Calidad
fisicoquímica y microbiológica del agua costera en Nicoya, Costa Rica:
comparación de tres playas con diferente impacto turístico y administración
José R.
Montiel-Mora1
&
Eddy Gómez-Ramirez2, 3
1.
Universidad de Costa Rica,
Instituto de Investigaciones en Salud, San José, Costa Rica; jose.montielmora@ucr.ac.cr,
2.
Universidad de Costa
Rica, Centro de Investigación en Ciencias del Mar y Limnología, San José, Costa
Rica.
3.
Universidad de Costa
Rica, Escuela de Química, San José, Costa Rica; eddy.gomez@ucr.ac.cr
Recibido
10-V-2023 ● Corregido 27-VI-2023 ● Aceptado 20-VII-2023
DOI:
https://doi.org/10.22458/urj.v15i2.4763
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ABSTRACT. “Physicochemical and microbiological quality of coastal water in
Nicoya, Costa Rica: comparison of three beaches with different tourism impact
and administration”. Introduction: Socioeconomic growth has caused
pressure on marine ecosystems, and there is little information that can be
used for the management of beaches in Nicoya, Costa Rica. Objective: To
determine the physicochemical and microbiological quality of marine-coastal
water in Nicoya, Costa Rica. Methods: In October 2021, and May and
June 2022, we used standard methods to assess physicochemical and
microbiological water conditions, in three beaches with different
administrations and number of tourists. Results: Water temperature ranged
between 26,1°C to 31,2°C, salinity between 22 to 31ups, dissolved oxygen from
3,6 to 7,3mg/L, and total suspended hydrocarbon values were below the
detection limit. Higher fecal contamination was found in the rainy season,
with maximum values of 3,5x103 NMP/100mL fecal coliforms, 1,1x103 NMP/100mL Escherichia
coli and 2,4x103 NMP/100mL Enteroccocus faecalis. Conclusion:
While fecal contamination was high during the rainy season, physicochemical
parameters were acceptable in the three beaches.
Keywords: Pollution,
Integrated Coastal Management, Fecal Indicator Bacteria, Indicators.
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RESUMEN. Introducción: El crecimiento socioeconómico ha causado
presión sobre los ecosistemas marinos, y existe poca información que pueda
ser utilizada para el manejo de playas en Nicoya, Costa Rica. Objetivo:
Determinar la calidad fisicoquímica y microbiológica del agua marino-costera
en Nicoya, Costa Rica. Métodos: En octubre de 2021, y mayo y junio de
2022, usamos métodos estándar para evaluar las condiciones fisicoquímicas y
microbiológicas del agua, en tres playas con diferentes administraciones y
número de turistas. Resultados: La temperatura del agua osciló entre
26,1°C y 31,2°C, la salinidad entre
22 y 31ups, el oxígeno disuelto entre 3,6 y 7,3mg/L y los valores de
hidrocarburos totales suspendidos estuvieron por debajo del límite de
detección. La mayor contaminación fecal se encontró en época de lluvias, con
valores máximos de 3,5x103 NMP/100mL coliformes fecales, 1,1x103 NMP/100mL Escherichia
coli y 2,4x103 NMP/100mL Enteroccocus faecalis. Conclusión:
Si bien la contaminación fecal fue alta durante la época de lluvias, los
parámetros fisicoquímicos fueron aceptables en las tres playas.
Palabras
clave: Contaminación, Gestión Integrada Costera, Bacterias Indicadoras
Fecales, Indicadores.
