudi
RIVER CONSERVATION STATUS ASSESSMENT USING ECOLOGICAL STATUS AND
BIODIVERSITY INDICATORS. EXPERIENCE AT THE TER RIVER (CATALONIA, NORTH-EAST OF
IBERIAN PENINSULA). The combination of the RICOVER (www.ricover.eu) and Riberes del Ter (www.
mitmanlleu.org/riberesdelter) projects has led to carrying out performances of ecological restoration
of riparian vegetation and other aquatic habitats in the middle-high River Ter basin (NE Catalonia,
NE Iberian Peninsula). They were focused on the execution of pilot plans for river environment
management in private and public forest land. They were based on previous and subsequent
studies on hidromorphological indicators (IHF, QBR, RHS, ICF indexes and forestry inventories,
among others), physicochemical and biological indicators (flora, aquatic macroinvertebrates, fishes,
amphibians, birds, bats, small mammals and carnivorous).
At stretch of about 25 km, until 66 sectors of the River Ter between the towns of Manlleu and Orís
(Osona area) were sampled during 2009, 2010 and 2011. In some of these sectors, activities of
riparian forest restoration and river habitat improvement in general were carried out. Six forest lands;
pilots were chosen to carry out restoration projects including a monitoring plan before and after the
management actions.
Results showed that riparian forests of the River Ter didn’t attained their potential (i. e. QBR index,
that counts from 0 to 100, varied between 19 and 97). It was due to loss of width (urbanization
and agriculture), mainly in the second line of the forest; presence of many invasive flora species;
bad ecological connectivity and artificial water dynamics (insufficient water flow) and riparian
forest fragmentation. Best preserved sectors, with major structural heterogeneity, coincided with
higher values of ecological quality and biodiversity. The use of several indicators were considered
essential to know the status and progress of restoration projects in relation to riparian vegetation,
implementation of environmental flows, reactivation of inactive river stretch and flood areas and
ecological connectivity.
Key words: biodiversity, riparian forest, hidromorphological indicators, bioindicators ecological
status, river restoration, conservation, Ter River, Catalonia.
1. InTRoDuCCIÓ
Els boscos i altres hàbitats de ribera, un dels sistemes naturals més diversos i ecològicament més
dinàmics i rellevants, alhora, són en general un dels ambients més degradats arreu d’Europa,
sobretot a les regions més desenvolupades i poblades. Per aquestes raons, en base a la Directiva
hàbitats (92/43/CEE i 97/62/CE, en endavant DH), molts ambients riberencs són hàbitats d’interès
comunitari, alguns d’ells de conservació prioritària.
El riu Ter n’és un exemple clar: rep pressions ambientals múltiples, sobretot per l’existència de
nombroses rescloses per a ús hidroelèctric, infraestructures de transport i comunicació, esculleres,
plantacions de pollancres, horts i altres conreus fins arran d’aigua, abocament de residus, extraccions
d’àrids i formes de pesca esportiva poc sostenibles. Això no obstant, socioambientalment s’ha
avançat molt i el riu es comença a posar en valor. Encara conserva valors naturals destacables i una
gran capacitat de restauració.
En els anys 2009, 2010 i 2011 es van mostrejar diversos indicadors hidromorfològics, fisicoquímics
i biològics (vegeu el capítol 2.1 d’aquest manual) emmarcats en els projectes Ricover (www.ricover.
355

356
eu) i Riberes del Ter (www.mitmanlleu.org/riberesdelter). La combinació dels dos projectes va
permetre la restauració ecològica de la vegetació de ribera i altres hàbitats aquàtics al curs mitjà-alt
del riu Ter (vegeu el capítol 4.4 d’aquest manual).
El primer objectiu del mostreig d’indicadors era orientar la planificació de les actuacions de
restauració. El segon objectiu consistia a definir un protocol de seguiment regular posterior a les
actuacions efectuades, amb el propòsit de corregir les orientacions de gestió immediates i futures en
base a les tendències observades, a curt i a mitjà termini. El tercer objectiu pretenia conèixer quins
escenaris i variables estructurals del curs d’aigua i les seves ribes i riberes afavorien la biodiversitat.
Finalment, el quart objectiu desitjava valorar quins indicadors s’ajustaven millor a l’avaluació dels
trams fluvials per adequar-se als desitjables bon o molt bon estat ecològic, segons la Directiva Marc
de l’Aigua (en endavant DMA).
El mostreig d’indicadors es va fer a dos escenaris: 1) hàbitats de ribera considerats a priori de menor
qualitat estructural, sobretot en relació a la conservació de la vegetació de ribera, i 2) els altres, tot el
contrari, de major qualitat estructural –tot i la limitació de tractar-se d’una àrea humanitzada des de
l’antigor-. Acompanyant les dues estructures de ribera, també es mostrejava el medi aquàtic, distingint
entre trams reòfils i lèntics. Els resultats obtinguts van servir de guia per orientar els projectes de
restauració ecològica actuals i futurs al Ter, com a exemple dels sistemes fluvials mediterranis del
sud-oest d’Europa.
2. àMbIT D’ACTuACIÓ
L’estudi comprèn un tram de 25 km del riu Ter al seu pas per la comarca d’Osona (nord-est de
Catalunya, nord-est de la Península Ibèrica): des del municipi de Manlleu (meandre del Gelabert)
fins al d’Orís (meandre de l’Espona), passant pels municipis de les Masies de Voltregà, Torelló i Sant
Vicenç de Torelló (figura 1). La superfície de l’espai fluvial estudiat equival a unes 500 hectàrees.

Capítol 4. Casos d’estudi
Figura 1. Localització del tram d’estudi i les sis finques principals on s’han fet actuacions de restauració ecològica en el marc
dels projectes Riberes del Ter i RICOVER, i els punts de mostreig corresponents. Municipis d’Orís, Sant Vicenç de Torelló,
Torelló, les Masies de Voltregà i Manlleu (comarca d’Osona), conca del riu Ter, NE de Catalunya. Font: modificat a partir de
l’ortofotomapa 1:50.000 de l’Institut Cartogràfic de Catalunya.
357

358
Les ribes del Ter estan recobertes en una part molt important per materials al·luvials: còdols,
graves, sorres i llims aportats sobretot des del Pirineu, relativament recents, del període Quaternari.
Aquests sediments, en part dipositats formant terrasses fluvials, són predominantment silícics de
procedència pirinenca, tot i trobar-se en una àrea on la roca mare és calcària. La conca mitjanaalta
del riu Ter encara conserva ambients naturals destacables, hàbitats de gran potencial ecològic:
illes, meandres, braços, estanys temporanis i àrees inundables temporalment, mostra de l’activitat
geomorfològica del riu. El millor exemple en són els meandres i les illes de les Gambires i de Gallifa
(municipis de Torelló i les Masies de Voltregà).
El cabal mitjà del Ter en aquest tram és d’uns 16,21 m3 /s, tot i que té una gran variabilitat interanual:
anys molt humits (32,66 m3 /s el 1976-77) i anys extremadament eixuts (4,24 m3 /s el 1999-00) (dades
de l’Agència Catalana de l’Aigua corresponents a Roda de Ter, anys 1927-2006). La variabilitat
d’aquest riu també és intranual: presenta una estacionalitat marcada i un comportament bimodal
propi dels rius mediterranis amb règim nivopluvial. A la primavera les aportacions d’aigua més
importants provenen del desglaç. Tot i les oscil·lacions notables, generalment el seu tram mitjà-alt
no s’arriba a eixugar del tot. Ara bé, a l’estiu i també a ple hivern, el cabal escàs es deriva pels canals
en la seva pràctica totalitat, fins a unes quantes hores en un sol dia, per influència de la gestió de les
centrals hidroelèctriques i el regadiu (de blat de moro i sorgo). El cabal ambiental bàsic establert en
aquest tram seria de 3,60 m3 /s (Agència Catalana de l’Aigua, 2005).
El clima de l’àrea d’estudi està classificat com a mediterrani de muntanya mitjana, de tipus subhumit
(Clavero et al., 1996), que comporta temperatures baixes a l’hivern i la condensació d’humitat en forma
de boires espesses i persistents en dies anticiclònics. S’associa a una vegetació característica de les
terres meridionals de l’Europa mitjana definides amb l’adjectiu de submediterrànies (Bolòs, 1959).
Es disposa d’informació històrica de cobertes del sòl (Prat et al., 2012) i diversos indicadors d’estat ecològic
del riu (Ordeix & Ortiz, 2009) i biodiversitat, sobretot de flora (Casas & Ninot, 1995; Casas & Ninot, 1996) i
fauna vertebrada (Pous & Camprodon 1990; Aymerich et al., 1991; Baucells et al., 1999).
3. MeToDologIA
3.1. Indicadors seleccionats i mètode de mostreig
Entre 2009 i 2010 es van calcular diversos paràmetres i índexs de qualitat hidromorfològica: variables
espacials com l’amplada del bosc de ribera i la seva distància a altres masses forestals, el grau d’endegament
de la llera (Pedersen et al., 2003; Pedersen et al., 2004), la distància a un obstacle, superior i inferior, la
tipologia de la riba (Stevenson & Mills, 1999), índex IHF (Pardo et al., 2002), índex RHS (Raven et al., 1998),
índex ICF (Solà et al., 2011) i índex QBR (Munné et al., 1998; ACA, 2006b). Es van fer inventaris forestals
i de flora orientats a poder relacionar les variables forestals amb els grups faunístics (Camprodon, 2003) i
que, alhora, van permetre el càlcul de l’índex IVF (ACA, 2006a). També es van estudiar grups faunístics
bioindicadors representatius dels trams fluvials avaluats en zones degradades i ben estructurades: i) dels
macroinvertebrats aquàtics, es va calcular la riquesa de famílies, l’índex IBMWP (Alba-Tercedor & Sánchez-
Ortega, 1988, Alba-Tercedor et al., 2002) i la ràtio EPT/OCH (Lenat, 1983; Barbour et al., 1999); ii) per als
peixos, es van fer campanyes de captura per mitjà de paranys (Clavero et al., 2006) i, en alguns trams,
mostreigs amb pesca elèctrica (Lobón-Cerviá, 1991; Norma UNE-EN 14011: 2003), per tenir en compte
sobretot la riquesa d’espècies autòctones, el % d’espècies invasores i l’índex IBICAT2010 (Sostoa et al.,

Capítol 4. Casos d’estudi
2010); iii) per als amfibis, es van fer transectes nocturns a les zones de ribera tenint en compte la distribució
dels microhàbitats aquàtics favorables (Carrera & Villero a Boada et al., 2008); iv) els ocells es van mostrejar
per mitjà d’estacions d’escolta quantitatives (Ramsey & Scott, 1979, Reynolds, 1980, Blondel et al., 1981),
complementades amb censos particulars per al picot garser petit i una colònia d’ardèids; v) respecte dels
quiròpters, es van realitzar estacions d’ecolocalització quantitatives amb detector d’ultrasons Petterson
D980, complementades per campanyes de captura d’una nit amb xarxa i arpa a 4 localitats (Flaquer et al.,
2007); vi) per als petits mamífers, es van fer dues campanyes de trampeig en viu amb trampa Sherman
(Flowerdew et al., 2004; Torre et al., 2011) una el 2009 i l’altra el 2010; vii) finalment, per als carnívors, es van
efectuar transectes de reconeixement de rastres (Clevenger, 1993), a l’interior del bosc de ribera i al llindar
amb el curs d’aigua, complementats amb el trampeig fotogràfic en algunes localitats. Per a més detalls dels
indicadors i els mètodes de mostreig emprats, vegeu el capítol 2.1 d’aquest manual.
3.2. unitats mostrals i zones d’estudi
Les unitats de mostreig per a indicadors hidromorfològics, estacions forestals, macroinvertebrats
aquàtics, peixos i ocells es van repartir de la manera següent al llarg d’un gradient de zones d’hàbitat
més ben estructurat i d’altres amb riberes més degradades, on es combinaven trams lèntics i reòfils,
amb diferències notables dels règims de velocitat de l’aigua (figura 2).
· 66 localitats de mostreig de 100 metres de longitud cadascuna (fig. 1), mostrejats el 2009 i
replicats el 2010, que alhora s’agrupaven en
· 14 subtrams d’uns 500 metres de longitud i, finalment, corresponien a
· 1 tram de 25 km de riu (entre Manlleu i Orís, Osona).
En canvi, els amfibis, petits mamífers (insectívors i rosegadors), quiròpters i mesomamífers només
es van mostrejar parcialment. Els grups dels amfibis, els carnívors i els quiròpters es van estudiar a
7 sectors: el meandre del Gelabert (Manlleu), la resclosa de la Teula (Manlleu), la Platja del Dolcet
(Manlleu), la Gleva (les Masies de Voltregà), el meandre del Despujol (les Masies de Voltregà), l’illa
del Sorral o de Gallifa (les Masies de Voltregà) i Conanglell (les Masies de Voltregà).
Els petits mamífers, només a 4 sectors: el meandre del Gelabert (Manlleu) –molt forestat-, el meandre
del Despujol (les Masies de Voltregà) - una salzeda jove poc forestada i desestructurada, - i l’illa de les
Gambires (Torelló) –en un espai central desforestat i convertit en pastures-. L’any 2009, simultàniament el
meandre del Gelabert i el Despujol; el 2010, el Gelabert, l’illa del Sorral o de Gallifa i l’illa de les Gambires.
De les 66 estacions, 32 corresponien a finques pilot de restauració fluvial, 16 d’elles emplaçades
en parcel·les d’actuació i altres 16 en parcel·les sense actuar que corresponien a controls. La resta
d’estacions es repartien per la zona d’estudi.
a b
Figura 2. Imatges d’estacions del riu Ter (NE Catalunya) incloses al projecte RICOVER (anys 2009-2010). Esquerra: hàbitat
de ribera ben estructurat, curs trenat i lòtic. Dreta: hàbitat de ribera degradat i curs lèntic. Fotos: Jordi Camprodon.
359

