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EMPLEO DE DIFERENTES ÍNDICES DE BIODIVERSIDAD EN LOS MODELOS BASADOS EN TÉCNICAS DE DECISIÓN MULTICRITERIO
Del Pino, J.O.*; Zamora, R.**; Oliet, J.A.**
** Departamento de Ingeniería Forestal. Universidad de Córdoba.
Escuela Técnica Superior de Ingenieros Agrónomos y de Montes. Av. Menéndez Pidal, s/n. 14071 Córdoba. Telf. 957-21-86-56 / 52.
[email protected] / [email protected]
RESUMEN
El presente documento pretende avanzar en la definición y caracterización de un método operativo de medición de la
biodiversidad desde el punto de vista de su inclusión en modelos matemáticos de decisión multicriterio y otras técnicas
de investigación operativa de aplicación en la gestión del uso múltiple y la ordenación de los montes mediterráneos. En
concreto, se busca un método de medición de la biodiversidad basado en parámetros manejables por la ordenación y
gestión de los montes, y cuyos resultados sean representativos de la biodiversidad global. Para ello, se revisaron los
conceptos y los índices de biodiversidad de uso más extendido en la actualidad, así como diversos trabajos de aplicación
de estos índices a la gestión forestal mediante técnicas de decisión multicriterio e investigación operativa. A partir de
esta información básica se plantearon análisis estadísticos a partir de los resultados que estos índices arrojaban para los
datos recogidos en el inventario de un monte típicamente mediterráneo ubicado en la provincia de Jaén (Andalucía,
España). Este inventario fue llevado a cabo para la redacción del Proyecto de Ordenación de este y otros montes de la
zona. Del estadillo cumplimentado para cada parcela de muestreo se extrajo la información necesaria para obtener la
riqueza de especies leñosas (árboles y matorral), así como para calcular diversos índices de biodiversidad de especies de
árboles y de matorral (Margalef, Simpson, Berger-Parker, McIntosh y Shannon) y parámetros estructurales (altura,
diámetro y fracción de cabida cubierta) tanto del matorral como de la cubierta arbórea. El análisis de correlación de
estas variables mediante el coeficiente de Pearson arrojó resultados que tienden a indicar, para el monte estudiado, una
cierta independencia entre la biodiversidad de especies leñosas y la estructura de la masa forestal, tanto al nivel de
parcela como de cantón. En consecuencia, no se han podido obtener relaciones matemáticas lineales excesivamente
fiables entre variables controlables por la ordenación de montes y la biodiversidad de especies leñosas. Queda, sin
embargo, un amplio campo de investigación abierto.
P.C.: Biodiversidad, ordenación de montes, decisión multicriterio, uso múltiple.
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INTRODUCCIÓN
Los montes se consideran actualmente como “sistemas biológicos con propósitos múltiples”
(Romero, 1997), entre los que la madera sólo es un objetivo entre varios y no necesariamente el más
importante. Esta situación se hace más patente aún en el entorno mediterráneo, donde la mayor
parte de los productos y beneficios generados por los montes son externalidades positivas que no
poseen un mercado ni, en consecuencia, un precio, por lo que suelen valorarse por otros métodos
como la valoración contingente, el método del coste de viaje y la valoración basada en variables
hedónicas (Romero, 1997) para obtener el Valor Económico Total (VET) de un monte (Pearce,
1993).
Para tener una idea de la importancia de estas consideraciones en la realidad forestal del territorio
andaluz basta consultar la “Primera Valoración Económica Integral de los Ecosistemas Forestales
de Andalucía”. En este estudio llevado a cabo por la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de
Andalucía (2003, sin publicar), se estima el VET de los montes andaluces en 20.453 millones de
euros, con sólo un 25,3% de esta cuantía (unos 5.180 millones de euros) pertenecientes al apartado
productivo, principalmente el corcho (7,9%), la caza (7,6%) y la madera (6,2%). Los resultados
obtenidos en los aspectos recreativo (15,2%) y ambiental (59,5%), así como un valor de no-uso,
dentro del apartado ambiental, que asciende al 52% del VET total de los montes andaluces,
consolidan la idea anteriormente expresada (Tabla 1).