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Las playas son espacios
socio-ecológicos donde se llevan a cabo actividades turísticas, portuarias,
pesqueras, de investigación, residenciales, educacionales, entre otras (Sardá et al., 2012; Yepes, 2004). Además, brindan
beneficios a la sociedad, como protección contra la erosión e inundaciones,
control biológico, y provisión de valores recreativos y culturales (Lara-Lara et al., 2008). Sin embargo, enfrentan una
alta presión humana debido al creciente desarrollo socioeconómico y turístico de
los últimos años (Barbosa de Araújo & Ferreira, 2008; Brown &
McLachlan, 2006; Roca & Villares, 2008). Entre las
principales afectaciones están la contaminación costera y sus consecuencias,
como la eutrofización y la hipoxia, que han degradado la calidad de las aguas
marinas, lo cual afecta el funcionamiento del ecosistema (Badilla-Aguilar & Mora, 2019). Las
precipitaciones, la escorrentía superficial, los efluentes de agua dulce y la
incursión de las mareas también generan un deterioro en la calidad del agua (Panseriya et al., 2021).
Frente a este
panorama, se han realizado diversos estudios enfocados en el análisis de la
calidad de agua marina; en ellos se determina si el agua de las playas es
adecuada para los diferentes usos que se le da (Nguyen &
Sevando, 2019; Vivas-Aguas & Navarrete-Ramírez, 2014). Para ello, se
toma en cuenta el uso dado, la ocurrencia de procesos naturales, y las
actividades antropogénicas cercanas (Vivas-Aguas &
Navarrete-Ramírez, 2014). La mayoría de estos
estudios se basa en la determinación de variables fisicoquímicas como oxígeno
disuelto (OD), temperatura, turbidez, salinidad; determinación de las
concentraciones de nitrato y fosfato, cantidad de sólidos suspendidos totales
(SST), demanda bioquímica de oxígeno (DBO), presencia de hidrocarburos
derivados del petróleo o de elementos tóxicos, al igual que de variables
microbiológicas, como coliformes fecales (CF), Escherichia coli (E.
coli) y Enteroccocus faecalis (E. faecalis) (Nguyen & Sevando, 2019; Samsudin & Azid,
2018; Tanjung et al., 2019; Vivas-Aguas & Navarrete-Ramírez, 2014).
En Latinoamérica,
se han realizado estudios que han determinado la calidad del agua marina de las
costas (Acevedo, 2017; Hernández-Terrones et al., 2015;
Sánchez et al., 2019; Tosic et al., 2019; Trujillo-López &
Guerrero-Padilla, 2015). En ellos se midieron
algunos parámetros fisicoquímicos y microbiológicos mencionados para calificar
la calidad del agua marina. En Costa Rica, también se han
llevado a cabo estudios sobre contaminación y calidad del agua en playas como
Isla Uvita, Puntarenas y Jacó (Acuña-González
et al., 2004; Alfaro-Sandí et al., 2021; Badilla-Aguilar & Mora-Alvarado,
2019; Laureano-Rosario et al., 2021; Samper-Villarreal et al., 2021).
La Península de
Nicoya, en el Pacífico Norte de Costa Rica, abarca 130km de largo y 40km de
ancho, con alrededor de cuarenta playas en una extensión costera de casi 232km (Bergoeing, 2007). Es una región muy visitada y
experimenta un rápido crecimiento turístico (Gómez,
2019). Si bien el impacto
antropogénico a los ecosistemas marino-costeros puede ser significativo, son
pocos los estudios que relacionan los parámetros fisicoquímicos y
microbiológicos en las playas de Guanacaste con ese impacto (Saravia-Arguedas et al., 2021; Vargas-Zamora et
al., 2018).
Las playas
Sámara, Carrillo y Camaronal, ubicadas en la península de Nicoya, contrastan
entre sí en términos de su dinámica turística a pesar de su cercanía. Difieren
en la cantidad de visitantes, los servicios turísticos y los poblados cercanos;
incluso, las instituciones responsables de su gestión varían: las
municipalidades se encargan de Sámara y Carrillo, mientras que el Ministerio de
Ambiente y Energía es responsable de Camaronal. Sin embargo, todas estas playas
carecen de estudios exhaustivos. Por consiguiente, se planteó el objetivo de
determinar la calidad de las aguas marino-costeras mediante mediciones de
parámetros fisicoquímicos y microbiológicos de las tres playas en mención.