360
3.3. Tractaments estadístics
Per intentar classificar les estacions i, posteriorment, avaluar la relació de cada grup d’estacions
amb els diversos indicadors biològics, es va utilitzar l’anàlisi factorial. Es va fer servir una sèrie
de variables el mínim de redundants possible, de les característiques hidromorfològiques i de la
vegetació de ribera:
· Les variables de vegetació de ribera obtingudes a partir dels inventaris forestals: estrats
de cobertura (0-0,25 m, 0,25-0,5 m, 0,5-1 m, 1-2 m, 2-4 m, 4-8 m, 8-16 m >16 m), les
densitats de les classes diametrals dels arbres (5-15 cm, 20-30 cm, >30 cm), el recobriment
de roca, la conformació del tronc, l’afectació de capçades dels arbres, la densitat de fusta
morta dempeus i al terra i la riquesa d’espècies arbustives i arbòries, distingint autòctones
i al·lòctones.
· Les variables que descriuen la hidromorfologia de la llera i el canal: els 7 blocs de l’Índex
d’Hàbitat Fluvial (IHF; Pardo et al., 2002) d’avaluació de l’heterogeneïtat dels hàbitats fluvials
presents en un tram de riu, la tipologia de la riba del riu a cada tram (altura, angle i variacions
dels angles; Stevenson & Mills, 1999) i la proximitat a una resclosa, superior i inferior.
Es van realitzar dues anàlisis de components principals (ACP) amb rotació d’eixos varimax, per
relacionar l’estructura del medi aquàtic i de ribera amb cada grup faunístic, prenent per cada anàlisi
les variables més representatives i menys redundants. La primera anàlisi va prendre les variables
explicatives de l’estructura del bosc. Es van seleccionar 6 factors, que expliquen el 74,4% de la
variància de les dades. El primer factor defineix un gradient que separa les estacions amb major
recobriment en alçada (> 16 m d’altura), anomenat Rec alt. El segon factor agrupa les estacions
segons la riquesa d’espècies arbòries i arbustives (Riquesa flora). El tercer factor (Rec mig) distingeix
aquelles estacions segons el recobriment a mitja alçada (2-16 m). El quart (Rec baix) destaca les
cobertures a baixa altura (0 a 2 metres del terra). El cinquè (D5-15) distingeix un gradient marcat
per la densitat d’arbres de port baix (classes diamètriques de 5 a 15 cm). Finalment, el sisè factor
(denominat Flora autòctona), agrupa l’abundància d’espècies arbòries autòctones.
El segon ACP va prendre les variables referents a la hidromorfologia de cadascuna de les estacions.
Els sis factors seleccionats en l’anàlisi van explicar el 77,2% de la variància total de la mostra. El
primer factor (denominat Pendent) distingeix un gradient de l’estructura del marge fluvial segons
els angles suaus a l’extrem positiu fins a 90 º a l’extrem negatiu. El segon factor (Heterogeneïtat)
mesura la diferent naturalesa del medi aquàtic (mòduls del IHF). El tercer factor (Reòfil) distingeix
un gradient de la velocitat de l’aigua, segons sigui més ràpida (extrem positiu) o més lenta (extrem
negatiu). El quart (inundabilitat) distingeix els trams freqüentment inundats. El cinquè (Balmes)
ressalta la presència de refugis per als peixos als marges fluvials i, finalment, el sisè (Dist resclosa)
mesura la distància a la resclosa superior més pròxima a l’estació de mostreig.
Els factors d’aquesta anàlisi es van relacionar amb la riquesa i abundància dels peixos i ocells. En
el cas dels ocells es van agrupar les espècies en gremis d’afinitat ecològica: Aquàtics, espècies
associades al medi aquàtic; antropòfils, ocells associats a masos, granges i medi urbà; Capçades,
espècies que crien i s’alimenten a les capçades dels arbres, Cavitats: ocupants de cavitats en arbre;
Grimpadors, ocells que s’enfilen per troncs i branques (picots i raspinell comú); Mosaic, ocells típics
dels mosaics agroforestals (com el papamosques gris i l’oriol); Pàrids, mallerengues ocupants de
cavitats en arbre, però que s’alimenten a les capçades; sotabosc, ocells que crien i s’alimenten al
sotabosc; Especialistes, ocells exclusius dels boscos; generalistes, espècies que crien al bosc però
que poden fer-ho als espais oberts; ubiqüistes, ocells que es poden trobar en qualsevol medi.

Capítol 4. Casos d’estudi
Es va utilitzar l’anàlisi de la variància i el test de Tukey Honest Significant Difference (HSD; Sokal
& Rohlf 1995) per analitzar les variacions de la riquesa i abundància d’espècies entre les diferents
estructures d’hàbitat. Es van comparar els valors obtinguts l’any 2009 amb els del 2010 i el de les
estacions restaurades i les no restaurades per mitjà d’una MANOVA factorial.
Per relacionar la distribució per ambients de les espècies i les variables estructurals del medi
representades per l’anàlisi factorial es va utilitzar l’anàlisi parcial de redundàncies (APR o RDA
en terminologia anglesa), una forma constreta de l’ACP (Leps & Smilauer, 1999). Permet distingir
gradients estructurals entre l’hàbitat i els grups d’organismes, però assumeix que les respostes de
les espècies a les variables ambientals segueix una distribució lineal i no unimodal, com en el cas
de l’anàlisi canònica de correspondències (ACC), que és el test de referència. Es tracta, per tant, de
gradients estructurals més curts, ja que els ambients que es comparen són relativament similars (en
aquest cas diferents estructures de bosc de ribera o de curs fluvial), a diferència de gradients entre
ambients estructuralment molt diferents.
4. ResulTATs
4.1. qualitat hidromorfològica
L’anàlisi de la cartografia dels hàbitats (Prat et al., 2012) mostra que el bosc de ribera ocupa
generalment una franja estreta, substituïda per conreus, pastures, pollancredes i espais urbanitzats.
Els trams de certa amplada (mitjana de 86 m entre el contacte amb l’aigua i el canvi de coberta)
estan aïllats, separats els uns dels altres per trams de ribera amb poca vegetació de ribera (mitjana
de 19 m d’amplada), amb domini o abundància de espècies arbòries al·lòctones.
En calcular l’índex IHF (que puntua de 0 a 100, i a l’àrea estudiada varia entre 57 i 93), s’observa que,
en general, al riu Ter hi ha un excés de sediment fi, que recobreix i causa una certa inclusió als còdols, i
falta sediment groller, graves i còdols, que queda retingut a les rescloses, on n’hi ha en excés. La manca
de graves i còdols fora de les rescloses fa que la flora i la fauna aquàtiques es trobin molt exposades als
cops de riu i, també, que pugui mancar hàbitat òptim per a la reproducció de moltes espècies. Per això, als
trams de riu, francament curts, situats entre rescloses no s’assoleix gaire bona qualitat d’hàbitat. L’índex
IHF només millora substancialment on es combinen sectors més profunds amb altres de més somers,
així com una riquesa major i una certa complexitat de l’estructura vegetal de ribera. L’hàbitat només es
considera susceptible de degradació (IHF = 40-60) al tram urbà de Manlleu.
361

362
Taula 1. Valor mitjà dels indicadors hidromorfològics mesurats en l’estudi per localitat de mostreig. Est: consideració tipus
d’estructura de l’hàbitat; BE: bosc estructurat; BD: bosc degradat; ZP: zona pilot de restauració ecològica del bosc de ribera; n:
nombre de punts de mostreig per localitat; IHF: índex d’hàbitat fluvial; RHS: River Habitat Survey; ICF: índex de connectivitat
fluvial; QBR: índex de qualitat del bosc de ribera; IVF: índex de vegetació fluvial.
localitat est ZP n IHF RHs (2010) qbR IVF
2009 2010 HQAS HMS 2009 2010 2010
La Mambla BD NO 3 85+0 81+4 73+0 3 62+8 62+8 4,7
El Pelut BD NO 2 64+1 57+2 61 5 73+3 93+4 3,5
Conanglell BE NO 3 77+1 68+6 60+7 4,2 58+8 40+15 3,5+0,4
Gambires BE SI 4 69+16 60+10 76+10 3,7 68+3 61+19 3,9
Gallifa BE SI 4 86+7 86+10 87+23 3,7 88+10 81+10 4,1
Espadamala BE SI 4 67+14 70+12 75+3 4 61+13 65+15 3,4
Despujol BD SI 4 82+8 83+10 80+8 3,5 30+11 55+11 3,7+1,6
La Teula 2 60+5 4,5
Gelabert BE SI 4 61+14 68+14 64+8 4 89+8 86+13 5,0
Valors de referència: IHF: 60 (qualitat bona); RHS (HQAS): rang
de 0 (qualitat pèssima) a 100 (qualitat molt bona); RHS (HMS): 1 (hàbitat pristí), 2 (predominantment no modificat), 3 (modificat
visiblement), 4 (modificat significativament), i 5 (modificat severament); QBR: 0-25 (Bosc de ribera amb degradació extrema), 30-50
(alteració forta), 55-70 (inici d’alteració important), 75-90 (pertorbat lleugerament) i 95-100 (bosc de ribera sense alteracions).
Les dades pitjors de l’índex RHS (taula 1) són al riu Ter al seu pas per Manlleu, on el grau de qualitat de
l’hàbitat és regular o mediocre –l’Habitat Quality Assessment Score o HQAS de l’índex RHS hi dóna un
resultat de 63-, ben diferents de les obtingudes riu amunt, amb molt bona qualitat de l’hàbitat -puntuacions
d’HQAS de 100-, de manera equivalent a l’índex anterior. Així mateix, la part de l’índex RHS que avalua el
grau d’alteració o modificació de l’hàbitat, la presència d’infraestructures, construccions i altres alteracions
de l’hàbitat fluvial –que dóna un valor d’Habitat Modifications Score o HMS de l’índex RHS de 1040-, es
tradueix en una classificació de 4, també significativament modificat per al cas de Manlleu.
L’índex RHS indica pertorbacions que degraden l’hàbitat fluvial per si mateix, sense afectar
necessàriament la qualitat fisicoquímica de l’aigua. En aquest cas, ressalta l’excés de sediment a les
rescloses, la manca de sediment groller riu avall–deixant a la vista la roca mare, i la manca de cabal
o afectacions diverses de la vegetació de ribera al conjunt de l’àrea estudiada. L’índex de Qualitat
del Bosc de Ribera (QBR), tot i tractar-se d’un indicador hidromorfològic, es comenta a l’apartat
referent a la vegetació de ribera.
La connectivitat fluvial obté una puntuació baixa (ICF < 25) a tot el tram estudiat. Cap dels obstacles
de la llera del riu Ter no era franquejable l’any 2010 pels peixos presents potencialment.
4.2. qualitat fisicoquímica
La qualitat fisicoquímica de l’aigua del Ter es considera bona o molt bona aigua amunt del nucli urbà
de Manlleu, però disminueix progressivament quan el travessa, assolint la qualitat pitjor en sortir del
terme municipal, que -per paràmetres diversos- correspon a aigües fortament contaminades.
La concentració d’oxigen a l’aigua és habitualment al voltant del nivell de saturació, l’òptim, tot i que
pateix alguna crisi, sobretot els estius més eixuts, quan es situa per sota del 50% de saturació, que
sol ser inferior del 40% riu avall de Manlleu. La conductivitat elèctrica de l’aigua, que té a veure amb
la salinitat, seguint la mateixa pauta que els clorurs i els sulfats, també augmenta –com a la majoria
dels rius- aigua avall, mostrant alguns efectes evidents de contaminació.

