Este documento describe la biodiversidad arbórea en el BRUNAS a través de diferentes índices. El objetivo es determinar la biodiversidad arbórea según los índices de Simpson y Shannon-Wiener. Se revisa la literatura sobre métodos para medir la diversidad alfa, beta y gamma, incluyendo índices de riqueza, dominancia y equidad. El documento también describe el método de Gentry para estudios biogeográficos de la vegetación tropical.

1. UNIVERSIDAD NACIONAL AGRARIA DE LA SELVA
FACULTAD DE RECURSOS NATURALES RENOVABLES
ESCUELA PROFESIONAL DE LOS RECURSOS NATURALES
RENOVABLES
TEMA: BIODIVERSIDAD ARBOREA DEL BRUNAS
DOCENTE : BIgo. Dr. ÑIQUE ALVAREZ, Manuel.
CURSO : Ecología
SEMESTRE : 2018 - I
INTEGRANTES : UBALDO GARAY, Mark
FECHA DE ENTREGA: 5 de Julio, del 2018
Tingo Maria – Peru

2. I. INTRODUCCIÓN
Esta práctica consiste en realizar una evaluación de las
especies existentes en el brunas, de las cuales a través de los diferentes
índices lograr calcular la magnitud de diversidad en una escalas de 0-1. La
diversidad arbórea suele ser un indicador del tipo de bosque, de los
animales que se pueden encontrar en ello, el tipo de suelo, etc.
Uno de los problemas ambientales que han suscitado mayor
interés mundial en esta década es la pérdida de biodiversidad como
consecuencia de las actividades humanas, ya sea de manera directa
(sobreexplotación) o indirecta (alteración del hábitat). La base para un
análisis objetivo de la biodiversidad y su cambio reside en su correcta
evaluación y monitoreo.
OBJETIVO
- Determinar la biodiversidad arbórea del BRUNAS.
OBJETIVOS ESPECÍFICO
o Determinar la biodiversidad arbórea del BRUNAS según Simpson.
o Determinar la biodiversidad arbórea del BRUNAS según Shanon
Wiener.

3. II. REVISIÓN DE LITERATURA
2.1. MÉTODOS DE MEDICIÓN AL NIVEL DE ESPECIES
Los estudios sobre medición de biodiversidad se han centrado
en la búsqueda de parámetros para caracterizarla como una propiedad
emergente de las comunidades ecológicas. Sin embargo, las comunidades
no están aisladas en un entorno neutro. En cada unidad geográfica, en
cada paisaje, se encuentra un número variable de comunidades. Por ello,
para comprender los cambios de la biodiversidad con relación a la
estructura del paisaje, la separación de los componentes alfa, beta y
gamma (Whittaker, 1972) puede ser de gran utilidad, principalmente para
medir y monitorear los efectos de las actividades humanas (Halffter, 1998).
La diversidad alfa es la riqueza de especies de una comunidad particular a
la que consideramos homogénea, la diversidad beta es el grado de cambio
o reemplazo en la composición de especies entre diferentes comunidades
en un paisaje, y la diversidad gamma es la riqueza de especies del conjunto
de comunidades que integran un paisaje, resultante tanto de las
diversidades alfa como de las diversidades beta (Whittaker, 1972).

4. Esta forma de analizar la biodiversidad resulta muy conveniente
en el contexto actual ante la acelerada transformación de los ecosistemas
naturales, ya que un simple listado de especies para un región dada no es
suficiente. Para monitorear el efecto de los cambios en el ambiente es
necesario contar con información de la diversidad biológica en
comunidades naturales y modificadas (diversidad alfa) y también de la tasa
de cambio en la biodiversidad entre distintas comunidades (diversidad
beta), para conocer su contribución al nivel regional (diversidad gamma) y
poder diseñar estrategias de conservación y llevar a cabo acciones
concretas a escala local.
Conviene resaltar la importancia de que la toma de datos se
base en un diseño experimental apropiado (Coddington et al., 1991). Es
necesario tener réplicas de cada muestra para poder acompañar el valor de
un índice con el de alguna medida de la dispersión de los datos (varianza,
desviación estándar o coeficiente de variación), o estimar el valor mínimo y
máximo hipotéticos del índice bajo las condiciones del muestreo
(Spellerberg, 1991). Un aspecto crítico del análisis es asegurarse de que
las réplicas estén apropiadamente dispersas (en el espacio o en el tiempo)
de acuerdo con la hipótesis que está siendo probada. Esto evita caer en el
error señalado por Hurlbert (1984) como pseudoreplicación, que implica la
prueba del efecto de algún tratamiento con un término de error inapropiado.
En los análisis de diversidad, esto puede deberse al espacio físico real
sobre el cual son tomadas las muestras, o a que las mediciones son