MATERIALES Y MÉTODOS
Descripción
del área de estudio: El presente estudio lo
llevamos a cabo en tres campañas de muestreo, en octubre, 2021 y mayo y junio, 2022,
en tres playas del Pacífico Norte de Costa Rica: Sámara, Carrillo y Camaronal. Los
sitios de muestreo se señalan en la Fig. 1.
Fig. 1. Área de
estudio y puntos de muestreo
Muestreo: Realizamos mediciones in situ y ex situ. Para
las mediciones in situ, utilizamos una sonda multiparamétrica YSI®-85
para obtener los valores de temperatura (°C), salinidad (ups) y OD (mg/L). En
cuanto a las mediciones ex situ, recolectamos muestras de agua marina
por triplicado y de forma directa a la altura de la cintura cuando empezaba a
bajar la marea. Usamos botellas de 1L de polietileno de alta densidad. Mantuvimos
las muestras refrigeradas a una temperatura promedio de 4°C. En el laboratorio determinamos
las concentraciones de nutrimentos (silicato, nitrato, nitrito, amonio y
fosfato, todos en µmol/L); SST (mg/L), la clorofila-α (mg/m3), DBO5
(mgO2/L) y los hidrocarburos de petróleo disueltos o dispersos
(µg/L). Cuantificamos los nutrimentos y la clorofila-α mediante
espectrofotometría visible, el SST mediante gravimetría, el DBO mediante
incubación en condiciones controladas de temperatura y los hidrocarburos
mediante espectrofluorometría (Acuña-González et al.,
2004). Realizamos los análisis según los protocolos del Centro de
Investigación en Ciencias del Mar y Limnología (CIMAR) de la Universidad de
Costa Rica (Parsons et al., 1984; Strickland & Parsons, 1972).
Por
último, recolectamos muestras por triplicado para la determinación de CF, y la
densidad de E. coli y E. faecalis. Tomamos las muestras el último
día de cada campaña y las almacenamos en bolsas esterilizadas a una temperatura
no superior a 4°C. Utilizamos la técnica del número más probable (NMP/100 mL). Para
la CF y E. coli seguimos el método 9221, y para E. faecalis
utilizamos el método 9230B de los Standard Methods for the Examination of Water
and Wastewater (Baird & Bridgewater, 2017). Interpretamos los resultados utilizando
la Tabla del NMP, y los límites de detección del método son <1,8 NMP/100 mL
- >1 600 000 NMP/100 mL.
Análisis
estadístico: Calculamos estadísticas
descriptivas de cada una de las variables, incluyendo promedios, desviaciones
estándar, coeficientes de variación, máximos y mínimos para cada playa. Para
evaluar las diferencias entre las campañas de monitoreo de cada playa,
aplicamos el análisis de varianza no paramétrico de Kruskal-Wallis. Trabajamos
con datos censurados en el caso del fosfato y los parámetros microbiológicos
cuando los resultados estaban por debajo del límite de detección, considerando
la mitad del valor mínimo detectable. Para identificar las variables con mayor
variabilidad en las tres campañas de muestreo, realizamos un análisis de componentes
principales (PCA) de correlación entre los parámetros fisicoquímicos y
microbiológicos utilizando los valores estandarizados de cada campaña. Para
ambos análisis utilizamos el software estadístico XLSTAT (Lumivero, 2023).
RESULTADOS
La temperatura superficial del agua en las tres playas varió entre 26,1°C
y 31,2°C, con un promedio de 29,1°C y una desviación estándar relativa del 5,1%.
Según el análisis estadístico, se encontraron diferencias significativas en
Sámara y Camaronal entre las tres campañas de monitoreo (n=9, p<0,05);
Carrillo no reportó diferencias significativas (n=9, p=0,06). Con relación a
los niveles de salinidad, se obtuvieron promedios de 29ups y un coeficiente de
variación del 12%, con diferencias significativas entre las campañas de
monitoreo en Sámara y Camaronal (n=9, p<0,05). La primera campaña registró
los valores más bajos, fluctuando entre 16 y 28ups (Tabla 1).