Capítol 4. Casos d’estudi
Pel que fa als nutrients dissolts a l’aigua, la concentració de fosfats és elevada, amb efectes evidents
de contaminació, però habitualment amb valors bastant inferiors als 0,5 mg/L, exceptuant riu avall
del nucli urbà de Manlleu, on en alguns anys arriba a la categoria d’aigües fortament contaminades.
Quant a compostos nitrogenats, els nitrats presenten concentracions relativament baixes mentre
els nitrits i sobretot l’amoni –amb valors considerats fortament contaminants- són més elevats riu
avall de la població de Manlleu, després de travessar el nucli urbà i l’estació depuradora d’aigües
residuals municipal.
4.3. qualitat biològica
4.3.1. Vegetació de ribera
Les comunitats vegetals de ribera potencials corresponen bàsicament a la salzeda de sarga i la
verneda a primera línea i la freixeneda i l’omeda a segona línea respecte del riu, a part de les
comunitats herbàcies helofítiques i d’higròfits (per a més detalls, vegeu l’article 4.4). Les 66 estacions
forestals fetes a tota l’àrea d’estudi permeten afinar en les tipologies de l’estructura del bosc de ribera
existent: s’observa que la vegetació té una estructura molt variada a tot el Ter i, alhora, presenta
moltes situacions intermèdies.
A les estacions de vegetació més ben estructurada, apareix una coberta vegetal estratificada
(amb estrats herbaci, arbustiu i arbori), diferents classes d’edat dels arbres amb alguns individus
gruixuts (30-50 cm de diàmetre normal) i un determinat volum de fusta morta a terra o en peu. Es
distingeix clarament una primera línia de verneda potencial i una segona línia de freixeneda o omeda
potencials. La vegetació actual de la primera línia està dominada pel salze blanc (695,9 peus/ha de
densitat mitjana), la robínia (445,5 peus/ha) i els pollancres al·lòctons (444,5 peus/ha), seguits pel
vern (161,5 peus/ha), l’om (71,5 peus/ha), el plàtan (69,5 peus/ha), el negundo (17,4 peus/ha) i el
freixe de fulla gran (12,3 peus/ha). La vegetació actual de segona línia està dominada per la robínia
(729,2 peus/ha) i els pollancres al·lòctons (599,7 peus/ha), seguits pel salze blanc (59,0 peus/ha), el
roure martinenc (41,7 peus/ha), el plàtan (23,0 peus/ha) i l’om (7,2 peus/ha). La vegetació de tercera
línia estaria formada per la roureda de roure martinenc, que constitueix el bosc potencial fora de les
riberes, amb vores de transició, més o menys amples, de bardissa i pastura, segons la profunditat
del sòl, i bosquets d’ailant la finca del Gelabert. No obstant, la vegetació potencial de tercera línia
apareix, més o menys degradada, en els terrenys més pendents i pedregosos, impracticables per
a l’agricultura, la ramaderia de boví o les plantacions de pollancres, que són els usos majoritaris,
A les zones més degradades només hi ha una primera línia estreta de vegetació dominada pels
pollancres al·lòctons i el salze blanc (tots dos amb 600,3 peus/ha de densitat mitjana), seguits pel
vern (171,5 peus/ha), la robínia (110,0 peus/ha), l’om (106,8 peus/ha), el freixe de fulla gran (37,2
peus/ha), el plàtan (35,6 peus/ha) i el negundo (11, 3 peus/ha). Entre aquestes dues estructures
s’emplacen situacions intermèdies i de diferent composició florística en funció del substrat, dels usos
i la colonització per espècies al·lòctones. La riquesa màxima d’espècies (autòctones) per localitat
és de 15 espècies d’arbres i arbustos (illa de les Gambires). En les localitats més degradades, la
riquesa és de només 3 espècies d’arbres i arbust, com en el cas de part del meandre del Despujol.
S’observa com no hi ha relació entre la procedència florística (autòctona-al·lòctona) i l’estructura
més complexa en l’estructura vertical, maduresa de l’arbrat i amplada del bosc.
L’índex de Qualitat del Bosc de Ribera (QBR) dóna una qualitat molt bona (QBR > 95) en alguns
sectors del Ter com el meandre del Gelabert, a Manlleu, o una qualitat bona (QBR = 75-90), tot i
haver-hi plantacions de pollancres oi abundància d’espècies arbòries al·lòctones i pastures, vorejats
363

364
per un bosc de ribera estret i constituït per una sèrie de peus de vern, salze blanc i saüc (taula 1).
En canvi, al tram urbà de Manlleu i algun altre sector més curt, de les Masies de Voltregà i Torelló,
mostra una alteració forta, una qualitat dolenta (QBR de 40), pel fet de tractar-se d’àrees amb
pocs arbres, on un mur de formigó o escullera redueix en gran manera l’espai potencial propi de
la vegetació de ribera. També ressalta el fet que, si bé aquest projecte està adreçat a afavorir les
espècies autòctones i la consolidació d’un bosc de ribera ben estructurat i divers, el valor del l’índex
QBR a les finques pilot va tendir a disminuir en els anys 2009-2011.
L’Índex de Vegetació Fluvial (IVF) (taula 1) mostra un panorama equivalent (Rifà, 2011) i, fins i tot,
relativament més pessimista que l’índex QBR, sobretot perquè inclou, a més dels estrats arbori
i arbustiu, també la riquesa i també la presència d’espècies invasores de l’estrat herbaci. A tall
d’exemple, el marge dret del Ter a l’àmbit urbà de Manlleu, endegat i amb “disfuncions” diverses, i el
marge dret del riu al meandre de Gallifa, a les Masies de Voltregà, amb una franja de ribera natural
molt estreta i la resta ocupada per una pollancreda, donen un nivell de qualitat deficient (2,95 i 3,43,
respectivament), corresponents a trams de riu amb un estat d’alteració important segons els barems
de la DMA.
4.3.2. Macroinvertebrats aquàtics
Els macroinvertebrats aquàtics més comuns són els anèl·lids (Hirudinea), mol·luscs gasteròpodes
o cargols d’aigua (Ancylus fluviatilis, Physa, Lymnea), insectes dípters (Chironomidae, Simulidae),
odonats (Platycnemididae), heteròpters o sabaters (Gerridae, Notonectidae, Corixidae),
efemeròpters (Caenis sp., Baetis sp.), coleòpters (Dytiscidae, Dryopidae) i tricòpters o cuques de
capsa (Hydroptilidae, Hydropsychidae). Riu amunt del nucli urbà de Manlleu, hi ha molta més riquesa
i hi viuen els taxons més sensibles a la contaminació: efemeròpters (Leptophlebiidae), dípters
(Athericidae) i tricòpters (Polycentropodidae i Psychomyiidae), que desapareixen riu avall. Riu amunt
de Manlleu, els taxons més comuns són una mica menys sensibles: altres famílies de tricòpters amb
estoig (Leptoceridae, Goeridae i Sericostomatidae), altres efemeròpters (Heptageniidae) i plecòpters
(Leuctridae).
En el tram estudiat, la riquesa de taxons de macroinvertebrats aquàtics els anys 2009-2011 va
oscil·lar entre 11 i 41 taxons i l’índex IBMWP (taula 2) va donar habitualment valors de qualitat
considerada bona (en un rang de 81-100), en ocasions fins i tot molt bona (superior a 100), segons
els barems de la DMA. No obstant això, la riquesa de macroinvertebrats al tram del riu Ter estudiat
mai no va assolir els valors de riu amunt a la Farga de Bebié (les Llosses), on s’ha trobat fins a 45
taxons i valors de l’índex IBMWP de fins a 200 (Ordeix & Ortiz, 2009).

Capítol 4. Casos d’estudi
Taula 2. Valor mitjà de l’índex IBMWP per macroinvertebrats i percentatge d’espècies de peixos autòctons respecte introduïts
per localitat de mostreig. Est: consideració tipus d’estructura de l’hàbitat; BE: bosc estructurat; BD: bosc degradat; ZP: zona
pilot de restauració ecològica del bosc de ribera; n: nombre de punts de mostreig per localitat.
localitat est ZP n IbMWP % peixos autòctons
2009 2010 2009 2010
La Mambla BD NO 3 189+8 158+6 16,1+11,5 0,2+0,4
El Pelut BD NO 2 90+25 98+21 1,4+0,1 3,0+0,6
Conanglell BE NO 3 118+22 108+38 0,7+0,7 0,6+0,7
Gambires BE SI 4 86+59 56+29 4,1+7,1 1,2+2,1
Gallifa BE SI 4 156+15 128+27 61,0+19,0 24,4+41,4
Espadamala BE SI 4 108+47 82+56 1,2+0,5 1,2+2,2
Despujol BD SI 4 126+29 110+27 10,5+5,5 3,9+7,0
Gelabert BE SI 4 69+9 79+43 0 0,3+0,5
Valors de referència: IBMWP: 100 –qualitat molt bona, aigües molt netes-.
4.3.3. Peixos
La comunitat de peixos del Ter és poc rica però es basa en quatre espècies autòctones amb un gran
interès de conservació, tot i que també conté una proporció molt gran de peixos al·lòctons (10 espècies)
(taula 2). Els peixos autòctons d’aquest tram del Ter són l’anguila (Anguilla anguilla) –extingida localment-,
el barb de muntanya (Barbus meridonalis), la bagra catalana (Squalius laietanus) i, possiblement ja al límit
de la seva àrea de distribució, la truita comuna (Salmo trutta) de varietat mediterrània. L’única espècie
autòctona present de manera generalitzada, tot i ser relativament poc abundant, és el barb de muntanya.
La bagra catalana i la truita comuna, veritablement amenaçades, només es van detectar ocasionalment.
La comunitat d’espècies foranes invasores està formada per barb roig (Phoxinus sp.) -el més
abundant-, el llop de riu (Barbatula barbatula) –com el barb roig, introduït el darrer decenni del s.
XX-, la pseudoràsbora (Pseudorasbora parva) –detectada per primera vegada al Ter l’any 2006, el
rutil (Rutilus rutilus), l’albornell (Alburnus alburnus), el peix gat (Ameiurus melas), la carpa (Cyprinus
carpio) i el barb comú (Luciobarbus graellsii). També destaca la presència localitzada de peix sol
(Lepomis gibosus) i silur (Silurus glanis) a tot el tram.
En el marc d’aquest estudi, el percentatge major d’espècies autòctones es va obtenir a l’entorn de
l’illa del Sorral o de Gallifa, on l’any 2009 es van capturar només entre un 12 i un 25% de peixos
autòctons, majoritàriament barb de muntanya i, puntualment, alguna bagra catalana i també alguna
truita. Tant riu amunt com riu avall, els peixos autòctons sempre van representar menys del 5% de
les captures, i fins i tot un 0% aigua avall del nucli urbà de Manlleu (taula 2).
La distribució de les espècies més abundants es van relacionar amb les variables estructurals de
la vegetació de ribera (Figura 3). Es va observar que el barb de muntanya i, en menor mesura, el
barb roig, s’associaven amb els trams amb major heterogeneïtat del curs d’aigua (mòduls 2, 3 i 4
del IHF), bona inundabilitat i una majors recobriments de la vegetació de ribera a mitja alçada (2-16
m). El llop de riu es desenvolupava en els trams reòfils, mentre la pseudorasbora preferia zones
amb baix recobriment vegetal, que corresponien a zones més aviat degradades, i a trams més aviat
lèntics. El barb comú no semblava seleccionar uns factors clars, emplaçat entre el barb de muntanya
i la pseudorasbora. Per la seva banda, la carpa tendia a seleccionar situacions inverses als barbs.
365

