Área de estudio

El área de estudio incluyó dos elevaciones montañosas del Estado de México: Jocotitlán (JO), ubicada entre los municipios de Atlacomulco y Jocotitlán, y Tláloc (TL) en el municipio de Texcoco. Estas montañas son parte de la Faja Volcánica Transmexicana compuesta geológicamente por un complejo de andesitas-dacitas y depósitos piroclásticos (^{Arce et al., 2019}). El clima es tipo C(w₂)(w), semifrío húmedo con lluvias en verano y menos de 5 % de lluvia invernal con cociente precipitación/temperatura mayor de 55 (^{García, 2004}). La precipitación media anual varía de 900 a 1 200 mm y la temperatura media anual oscila entre 5 y 10 °C. En ambas montañas existen bosques de Pinus hartwegii Lindl., sustentados por suelos volcánicos (Andosoles). La dinámica de nutrientes, crecimiento radial, eficiencia de uso de agua y densidad de la madera en ambas montañas se puede consultar en la literatura (^{Correa‐Díaz et al., 2019}, ²⁰²⁰; ^{Correa-Díaz, Gómez-Guerrero, Vargas-Hernández, Rozenberg, & Horwath, 2020}; ^{Morgado-González et al., 2019}; ^{Núñez-García, Gómez-Guerrero, Terrazas-Salgado, Vargas-Hernández, & Villanueva-Díaz, 2021}; ^{Torres-Duque, Gómez-Guerrero, Trejo-Téllez, Reyes-Hernández, & Correa-Díaz, 2022}).

Sitios de observación

En cada montaña se establecieron cuatro sitios de observación localizados en masas puras de P. hartwegii, para la colecta de acículas caídas en forma natural (referida aquí como “caída de acícula”), mantillo y suelo mineral. Para captar la variación en las montañas, los sitios de observación abarcaron elevaciones de 3 500 a 3 900 m y exposiciones noroeste y suroeste (Cuadro 1). Estos sitios de observación también se emplearon para un estudio más detallado de la estequiometría de caída de acícula por ^{Torres-Duque et al. (2022}).

Muestras de acículas

En junio de 2017, 12 muestras de follaje verde de árboles adultos se tomaron en cada montaña, para estimar el contenido medio de N total. Para cuantificar la masa de N en la caída de acícula, se estableció un transecto de 20 m sobre la curva de nivel, con tres trampas equidistantes (10 m de separación) de 30 cm de diámetro, ubicadas a nivel del suelo y delimitadas con poliducto de 127 mm de grosor, como se explica en ^{Torres-Duque et al. (2022}). En total se establecieron 12 trampas en cada montaña (tres repeticiones por cada uno de los cuatro sitios de colecta)

Las muestras de caída de acículas se colectaron en 9 (JO) y 10 (TL) visitas durante un año (junio 2017- junio 2018). Las acículas se secaron en estufa de aire de circulación forzada (Sheldon Fx14-S, EUA) a 70 °C por 72 h y se pesaron con una balanza digital Ohaus (Scout Pro, EUA) con precisión de 0.01 g. Los valores de masa de acícula se expresaron en kg^.ha^-1.

Humedad gravimétrica del suelo y reabsorción de N

La humedad gravimétrica del suelo superficial se determinó en estufa de circulación forzada a 105 °C durante 12 h hasta lograr peso constante (^{Rowell, 2014}).

La ReabsN se estimó tomando en cuenta el valor medio de la concentración de N total en acículas verdes de uno y dos años, aún activas en el árbol, y de acículas caídas recientemente que por su estado senescente ya habían cumplido su función en el dosel. Se utilizó la ecuación ReabsN (%) = [(N_v - N_scn ) / N_v]*100 (^{Kobe, Lepczyk, & Iyer, 2005}); donde, N_v y N_scn son las concentraciones de N en acícula verde y senescente, respectivamente. El valor medio de N en acícula verde fue 1.7 %, el cual es similar al reportado para P. hartwegii por ^{Ramírez-Contreras y Rodríguez-Trejo (2009}).