La concentración OD, en los sitios de muestreo, osciló entre 3,5 y 7,2mg/L,
con una desviación relativa de 19,2%. No se mostraron diferencias
significativas en los muestreos realizados para cada playa (n=9, p>0,05).
Sámara presentó las concentraciones más altas, en un rango de 4,5 a 7,3mg/L,
seguida de Camaronal y Carrillo. En cuanto al DBO, la mayoría de los datos
obtenidos se situaron por debajo del límite detectable, excepto el punto 1 de
Playa Sámara, que registró el valor más alto con 14mgO2/L.
La clorofila-α, en la primera campaña,
mostró las concentraciones más altas, en un rango de 6,1 a 8,5mg/m3,
mientras que en la segunda registró los valores más bajos, oscilando entre 0,2
a 1,9mg/m3. Estadísticamente, se encontraron diferencias
significativas entre los monitoreos en cada playa (n=9, p<0,05). Por otro
lado, los SST, en cada playa, mostraron las concentraciones más altas en el
segundo muestreo, seguidas de la tercera y primera campaña respectivamente.
Estas diferencias entre cada campaña fueron significativas con un p<0,05
(n=9). El promedio de este parámetro fue de 30,9mg/L, con una desviación
estándar relativa del 57,9%. Los hidrocarburos de petróleo disueltos o
dispersos presentaron concentraciones por debajo del límite de detección (0,02mg/L).
En relación con los nutrimentos, el amonio, los silicatos y nitratos no
reportaron diferencias estadísticamente significativas entre cada monitoreo
para cada una de las playas (n=9, p>0,05). Sin embargo, el nitrito presentó
diferencias significativas en Sámara y Camaronal (n=9, p<0,05), donde el
primer monitoreo reportó las concentraciones más altas, seguido de la tercera y
segunda campaña. Los fosfatos solamente presentaron diferencias significativas
en Sámara (n=9, p<0,05). Además, el nutriente con las mayores
concentraciones fue el silicato, con un rango entre 5,6 y 96,6µmol/L y un
coeficiente de variación de 75,3%. Por su parte, los fosfatos presentaron las
concentraciones más bajas, con valores por debajo del límite de detección (0,06μmol/L)
y una media de 0,6µmol/L. En la Fig. 2 se pueden observar los promedios globales
obtenidos por sitio en cada una de las playas.
Fig. 2.
Concentración media de nutrimentos para cada punto de muestreo de las playas en
estudio
Los CF oscilaron por
debajo de los límites de detección hasta los 3,5x103 NMP/100mL, con
una media de 3,3 x102 y una desviación relativa de 213,3%. En cuanto
a las bacterias, el 67% y 74% de las muestras resultaron positivas para E.
coli y E. faecalis respectivamente, con un promedio de 1,7x102
para E. coli y 3,6 x102. En la Fig. 3 se reportan las
concentraciones promedio por cada sitio de muestreo de cada una de las playas.
Los valores más bajos para los tres parámetros se reportaron en el segundo
muestreo, siendo Playa Carrillo la playa que presentó todos sus puntos por
debajo del límite de detección (1,8 NMP/100mL); mientras que las
concentraciones más altas se dieron en el primer muestreo. Asimismo, estos
parámetros mostraron diferencias estadísticamente significativas únicamente en
Sámara, según cada campaña de muestreo (n=9, p<0,05).
Análisis
de Componentes Principales (PCA): El PCA extrajo cinco factores con valores
propios >1, lo que representa el 97,73% de la varianza total (Fig. 4). El
primer componente principal representa el 56,03% con carga alta hacia la
salinidad (0,89), clorofila-α (0,83), DBO (0,54), SST
(0,59), amonio (0,51), nitritos (0,95), fosfatos (0,86) CF (0,59), E. coli (0,78)
y E. faecalis (0,95); el segundo factor (18,23%) con carga
positiva a temperatura (0,87) y silicatos (0,73); el cuarto factor con una carga
positiva alta únicamente en OD (0,73), y el quinto en nitratos (0,42).