5. inadecuadamente pequeñas, es decir, son restringidas a un espacio menor
al inferencial implícito en la hipótesis.
A continuación se describen distintos métodos para medir la
diversidad alfa, beta y gamma de especies sensu Whittaker (1972). Para
ejemplificar su uso, se utilizarán datos de murciélagos de la subfamilia
Stenodermatinae (Quiroptera: Phyllostomidae) del municipio de Jalcomulco,
Veracruz, México (entre 19º17' y 19º22' de latitud norte, y 96º43' y 96º49' de
longitud oeste). Los datos corresponden a individuos de esta subfamilia
capturados en dos comunidades vegetales: selva mediana y cultivo de
maíz. Los murciélagos se capturaron con redes de niebla cada dos meses
durante un periodo de dos años. Los datos utilizados en este texto derivan
de un muestreo completo en diferentes comunidades de la zona (Moreno y
Halffter, 2000). La descripción detallada del área de estudio, métodos de
captura y la fauna completa de murciélagos puede encontrarse en Moreno
(2000) y Moreno y Halffter (2000 y 2001).
2.2. MEDICIÓN DE LA DIVERSIDAD ALFA
La gran mayoría de los métodos propuestos para evaluar la
diversidad de especies se refieren a la diversidad dentro de las
comunidades (alfa). Para diferenciar los distintos métodos en función de las
variables biológicas que miden, los dividimos en dos grandes grupos
(Figura 1): 1) Métodos basados en la cuantificación del número de especies
presentes (riqueza específica); 2) Métodos basados en la estructura de la

6. comunidad, es decir, la distribución proporcional del valor de importancia de
cada especie (abundancia relativa de los individuos, su biomasa, cobertura,
productividad, etc.). Los métodos basados en la estructura pueden a su vez
clasificarse según se basen en la dominancia o en la equidad de la
comunidad.
¿Qué se debe considerar como diversidad alfa, la riqueza
específica o la estructura de la comunidad? En primer lugar, e
independientemente de que la selección de alguna(s) de las medidas de
biodiversidad se base en que se cumplan los criterios básicos para el
análisis matemático de los datos, el empleo de un parámetro depende
básicamente de la información que queremos evaluar, es decir, de las
características biológicas de la comunidad que realmente están siendo
medidas (Huston, 1994). Si entendemos a la diversidad alfa como el
resultado del proceso evolutivo que se manifiesta en la existencia de
diferentes especies dentro de un hábitat particular, entonces un simple
conteo del número de especies de un sitio (índices de riqueza específica)
sería suficiente para describir la diversidad alfa, sin necesidad de una
evaluación del valor de importancia de cada especie dentro de la
comunidad. Esta enumeración de especies parece una base simple pero
sólida para apoyar el concepto teórico de diversidad alfa. Entonces, ¿por
qué se ha insistido tanto en cuantificar el valor de importancia de cada
especie, como componente fundamental de la diversidad? ¿por qué