Nitrógeno en mantillo (piso forestal), suelo y acículas

Al inicio del experimento se tomaron tres muestras de mantillo en cada sitio (12 por montaña) y se analizó la concentración de N. En este estudio, el término mantillo o piso forestal se refiere a todo el material orgánico sobre el suelo mineral y con grado diferente de descomposición; es decir, el horizonte O. De la misma forma, la concentración de N del suelo mineral superficial (0-10 cm), que correspondió al horizonte A, se determinó en 36 muestras en JO y 40 en TL durante el año de estudio. Una vez secas, las muestras de mantillo, follaje verde y acículas caídas se molieron y se analizó la concentración de N mediante el método semimicro-Kjeldahl (^{Bremmer, 1965}).

Nitrógeno inorgánico

Se pesaron 10 g de suelo y se extrajo el N inorgánico con 100 mL de una solución KCl 2 M. La muestra en la solución se filtró sobre embudos y papel filtro marca Whatman núm. 1 de 150 mm de diámetro. El filtrado se almacenó a -5 °C hasta su análisis. El N inorgánico se determinó con el método micro-Kjeldahl, mediante destilación por arrastre de vapor como lo indica el método AS-08 establecido en la NOM-021-SEMARNAT-2000 (^{Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales, 2000}).

Análisis estadístico

La masa (kg∙ha^-1) y flujo de N (kg∙ha^-1∙año^-1), la ReabsN (%) y las formas inorgánicas NO₃ ^- y NH₄ ⁺ (mg∙kg^-1) fueron las variables de respuesta para la comparación entre montañas. Los resultados entre las dos montañas se compararon mediante la prueba de t. Se verificó que los datos cumplieran con el supuesto de normalidad y cuando no fue el caso se utilizó la prueba no paramétrica de Wilcoxon (^{Zar, 2010}).

Las tendencias temporales se analizaron con modelos lineales mixtos, para hacer un análisis de varianza longitudinal considerando el tiempo, montaña e interacción tiempo*montaña como factores fijos (^{Fitzmaurice, Laird, & Ware, 2004}). Este procedimiento toma en cuenta que las mediciones están correlacionadas en el tiempo y el análisis estadístico se enfoca en las tendencias temporales de cada grupo estudiado. Se probó si las tendencias temporales seguían un patrón cuadrático o cúbico (P < 0.05). Los análisis se realizaron con los paquetes estadísticos SAS (^{Statistical Analysis System, 2011}) y R (3.6.3) (^{R Core Team, 2020}).

Masa y entradas de N en el suelo superficial

La masa de N en mantillo de JO fue aproximadamente 2.5 veces superior a la de TL (360 vs. 136 kg∙ha^-1), pero considerando los primeros 10 cm de suelo mineral, la masa de N fue similar en ambas montañas (3 278 vs. 3 026 kg∙ha^-1) (Cuadro 2). Este resultado denota que el horizonte orgánico y los primeros 10 cm de suelo son una reserva importante de N en ambas montañas, aunque el tiempo de residencia del N en el horizonte orgánico (horizonte O) fue superior en JO que en TL. Esto se corroboró empleando los datos de reservorio y flujo de N en mantillo, asumiendo condiciones de equilibrio, lo que fue congruente con un tiempo de residencia mayor en JO (Cuadro 2).

El contenido de N en el suelo mineral, en algunos casos, está relacionado con las diferencias en la textura, ya que en la medida que aumenta la fracción fina (limo y arcilla) también incrementa la capacidad para retener materia orgánica y, por tanto, nitrógeno. No obstante, en este estudio, la textura del suelo en ambas montañas es similar (^{Marín, Escolero-Fuentes, & Trinidad-Santos, 2002}), por lo que es más probable que los componentes de N del Cuadro 2 sean el reflejo de la composición química y velocidad de descomposición de la materia orgánica del piso forestal (^{Thomas & Prescott, 2000}), ya que la entrada de N vía acículas es mayor en JO. También la eficiencia de uso de N en acícula es consistente con esta explicación; 1 kg de N correspondió a una productividad de 115 y 205 kg de acícula para JO y TL, respectivamente.

Humedad del suelo, reservorios y reabsorción de N

Los valores medios de humedad gravimétrica y porcentajes de N total, amonio y nitrato del suelo superficial fueron estadísticamente similares (P > 0.05) en ambas montañas. No obstante, al considerar N inorgánico total (amonio + nitrato), la media fue superior en JO (Cuadro 3). Este resultado se explica por los mayores reservorios de N en masa del suelo superficial; sin embargo, es importante mencionar que aun con mayor reservorio de N en JO, la reabsorción de N fue mayor en TL; es decir, en TL, los árboles usaron el N foliar de manera más eficiente.