En la Fig.
4 se observa un gradiente ambiental en el eje PC-1 que indica valores negativos;
este está influenciado por el aumento en las variables de nitratos, SST,
fosfatos, salinidad y amonio. En este lado se encuentran las tres playas para
el primer y segundo monitoreo. Por otro lado, las variables microbiológicas, la
temperatura, OD, DBO y otras fisicoquímicas presentaron una correlación
negativa con las variables anteriormente mencionadas, mostrando valores máximos
en el lado positivo del PC-1. Este patrón se complementa con el PC-2, donde las
variables de fosfatos, salinidad, amonio, CF, E. coli y clorofila aumentan
hacia valores negativos, mientras que E. faecalis, nitritos, DBO, SST,
temperatura y nitratos incrementan hacia valores positivos del PC-2. Estos
patrones coinciden con las tres playas de la primera y segunda campaña de
muestreo, siendo la gira 2 la que ubica las tres playas en los valores
negativos del PC-2.
Fig. 3. Concentración promedio de los parámetros
microbiológicos para cada punto de muestreo de las playas en estudio.
Fig. 4. Análisis de componentes principales (PCA) sobre las
variables de calidad del agua en Sámara, Carrillo y Camaronal, Guanacaste,
Costa Rica. Los números indican el orden según la campaña de monitoreo
1. En la Tabla S2 se encuentran los datos asociados al PCA.
DISCUSIÓN
La
temperatura mostró variabilidad entre los muestreos en cada playa, con
temperaturas más altas en la segunda campaña de monitoreo en Sámara y
Camaronal. Estas diferencias entre campañas pueden atribuirse a factores como
la estacionalidad, las escorrentías y las precipitaciones (Bermúdez et al., 2017; Rathoure, 2018). Sin
embargo, los datos obtenidos son consistentes con otros estudios del Pacífico
norte, que informan un promedio de temperatura de 28,7 ± 0,6°C (Vargas-Zamora et al., 2018). En cuanto a la
salinidad, se observaron diferencias significativas entre las campañas de
monitoreo, siendo la primera campaña, realizada en octubre (uno de los meses
más lluviosos en Costa Rica (Instituto Meteorológico
Nacional [IMN], 2008), la que presentó menor salinidad. Estas
variaciones en la salinidad entre campañas pueden estar relacionadas con el
aumento de las escorrentías, una tasa de precipitación más alta y el aporte de
agua dulce continental (Saravia-Arguedas et al.,
2021).
Los niveles
de OD indican promedios que pueden descartar eventos de hipoxia y anoxia a
nivel superficial, lo cual concuerda con los bajos valores de DBO medidos. Esto
implica una baja demanda de oxígeno por parte de los procesos de degradación de
la materia orgánica, lo que sugiere una buena calidad del agua marino-costera (Panseriya et al., 2021; Segura-Noguera et al., 2016).
En comparación con otros sitios como el Golfo de Kachchh en la India
(3,00-11,70mg/L), el Golfo de Papagayo (6,17-7,45mg/L) y Bahía Culebra en Costa
Rica (5,16-8,20mg/L), los niveles de oxígeno disuelto en las playas estudiadas
son comparables o incluso más bajos (Panseriya et
al., 2021; Saravia-Arguedas et al., 2021; Vargas-Zamora et al., 2018).
El
contenido de materia orgánica y el oxígeno necesario para degradarla son
determinados por el DBO, el cual es utilizado como indicador de contaminación
orgánica (Vivas-Aguas & Navarrete-Ramírez, 2014). En general, los niveles
de DBO encontrados fueron inferiores a los informados en otros estudios (Roth et al., 2016; Tanahara et al., 2021). Sin
embargo, durante la primera campaña en Sámara, se registró un promedio de
5±9mgO2/L, lo cual podría estar relacionado con las altas
concentraciones de contaminantes fecales detectadas en esa zona. Este
descubrimiento coincide con un estudio llevado a cabo en Cuba, donde también se
encontraron altas concentraciones de DBO asociadas a descargas residuales, lo
que indica una mala calidad del agua en la playa (Hernández
et al., 2021).