Tabla 1.- Valor Económico Total de los montes andaluces Elemento Renta (miles €) Valor (miles €) % Total AndalucíaMadera 25.455 1.272.678 6,2%Corcho 32.178 1.608.908 7,9%Castaña 2.295 114.745 0,6%Piñón 2.654 132.698 0,6%Pastos 18.222 911.077 4,5%Caza 31.200 1.560.002 7,6%Viento 297 14.844 0,1%TOTAL 103.596 5.179.778 25,3%Áreas 24.198 1.209.894 5,9%Paisaje 38.043 1.902.154 9,3%TOTAL 62.241 3.112.048 15,2%Carbono 30.374 1.518.701 7,4%No-Uso 212.853 10.642.667 52,0%TOTAL 243.227 12.161.368 59,5%
ASPECTO PRODUCTIVO
ASPECTO RECREATIVO
ASPECTO AMBIENTAL
(Fuente: Consejería de Medio Ambiente, Junta de Andalucía)
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En este sentido, la Adecuación del Plan Forestal Andaluz para el período 2003-2007, documento
que actualiza los contenidos del Plan Forestal Andaluz de 1989 a la realidad actual heredada de los
grandes cambios acontecidos en materia forestal y medioambiental durante la década de los
noventa, contiene como principios inspiradores:
a) El desarrollo sostenible, como principio orientador básico de las políticas forestales del
espacio europeo.
b) La mediterraneidad y multifuncionalidad.
c) La conservación de la diversidad biológica de los ecosistemas mediterráneos.
d) La ordenación de los recursos naturales renovables y la gestión integrada de los ecosistemas
forestales.
e) La contribución de nuestros ecosistemas a frenar el cambio climático.
Estas consideraciones quedan también recogidas en las Instrucciones Generales para la Ordenación
de Montes de la Comunidad Autónoma Andaluza, aprobadas en enero de 2004 (BOJA núm. 25, de
26 de febrero de 2004), donde la ordenación de montes o forestal se define como “la planificación
de las actuaciones a desarrollar sobre un monte, durante un plazo variable, para alcanzar los
objetivos de su propietario y satisfacer, simultáneamente, las demandas de la sociedad”. Añade,
además, que “se trata por tanto de una actividad multidimensional, que combina aspectos
ecológicos, económicos y sociales, todos ellos de una gran complejidad…”.
Asimismo, una proporción importante de los Proyectos de Ordenación de Montes se redactan para
la gestión de montes de propiedad pública, donde la óptica privada de maximización del beneficio
económico no se adapta completamente a la búsqueda del óptimo social que con carácter general
prevalece en la ordenación de montes públicos. En este sentido, la ordenación de montes de
propiedad pública pretendería optimizar la combinación de los usos que persiguen la obtención de
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productos y beneficios directos con los usos ambientales y sociales que otorgan beneficios
indirectos en forma de externalidades positivas y que no poseen un precio en los mercados.
Una de estas externalidades es la biodiversidad. Esto implica la necesidad de disponer de métodos y
sistemas de medida que permitan obtener estimaciones de la biodiversidad de forma operativa, a un
nivel de detalle significativo y a un coste razonable, de forma que pueda integrarse como un
objetivo más en la ordenación de montes.
El presente trabajo, no pretende generar un índice o un método nuevo, sino investigar cómo
combinar las técnicas existentes de medición de la biodiversidad con los datos que realmente se
encuentran disponibles (procedentes de los inventarios de los Proyectos de Ordenación de Montes)
para obtener una estimación de la biodiversidad del monte. Dicha medición debe ser representativa
del estado de conservación de la diversidad biológica del monte, así como de su posible evolución
en función del tiempo y de las posibles actividades y tratamientos ejecutables para que, en
consonancia con el resto de objetivos que tutelen la gestión del monte, se pueda seleccionar la
alternativa factible que optimice el uso múltiple de los recursos.
Marco conceptual: el concepto de biodiversidad
Según el texto del Convenio sobre la Diversidad Biológica (UNEP, 1992) firmado por 157 países
en junio de 1992 en la Conferencia de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el
Desarrollo celebrada en Río de Janeiro, “por diversidad biológica se entiende la variabilidad de
organismos vivos de cualquier fuente, incluidos, entre otras cosas, los ecosistemas terrestres y
marinos y otros ecosistemas acuáticos y los complejos ecológicos de los que forman parte;
comprende la diversidad dentro de cada especie, entre las especies y de los ecosistemas”.
Otra definición de diversidad biológica o biodiversidad viene dada por la Estrategia Global para la
Biodiversidad, que la considera como “la totalidad de los genes, las especies y los ecosistemas de
una región” (WRI, UICN, PNUMA, 1992).