7. considerar a una comunidad más equitativa como una comunidad más
diversa?
El análisis del valor de importancia de las especies cobra
sentido si recordamos que el objetivo de medir la diversidad biológica es,
además de aportar conocimientos a la teoría ecológica, contar con
parámetros que nos permitan tomar decisiones o emitir recomendaciones
en favor de la conservación de taxa o áreas amenazadas, o monitorear el
efecto de las perturbaciones en el ambiente. Medir la abundancia relativa
de cada especie permite identificar aquellas especies que por su escasa
representatividad en la comunidad son más sensibles a las perturbaciones
ambientales. Además, identificar un cambio en la diversidad, ya sea en el
número de especies, en la distribución de la abundancia de las especies o
en la dominancia, nos alerta acerca de procesos empobrecedores
(Magurran, 1988).
Entonces, para obtener parámetros completos de la diversidad
de especies en un hábitat, es recomendable cuantificar el número de
especies y su representatividad. Sin embargo, ¿es necesario que ambos
aspectos sean descritos por un solo índice? La principal ventaja de los
índices es que resumen mucha información en un solo valor y nos permiten
hacer comparaciones rápidas y sujetas a comprobación estadística entre la
diversidad de distintos hábitats o la diversidad de un mismo hábitat a través
del tiempo. Los valores de índices como el de Shannon-Wiener para un
conjunto de muestras se distribuyen normalmente, por lo que son

8. susceptibles de analizarse con pruebas paramétricas robustas como los
análisis de varianza (Magurran, 1988). Sin embargo, aún y cuando un
índice sea aplicado cumpliendo los supuestos del modelo y su variación
refleje cambios en la riqueza o estructura de la comunidad, resulta
generalmente difícil de interpretar por sí mismo, y sus cambios sólo pueden
ser explicados regresando a los datos de riqueza específica y abundancia
proporcional de las especies. Por lo tanto, lo más conveniente es presentar
valores tanto de la riqueza como de algún índice de la estructura de la
comunidad, de tal forma que ambos parámetros sean complementarios en
la descripción de la diversidad.
Un método novedoso para separar la contribución de la riqueza
específica y la estructura de la comunidad en la diversidad alfa es el
análisis SHE (Buzas y Hayek, 1996; Hayek y Buzas, 1997). En este análisis
se descompone del índice de Shannon (H’, inciso 2.1.2.3) para obtener la
contribución del número de especies (S) y la equidad de la comunidad (E),
de forma que H’ = lnS + lnE.

9. Figura 1. Clasificación de los métodos para medir la diversidad alfa. Los números
indican la sección correspondiente en el texto
2.3. Índices de abundancia proporcional.
Peet (1974) clasificó estos índices de abundancia en índices de
equidad, aquellos que toman en cuenta el valor de importancia de cada
especie, e índices de heterogeneidad, aquellos que además del valor de
importancia de cada especie consideran también el número total de

10. especies en la comunidad. Sin embargo, cualquiera de estos índices
enfatiza ya sea el grado de dominancia o la equidad de la comunidad, por lo
que para fines prácticos resulta mejor clasificarlos en índices de dominancia
e índices de equidad.
2.3.1. Índices de dominancia.
Los índices basados en la dominancia son parámetros inversos
al concepto de uniformidad o equidad de la comunidad. Toman en cuenta la
representatividad de las especies con mayor valor de importancia sin
evaluar la contribución del resto de las especies.
Considerando el criterio de Riqueza de Especies:
2.3.1.1. Índice de Diversidad de Margalef (DMg).
2.3.1.2. Índice de Diversidad de Menhinick (DMu)
Considerando el criterio de la Heterogeneidad:
2.3.1.3. Índice de Diversidad de Simpson (D).
Este índice cuantifica la probabilidad que dos individuos
seleccionados aleatoriamente en una comunidad infinita pertenezcan a una
misma especie. Si pi es la probabilidad que tiene un individuo de pertenecer
a la especie i (i = 1, 2, 3, 4,…….. S) y la extracción de cada individuo es un
elemento independiente, la probabilidad que tienen dos individuos de una

11. misma especie en ser elegidos al azar será pi x pi o pi 2. La probabilidad
promedio de que ocurra será igual a la suma de las probabilidades
individuales de cada especie.
La fórmula resultante será:
ni representa la abundancia de la especie i
N el número total de individuos en toda la comunidad
Como Simpson mide la Dominancia es decir nos da valores de
dominancia dentro de una Comunidad, por tal motivo deberá restarse de 1
para estimar la diversidad. Es decir:
2.3.2. Índice de Diversidad de Shannon - Wienner (H’).
Es la medida del grado de incertidumbre que existe para
predecir la especie a la cual pertenece un individuo extraído aleatoriamente
de la comunidad. Para un número dado de especies e individuos, la función
tendrá un valor mínimo cuando todos los individuos pertenecen a una
misma especie y un valor máximo cuando todas las especies tengan la
misma cantidad de individuos.