Si bien el N inorgánico del suelo puede ser un indicador indirecto del potencial de mineralización de dicho elemento (^{Booth et al., 2005}; ^{Thomas & Prescott, 2000}), la adquisición de N por los árboles depende de la inmovilización de este nutriente por los microorganismos del suelo y de la lixiviación (^{Chen et al., 2019}). Aunque los procesos anteriores no se midieron en este estudio, los reservorios de N son grandes en ambas montañas, ya que, en muchos ecosistemas forestales, los reservorios del mantillo sumados con perfil del suelo varían entre 2 y 6 Mg (^{Johnson & Turner, 2014}). En este estudio, considerando el mantillo y los primeros 10 cm de suelo mineral, se superaron los 3 Mg de N (Cuadro 2). Con tales cantidades bastas, es muy probable que los flujos anuales de N sean superiores a la demanda por microorganismos del suelo y por la absorción de las plantas (Booth et al., 2005).

Los valores de reabsorción de N (ReabsN) variaron de 55 a 66 % (Cuadro 3) y son altos comparados con estimaciones entre 30 y 39 % para Pinus montezumae Lamb. (^{Lopez-Escobar et al., 2018}); sin embargo, los valores son bajos comparados con 88 % en especies de encino (^{Chávez-Vergara, González-Rodríguez, Etchevers, Oyama, & García-Oliva, 2015}). En Pinus pinaster Ait., la ReabsN fluctuó entre 50 y 65 % con valores menores en regiones con temperaturas extremas más bajas (^{González-Zurdo, Escudero, & Mediavilla, 2015}). La ReabsN en este estudio fue similar a la encontrada para Larix kaempferi (Lamb.) Carrière y Cryptomeria japonica D. Don con valores de 63 y 57 %, respectivamente (^{Enta et al., 2019}). A nivel mundial, las plantaciones forestales muestran valores de ReabsN de 59 % (^{Jiang et al., 2019}), pero la variación fluctúa de 30 a 70 % en bosques naturales de coníferas (^{He et al., 2020}).

Las diferencias en ReabsN pueden estar relacionadas con la fertilidad del suelo; en suelos más pobres, la ReabsN tiende a ser mayor (^{Kobe et al., 2005}). No obstante, los resultados de este trabajo no se pueden explicar por diferencias en fertilidad del suelo, ya que ^{Torres-Duque et al. (2022}) encontraron mayor suma de bases intercambiables (Ca⁺², K⁺ y Mg⁺²) en el suelo superficial de TL que en el de JO. Probablemente, no se muestre alguna tendencia (Cuadros 2 y 3) debido a las concentraciones altas de N total y masa neta de N del suelo en ambas montañas. La diferencia en ReabsN podría estar más bien relacionada con el nivel de productividad de cada sitio. Posiblemente, el hecho de que TL sea más productivo (^{Correa-Díaz et al., 2020}) esté relacionado con una mayor reutilización de N por la vegetación.

Nitrógeno inorgánico del suelo

Los valores medios de N inorgánico fueron mayores (Cuadro 3) que los reportados en el suelo superficial de algunos bosques de montaña (1 500 a 2 500 m de elevación) con concentraciones de 11.3 y 27.6 mg∙kg^-1 de amonio y nitrato, respectivamente (^{Zhang et al., 2020}). Las concentraciones de N inorgánico dependen de factores como la temperatura, humedad del suelo y calidad del sustrato orgánico. En plantaciones de pino con baja precipitación (450 mm) y suelos arenosos, las concentraciones de N inorgánico pueden ser tan bajas como 3 mg∙kg^-1 (^{Zhan-Yuan, Fu-Sheng, De-Hui, Qiong, & Guang-Sheng, 2008}). En la zona de estudio con precipitación entre 900 y 1 200 mm y suelos de textura media a franca, los resultados fueron los esperados.

Las cantidades mayores de nitrato con respecto al amonio son comunes en ecosistemas con reservorios grandes de N y con ciclos de nutrientes muy dinámicos (^{Rothstein, 2009}), lo que se sustenta también con los bajos tiempos de residencia del follaje (Cuadro 1); además, con periodos cortos de saturación de humedad del suelo, durante las lluvias de verano, la acumulación de amonio es menos probable.