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Estas definiciones, teóricamente aceptadas por la comunidad internacional, son objeto de intensos
debates entre científicos, expertos, estudiosos y otras partes interesadas debido a las connotaciones,
sobre todo sociales y económicas, que emanan de su enunciado. Llama la atención la escasa
homogeneidad en el concepto de biodiversidad empleado por científicos y políticos en los distintos
foros internacionales, más aún dada su trascendencia y sus implicaciones sociales, filosóficas,
ecológicas y económicas. Incluso se observan definiciones sesgadas que ostentan un acentuado
interés económico por la biodiversidad como fuente de información y recursos (Rodríguez, 1997).
Por tanto, la biodiversidad es un término cuyo significado no se encuentra claramente delimitado, lo
cual dificultad aún más si cabe su gestión. En este sentido, Bertomeu (2001) afirma que “el
(problema) más evidente consiste en la falta de una definición operativa de biodiversidad aceptada
universalmente que pueda ser incorporada a los modelos de optimización y de toma de decisiones
que se plantean en la gestión de masas forestales”. Esta idea se encuentra sostenida por diversos
autores como Gordillo et al. (2001) y Menéndez & Prieto (2001), siendo muchas y diferentes las
formas en que se ha pretendido abordar este inconveniente, pudiéndose citar los trabajos de Kangas
& Pukkala (1996), Carlsson (1999), Wikström & Eriksson (2000) o Menéndez & Prieto (2001),
entre otros.
Lo que sí parece quedar claro en las definiciones anteriores es que la biodiversidad es un fenómeno
que se expresa a distintas escalas espaciales, temporales y biológicas. Por tanto, no se enfrentan a
los mismos problemas los gestores responsables de, por ejemplo, el Parque Nacional de Sierra
Nevada, cuando afrontan la conservación y recuperación de las poblaciones relícticas de Betula
pendula subsp. fontqueri, que cuando abordan el manejo integral de los ecosistemas presentes en
todo el Parque Nacional, aunque en ambos casos se hable de gestión de la biodiversidad.
Efectivamente, el nivel de biodiversidad a estudiar (genes, especies o ecosistemas) dependerá de la
escala de la gestión que se pretende llevar a cabo.
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Los gestores forestales que planifican y ejecutan la ordenación de montes trabajan, al fin y al cabo,
con especies, principalmente arbóreas, y con variables estructurales de la masa tales como el
diámetro y la altura de los árboles. Al mismo tiempo, la gestión se articula en unidades espaciales
de gestión consideradas homogéneas para una serie de atributos. La biodiversidad, desde este punto
de vista, podría entenderse como la variabilidad de especies presentes en un monte o grupo de
montes, así como la variabilidad en la distribución espacial de dichas especies y en la estructura de
las masas forestales que conforman.
A la hora de abordar el uso múltiple del monte, la programación matemática y la teoría de la
decisión multicriterio constituyen herramientas de gran potencial, capaces de generar modelos de
gestión óptimos y produciendo mejoras significativas en los procesos de toma de decisiones, si bien
no se encuentran exentas de dificultades e inconvenientes (Romero, 1993; Tarp & Helles, 1995).
Dentro de estas limitaciones, existe una que reviste especial importancia y que podría explicar en
gran medida por qué estas técnicas no son empleadas con profusión por los gestores forestales, pese
a su capacidad potencial de generar soluciones óptimas. Se trata de la escasez de datos cuantitativos
y predicciones fiables sobre las variables a considerar, sin los que las soluciones de los modelos
distarían de ser prácticas y realistas.
En el caso de la biodiversidad, no es usual disponer de datos suficientes sobre abundancia y
distribución de las distintas especies vegetales y animales presentes en el monte. La incertidumbre y
el error, aspectos inherentes a cualquier acto de medición, son en el caso de la biodiversidad mucho
más patentes, más aún si, como es el caso de la biodiversidad, se carece de una definición
inequívoca del objeto de medición. En palabras de Bertomeu (2001), “el concepto de biodiversidad
que se adopte debe de ser biológicamente sólido, pero además ha de ser computacionalmente
eficiente”.