366
-0.8 0.6
Cyprinus carpio
Riquesa flora
D5-15
Rec alt
Balmes
Reòfil
B. barbatula
Flora autòctona
Rec baix
Dist presa
Psedorasbora parva
Pendent
Phoxinus sp.
Rec mig
Heterogeneïtat
Luciobarbus graellsii
Inundabilitat
Barbus meridionalis
-0.6 0.8
Figura 3. Distribució del barb de muntanya (Barbus meridionalis), el barb roig (Phoxinus sp.), Llop de riu (Barbatula barbatula),
la pseudorasbora (Pseudorasbora parva), el barb de Graells (Barbus graellsii) i la carpa (Cyprinus carpio) en funció de
l’estructura de la vegetació de ribera i l’hàbitat fluvial a les estacions del riu Ter (NE Catalunya) els anys 2009-2010. Les
variables ambientals corresponen als gradients de l’anàlisi factorial.
4.3.4. Amfibis
La comunitat d’amfibis en aquest tram del riu Ter està formada per 8 espècies: (taula 3). En general, les
àrees amb un bosc de ribera més ben estructurat i una morfologia fluvial més complexa, el que s’anomena
un riu trenat, van ser els millors llocs per als amfibis, sobretot pel que fa a l’abundància, més que a la
riquesa d’espècies. Així doncs, destacaven als sectors amb una qualitat hidromorfològica millor i una gran
diversitat d’hàbitats aquàtics, com és el cas de Conanglell, les illes de les Gambires i el Sorral o de Gallifa,
on es va detectar una riquesa de 4 o 5 espècies. L’abundància d’amfibis era molt alta a les àrees de ribera
que, a més, comptaven amb basses adjacents i zones d’inundació temporal, com és el cas dels sectors de
Conanglell i les Gambires: de fins a 86 individus cantors/km de recorregut, amb una mitjana de 21 indiv/km
(sd: 27,2). L’excepció és el meandre del Gelabert i Malars, on els valors eren baixos tot i ser zones aptes
amb basses o trams lèntics, (figura 4). En canvi, a les àrees més degradades, es van trobar ben poques
espècies, cap o només una: la granota verda (Pelophylax perezi) o, si es trobava en una matriu agrícola,
el gripau corredor (Bufo calamita). A les zones més forestades o properes a masses forestals importants
(nord de la zona d’estudi) apareixia el gripau comú (Bufo bufo).

Capítol 4. Casos d’estudi
Taula 3.Índex quilomètric d’abundància segons espècies d’amfibis a diverses estacions del riu Ter (NE Catalunya) obtingut
per mitjà de transectes nocturns les primaveres dels anys 2009-2010. BE: bosc estructurat, BD: bosc degradat, RE: riquesa
específica per localitat, total: individus totals/IQA.
espècie be bD Mitjana
Hyla meridionalis 14,79 0,00 9,24
Pelophylax perezi 10,03 1,04 6,66
Alytes obstetricans 4,04 3,13 3,70
Bufo calamita 2,49 1,55 2,14
Bufo bufo 1,71 2,08 1,85
Natrix maura 0,57 0,00 0,36
RE 4,20 1,33 3,13
Total 33,63 7,80 23,94
RE
5
4
3
2
1
0
-1
Mitjana Mitjana±EE Mitjana±1,96*EE
BE BD
Figura 4. Índex quilomètric de riquesa d’amfibis obtinguts n les dues tipologies d’hàbitat de ribera del riu Ter (NE Catalunya)
l’any 2010 BE: bosc estructurat, BD: bosc degradat.
4.3.5. ocells
Les espècies més abundants als boscos de ribera del Ter són especialistes i generalistes forestals,
encapçalats per ocells de sotabosc. Els segueixen especialistes de capçada i que crien en
cavitats i ocells ubiqüistes (taula 4). La zona ha estat colonitzada recentment pel picot garser petit
(Dendrocopos minor), típic dels mosaics de boscos caducifolis amb espais oberts, i la mallerenga
d’aigua (Poecile palustris), una espècie lligada als boscos caducifolis humits, rara al sud de les
forests prepirinenques.
367

368
Taula 4. Densitats mitjanes de les principals espècies d’ocells detectades en estacions d’escolta en boscos de ribera del
riu Ter (NE Catalunya) l’any 2009. BE: bosc estructurat, BD: bosc degradat. S’inclou el valor del test ANOVA i el grau de
significació respecte a la selecció de boscos ben estructurats. El signe negatiu representa una correlació negativa amb
l’estructura del bosc. ***p< 0,001, ** p< 0,01, * p>0,05 n-s.: no significatiu.
espècie be bD Mitjana F p
Luscinia megarhynchos 1,93 0,75 1,34 16,8 ***
Sylvia atricapilla 1,64 0,75 1,20 10,3 **
Turdus merula 1,31 0,85 1,08 2,5 n.s.
Erithacus rubecula 1,16 0,47 0,82 4,9 *
Troglodytes troglodytes 1,31 0,28 0,80 14,1 ***
Passer domesticus 0,36 1,13 0,75 -4,5 *
Cyanistes caeruleus 1,02 0,42 0,72 5,8 *
Parus major 0,95 0,47 0,71 3,9 n.s.
Cettia cetti 0,58 0,57 0,57 0,1 n.s.
Carduelis chloris 0,65 0,33 0,49 0,9 n.s.
Aegithalos caudatus 0,65 0,33 0,49 0,8 n.s.
Serinus serinus 0,51 0,33 0,42 0,2 n.s.
Certhia brachydactila 0,44 0,28 0,36 0,2 n.s.
Columba palumbus 0,51 0,19 0,35 4,7 *
Garrulus glandarius 0,40 0,14 0,27 1,3 n.s.
Passer montanus 0,11 0,33 0,22 -2,3 n.s.
Poecile palustris 0,40 0,00 0,20 9,4 **
Muscicapa striata 0,36 0,00 0,18 5,6 *
Anas platyrhynchos 0,25 0,05 0,15 1,2 n.s.
Motacilla cinerea 0,07 0,19 0,13 -2,2 n.s.
Pica pica 0,22 0,00 0,11 2,4 n.s.
Oriolus oriolus 0,22 0,00 0,11 4,4 *
Fringilla coelebs 0,19 0,00 0,10 0,7 n.s.
Dendrocopos major 0,11 0,04 0,08 3,7 n.s.
Alcedo atthis 0,15 0,00 0,07 2,7 n.s.
Regulus ignicapillus 0,15 0,00 0,07 1,8 n.s.
Sturnus vulgaris 0,00 0,14 0,07 -1,6 n.s.
Streptopelia decaocto 0,00 0,14 0,07 0,2 n.s.
Dendrocopos minor 0,14 0,00 0,07 33,7 ***
Picus viridis 0,11 0,00 0,05 2 n.s.
Nycticorax nycticorax 0,04 0,05 0,04 0,1 n.s.
Carduelis carduelis 0,07 0,00 0,04 0,6 n.s.
Total par/ha 15,91 10,37 13,14 22,4 ***
El martinet de nit (Nycticorax nycticorax), el martinet blanc (Egretta garzetta), l’esplugabous
(Bubulcus ibis) i el bernat pescaire (Ardea cinerea) crien en una verneda de l’àrea i formen una de
les colònies més importants de Catalunya; de dues parelles fundadores de martinet de nit l’any 1988
es va arribar a 102 parelles l’any 2010, junt amb 37 parelles de martinet blanc, 4 d’esplugabous i 59
de bernat pescaire.
Es van observar diferències significatives tant en la riquesa d’espècies d’aus (F = 22; 8; p

Capítol 4. Casos d’estudi
16 m), i l’amplada del bosc de ribera. A més, es relacionava positivament la seva abundància amb la
distància a masses forestals extenses fora de les zones de ribera. La riquesa de plantes autòctones
amb prou feines estava relacionada amb l’abundància d’ocells forestals. Si s’observa certa relació
negativa amb l’abundància de autòctones. Els ocells antropòfils i ubiqüistes es relacionaven amb la
superfície de cultius i de zones urbanitzades i amb el recobriment vegetal baix, que es correspon a
herbàcies i arbustives de baix port. Els ocells aquàtics no mostraven una selecció significativa de
cap variable forestal o de paisatge. Només es relacionaven de forma molt poc significativa amb les
variables antròpiques (Figura 5). A nivell específic, és interessant destacar la selecció clara que feia
el papamosques gris (Muscicapa striata) dels boscos de ribera ben estructurats.
Figura 5. RDA entre els gremis d’aus i les variables ambientals característiques de les riberes. Els ocells van ser registrats
en estacions d’escolta de 50 m de banda en riberes del riu Ter (NE Catalunya) l’any 2009. Com a variables ambientals es van
prendre els factors de l’anàlisi de components principals procedents dels inventaris forestals i se li van afegir variables
descriptives a escala espacial: Dist edif, distància de l’estació als edificis més propers (habitualment masos i granges); Dist
for: distància a la massa forestal important més propera, Urba 200: nombre d’edificacions en un buffer de 200 m; Conreus200:
superfície cultivada en un buffer de 200 m al voltant de l’estació.
4.3.6. Petits mamífers
Les espècies detectades durant els mostreigs van correspondre a espècies forestals i altres d’espais
oberts (taula 5, figura 6). Pel que fa a petits mamífers aquàtics o semiaquàtics, destaca el cas de
la rata d’aigua (Arvicola sapidus). Fins als anys 1980 era abundant a tota la conca, i no ha estat
detectada al Ter, tot i la recerca específica de rastres durant el període d’estudi. Només en van
aparèixer dos rastres en àrees properes a l’àrea d’estudi a dos afluents menors del Ter, un riu amunt
i altre riu avall de la zona de treball.
369

370
La capturabilitat de petits mamífers va ser molt elevada en tots dos casos, sense que es detectessin
diferències significatives de la biomassa total entre les diverses àrees mostrejades. Això no obstant,
la comparació entre estructures d’hàbitat va mostrar diferències significatives pel que fa a les
espècies de petits mamífers capturades en àrees degradades de trams ben estructurats, tant al
mostreig de l’any 2009 com al 2010 (p

%
60
50
40
30
20
10
0
Gelabert (2009)
Gelabert (2010)
Capítol 4. Casos d’estudi
Crocidura russula Mus spretus Apodemus sylvaticus
Figura 6. Captures de petits mamífers efectuades en tres localitats de les ribes del riu Ter (NE Catalunya) els anys 2009-2010
(en percentatge). a) meandre del Despujol (bosc de ribera clar i estret llindant amb conreus); illa de les Gambires (sector més
forestat i amb pastures) i illa de Gallifa (bosc ben estructurat format per salzeda densa i riu trenat). b) relació entre les
captures de ratolí de bosc (Apodemus sylvaticus) i ratolí mediterrani (Mus spretus) abans i després d’actuació de restauració
al meandre del Gelabert, consistent en l’eliminació de la major part de la coberta forestal composada per robínia i ailant amb
sotabosc arbustiu autòcton abundant.
4.3.7. quiròpters
En boscos de ribera, la comunitat de ratpenats sol ser molt rica, tant en espècies generalistes com
especialistes forestals (taula 6), així com el ratpenat d’aigua (Myotis daubentonii). Al tram del riu
Ter estudiat es van detectar 9 espècies de quiròpters, tot i que altres estudis permeten afirmar que
segurament calia afegir més espècies (Baucells et al. 1999; Flaquer et al. 2011). Es van observar
diferències significatives (F=5,1; p< 0,05), amb una freqüència major d’espècies de ratpenats forestals
(ratpenat de bosc, nòctul petit i ratpenat gris itàlic) als boscos de ribera més ben estructurats que als
més degradats, on la proporció d’espècies generalistes augmentava respecte a les que feien servir
masses forestals per caçar i refugiar (figura 7). El ratpenat d’aigua va aparèixer en zones lèntiques
prop de rescloses i als braços interns de les illes fluvials.
Taula 6. Contactes d’espècies de ratpenats a les ribes del riu Ter (NE Catalunya) obtinguts per mitjà d’estacions
d’ecolocalització la primavera del 2009. BD: bosc degradat, For: especialistes forestals: gen: generalistes, Ifor: índex for/gen,
RE: riquesa específica per localitat.
espècie be bD Mitjana
Pipistrellus pipistrellus 51,33 53,67 52,50
Pipistrellus pygmaeus 22,67 20,00 21,33
Pipistrellus kuhlii 7,67 16,33 12,00
Myotis daubentonii 6,67 0,33 3,50
Plecotus austriacus 6,33 0,00 3,17
Myotis sp1 3,67 0,33 2,00
Tadarida teniotis 2,67 0,67 1,67
Nyctalus leisleri 2,33 0,33 1,33
Barbastella barbastellus 0,67 0,67 0,67
Total 105,67 98,33 102,00
For 13,00 1,33 7,17
Gen 86,00 96,67 91,33
Ifor 14,68 1,37 8,03
RE 5,67 4,33 5,00
371