12. Los valores que se obtiene con este índice generalmente están
entre 1.5 y 3.5 y raramente sobrepasa a 4.5.
Para establecer los resultados en una escala de valores de 0 a
1, se recurre al Índice de Equitatividad cuya fórmula es la siguiente:
Hmax = Ln S Donde: S es el número de especies
(j : justness = equidad).
2.4. Método de Gentry
En la comunidad científica anglosajona los estudios
biogeográficos aplicados a la vegetación de los medios tropicales, el
método de Gentry (1982) ha sido una de las alternativas usadas frente al
método fitosociológico (Gentry, 1995; Trejo y Dirzo, 2002). Su aplicación en
el dominio tropical puede seguirse con detalle en la base de datos del
Missouri Botanichal Garden (MBG) con 226 parcelas de 0,1 has, de las
cuales todas son en bosques tropicales (ombrófilos, mesófilos y tropófilos)
excepto 40, y de ellas 26 están realizadas en Estados Unidos de
Norteamérica y ninguna en formaciones mediterráneas. Para que la
muestra sea representativa el método de Gentry establece la realización de
10 parcelas de 50x2 m para cubrir 0,1 has de superficie, al objeto de
proporcionar una comparación entre formaciones diferentes. Este método
considera todos los individuos de especies fanerófitas cuyo DAP es

13. superior a 2,5 cm, localizadas dentro del perímetro definido por 1 m a cada
lado de una línea de 50 m. El análisis de los datos permite estudiar la
diversidad de una formación vegetal tomando como referencia las especies
de tipo biológico arbóreo, así como su estructura vertical. No considera
ningún tipo de cobertura horizontal. Su habitual aplicación en los medios
tropicales ha dejado de lado el estudio de la vegetación del sotobosque y
matorral, ya que no considera aquellos fanerófitos que no posean un DAP
superior a 2,5 cm, por lo que su aplicación directa a las formaciones
mediterráneas no es suficientemente efectiva.
Cuadro 2. Método de muestreo Gentry, forma, tamaño de la parcela utilizada y
relación de atributos que se consideran en cada uno de ellos.
Muestreos estandarizados utilizando un gremio: inventario de
plantas leñosas en 0.1 ha, de acuerdo con el método propuesto por A.
Gentry (1982), con modificaciones para incluir individuos con DAP = 1 cm
(diámetro medido a 1.30 m de la superficie); en el cuál el objetivo es
analizar la riqueza, la estructura y la composición de la vegetación.

14. Figura 2. Representación del método de muestreo de plantas leñosas
propuesto por Gentry (1982)

15. III. MATERIALES Y MÉTODOS
3.1. Localización y características del área de experimental.
El presente trabajo se localiza en el Bosque reservado de la
Universidad Nacional agraria de la Selva (BRUNAS), se desarrolló a 1.5 km
de la ciudad de Tingo Maria, en el margen izquierdo de la carretera hacia la
ciudad de Huánuco.
3.2. Ubicación Política.
Región: Huánuco
Provincia: Leoncio Prado
Distrito: Rupa Rupa
Localidad: Tingo Maria
3.3. Ubicación geográfica.
Altitud: 669 m.s.n.m
Coordenadas Geográficas: 9°30´92.7”S
76°00´48.35”O