Las técnicas más potentes a la hora de abordar un modelo de decisión multicriterio son aquellas que
se basan en la programación lineal, que es el método de investigación operativa más empleado en
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todos los campos de las ciencias de la decisión (Díaz & Prieto, 1999). Sin entrar a describir todo el
aparato matemático que subyace a esta técnica de optimización matemática, la estructura general de
cualquier modelo de programación lineal puede expresarse en la denominada forma estándar
(Hillier & Lieberman, 2002):
j
n
jj XcZ ∑
=
=1
max
Sujeto a
∑=
≤n
jijji bXa
1, i = 1,…,m
0≥jX j = 1,...,n
Donde Z es la función objetivo, Xj son las variables de decisión y ai,j, bi y cj son coeficientes y
parámetros.
Este tipo de representaciones de la realidad implica la aceptación de una serie de supuestos
(proporcionalidad, aditividad, divisibilidad y determinismo) que, aunque en fenómenos de la
naturaleza se sabe que no se van a cumplir con exactitud, sí se debe asegurar que se encuentran en
un intervalo razonable de comportamiento.
En cualquier caso, este tipo de formulaciones posee una utilidad innegable en la planificación y
gestión de los montes, así como la suficiente flexibilidad como para ajustarse a un amplio rango de
situaciones. Ejemplos de aplicaciones de la programación lineal a la planificación forestal pueden
verse en Hoganson & McDill (1993), Bravo et al. (1996), Nalli et al. (1996), Carlsson (1999) y
Díaz & Prieto (1999), entre otros muchos.
En consecuencia, un índice operativo de medición de la biodiversidad para su empleo en modelos
matemáticos de decisión multicriterio en la ordenación de montes debería ser:
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• Cuantificable, es decir, su definición debe concretarse en un valor numérico que permita su
inclusión en los modelos matemáticos de decisión multicriterio como parámetro, coeficiente o
variable de decisión.
• Comparable, de forma que sea posible establecer objetivos del tipo “más del atributo mejor”
(maximización), “menos del atributo mejor” (minimización), etc, así como metas con sus
correspondientes niveles de aspiración.
• Predecible a partir del natural devenir de los ecosistemas y de los tratamientos selvícolas
programados.
• Controlable desde la gestión forestal de los montes.
• Representativo de la realidad que se pretende medir.
• Georreferenciable, o lo que es lo mismo, con localización espacial.
• Viable, es decir, con un coste de obtención y manejo de los datos razonable.
Moreno (2001) realiza una recopilación y descripción de los principales índices y métodos de
medición de la biodiversidad y sus atributos utilizados actualmente. Dichos métodos se presentan
diferenciando entre diversidad genética, de especies y de comunidades, es decir, entre biodiversidad
considerada a nivel sub-específico, específico y supra-específico.
La diversidad a escala genética constituye el principio fundamental de la diversidad encontrada a
niveles superiores y surge como consecuencia de mutaciones en el ADN, determinando la manera
en que los seres vivos se relacionan con el ambiente y con otros seres vivos. Su medición se realiza
a escala molecular, directamente estudiando diferencias estructurales en el ADN, o indirectamente a
través de las proteínas codificadas por los genes.
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La mayor parte de los esfuerzos dedicados al estudio de la biodiversidad se han centrado en la
diversidad al nivel de especies, ya que las especies son las entidades biológicas que mejor reflejan
distintos aspectos de la biodiversidad, tienen un significado intuitivo y fácilmente entendido, sobre
las que existen un mayor número de datos y, en general, se detectan y cuantifican con relativa
facilidad.
Este nivel suele separarse en sus componentes alfa, beta y gamma (Terradas, 2001) desde el trabajo
de Whittaker (1972; citado en Moreno, 2001):
La diversidad alfa es la diversidad de una comunidad particular considerada homogénea y es la que
posee más índices y métodos de medición desarrollados (Tabla 2). Se suele distinguir entre los
métodos que miden el número de especies existentes (riqueza específica) y los que miden la
abundancia relativa de los individuos de cada especie (estructura). Entre los primeros se encuentran
índices como el de Margalef o Menhinick, así como el método de rarefacción, distintas funciones de
acumulación y otro tipo de métodos llamados no paramétricos. Para estimar la estructura existen
también métodos paramétricos y no paramétricos, además de diversos índices entre los que se
encuentran el de Shannon, Simpson, Berger-Parker, McIntosh, Pielou y Brillouin (Del Río et al.,
2003).
La diversidad beta considera la tasa o grado de cambio en la composición de especies entre
diferentes comunidades en un paisaje. Por tanto, su medición se basa en proporciones o diferencias.
Existen índices de similitud, de disimilitud o distancia, de reemplazo de especies y de
complementariedad (Tabla 3).