372
Esp/gen
0,16
0,14
0,12
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
-0,02
Mitjana Mitjana±EE Mitjana±1,96*EE
BE BD
Figura 7. Índex d’abundància entre els ratpenats especialistes forestals envers les espècies generalistes, a partir de les
estacions d’ecolocalització efectuades en les dues tipologies d’hàbitat de ribera del riu Ter (NE Catalunya) l’any 2009 BE:
bosc estructurat, BD: bosc degradat.
4.3.8. Mesomamífers
Es va identificar 10 espècies de mesomamífers al conjunt del tram estudiat del riu Ter (taula 7).
L’espècie més freqüent va ser el visó americà (Neovison vison), amb abundàncies de més de 3
rastres/km de riu. Cal destacar la presència de la llúdriga (Lutra lutra), espècie lligada estretament
als hàbitats fluvials d’alt interès de conservació (Annex II de la DH). Absent des de 1980 al riu Ter
(Ruíz-Olmo, 1998), se’n va detectar la presència d’individus erràtics a la darreria del segle XX,
provinents de la reintroducció efectuada al Parc Natural dels Aiguamolls de l’Empordà (Baucells
et al., 1999). Des de llavors és present regularment en alguns trams de l’Alt Ter, tot i que en baix
nombre i sense indicis segurs de cria.
Taula 7. Índex quilomètric d’abundància de rastres de mesomamifers a diverses estacions del riu Ter (NE Catalunya) obtingut
per mitjà de transectes les primaveres dels anys 2009-2010. BE: bosc estructurat, BD: bosc degradat.
espècie be bD Mitjana
Oryctolagus cuniculus 0,00 0,34 0,13
Vulpes vulpes 0,27 0,14 0,32
Genetta genetta 0,47 0,95 0,63
Martes foina 0,50 0,34 0,64
Sus scrofa 0,52 0,00 0,36
Lutra lutra 0,65 0,40 0,60
Mustela nivalis 0,69 0,68 0,53
Erinaceus europaeus 0,69 0,81 0,37
Meles meles 0,83 1,14 1,20
Neovison vison 2,78 3,52 3,57

Capítol 4. Casos d’estudi
4.4. estat de conservació de l’espai fluvial
Pràcticament tots els indicadors estudiats presentaven diferències estadístiques significatives
(o en tot cas tendències) entre els diferents grups en relació a la qualitat i la hidrodinàmica del
riu i l’estructura i maduresa del bosc de ribera. Sobretot, els indicadors de qualitat de l’aigua, els
índexs de macroinvertebrats, com l’IBMWP, els peixos, els ocells, els petits mamífers i els ratpenats
forestals. De totes maneres, algun indicador, com l’índex QBR en conjunt i algun dels seus mòduls
en particular, la capturabilitat dels peixos i el nombre d’espècies d’arbres, ja fossin autòctons o
al·lòctons, no presentaven diferències significatives.
D’altra banda, la comparativa de resultats entre 2009 i 2010, associats a les actuacions de restauració
de la vegetació de ribera, no permetia observar diferències significatives ni en la cobertura de la ribera,
ni en l’estructura del bosc de ribera(corresponents als primers mòduls de l’índex QBR), però si que
hi ha diferències significatives en la qualitat de la coberta: hi ha un empitjorament immediatament
després de les actuacions de restauració. Els grups o indicadors més relacionats directament amb
els hàbitats més pròpiament aquàtics no van mostrar canvis significatius entre els dos anys, després
de les actuacions de restauració.
Entre els grups faunístics de ribera, les úniques diferències significatives es van donar en el cas
dels petits mamífers en els bosquets de robínies tallats arreu. En el cas dels ocells, no es van
observar diferències significatives. Només a la localitat de l’illa de Gallifa, després de les actuacions
de millora, van augmentar lleugerament les espècies generalistes i especialistes forestals.
5. DIsCussIÓ
5.1. qualitat hidromorfològica i de les riberes
Els resultats mostren que la major part del tram fluvial estudiat té les aigües netes segons els
índexs de qualitat basats en els macroinvertebrats aquàtics (Ordeix & Ortiz, 2009). Tanmateix, una
de les mancances principals és justament la qualitat irregular del bosc de ribera que acusa dels
impactes següents: i) pèrdua d’amplada (per urbanització, agricultura i populicultura), especialment
a la segona línia del bosc; ii) abundància de diverses espècies exòtiques invasores i iii) cabals
baixos per sota de la majoria de les rescloses hidroelèctriques, iv) discontinuïtat del bosc de ribera
al llarg dels curs, amb zones més ben conservades, d’amplada considerable (> 25m) i extenses.
Tots els trams avaluats, però, tenen algun tipus de pressió i impacte. La relació positiva (significativa
estadísticament o bé marcant tendències moderades) en l’abundància del conjunt organismes
bioindicadors amb l’estratificació vertical, maduresa i recobriment en alçada de l’arbrat i amplada
del bosc i la presència de braços interns de riu i basses (riu trenat) indiquen que la complexitat
dels ambients riparis comporta una major diversitat d’espècies (macroinvertebrats aquàtics, peixos,
amfibis, ocells i quiròpters forestals, rossegadors forestals, probablement també mesomamífers com
la llúdriga).
No obstant, aquesta relació no es dóna en la composició de la vegetació (densitat i varietat de
vegetació llenyosa al·lòctona). Al contrari, les actuacions de restauració basades en la eliminació
d’al·lòctones més aviat suposen un cert recanvi d’algunes comunitats faunístiques, en especial els
petits mamífers (generalistes o ubiqüistes substitueixen especialistes forestals). Les actuacions de
plantació, en tractar-se de planta petita, no tenen, a la fase inicial, un efecte immediat sobre els
373

374
indicadors mesurats. Per això, s’entén que el bons i molt bons estat ecològic i biodiversitat del riu
Ter estan lligats al manteniment i la millora de la qualitat de l’aigua del riu, a la recuperació d’un cert
cabal ambiental i a la conservació i restauració de la vegetació i dinàmica fluvial a les illes existents
i les riberes fluvials adjacents. Cal deixar que passin uns quants anys perquè el buit creat per
l’eliminació d’espècies arbòries invasives al·lòctones sigui restituït pel creixement de la vegetació
autòctona, plantada o de colonització espontània de l’espai.
Alguns punts situats en àrees urbanes presenten alteracions morfològiques evidents, per invasió de
la ribera per a usos urbans, com succeeix al Ter al seu pas per les poblacions de Torelló i Manlleu. En
canvi, es conserven sectors amb una certa qualitat hidromorfològica com l’entorn de les illes fluvials
i alguns meandres amb zones inundables. Són una mostra vigent de l’activitat geomorfològica dels
rius mediterranis i conformen hàbitats de gran potencial ecològic, tot i que es troben força per sota
del seu potencial ecològic a causa dels impactes apuntats abans.
Les fons de contaminació difusa són relativament importants. Hi ha trams situats en àrees urbanes
i, per tant, amb alteracions morfològiques evidents. Són freqüents les captacions d’aigua i les
alteracions hidrològiques per presència d’embassaments i rescloses, que modifiquen el règim de
cabal natural que els correspondria.
La connectivitat fluvial és dolenta (ICF < 25) a tot el tram estudiat per una gran densitat d’obstacles
transversals a la llera del riu Ter l’any 2010, bàsicament rescloses. Això té conseqüències ecològiques
importants i es considera una de les principals causes del declivi d’espècies de peixos de riu arreu
del món (Marmulla & Welcomme, 2002).
Seguint els criteris de la DMA per als diversos indicadors, el riu Ter presenta situacions de conservació
diferents segons dos tipus de pertorbació: i) certa eutrofització de les aigües en les zones urbanes
i per contaminació difusa de residus ramaders, especialment a Manlleu (major nucli de població,
amb 20.500 habitants); ii) modificació hidrològica de les riberes per murs de formigó, rescloses i
extraccions d’àrids, fragmentació i estretor del bosc de ribera per ocupació agrícola i populicultura
i alteració de vegetació potencial per espècies arbòries al·lòctones, algunes de clar comportament
invasor (robínia, ailant i negundo). L’alteració de les riberes no queda reflectida pel QBR, que puntua
a> 75 en la major part d’estacions, excepte en el tram urbà de Manlleu i en sectors curts de les Masies
de Voltregà i Torelló, que mostren una mala qualitat (QBR = 40), pel fet d’haver pocs arbres i un mur
de formigó o presa. No obstant, la composició florística en tota l’amplitud del bosc, sovint dominada
per arbres al·lòctons, s’allunya de la comunitat potencial i la maduresa del bosc és escassa, amb
pocs arbres de grans dimensions.
5.2. qualitat fisicoquímica i biològica de les aigües
Els rius mediterranis poden presentar unes diferències molt marcades pel que fa a les comunitats
biològiques en un any sec o, contràriament, en un any plujós (Gasith & Resh, 1999). En el cas del
Ter, els anys 2009-2011 van ser relativament humits i les diferències estacionals no gaire marcades.
En la majoria dels casos el Ter no es va seguir un patró típicament mediterrani, de manera que
en ple estiu hi va haver una gran abundància d’aigua i això va repercutir a ressaltar una certa
bona qualitat fisicoquímica i biològica, sobretot en aquells trams de qualitat mediocre o intermèdia.
Tanmateix, la qualitat fisicoquímica en molts trams on era relativament bona en mostrejos anteriors a
l’estudi, no va millorar molt en el període 2009-2011. En resum, s’observa certa tendència cap a una

Capítol 4. Casos d’estudi
millora general i una recuperació progressiva de la qualitat biològica de les aigües del Ter a Osona,
però encara insuficient. El sector que requereix més atenció és el Ter al seu pas per Manlleu.
El dèficit d’oxigen dissolt a l’estiu i l’augment sobtat de conductivitat elèctrica de l’aigua del Ter riu
avall dels trams urbans possiblement tenien molt a veure amb el vessament dels camps de conreu,
pràcticament sense vegetació de ribera i els abocaments d’aigües residuals tractades només
parcialment o sense tractar.
L’augment de les algues (eutròfia) afavorit per concentracions de nutrients (sobretot amoni i nitrits),
procedia d’abocaments d’origen domèstic o industrial (abocaments directes, trencament del sistema
de clavegueram, etc.), agrícola (fems i purins en excés com adob dels camps) i dels abocaments
d’aigües residuals dels sistemes de sanejament. Tots ells causen problemes de toxicitat als
macroinvertebrats i peixos. A més, la qualitat intermèdia o mediocre de la vegetació de ribera no li
permet actuar com a filtre eficient dels contaminants.
5.3. Peixos
Pel que fa als peixos, a banda dels alliberaments (il·legals) per part de pescadors, la transformació
des d’antic del riu en una sèrie de rescloses ha beneficiat les espècies de peixos d’aigües
encalmades, com la majoria dels peixos al·lòctons, en detriment de les espècies autòctones. La
manca de connectivitat ecològica, relacionada amb la presència d’una gran densitat de rescloses
sense dispositius de pas per a peixos, també ha reduït la capacitat de recuperació dels autòctons.
La distribució de l’espècie autòctona més abundant en el sector del riu Ter estudiat, el barb de
muntanya, s’associa clarament al grup de trams de riu trenat, d’inundabilitat elevada, i amb una
coberta major de bosc de ribera a la llera del riu; és a dir, aquells que disposen d’una vora de salzes
de port arbori i arbustiu, acompanyats pel vern. Es tracta, doncs, d’una connexió entre la ribera i
un peix de gran interès de conservació. Les balmes o abrics i les arrels submergides de l’arbrat de
primera línia, així com las zones inundables dels braços de riu, ofereixen refugis contra depredadors
i més recursos tròfics, amb la qual cosa probablement constitueixen un element clau per a la cria i
la supervivència d’alevins i joves. No obstant, la densitat de verns en primera línia és baixa i seria
interessant potenciar-los. Un altre avantatge que pot representar la vegetació arbòria és l’ombra
estival, que pot atenuar l’augment de temperatura de l’aigua en els trams lèntics, encara que aquest
aspecte no s’ha pogut comprovar.
Aquesta relació amb el barb de muntanya probablement es podria fer extensible a les altres
espècies autòctones, però el seu escàs nombre en el tram estudiat no permet constatar-ho. A part de
l’estructura interna de l’hàbitat, la fragmentació dels trams ben conservats condiciona la distribució
agregada i discontínua de la fauna piscícola autòctona.
5.4. Amfibis
Els amfibis depenen de la presència de punts d’aigua aptes per a fer la posta, normalment basses,
terrenys inundats temporalment o braços o trams fluvials d’aigües lenítiques. Associats a la dinàmica
del riu, hi ha àrees de major interès per als amfibis, però es tracta d’indrets molt irregulars en el
temps i l’espai, que depenen de la hidromorfologia i els períodes humits, perquè sovint ocupen
estanys fruit de la inundació temporal.
Les àrees de ribera estudiades que compten amb basses adjacents i zones d’inundació temporal
375