16. 3.4. Fisiografía.
Altitudinalmente el área se encuentra ubicada desde los 667
hasta los 1 092 msnm determinándose tres unidades fisiográficas bien
definidas: Colina Baja con una extensión de 22,91 ha, seguida de colina
alta con 150,74 ha, que representa la geoforma con mayor superficie y
finalmente la zona montañosa con 43,57 ha, esta unidad lleva el nombre de
Cerro Cachimbo por encontrarse en su mayor parte desprovista de
vegetación arbórea. Respecto a la pendiente; El 70,74 % del área total del
BRUNAS presenta una pendiente cuyos valores superan al 25%, lo que
indica que pertenece a una zona eminentemente de protección (Puerta,
2007).
3.5. Recursos Hídricos.
Cuenta con seis quebradas: Córdova, Cocheros, Naranjal,
Asunción Saldaña, Del Águila y Zoocriadero, que se inician en la parte
montañosa y desembocan en el río Huallaga. En sus recorridos de éste a
oeste proveen de agua a la UNAS así como los asentamientos humanos
ubicados adyacentes a esta área como Buenos Aires, Asunción Saldaña,
Stiven Ericsson, Mercedes Alta, Quebrada del Águilay San Martín
(DUEÑAS, 2009).

17. 3.6. Condiciones Climáticas
Respecto al clima del área de estudio, presenta alta pluviosidad
con una precipitación anual promedio de 3428 mm. Las mayores
precipitaciones se producen entre los meses de setiembre a abril y alcanza
un máximo extremo en el mes de enero con un promedio mensual de 483.6
mm, con una humedad relativa de 87% y una temperatura media anual de
24°C ZAVALA (1999).
3.7. Condiciones ecológicas.
Ecológicamente de acuerdo a la clasificación de zonas de vida
o formaciones vegetales del mundo y el diagrama bioclimático de
HOLDRIDGE (1982), Tingo María se encuentra en la formación vegetal
bosque muy húmedo Pre-montano Sub Tropical (bmh-PST), y de acuerdo a
las regiones naturales del Perú corresponde a Rupa Rupa o Selva Alta.
3.8. Materiales
- Machete.
- Conos de rafia.
- Jalones.
- Cuaderno de registro de datos.
- Cámara fotográfica.
- 02 winchas de 50m.

18. - GPS.
3.9. Métodos
- El método de Gentry consiste en censar, en un área de 0.1ha, todos los
individuos cuyo tallo tenga un diámetro a la altura del pecho (DAP
medido a 1.3 m desde la superficie del suelo) mayor o igual a 2.5 cm,
también se consideraran arbustos para la toma de datos.
- Para esto se realizan 10 transectos de 50x2 m los cuales se pueden
distribuir al azar u ordenadamente, deben estar distanciados uno del
otro máximo por 10 m, no se pueden interceptar y en lo posible se
deben concentrar en un solo tipo de hábitat, unidad de paisaje, etc.
- Cada transecto de 50x2 m se traza con una cuerda la cual será alineada
con el método del triángulo isósceles para que puedan coincidir los
extremos, y con una varita de 1 m se establece la distancia a cada lado
de la cuerda. Se censan todos los individuos que son árboles y
arbustos. que se encuentren dentro del área de muestreo. La cuerda
para cada transecto se amarra a un árbol, el cual se incluye dentro de
los registros.
- Para identificarlos se tiene que tener todas las características que
permitan reconocerlos posteriormente (si es posible se identifican en
campo).

19. - Para el registro de la información en el campo se utilizó. A medida que
se van registrando los individuos en un transecto se deben numerar
consecutivamente.
- Una vez finalizada la fase de campo, se debe llevar a cabo una lista de
las especies registradas en los muestreos. Conocida una lista previa se
procede a almacenar todos los datos de campo en una tabla base en
Excel.

20. IV. RESULTADOS
Cuadro 1. Especies identificadas y su abundancia de un Bosque Secundario.
Especies identificadas y su densidad del Bosque Secundario, BRUNAS
N° NOMBRE CIENTIFICO
TRANSECTOS
SP I SP II
pi = ni/N Lg 10 pi piLg10pi pi2
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 T9 T10 ni
1 Virola sp 2 3 2 6 1 4 4 1 2 3 28 0.081 -1.093 -0.088 0.00651
2 Senefeidera Carropnylia 7 20 22 18 20 33 20 13 15 25 193 0.556 -0.255 -0.142 0.30935
3 Apeiba membranacea 1 1 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
4 Cinchona officinalis 1 1 1 3 0.009 -2.063 -0.018 0.00007
5 Protium sp. 2 1 2 3 1 4 2 1 16 0.046 -1.336 -0.062 0.00213
6 Terminalia oblonga 1 2 2 5 0.014 -1.841 -0.027 0.00021
8 Piper aduncum 1 1 1 1 5 9 0.026 -1.586 -0.041 0.00067
9 Socratea exorrhiza 1 1 1 3 0.009 -2.063 -0.018 0.00007
10 Hevea brasiliensis 1 1 2 2 1 7 0.020 -1.695 -0.034 0.00041
11 Inga sp. 1 2 2 1 6 0.017 -1.762 -0.030 0.00030
12 micropholis guyanensis 1 1 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
13 Prunus dulcis 1 1 2 1 5 0.014 -1.841 -0.027 0.00021
14 hymenolobium excelsum 1 1 2 1 5 0.014 -1.841 -0.027 0.00021