Las
concentraciones de SST obtenidas en cada playa indican que la calidad del agua
costera fue buena durante las fechas de muestreo, ya que valores entre 25mg/L y
75mg/L son representativos de una buena calidad del agua (Garcés-Ordóñez & Vivas-Aguas, 2016). Desde un
punto de vista estadístico, el primer monitoreo mostró una mayor variabilidad
en comparación con las otras dos campañas. Estos valores podrían estar
relacionados con el volumen de precipitación y la influencia de los cuerpos de
agua cercanos a la costa, los cuales diluyen la carga de los materiales en
suspensión (Bermúdez et al., 2017).
Los
nutrimentos en aguas costeras desempeñan un papel crucial en el crecimiento,
reproducción y metabolismo de los organismos (Panseriya
et al., 2021). Se encontraron concentraciones bajas de fosfato en cada
sitio de muestreo, lo cual puede atribuirse a la interacción dinámica entre
este nutriente y el fitoplancton, puesto que su concentración puede ser
influenciada por las microalgas presentes (Silva & Guzmán, 2006). Estudios
previos, como el de Vargas-Zamora et al. (2018), informaron de un patrón
similar en otras costas del Pacífico. El comportamiento de los silicatos fue
consistente con otros estudios realizados durante la época lluviosa (Morales-Ramírez et al., 2016; Saravia-Arguedas et al.,
2021); se observó un aumento en los niveles de este nutriente durante la
primera y la última campaña, que corresponden a los meses de mayor
precipitación según el IMN (2008). Este incremento se puede atribuir al aporte
de agua dulce proveniente de ríos, quebradas y las lluvias que llegan a cada
una de las playas, como se ha evidenciado en diferentes estudios (Betancourt et al., 2011; Vargas-Zamora et al., 2018).
Es importante destacar que el presente estudio no midió directamente esta
contribución.
En relación
con los nitritos y nitratos, se encontraron concentraciones superiores a otros
estudios realizados en el país (Morales-Ramírez et
al., 2016; Saravia-Arguedas et al., 2021; Vargas-Zamora et al., 2018).
Esto podría estar asociado a procesos de afloramiento, nitrificación o la
presencia de microalgas asociadas al plancton (United
States Environmental Protection Agency [USEPA], 2006). No obstante, las
concentraciones son bajas en comparación a los hallazgos reportados en otras
regiones del planeta, lo cual puede deberse a descargas mínimas de desechos
domésticos o industriales en la costa (Anantharaj et al., 2012; Pandit &
Fulekar, 2017; Panseriya et al., 2021). Es importante tener en cuenta que en
este estudio no se midió directamente estos procesos. En cuanto a las
concentraciones de amonio en las playas, se caracterizaron por ser más altas en
comparación con otros trabajos, lo que sugiere la posible influencia de
factores locales como la descomposición o presencia de materia orgánica en los
cuerpos de agua cercanos a las playas (López et al.,
2010; Saravia-Arguedas et al., 2021; Vargas-Zamora et al., 2018). Estos
factores no fueron determinados en este estudio.
La
clorofila-α es un pigmento fotosintético que permite estimar las
concentraciones de fitoplancton y la actividad biológica, como los
afloramientos de microalgas (Picado et al., 2013).
Se observó que las concentraciones más altas de clorofila-α se registraron en
octubre, un mes caracterizado por un mayor volumen de lluvias en Costa Rica.