376
són poblades pels anurs de diferents espècies. Es constata, doncs, la importància per als amfibis
d’unes riberes ben estructurades, on la hidromorfologia i la vegetació permeten la formació d’un riu
trenat, sobretot en illes i meandres, on hi ha major aportació de sediments i es poden formar punts
d’aigua temporals o permanents.
No obstant això, alguns trams de bosc ben estructurats tenen una baixa presència d’amfibis. En
aquests casos, o bé hi ha manca de basses o bé són temporals (que s’omplen només amb les
crescudes fora de l’època de cria dels anurs) o estan poblades de peixos adults que en depreden les
larves. Aquests trams estan emplaçats enmig d’una matriu agrícola, amb menys àrees forestades
que altres trams de més amunt. Probablement, la matriu agrícola predominant a la zona d’estudi,
limita la presència d’espècies més forestals com el gripau comú, localitzat al nord de la zona d’estudi
més connectada amb espais de bosc, i impedeix la colonització de la zona per part de la salamandra,
que si que es troba als afluents de pocs kilòmetres riu amunt de l’àrea d’estudi.
5.5. ocells
Els ocells són el grup vertebrat que s’associa més estretament a la complexitat estructural de la
vegetació de ribera. L’anàlisi multivariant mostra que la maduresa del bosc, la densitat d’arbres alts i
l’amplada del bosc mantenen una comunitat d’ocells diversa en especialistes i generalistes forestals.
Els ocells de sotabosc i els ocupants de cavitats són els que millor expressen aquesta relació amb
la complexitat estructural, ja que depenen de recobriments abundants a poca alçada i d’arbres
grans i vells que proporcionin cavitats on criar, respectivament. Els arbres grans i la fusta morta
dempeus (estaques) són relativament escassos en les riberes i tendeixen a concentrar-se on el bosc
està més desenvolupat i té més amplada. Les vores estretes de bosc de ribera habitualment estan
poblades per arbres de poc port, autòctons i al·lòctons, i sovint en densitats molt elevades. Aquesta
estructura degradada i manca d’espai, agreujada per la fragmentació dels trams de bosc de ribera
poc estructurats, dificulta que es pugui establir una comunitat d’ocells diversa.
No s’ha observat una relació de la comunitat d’ocells forestals amb la proximitat de masses arbrades
que circumdin el bosc de ribera. En part, probablement pel fet que les zones més forestades es
concentren al nord de la zona d’estudi, on dominen les riberes degradades. A més, la mobilitat
dels ocells pot aprofitar l’efecte de corredor de les riberes. Les franges de ribera estretes molt
probablement funcionen més com a connectors entre les zones ben estructurades de meandres
i illes i esmorteeixin l’efecte que pugui tenir la proximitat de masses arbrades grans al voltant del
curs fluvial. Només en el cas de la mallerenga d’aigua, localitzada en el nombre escàs a les millors
riberes del nord de la zona d’estudi, podria estar relacionada, pel fet que les àrees font d’aquest
pàrid estan en els boscos caducifolis humits del nord de la conca.
Els ocells aquàtics (anàtids i ardèids) no s’han relacionat amb variables estructurals significatives
del bosc de ribera. S’ha de tenir en compte, però, que la seva distribució sol ser molt agregada i
associada als trams lèntics per sobre les rescloses, en especial on hi ha vegetació helofítica (cas
dels ànecs i la polla d’aigua). Els ardèids poden caçar al llarg de tota la zona d’estudi (a la llera i
en camps circumdants) però es concentren en una única colònia de cria en un tram lèntic aigua
amunt d’una resclosa. Sigui per una coincidència simple o no, els nius s’emplacen en un dels pocs
trams de verneda (l’estructura densa de la capçada i les branques horitzontals i flexibles pot ajudar
a l’ubicació dels nius) acompanyada per roures de grans dimensions. Probablement la selecció del
lloc per a l’ubicació de la colònia depengui simplement de la tranquil·litat de l’indret (finca agrícola i

Capítol 4. Casos d’estudi
ramadera sense freqüentació humana). La presència d’arbrat suficient a tocar de l’aigua i el nivell
d’aigua constant (que ofereix protecció per una banda de riu) deuen fer la resta.
Una menció a part mereix el papamosques gris. Es tracta d’un ocell escàs associat als boscos de
ribera en àrees de mosaic agroforestal. Sembla que el beneficia la presència de boscos de ribera
ben estructurats, alts, amb bona coberta arbrada i d’una superfície àmplia. La colonització de la zona
per part del picot garser petit i de la mallerenga d’aigua pot obeir a la tendència expansiva d’espècies
forestals observada en els dos últims decennis a Catalunya (Estrada et al., 2004).
5.6. Petits mamífers
Els petits mamífers fluvials no són una comunitat faunística gaire diversa. No obstant, és el grup vertebrat
que ha respost als canvis estructurals en la coberta arbrada arran de les restauracions fluvials, a causa
de la seva dependència de la disponibilitat de microhàbitats adequats per amagar-se dels depredadors,
fer els seus nius i obtenir aliment (Yahner, 1982). Les dues espècies de petits rosegadors més abundants,
el ratolí de bosc i el ratolí mediterrani, es comporten de manera complementària en funció del domini de
massa arbrada o d’espai obert, respectivament. El domini de conreus i pastures al voltant dels boscos de
ribera facilita la colonització de les zones desarbrades o del bosc de ribera de poca amplada per part del
ratolí mediterrani, que el ratolí de bosc tendeix a abandonar.
La rata d’aigua prefereix els cursos d’aigua amb vegetació herbàcia de ribera alta i densa, i es veu
afectada en gran mesura per la degradació de les riberes i la qualitat de l’aigua. En els darrers anys,
a banda de la competència amb espècies com la rata comuna, que arriba a desplaçar-la (Rojas &
Palomo, 2007), les seves poblacions han minvat força possiblement també motivat per l’expansió i
l’abundància del visó americà.
5.7. quiròpters
El mètode de mostreig (estacions d’ecolocalització convencionals) no permet filar prim en la selecció
de l’hàbitat per part dels quiròpters. Els ratpenats poden escollir perfectament rodals més madurs,
amb més abundància de cavitats en arbre on refugiar-se, però cacen a tot l’espai obert. També a
l’interior del bosc sempre que no sigui massa dens. Aquesta dualitat emmascara els resultats; amb
les estacions analitzades es pot distingir si cacen però no si seleccionen aquell rodal en concret
com a zona de refugi diürn, com és el cas dels contactes en vol de ratpenat de bosc en un tram de
bosc de ribera estret i jove. Les captures complementen les dades, sobretot pel que fa a la detecció
d’espècies difícils de distingir amb els detectors i aporten indicis de cria. La combinació dels dos
mètodes ha permès establir una tendència a seleccionar els trams de bosc de ribera més ben
conservats, on la proporció d’espècies forestals, respecte a les generalistes, és més gran.
És molt probable que el nòctul petit, el ratpenat gris itàlic i el ratpenat de bosc seleccionin
preferentment els rodals de bosc de ribera amb concentració de cavitats, proveïdes en gran part
pels picots i per escorces d’arbres morts dempeus. L’elevada densitat d’arbrat de les salzedes, amb
molts peus joves i rebrots, és un impediment per a la caça a l’interior del bosc, en indrets a priori
favorables, com les illes fluvials. D’altra banda, els braços de riu lèntics i les basses fluvials, on es
concentren invertebrats aquàtics de fase aèria, són punts d’atracció per a la cacera. Ho evidencien
les concentracions de ratpenats en trams lèntics del riu i les captures de ratpenat de peus grans i
ratpenat d’aigua, junt amb rates pinyades pipistrel·les, als braços interns de les illes fluvials.
377

378
Un esforç major en campanyes de captura, la inspecció de cavitats i l’anàlisi d’estacions
d’ecolocalització automàtiques ben segur que permetrien afinar les relacions dels quiròpters amb
l’estructura de les riberes.
5.8. Mesomamífers
Els rastres observats de mesomamifers no responen a patrons d’estructura del bosc, però si de
paisatge. La mobilitat de carnívors i ungulats els permet resseguir les vores de riu i freqüentar trams
ben conservats i altres degradats. Resta per conèixer si els trams menys estructurats serveixen més
com a corredors que com a zones d’alimentació. En el cas dels carnívors, l’abundància del ratolí
mediterrani i altres petits mamífers no forestals en les zones degrades pot compensar la pèrdua de
diversitat d’aquests espais. Tanmateix, es pot pensar que les zones més complexes ofereixin més
recursos (fruits, invertebrats, amfibis, ocells) i més probabilitat de trobar racons tranquils on tenir els
caus. Les zones amb major cobertura forestal i properes a masses de bosc importants faciliten la
freqüentació de les riberes (i l’establiment de territoris) als mamífers més forestals (geneta, fagina i
senglar).
Només la llúdriga i el visó americà són espècies associades als cursos d’aigua. El visó americà és
abundant a tot el tram estudiat i sembla que depèn més de l’oportunitat de trobar preses a l’aigua,
segons el cabal circulant. L’abundància de peixos al·lòctons en trams degradats deu permetre
al visó no dependre de estructura de la ribera. La llúdriga no està estabilitzada a la zona i les
poques dades disponibles no permeten treure’n gaire conclusions. No obstant, la majoria de dades
disponibles corresponen a les illes fluvials, on l’hàbitat és més complex, tant aquàtic (que ofereix
més oportunitats de cacera) com de ribera (la coberta vegetal ofereix protecció i refugi), situació que
podria estabilitzar a la zona una femella amb cries.
5.9. estat de conservació de l’espai fluvial
Les actuacions de restauració de la vegetació de ribera del riu Ter efectuades l’hivern de 2009-2010
van permetre augmentar la qualitat de la coberta vegetal pel que fa a la seva composició i millora
estructural de cara al futur. La tallada de gran quantitat d’arbres al·lòctons, des de plançons fins a
arbres de 45 cm de diàmetre normal (Camprodon et al., 2010), va comportar alguns canvis en els
indicadors biològics en el conjunt de les zones d’actuació. Els índexs QBR i IVF a les finques pilot
van tendir a disminuir amb aquesta primera fase de la restauració. Pel que fa a la fauna, només a les
àrees on es van eliminar bosquets sencers de robínies i ailants es va constatar canvis a curt termini
en la fauna de ribera, en forma de proporcions d’espècies de petits mamífers. S’ha d’entendre com
una conseqüència a curt termini de les actuacions de control d’espècies vegetals invasores, que es
considera prioritari, tot i que això impliqui una pèrdua d’estructura del bosc de ribera en els propers
anys. S’estima que l’estat ecològic d’aquests sectors es recuperarà en els 10-15 anys següents,
gràcies al creixement ràpid de la vegetació riberenca.
A certes estacions la vegetació de ribera de primera línia ja era autòctona i això explicaria perquè
després d’eliminar les espècies invasores no van canviar substancialment els indicadors de qualitat
biològica fluvial. En alguns casos, només va variar lleugerament la cobertura d’ombra a la llera, però
aquesta modificació es considera poc significativa en rius de l’amplada del Ter, que al tram estudiat
és de com a mínim 30 m. La resposta esperada de les modificacions realitzades al medi aquàtic
serà, doncs, a mitjà i a llarg termini.