21. 15 Cedrelinga cateniformis 1 1 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
16 Jacaranda copaia 1 1 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
17 Pourouma bicolor 3 1 1 1 1 7 0.020 -1.695 -0.034 0.00041
18 Nectandra sp 1 1 1 1 4 0.012 -1.938 -0.022 0.00013
19 Cecropia sp 2 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
20 Pseudolmedia laevis 1 1 2 1 5 0.014 -1.841 -0.027 0.00021
21 Guatteria guentheri 3 3 0.009 -2.063 -0.018 0.00007
22 Psidium sartorianum 2 1 1 2 5 11 0.032 -1.499 -0.048 0.00100
23 Eschweilera sp. 1 1 1 3 0.009 -2.063 -0.018 0.00007
24 Bursera graveolens 1 2 2 1 6 0.017 -1.762 -0.030 0.00030
25 Clarisia racemosa 2 1 3 0.009 -2.063 -0.018 0.00007
26 Osteophloem platyspermun 1 1 0.003 -2.540 -0.007 0.00001
28 Ormosia coccinea 1 2 2 5 0.014 -1.841 -0.027 0.00021
29 Brosimum rubescens 1 1 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
30 Chrysophyllum cainito 1 1 0.003 -2.540 -0.007 0.00001
31 Ucshaquiro negro 1 1 2 0.006 -2.239 -0.013 0.00003
32 Nectandra sp. 1 1 0.003 -2.540 -0.007 0.00001
33 Balizia pedicellaris 1 1 0.003 -2.540 -0.007 0.00001
S=33 Σ= N=347 1.0 -0.873 0.32289
Elaboración Propia.
Donde:
S= Numero de especie.
N= Número total de individuos.
n= Abundancia (número de individuos por cada especie)

22. a) Aplicando el índice de Simpson (D´).
𝐃´ = 1 − ∑ (pi2
)S
i=1 Donde: 𝑝𝑖 = 𝑛𝑖
𝑁⁄
𝐃´ = 1 − 0.323
𝐃´ = 0.677
b) Aplicando el índice de Shannon – Wienner (H´).
𝑯´ = − ∑ 𝑝𝑖 log 𝑝𝑖
𝑆
𝑖=1
𝑯´ = −(−0.873)
𝑯´ = 0.873
- Aplicando el índice de equitatividad, tenemos:
𝑬 = 𝑱 =
𝑯´
𝑳𝒏 𝑺
𝑬 = 𝑱 =
𝟎. 𝟖𝟕𝟑
𝟏. 𝟓𝟏𝟗
𝑬 = 𝑱 = 𝟎. 𝟓𝟕𝟒

23. Figura 2. Composición arbórea del BRUNAS
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Virola sp
Senefeidera Carropnylia
Apeiba membranacea
Cinchona officinalis
Protium sp.
Terminalia oblonga
Piper aduncum
Socratea exorrhiza
Hevea brasiliensis
Inga sp.
micropholis guyanensis
Prunus dulcis
hymenolobium excelsum
Cedrelinga cateniformis
Jacaranda copaia
Pourouma bicolor
Nectandra sp
Cecropia sp
Pseudolmedia laevis
Guatteria guentheri
Psidium sartorianum
Eschweilera sp.
Bursera graveolens
Clarisia racemosa
Osteophloem platyspermun
Ormosia coccinea
Brosimum rubescens
Chrysophyllum cainito
Ucshaquiro negro
Nectandra sp.
Balizia pedicellaris
Abundancia (n)
Especie