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Tabla 2.- Índices de biodiversidad alfa
RIQUEZA ESPECÍFICA
Índices
Riqueza de especiesMargalef
MenhinickAlfa de W illiams
Rarefacción
Funciones de acumulación
Logarítmica
ExponencialDe Clench
Métodos no paramétricos
Chao 2Jacknife de 1º ordenJacknife de 2º orden
Bootstrap
SimpsonSerie de Hill
Berger-ParkerMcIntosh
Shannon-W iener
PielouBrillouin
BullaEquidad de Hill
AlataloMolinari
Estadístico Q
Índices de abundancia proporcional
Índices de dominancia
Índices de equidad
ESTRUCTURA
Modelos paramétricos
Serie geométricaSerie logarítmica
Distribución log-normalModelo de vara quebrada
Modelos no paramétricosChao 1
(Fuente: Moreno, 2001)
Tabla 3.- Índices de biodiversidad beta
JaccardSorenson
Braun-BlanquetOchiai-Barkman
Sorenson cuantitativoMorisita-Horn
COMPLEMENTAREIDAD
ÍNDICES DE REEMPLAZO DE ESPECIES
W hittakerCody (1975)Cody (1993)Routledge
W ilson y SchmidaMagurran
ÍNDICES DE SIMILITUD / DISIMILITUD O DISTANCIA
Cualitativos
Cuantitativos
Métodos de ordenación y clasificación
(Fuente: Moreno, 2001)
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Por último, la diversidad gamma representa la heterogeneidad del conjunto de comunidades que
integran un paisaje, resultante tanto de las diversidades alfa como de las diversidades beta. Moreno
(2001) comenta dos formas de medición de la diversidad gamma:
a) Gamma = diversidad alfa promedio x diversidad beta x dimensión de la muestra (Schluter &
Ricklefs, 1993; citado en Moreno, 2001).
b) Gamma = diversidad alfa promedio + diversidad beta (Lande, 1996; citado en Moreno, 2001).
Estas medidas de diversidad al nivel de especies deberían complementarse con medidas de la
diversidad filogenética (Moreno, 2001), es decir, habría que considerar además las diferencias
evolutivas entre las especies.
La diversidad al nivel de comunidades permite tener en cuenta no sólo a las especies, sino que
también se consideran los procesos y los hábitats. Este nivel de biodiversidad se suele analizar
mediante técnicas procedentes de la ecología del paisaje, la mayoría de ellas basadas en la teoría de
la información. Al igual que en la diversidad alfa de especies, se puede hablar de riqueza de
comunidades en un paisaje o de la estructura o proporción de cada comunidad dentro de un paisaje,
por lo que podrían usarse índices como el de Shannon.
MATERIALES Y MÉTODOS
Esto nos lleva a plantearnos qué índice o índices son los más apropiados para nuestros propósitos,
es decir, cuáles de estos índices cumplen con los requisitos comentados y son cuantificables,
comparables, representativos, controlables, viables, georreferenciables y predecibles.
Partimos de la idea ya comentada de que los gestores forestales que planifican y ejecutan la
ordenación de montes trabajan principalmente con especies arbóreas y con variables estructurales
de la masa como el diámetro y la altura. En consecuencia, sólo fijaremos nuestra atención en los
índices que se adecuan a nuestra escala de gestión, es decir, en los índices de diversidad alfa de
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especies, dejando las diversidades beta y gamma (o de hábitats) para posteriores estudios que
contemplen la variabilidad espacial de la biodiversidad en un monte.
Entre estos, hemos seleccionado los índices de biodiversidad descritos en el Manual de las
Instrucciones Generales para la Ordenación de Montes de la Comunidad Autónoma Andaluza
(Junta de Andalucía, 2004), cuyas expresiones son:
a) Índice de Margalef = DMg = (S – 1) / ln N, siendo S la riqueza o número de especies y N el
número total de individuos de la muestra. Es un índice de riqueza de especies.
b) Índice de Simpson = λ = Σ pi2, siendo pi la proporción del número de individuos de la especie i
con respecto a N. Es un índice estructural de dominancia, pudiéndose calcular la diversidad
como 1-λ.
c) Índice de Berger-Parker = d = Nmax / N, siendo Nmax el número de individuos de la especie más
abundante. Se trata de un índice estructural de dominancia.
d) Índice de McIntosh = D = (N – U) / (N – N1/2), siendo U = (Σ ni2)1/2 y ni el número de
individuos pertenecientes a la especie i en la muestra. Es un índice estructural de dominancia.
e) Índice de Shannon = H´ = - Σ pi ln pi2. Es un índice estructural de equidad.