6. ConClusIons
Capítol 4. Casos d’estudi
1. La vegetació de ribera del curs mitjà-alt del riu Ter no ha assolit tot el seu potencial (p. e.
l’índex QBR, que puntua de 0 a 100, variava entre 19 i 97). El bosc de ribera primigeni ha
estat substituït generalment per conreus, pastures, pollancredes i espais urbanitzats i sovint
limitat a una primera línea d’escassos metres d’amplada. Són boscos relativament joves,
amb espècies vegetals invasores abundants, mala connectivitat i sotmesos a una dinàmica
artificial de l’aigua, sobretot per un cabal insuficient aigua avall de les rescloses, segons es
desprèn dels índexs QBR i IVF i dels inventaris forestals. Els sectors més ben conservats,
amb una heterogeneïtat estructural major i vegetació de segona línia, coincideixen amb els
que acullen valors més elevats de qualitat ecològica i biodiversitat. La millora de l’estructura
actual dels boscos de ribera (estratificació vertical i presència d’arbres de gran port i arbres
morts dempeus) junt amb l’increment de la seva amplada i extensió longitudinal, connectant
diferents trams ben conservats, incrementarà la complexitat i funcionalitat del sistema i
facilitarà la diversitat faunística de les riberes.
2. L’encadenament de rescloses és un impediment a la dinàmica natural de riu. En modifiquen
el cabal i retenen els sediments grollers (ho ressalten valors els modestos dels índexs IHF
i RHS). S’identifiquen trams hidrològicament molt modificats, lèntics per causa de l’aigua
retinguda a les rescloses, i d’altres de lòtics per sota de les rescloses, on sovint manquen
cabals ambientals. La connectivitat fluvial per als peixos (índex ICF) és dolenta a causa
de l’efecte barrera de les rescloses. La reforestació de riberes, la implementació de cabals
ambientals, la reactivació de braços inactius i àrees inundables, el replantejament de
l’existència d’una part de les rescloses existents i l’establiment de dispositius de pas per
a peixos a les altres rescloses, haurien de servir per incrementar la proporció del barb de
muntanya, i possiblement també les altres espècies de peix autòctones, en relació a les
espècies de peix invasores.
3. La qualitat físico-química de l’aigua és bona o molt bona aigües amunt del nucli de població
més important, Manlleu. A la sortida d’aquest terme municipal la qualitat es considera dolenta
a causa d’abocaments urbans no connectats a la xarxa de sanejament, contaminació
agrícola i ramadera difusa i la sortida de l’estació depuradora d’aigües residuals.
4. L’ús de diversos indicadors es considera essencial per conèixer l’estat i l’evolució dels
projectes pilot de restauració en relació a la vegetació de ribera, la implementació de cabals
ambientals, la reactivació de braços inactius i àrees inundables i la connectivitat ecològica. Es
considera important seguir avaluant diverses variables a mitjà termini (propers 10-15 anys),
incloses les interaccions entre estat de conservació, estat ecològic i bioindicadors, amb el
propòsit de valorar l’efectivitat de les actuacions de conservació i restauració efectuades i,
si s’escau, corregir-les.
5. Els indicadors hidromorfològics que van mostrar una consistència major van ser les variables
espacials, com l’amplada del bosc de ribera, el grau d’endegament de la llera (Pedersen et
al., 2003, 2004), la distància a un obstacle, superior i inferior, l’índex de connectivitat fluvial
(ICF; Solà et al., 2011), la tipologia de la riba (Stevenson & Mills, 1999), el primer mòdul
de l’índex de qualitat del bosc de ribera (Munné et al., 1998), diverses variables de les
estacions forestals, com el recobriment de cada estrat i el grau de maduresa (Camprodon,
2003), l’índex de qualitat de l’hàbitat aquàtic (Pardo et al., 2002) i el del conjunt de l’espai
fluvial (Raven et al., 1998).
6. Els indicadors biològics emprats més consistents van ser el següents: i) la riquesa de
famílies macroinvertebrats aquàtics, l’índex IBMWP (Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega,
379

380
1988, Alba-Tercedor et al., 2002); ii) els peixos, sobretot la riquesa d’espècies autòctones
i el % d’espècies invasores, fonaments de l’índex IBICAT2010 (Sostoa et al., 2010); iii) els
ocells, mostrejats mitjançant estacions d’escolta (Ramsey & Scott, 1979, Reynolds, 1980,
Blondel et al., 1981) i agrupats en gremis d’afinitat ecològica, iv) la relació de ratpenats
especialistes forestals respecte els generalistes, tots ells determinats en estacions
d’ecolocalització combinades amb sessions de captura (Flaquer et al., 2007), i v) els petits
mamífers (Flowerdew et al., 2004; Torre et al., 2011), per la seva resposta immediata a les
intervencions de restauració de la vegetació.
7. En particular, la comunitat d’ocells i les variables forestals es consideren molt bons indicadors
a incorporar en la validació del compliment de la DMA. Els ocells són de mostreig simple
i són indicadors especialment sensibles als canvis en la vegetació. Pel que fa a gremis
concrets, els especialistes i generalistes forestals es defineixen com els indicadors del bosc
de ribera ben conservat a l’àrea d’estudi i, més en concret, els gremis de sotabosc (cargolet,
pit-roig, rossinyol , merla i tallarol de casquet), els ocells grimpadors (picot garser gros, picot
garser petit i raspinell comú) i els ocells de mosaics agroforestals (papamosques gris i oriol).
8. Les variables forestals i ecològiques del bosc de ribera permeten anar més enllà de les
variables més simples, mesurades pels índexs QBR i IVF, ja que possibiliten relacionar
l’estat de conservació del bosc de ribera amb espècies amenaçades i bioindicadores, tot i
que la seva mesura és quelcom més costosa (requereix més inversió de temps). Per a la
seva aplicació estandarditzada s’hauria de trobar un compromís entre l’efectivitat i el cost
del mostreig.
9. En el cas del Ter, per seguir les indicacions de la DMA i la DH (incrementar el bon estat
ecològic i recuperar hàbitats i espècies amenaçades) cal dirigir la restauració de la vegetació
de ribera cap a la complexitat màxima: estratificació vertical de la vegetació, maduresa de
l’arbrat i densitat de fusta morta dempeus. Alhora, és necessari augmentar la superfície de
bosc de ribera i connectar fragments. Aquestes accions beneficiarien a la fauna vertebrada,
en especial peixos, amfibis, ocells, petits mamífers i quiròpters. També es considera
interessant fer millores hidromorfològiques, com la recuperació de braços fluvials i, a totes
les rescloses, l’establiment de dispositius de pas per a peixos (i altra fauna) i de cabals
ambientals. També cal resoldre diverses disfuncions del sanejament que encara afecten
negativament la qualitat de l’aigua del riu.
10. Els hàbitats de ribera del Ter i moltes espècies són d’interès, alguns prioritari, segons la
Directiva Hàbitats i la Directiva Ocells. En conseqüència, es proposa incloure els trams més
ben conservats a la xarxa Natura 2000. Els acords de custòdia signats amb propietaris i
administracions representen instruments molt útils per facilitar la recuperació del bon estat
ecològic i incrementar la diversitat de les riberes fluvials.
11. Les actuacions de sensibilització ambiental són una eina relacionada amb la restauració, i
amb aquest propòsit es considera interessant plantejar actuacions centrades en espècies
poc conegudes per al públic, com els ratpenats i la rata d’aigua, d’altres que tenen un
cert interès socioeconòmic, el cas dels peixos (truita, barb de muntanya, bagra catalana i
anguila) i també les considerades espècies bandera, com els ardèids i la llúdriga.

7. AgRAÏMenTs
Capítol 4. Casos d’estudi
El projecte Ricover es va portar a terme en el marc de la convocatòria Interreg IVB SUDOE de la
Unió Europea. El projecte Riberes del Ter va rebre finançament de l’Agència Catalana de l’Aigua i
el Departament de Medi Ambient i Habitatge de la Generalitat de Catalunya, així com el suport de
la Diputació de Barcelona, Obra social de “Caixa Catalunya”, Obra social de “La Caixa”, Fundación
Biodiversidad i Ministerio de Medio Ambiente, Medio Rural i Marino.
Volem agrair especialment els propietaris de les finques pilot, pel seu tracte impecable i les facilitats
donades, i en el mateix sentit als ajuntaments de Torelló, les Masies de Voltregà i Manlleu. També
el grau d’implicació de la brigada del projecte Ricover, que es va encarregar de la majoria dels
treballs forestals, i concretament dels caps de colla Quim Fité i Joan Marfil, i els operaris Albert
Rodríguez, Juan Aranda, Ahmed Mnwar, Yusef Ouriach i Pau Izquierdo. Així mateix, agraïm també
la participació dels alumnes del Mòdul d’horticultura ecològica de l’Ajuntament de Manlleu, i molt
especialment al seu responsable, Manel Macià, la cooperativa SHES, l’empresa TAC Osona i els
alumnes de l’IES Voltreganès (les Masies de Voltregà). A Enric Vadell, pels seus consells i supervisió
des del Departament d’Agricultura, Ramaderia, Pesca, Alimentació i Medi Natural de la Generalitat
de Catalunya. Per la seva participació en la preparació del projecte, a Pau Vericat, Pere Casals,
Francesc Montané i Jaime Coello. I pel seu suport especialment en el treball de camp, a Gerard
Berengueras, Marta Testuri, Xavier Moncunill, Xavier Bergara, Núria Fontova, Ádám Tamás, Fermí
Sort, Laura Solà, Marta Alemany, Nil Casademont, Pau Parés, Margalida Ferrer, Vanesa Galán,
Irene Plana, Lluís Pastor, Gerard Bartrina, Ester Pujol, Zuzana Vašourková, Luís Moliner, Carla
Casellas, èlia Bretxa, Pere Rifà, Quim Pou-Rovira, Romero Roig i Tura Puntí.
8. bIblIogRAFIA
AGèNCIA CATALANA DE L’AIGUA (ACA). 2005. Pla sectorial de cabals de manteniment de les
conques internes de Catalunya. Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de
Catalunya. Barcelona. 64 pp. http://aca-web.gencat.cat/aca
AGèNCIA CATALANA DE L’AIGUA (ACA). 2006a. BIORI. Protocol d’avaluació de la qualitat biològica
dels rius. Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de Catalunya. Barcelona.
89 pp. http://aca-web.gencat.cat/aca
AGèNCIA CATALANA DE L’AIGUA (ACA). 2006b. HIDRI. Protocol per a la valoració de la qualitat
hidromorfològica dels rius. Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de
Catalunya. Barcelona. 158 pp. http://aca-web.gencat.cat/aca
ALBA-TERCEDOR, J. & SÁNCHEZ-ORTEGA, A. 1988. Un método rápido i simple para evaluar la
calidad biológica de las aguas corrientes basado en el de Hellawell (1978). Limnetica, 4:
51-56.
ALBA-TERCEDOR, J.; JAIME-CUÉLLAR, P.; ÁLVAREZ, M.; AVILÉS, J.; BONADA, N.; CASAS, J.;
MELLADO, A.; ORTEGA, M.; PARDO, I.; PRAT, N.; RIERADEVALL, M.; ROBLES, S.; SÁINZ-
CANTERO, C.E.; SÁNCHEZ-ORTEGA, A.; SUÁREZ, M.L.; TORO, M.; VIDAL-ABARCA,
M.R.; VIVAS, S. & ZAMORA-MUÑOZ, C. 2002. Caracterización del estado ecológico de
ríos mediterráneos ibéricos mediante el índice IBMWP (antes BMWP’). Limnetica, 21(3-4):
175-185.
AYMERICH, J., BAUCELLS, J., BIGAS, D., CAMPRODON, J. ESTRADA, J., MOLIST, M. ORDEIX,
381