La masa de N de las acículas del piso forestal más la masa de N en suelo (0-10 cm) superficial (Cuadro 1) es superior a la reportada por ^{Fonseca y Figueiredo (2018}) en bosques de coníferas, donde se encontraron reservorios de 1 371 a 2 693 kg N∙ha^-1. Esta diferencia podría deberse a que el bosque de alta montaña estudiado (3 500 - 3 900 m de elevación) es más productivo en acícula, comparado con los ecosistemas de esos autores. ^{Thomas y Prescott (2000}) encontraron cantidades cercanas a 1 300 kg N∙ha^-1 en bosques de coníferas, considerando el mantillo y los 12 primeros cm de suelo mineral que también es una cantidad menor a la encontrada en este estudio.

Tendencias temporales de N inorgánico

Las condiciones ambientales y la composición química de la caída de acícula son similares entre montañas (^{Torres-Duque et al., 2022}), por lo que también se hubieran esperado tendencias temporales similares de N inorgánico. Solo el amonio mostró un patrón con tendencia cúbica (Figura 1). La acumulación de amonio parece tener dos máximos; uno en otoño (octubre) y otro en verano (junio), pero con un pulso más marcado en JO. La humedad del suelo explica parcialmente esta tendencia; en octubre, el suelo superficial aún tiene humedad gravimétrica cercana a 75 %, para llegar a un mínimo en marzo y recuperar humedad con la llegada de la estación de lluvias en junio (Figura 2); sin embargo, hay que considerar también que las temperaturas son más bajas en otoño que en verano y por esa razón el segundo máximo es mayor, especialmente en JO. La variación temporal de N inorgánico también es regulada por la absorción de los árboles (^{Dittman, Driscoll, Groffman, & Fahey, 2007}), por lo que es probable que estos absorban preferencialmente nitrato durante el segundo máximo que corresponde a la estación de crecimiento (^{Hong et al., 2019}; ^{Zhang et al., 2020}).

Figura 1 Tendencia temporal (junio 2017-junio 2018) de formas de nitrógeno inorgánico en bosques de Pinus hartwegii. Solo se dibuja la tendencia temporal para amonio, único caso en que la variación fue estadísticamente significativa de acuerdo con una tendencia cúbica (P < 0.05). 

Figura 2 Tendencia temporal (junio 2017-junio 2018) de la humedad gravimétrica del suelo superficial (0-10 cm) en bosques de Pinus hartwegii. La tendencia de humedad entre montañas es estadísticamente similar. Temporalmente, la variación fue significativa de acuerdo con una tendencia cúbica (P < 0.01). 

Tendencia temporal de la reabsorción foliar de N (ReabsN)

La tendencia temporal de ReabsN mostró su mínimo con el fin de la estación de crecimiento (octubre) al llegar el otoño, y la mayor absorción se registró cerca del inicio de la estación de crecimiento (abril) en primavera (Figura 3). Este resultado denota un pulso paralelo con el ritmo de crecimiento del arbolado, reutilizando más N foliar en la medida que el ritmo de crecimiento se establece; asimismo, está correlacionado con la humedad y la temperatura. Para el mes de junio, en ambas montañas, el periodo de lluvias ya se ha establecido y las temperaturas son aproximadamente 2 °C menores que las de marzo-abril (^{Correa-Díaz et al., 2020}), favoreciendo la expansión de follaje nuevo y la reutilización de N (^{Jiang et al., 2019}). En general, las variaciones se centran en niveles de N inorgánico entre 40 y 60 mg∙kg-1 que son comunes en ecosistemas forestales (^{Verchot, Holmes, Mulon, Groffman, & Lovett, 2001}).

Figura 3 Tendencia temporal (junio 2017-junio 2018) de la reabsorción foliar de nitrógeno en bosques de Pinus hartwegii. La variación fue significativa de acuerdo con una tendencia cúbica (P < 0.05). 

Considerando los resultados globales de este estudio, las hipótesis planteadas se sustentan de forma diferenciada. En cuanto a la primera hipótesis, se confirma que las concentraciones de N inorgánico son superiores en suelos con mayores reservorios de N. Respecto a la segunda hipótesis sobre niveles de reabsorción de N similares en las dos montañas, no se sustenta la hipótesis; el bosque TL con menos reservorios de N mostró mayor reabsorción, posiblemente como resultado de una mayor limitación del nutriente. Con respecto a los pulsos estacionales de formas inorgánicas de N, la hipótesis se sustenta de forma parcial, ya que únicamente el amonio los mostró.