Estos cinco índices cumplen los requisitos de ser cuantificables, comparables y georreferenciables.
Para comprobar si se cumplen el resto de los requisitos, se propuso la realización de un análisis que
permitiera discernir si existen relaciones entre la biodiversidad de la vegetación leñosa, medida a
partir de variables controladas por la ordenación de montes mediterráneos, obtenidas en los
inventarios forestales habituales, como el número de individuos y el diámetro, y la biodiversidad
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total del monte. De esta forma, se pretende estudiar si estos índices son representativos, predecibles,
controlables y viables económicamente.
Para ello se partió de los datos de un inventario forestal ya existente, desarrollado para la redacción
del Proyecto de Ordenación de un monte. Los métodos de muestreo actualmente empleados en la
realización de los inventarios en ordenación de montes permitirían manejar un volumen importante
de datos georrefenciados con respecto a la vegetación leñosa del monte. Toda esta información
recogida relativa a los árboles y a la estructura de los ecosistemas se encontraría estrechamente
correlacionada con el resto de componentes del ecosistema forestal: suelo, flora y fauna, con lo que
estos inventarios ofrecerían posibilidades de uso más amplias que el estricto enfoque maderero. Por
último, hay que tener en consideración que, aunque se podrían ampliar dichos inventarios para que
recojan otras variables de interés desde el punto de vista de gestión de la biodiversidad y de otros
aspectos de la gestión integrada de un monte, es necesario encontrar un equilibrio entre lo que se
aspira a medir y lo que es posible medir con los recursos disponibles (Rondeux, 1999).
Por tanto, a la hora de elegir las comunidades indicativas en este trabajo, siguiendo a Terradas
(2001) las plantas dominantes condicionan el medio donde deben desenvolverse las demás, es decir,
“el árbol, o los arbustos, e incluso las hierbas grandes o formadoras de macollas densas,
condicionan el ambiente en el que viven las plantas menores”. En este sentido, Buongiorno et al.
(1994) propone la utilización del índice de Shannon, aplicándolo a la distribución diamétrica de
masas irregulares. Dicho autor justifica esta simplificación sobre la idea de que la distribución
diamétrica de los árboles es un elemento clave de la estructura de la masa y, por tanto, de su
biodiversidad.
Se puede pensar, por tanto, que la biodiversidad de la vegetación leñosa, como elemento estructural
principal de un ecosistema, se encuentre relacionada positivamente con la biodiversidad total.
Además, la vegetación leñosa es el principal componente biótico sobre el que recaen los
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tratamientos selvícolas programados por la ordenación de montes, lo que redundaría en los
requisitos de predicción y control.
En el caso estudiado, se partió de los datos de inventario tomados para la redacción del Proyecto de
Ordenación de un monte público de 1.454 ha, ubicado en la provincia de Jaén (Andalucía, España),
junto al Parque Natural de Despeñaperros. Las principales especies arbóreas presentes en el monte
estudiado son Pinus pinaster Ait., P. pinea L., P. radiata D. Don, Quercus pyrenaica Willd., Q.
faginea Lam., Q. ilex L. y Q. suber L. Esta composición de especies es el resultado de las
repoblaciones, principalmente de coníferas, efectuadas en esta zona a principios de los años setenta,
sobre unos terrenos ocupados por aquel entonces por monte bajo y arbolado de encina, alcornoque y
olivo, así como algunos cultivos y zonas inforestales.
En total, se han considerado 600 parcelas de las 653 parcelas de inventario que se levantaron en
total para dicho monte, eliminando aquellas con errores, en las que faltaban datos o donde los
índices de biodiversidad aplicados carecían de sentido matemático. Asimismo, la división
dasocrática del monte arrojó un total de 35 cantones, agrupados en 3 cuarteles:
Cuartel A (441,57 ha): Mezcla de varias especies de coníferas y frondosas, siendo la más
representativa el pino resinero (Pinus pinaster Ait.).
Cuartel B (515,03 ha): Dominio del pino resinero sobre el pino piñonero (Pinus pinea L.) y las
frondosas.
Cuartel C (497,41 ha): Mezcla de pino resinero y piñonero, con predominio ocasional del
primero.
En primer lugar, se calculó para cada parcela y para cada cantón la riqueza o número de:
• Especies del matorral.
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