24. V. DISCUSIÓN
Según CARTAGENA (2014). La Diversidad Alfa encontrada en
los bosques ribereños del ámbito puede considerarse elevada. En ese
sentido, constituyen un valor desde el punto de vista de su diversidad
biológica.
Adicionalmente, en ellos también encontramos especies
importantes por su valor económico y ecológico. Los bosques ribereños
albergan muchas especies maderables y no maderables de valor
económico y de rápido crecimiento. Algunas de ellas podrían ser útiles en
los proyectos de reforestación. En cuanto a especies con potencial
económico maderable y no maderable, más de un tercio de las especies
presentes puede considerarse valiosa. Se observa también que un buen
número de las especies presentes producen frutos de tamaño mediano a
grande, los cuales son consumidos por la fauna silvestre. Dada su
composición de flora característica, es posible también que esta formación
constituya el refugio de una fauna silvestre diversa. Según nuestros
resultados podemos respaldar lo dicho por CARTAGENA, en el BRUNAS

25. existen una diversidad de especies tanto maderables o no
maderables que tienen valor económico y de rápido crecimiento, esta
diversidad de especie nos trae consigo una gran variedad de frutos y estos
son indicadores de la posible fauna silvestre existente.
Según BENNET (1999), la pérdida y fragmentación de
ambientes naturales y sus implicaciones para la conservación de la flora y
de la fauna tienen importancia global. Proveer “corredores” para enlazar
hábitats por lo demás aislados fue una de las primeras recomendaciones
prácticas que surgieron de estudios de fragmentación de hábitats. Los
bosques ribereños, por su disposición, pueden constituir también ambientes
que facilitan la conectividad de otras formaciones boscosas adyacentes;
Según nuestros resultados tenemos una diversidad de especies media y
una forma de incrementar la biodiversidad en el BRUNAS podría ser lo
dicho por BENNET, al proveer de corredores a las zonas aisladas
podremos poner en contacto dos diferentes ecosistemas, lo cual al
interactuar podría aumentar la diversificación de las especies tanto
animales como vegetales.

26. Los eventos naturales ocasionan la pérdida de vegetación
ribereña por los frecuentes deslizamientos o derrumbes, produciendo la
disminución de muchas de las especies arbóreas, arbustivas y herbáceas.
El relieve y la topografía, son dos condicionantes que ocasionan el
recambio en este tipo de ecosistema CARTAGENA (2014); Las pérdidas de
vegetación se dan mayormente por colinas y montañas descubiertas y sin
protección para las plantas menores. En nuestros resultados podemos ver
una diversidad de especies media, siendo en su mayoría plantas superiores
lo cual le brinda protección al suelo.

27. VI. CONCLUSIÓN
- En el BRUNAS se muestran 33 especies entre arbustos y árboles.
Considerando la totalidad de los transectos, las especies más
abundantes en orden de abundancia decreciente son:: Virola sp,
Senefeidera Carropnylia, Apeiba membranácea, Cinchona officinalis,
Protium sp., Terminalia oblonga, Piper aduncum, Socratea exorrhiza,
Hevea brasiliensis, Inga sp., micropholis guyanensis, Prunus dulcis,
hymenolobium excelsum, Cedrelinga cateniformis, Jacaranda copaia,
Pourouma bicolor, Nectandra sp, Cecropia sp, Pseudolmedia laevis,
Guatteria guentheri, Psidium sartorianum, Eschweilera sp., Bursera
graveolens, Clarisia racemosa, Osteophloem, latyspermun, Ormosia
coccinea, Brosimum rubescens, Chrysophyllum cainito, Ucshaquiro
negro, Nectandra sp., Balizia pedicellaris.