382
M., RAMONEDA J. & VIGUÉ, J. 1991. Els ocells d’Osona. Lynx edicions. Barcelona.
BARBOUR, M. T., GERRITSEN, B. D., SNYDER B. D. & STRIBLING, J. B. (ed.). 1999. Rapid
bioassessment protocols for use in streams and wadeable rivers: periphyton, benthic
macroinvertebrates and fish. EPA 841-B-99-002. U.S. Environmental Protection Agency;
Office of Water, Washington, D.C.
BAUCELLS, J., CAMPRODON, J. & ORDEIX, M. 1999. La Fauna Vertebrada d’Osona. Atles dels
Peixos, els Amfibis, els Rèptils, els Ocells i els Mamífers actuals i extingits recentment de la
Plana de Vic, el Pre-pirineu, el Collsacabra, les Guilleries, el Montseny i el Lluçanès. Lynx
Edicions, SL. Barcelona. 246 pp.
BLONDEL, J., FERRY, C. & BROCHET, B. 1981. Point counts with unlimited distance. In Ralph, C.
J. & J. M. Scott (ed.). Estimating numbers of terrestrial birds. Studies in Avian Biology, 6:
414-420.
BOADA, M., MAYO, S. & MANEJA, R. (ed.). 2008. Els sistemes socioecològics de la conca de
la Tordera. Institució Catalana d’Història Natural, filial de l’Institut d’Estudis Catalans.
Barcelona. 541 pp.
BOLòS, O. 1959. El paisatge vegetal de dues comarques naturals: la Selva i la Plana de Vic. Arxius
de la Secció de Ciències, XXVI. Institut d’Estudis Catalans. Barcelona. 169 pp.
CAMPRODON, J. 2003. Estructura dels boscos i gestió forestal al nord-est ibèric: efecte sobre la
composició, abundància i conservació dels ocells. Tesi doctoral. Universitat de Barcelona.
CAMPRODON, J., CAMPIÓN, D., MARTÍNEZ-VIDAL, R., ONRUBIA, A., ROBLES, H., ROMERO, J.
L. & SENOSIAIN, A. 2007. Status, habitat selection and conservation of Iberian Woodpeckers.
In Camprodon, J. & Plana, E. (ed.). Biodiversity conservation, vertebrates and forestry. Pp
391-434. Edicions Universitat de Barcelona. Centre Tecnològic Forestal de Catalunya.
Barcelona.
CAMPRODON, J., ORDEIX, M. GUIXÉ, D. JIMÉNEZ, L. & LLACH, F. 2010. Actuacions silvícoles
de restauració del bosc de ribera al curs mitjà-alt del riu ter. XXVII Jornades Tècniques
Silvícoles, 53-61. Consorci Forestal de Catalunya.
CASAS, C. & NINOT, J. M.. 1995. Estudi fitocenològic de les pastures de la Plana de Vic. I: Comunitats
vivaces (Mesobromion i Aphyllantion). Butlletí de la Institució Catalana d’Història Natural, 62:
2 -52.
CASAS, C. & NINOT, J. M.. 1996. Estudi fitocenològic de les pastures de la Plana de Vic. II:
Comunitats terofítiques (Thero-Brachypodietea) i síntesi. Butlletí de la Institució Catalana
d’Història Natural, 63: 27-50.
CLAVERO, M., F. BLANCO-GARRIDO F. & PRENDA, J. 2006. Monitoring small fish populations in
streams: a comparision of four passive methods. Fisheries research, 78: 243-251.
CLAVERO, P., MARTÍN-VIDE, J. & RASO, J. M. 1996. Atles climàtic de Catalunya. Termopluviometria.
Institut Cartogràfic de Catalunya, Departament de Política Territorial i Obres Públiques i
Departament de Medi Ambient, Generalitat de Catalunya. Barcelona. 42 pp.
CLEVENGER, A. P. 1993. Sign surveys as an important tool in carnivoreconservation research and
management programmes. Pp. 36-46 a: Proceedings of the Seminar on Management of
Small Populations of Threatened Mammals. Council of Europe, Sofia, Bulgària.
EC. 2000. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000
establishing a framework for Community action in the field of water policy. Official Journal of
the European Communities.
EC. 2007. Council Regulation (EC) No 1100/2007 of 18 September 2007 establishing measures for
the recovery of the stock of European eel. Official Journal of the European Communities.

Capítol 4. Casos d’estudi
ENVIRONMENT AGENGY (EA), SCOTTISH ENVIRONMENT PROTECTION AGENCY (SEPA),
ENVIRONMENT & HERITAGE SERVICE (EHS). 2003. River Habitat Survey in Britain and
Ireland. Field Survey Guidance Manual: 2003 Version. United Kingdom. 136 pp.
ESTRADA, J. PEDROCCHI, V., HERRANDO, S. & BROTONS, LL. (eds). Atles dels Ocells nidificants
de Catalunya 1999-2002. Lynx Edicions. Barcelona. 638p.
FLAQUER C., PUIG, X., FÀBREGAS, E., GUIXÉ, D., TORRE, I., RÀFOLS, R. G., PÁRAMO, F.,
CAMPRODON, J. CUMPLIDO, J. M., RUÍZ-JARILLO, R., BAUCELLS, A. L., FREIXAS, L.,
ARRIZABALAGA, A. 2010. Revisión i aportación de datos sobre quirópteros de Catalunya:
propuesta de lista roja. Galemys, 22 (1): 29-61.
FLAQUER, C., TORRE, I. & ARRIZABALAGA, A. 2007. Comparison of sampling methods for
inventory of bat communities. Journal of Mammalogy, 88(2): 526–533.
FLOWERDEW, J. R., SHORE, R. F., POULTON, S. M. C. & SPARKS, T. H. 2004. Live trapping to
monitor small mammals in Britain. Mammal Review, 34: 31-50.
GASITH, A. & RESH, V. H. 1999. Streams in Mediterranean climate regions: abiotic influences and
biotic responses to predictable seasonal events. Annual Review of Ecology and Systematics,
30, 51-81.
LENAT, D. R. 1983. Chironomid taxa richness: natural variation and use in pollution assessment.
Freshwater Invertebrate Biology, 2: 192-198.
LEPS, J. & SMILAUER, P. 1999. Multivariate Analysis of Ecological Data. Faculty of Biological
Sciences. University of South Bohemia.
LOBÓN-CERVIÁ, J. 1991. Estudio de poblaciones de peces en ríos. Pesca eléctrica i métodos de
estima de la abundancia. Museo Nacional de Ciencias Naturales - Consejo Superior de
Investigaciones Científicas. Madrid. 156 pp.
LUQUE-LARENA, J. J. & GOSÁLBEZ, J. 2007. Myodes glareolus Schreber, 1780. Pp: 398-400. In
Palomo, L. J., Gisbert, J. & Blanco, J. C. (ed.). Atlas i libro rojo de los Mamíferos Terrestres
de España. Dirección General para la Biodiversidad – SECEM- SECEMU, Madrid. 586 pp.
MARMULLA, G. & WELCOMME, R. (ed.). 2002. Fish passes. Design, dimensions and monitoring.
Food and Agriculture Organization of the United Nations (FAO) & Deutscher Verband für
Wasserwirtschaft und Kulturvau (DVWK). Roma. 118 pp.
MUNNÉ, A., SOLÀ,C. & PRAT, N. 1998. QBR: Un índice para la evaluación de los ecosistemas de
ribera. Tecnología del agua, 175: 20-37.
Norma CEN estàndard UNE-EN 14011:2003: Water Quality – Samplig of fish with electricity.
ORDEIX, M. & ORTIZ, J. 2009. Casos d’estudi: Osona i la Costa Brava. In Ortiz, J. & Ordeix, M.
(ed.). Espiadimonis, nàiades, sabaters i cuques de capsa. Els macroinvertebrats dels rius i
zones humides de Catalunya. Pp 119-142. Col·lecció La turbina, 3. Museu Industrial del Ter,
Eumo editorial. Manlleu. Catalunya.171 pp.
PARDO, I., ÁLVAREZ, M. CASAS, J., MORENO, J. L., VIVAS, S., BONADA, N. ALBA-TERCEDOR,
J., JÁIMEZ-CUELLAR, P., MOYA, G., PRAT, N., ROBLES, S., SUÁREZ, M. L., TORO, M. &
VIDAL-ALBARCA, M. R. 2002. El hàbitat de los ríos mediterráneos. Diseño de un índice de
diversidad de hàbitat. Limnetica, 21: 115-133.
PEDERSEN M. L. & BAATTRUP-PEDERSEN, A. 2003. National monitoring programme 2003-2009.
Assessment methods manual. Technical Report no. 21. National Environmental Research
Institute of Denmark.
PEDERSEN, M. L., OVESEN, N. B., RIBERG, F N., CLAUSEN, B., LETHOTSKY, M. & GRESKOVÁ,
A. 2004. Hydromorphological assessment protocol for the Slovak Republic. Annex 1. In:
Establishment of the Protocol on Monitoring and Assessment of the Hydromorphological
383

384
Elements. Twinning light Project no. TLP 01-29.
POUS, P. & CAMPRODON, J. 1990. El medi natural. In Albareda, J., Burgaya, J., Camprodon,
J., Molist, M., Pladevall, A., Pous, P., Surinyach, M., Vilalta, M. Manlleu. Aproximació a
la història, l’entorn, l’economia i l’estructura territorial. Pp 11-49. Ajuntament de Manlleu.
Col·lecció l’Entorn. Eumo editorial. Vic.
PRAT, N., ORDEIX, M., LLACH, F. & VILALTA, E. 2012. Els espais fluvials. Manual d’avaluació del
planejament urbanístic. Àrea de Territori i Sostenibilitat, Diputació de Barcelona. 87 pp.
RAMSEY, F. L., & SCOT, J. M. 1978. Use of circular plot surveys in estimating the density of a
population with Poisson scattering. Technical Report 60, Dep. of Statistics, Oregon State
Univ., Corvallis.
RAVEN, P. J., BOON, P. J., DAWSON, F. H. & FERGUSSON, A. J. D. 1998. Towards a integrated
aproach to classifying and evaluating rivers in UK. Aquatic conservation marine and
Freswater ecosystems, 8 (4): 383-393.
REYNOLDS, R. T., SCOTT, J. M. & NUSSBAUM, R. A. 1980. A variable circular pilot method for
estimating bird numbers. Condor, 82: 30-313.
RIFÀ, P. 2011. Avaluació de la flora i la vegetació de ribera dins l’àmbit del projecte “Riberes del Ter”.
Treball de Màster de Grau en Enginyeria de Forests, Universitat de Lleida, en col·laboració
amb el Centre d’Estudis dels Rius Mediterranis – Museu del Ter. 103 pp.
ROJAS, A. B. & PALOMO, L. J. 2007. Rattus norvegicus Berkenhout, 1769. Pp: 458-460. In Palomo,
L. J.; Gisbert, J. & Blanco J. C. (ed.). Atlas i libro rojo de los Mamíferos Terrestres de España.
Dirección General para la Biodiversidad – SECEM- SECEMU, Madrid. 586 pp.
SOKAL, R. R. & ROHLF, F. J. 1995. Biometry. Freeman. New York.
SOLÀ, C., ORDEIX, M., POU-ROVIRA, Q., SELLARèS, N., QUERALT, A., BARDINA, M.,
CASAMITJANA, A. & MUNNÉ, A. 2011. Longitudinal connectivity in hydromorphological
quality assessments of rivers. The ICF index: A river connectivity index and its application to
Catalan rivers. Limnetica, 30 (2): 273-292.
SOSTOA, A. DE; CAIOLA, N. M., CASALS, F., GARCIA-BERTHOU, E., ALCARAZ, C., BENEJAM,
L., MACEDA, A., SOLÀ C. & MUNNÉ, A. 2010. Ajust de l’índex d’Integritat Biòtica (IBICAT)
basat en l’ús dels peixos com a indicadors de la qualitat ambiental als rius de Catalunya.
Agència Catalana de l’Aigua, Departament de Medi Ambient i Habitatge, Generalitat de
Catalunya. 187 pp. http://aca-web.gencat.cat/aca
STEVENSON, N. J. & MILLS, K. E. 1999. Streambank and Shoreline Conditions. In Bain, M. B.
& Stevenson, N. J. (ed.). 1999. Aquatic habitat assessment: common methods. American
Fisheries Society. Bethesda, Maryland. 216 pp.
TORRE, I. & ARRIZABALAGA, A. 2009. Efectos de la estructura forestal sobre la abundancia del
topillo rojo Myodes glareolus (Schreber, 1780) en un encinar de la Garrotxa (NE Catalunya).
Galemys, 21 (nº especial): 25-34.
TORRE, I, GUIXÉ, D. & SORT, F. 2010. Comparing three live trapping methods for mammal sampling
in cultivated areas of NE Spain. Hystrix It. J. Mamm.: 21(2): 147-155.
TORRE, I; ARRIZABALAGA, A., FREIXAS, L., PERTIERRA, D. & RASPALL, A. 2011. Primeros
resultados del programa de seguimiento de micromamíferos comunes en España (SEMICE).
Galemys, 23 (nº especial): 81-89.
YAHNER, R. H. 1982. Microhabitat use by small mammals in farmstead shelterbelts. J. Mammology,
63: 440-445.

lauet (Alcedo atthis). Foto: Carles santana.

Restauració ecològica en
rius del sudoest europeu
www.ricover.eu
UE/EU – FEDER/ERDF