Este hallazgo difiere de investigaciones previas, donde se encontró que las
concentraciones de clorofila-α suelen ser bajas durante los meses lluviosos,
como se observó en los otros dos monitoreos (Guzmán
et al., 2014; Saravia-Arguedas et al., 2021). Este resultado inusual
puede atribuirse a la presencia del afloramiento de marea roja presente durante
la primera campaña de monitoreo (Rodríguez, 2020).
Esto concuerda que concentraciones de clorofila-α superiores a 5,00 µg/L
pueden asociarse con afloramientos algales (Bricker
et al., 2003).
En el PCA
se observan diferencias en las variables microbiológicas entre las distintas
campañas de monitoreo, principalmente en la primera, donde se destacaron las
concentraciones más elevadas de contaminación fecal, seguido de la segunda y
tercera respectivamente. Esta tendencia podría explicarse debido a que ambas
campañas se llevaron a cabo durante los meses de mayor precipitación (IMN, 2008). Los resultados obtenidos en este
estudio concuerdan con investigaciones previas realizadas en América Latina,
que también han encontrado una mayor contaminación fecal durante los meses
lluviosos en comparación con los meses de verano (Grey
et al., 2014; Moresco et al., 2012; Tosic et al., 2019). Esto puede
atribuirse al aumento de las precipitaciones y a la lixiviación por escorrentía
urbana, como se menciona en otros estudios (Mora,
2009; Moresco et al., 2012). Por consiguiente, se puede confirmar que
Sámara, como la playa más concurrida, presenta una carga de contaminación fecal
más elevada en la primera campaña de monitoreo, superando los niveles mínimos
recomendados por las autoridades (Mora, 1998).
Los
resultados indicaron que Playa Sámara presenta una mayor contaminación. Esto se
debe a la alta actividad humana en forma de desarrollo turístico y urbanístico
cerca de la costa, condiciones similares a las encontradas en un estudio en la
provincia de Puntarenas (Badilla-Aguilar & Mora, 2019). Es importante tener
en cuenta que las concentraciones de contaminantes pueden variar en diferentes
puntos de muestreo de cada playa según la época, el día y la hora de muestreo,
lo que puede afectar los resultados de las variables medidas (Bermúdez et al., 2017).
En
conclusión, este estudio proporciona una aproximación de la calidad del agua
costera en tres playas con diferentes dinámicas turísticas. Todas presentaron
altos niveles de contaminación fecal y una calidad fisicoquímica sin variaciones
significativas para los sitios de muestreo en el periodo en el que se
desarrolló el estudio. Sin embargo, estos hallazgos destacan la necesidad de
realizar más monitoreos para establecer una relación más precisa entre los
niveles de contaminación, la estacionalidad y la ubicación geográfica de cada
punto de muestreo. A nivel local, es necesario implementar esfuerzos para
mejorar la calidad del agua costera mediante la implementación de programas y
estrategias de monitoreo, a fin de establecer criterios regulatorios para la
calidad del agua marina.
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos al
Sistema de Estudios de Posgrados (SEP), al Centro de Investigación en Ciencias
del Mar y Limnología (CIMAR) y al Instituto de Investigación en Salud (INISA),
todos de la Universidad de Costa Rica por el apoyo y aporte a la maestría de
Gestión Integrada de Áreas Costeras Tropicales.
ÉTICA,
CONFLICTO DE INTERESES Y DECLARACIÓN DE FINANCIAMIENTO
Declaramos haber cumplido con
todos los requisitos éticos y legales pertinentes, tanto durante el estudio
como en la preparación de este documento; que no hay conflictos de interés de
ningún tipo, y que todas las fuentes financieras se detallan plena y claramente
en la sección de agradecimientos. Asimismo, estamos de acuerdo con la versión
editada final de esta publicación. El respectivo documento legal firmado se
encuentra en los archivos de la revista.
La declaración
de contribución de cada autor es la siguiente: J.R.M.: Recopilación de
información, análisis de datos, procesamiento de muestras y preparación del
manuscrito. J.R.M., E.G.R.: Conceptualización, diseño de estudio y aprobación
del manuscrito.
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