28. Por lo tanto podemos concluir que la especie Senefeidera Carropnylia
es la más abundante, seguido de la especie Virola sp. en la zona
muestreada, lo que indica un ambiente óptimo para su crecimiento y
desarrollo.
28
193
2
3
16
5
9
3
7
6
2
5
5
2
2
7
4
2
5
3
11
3
6
3
1
5
2
1
2
1
1
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
Virola sp
Senefeidera Carropnylia
Apeiba membranacea
Cinchona officinalis
Protium sp.
Terminalia oblonga
Piper aduncum
Socratea exorrhiza
Hevea brasiliensis
Inga sp.
micropholis guyanensis
Prunus dulcis
hymenolobium excelsum
Cedrelinga cateniformis
Jacaranda copaia
Pourouma bicolor
Nectandra sp
Cecropia sp
Pseudolmedia laevis
Guatteria guentheri
Psidium sartorianum
Eschweilera sp.
Bursera graveolens
Clarisia racemosa
Osteophloem platyspermun
Ormosia coccinea
Brosimum rubescens
Chrysophyllum cainito
Ucshaquiro negro
Nectandra sp.
Balizia pedicellaris
Abundancia (n)
Especie

29. - Según nuestros resultados del Índice de Simpson (0.677) podemos decir
que en nuestra área de estudio podemos encontrar una biodiversidad
media.
- Según nuestros resultados del Índice de Shannon - Wienner (0.574)
podemos decir que en nuestra área de estudio podemos encontrar una
biodiversidad media.

30. VII. RECOMENDACIONES
 Continuar con los trabajos de investigación para estudiar la
biodiversidad en otras áreas en sus diferentes unidades
fisiográfica del BRUNAS y con relación con las variables
ambientales.
 Los datos recogidos en esta investigación son importantes como
fuente de información para la formulación de proyectos futuros de
conservación, recuperación y restauración de sitios, puesto que
vemos especies que no se desarrollan muy bien en el BRUNAS y
es posible la perdida de esta y esto refleja los procesos de
sucesión naturales de los ecosistemas forestales.

31. VIII. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
MORENO, C.E. 2002. Metodos para Medir la Biodiversidad.
M&T – Manuales y Tesis SEA. Vol. 1. Zaragoza, España.
SPICHIGER R, MÉROZ J, LOIZEAU P, STUTZ L. 1990. Los
árboles del Arboretum de Jenaro Herrera. Contribución a la Flora de la
amazonia Peruana Genève: Conservatoire et jardin botaniques de Genève.
CRONQUIST A. 1988. The evolution and classification of
flowering plants. 2nd ed. New York: The New York Botanical Garden.
ÑIQUE, M. 2010. BIODIVERSIDAD: Clasificación y
Cuantificación. Universidad Nacional Agraria de la Selva. Tingo María.
Perú.
ALVAREZ, M., CORDOBA, S., ESCOBAR, F., FAGUA, G.
GAST, F., MENDOZA, H., OSPINA, M., UMAÑA, A., VILLARREAL, H.
2006. Manual de métodos para el desarrollo de inventarios de
biodiversidad. Segunda edición. Editorial Ramos López. Colombia. 236p.
ARTIGAS, R., OLMO, F. 2013. Muestreo en transecto de
formaciones vegetales de fanerofitos y camefitos (I): Fundamentos
metodológicos. Universidad de Sevilla. 67-88p.

32. ZAVALA, W. 1999. Estudio morfopedológico como base para la
recuperación de suelos degradados en Tingo María. Tesis Magíster
Scientiae en Suelos. Lima, Perú. Escuela de postgrado de la Universidad
Nacional Agraria La Molina.
DUEÑAS, M. 2009. Valorización económica del servicio hídrico
en el BRUNAS. Tesis. Maestro en Ciencias en Agroecología mención
Gestión Ambiental. Tingo María. Universidad Nacional Agraria de la Selva.
80 p.
PUERTA, R.H. 2007. Modelo digital de elevación del Bosque
Reservado de la Universidad Nacional Agraria de la Selva, Tingo María –
Perú. Tesis Ms Sc. Agroecología. Tingo María, Perú. Universidad Nacional
Agraria de la Selva. 64 p.

33. ANEXO

34. Alineamiento de la parcela por el
método del triangulo rectángulo.
Coleta de datos de especies de
árboles y arbustos del BRUNAS,
siguiendo el método de Gentry.