El recurso hídrico es indispensable para el desarrollo humano, (^{Oladipo et al., 2020}) y garantizar su disponibilidad, gestión y saneamiento es uno de los Objetivos para el Desarrollo Sostenible de la agenda 2030 ( Organización de las Naciones Unidas para la Educación, la Ciencia y la Cultura (UNESCO), ²⁰¹⁷). Por esto, se deben monitorear las fuentes de agua para consumo humano, debido a que son susceptibles a la contaminación por descarga de aguas residuales municipales y drenaje urbano sobre las cuencas hidrográficas (^{Liyanage & Yamada, 2017}).

Los índices numéricos son usados para evaluar la calidad del agua (ICA) (^{Hafeez et al., 2019}; ^{Lumb et al., 2011}), donde el mayor reto de su elaboración es sintetizar la compleja realidad de un cuerpo de agua, donde influyen muchas variables ambientales (^{Simões et al., 2008}), lo que provoca que se requiera el análisis de numerosos parámetros fisicoquímicos, biológicos y microbiológicos (^{Calvo-Brenes & Araya-Ulloa, 2018}).

En Costa Rica se utiliza el índice holandés para la clasificación de los cuerpos de agua superficial, según lo establecido en el Reglamento para la Evaluación y Clasificación de la Calidad de Cuerpos de Agua Superficiales (RECCCAS)(Ministerio de Ambiente y Energía (MINAE), 2007), este contempla únicamente el nitrógeno amoniacal, la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) y el porcentaje de saturación de oxígeno (%SO) y les otorga un valor escalado a cada uno de los parámetros (Tabla 1), y clasifica la calidad del agua a partir de la suma de los valores individuales (Tabla 2). Sin embargo, este reglamento establece una serie de parámetros complementarios, como la medición del número más probable por cada 100mL (NMP/100mL) de coliformes fecales (CF) como indicador microbiológico. Este parámetro complementario indica que valores menores a 20 corresponden a agua clase 1, de 20-1000 a clase 2, de 1000-2000 a clase 3, de 2000-5000 a clase 4 y mayor a 5000 a clase 5.

El uso de parámetros microbiológicos es importante debido a sus efectos sobre la salud ambiental, la Organización Mundial de la Salud establece la Escherichia coli (E.coli) como indicador de contaminación fecal (^{United Nations Environment Programme, 2007}). Otros índices contemplan el análisis de nutrientes para evaluar la eutrofización (^{Acuña-Alonso et al., 2020}; ^{Simões et al., 2008}) y de elementos asociados a contaminación antropogénica (American Public Health Association (APHA), ²⁰¹⁷; ^{Yidana & Yidana, 2010}). Asimismo, contaminantes emergentes, como los residuos de antibióticos, pueden generar una presión selectiva sobre las bacterias presentes en los cuerpos de agua, favoreciendo el desarrollo de resistencia hacia estos organismos (^{Alduina, 2020}; ^{Jovanovic et al., 2021}). Entre los grupos de antibióticos, las tetraciclinas y los betalactámicos de espectro extendido, son muy utilizados tanto a nivel clínico como agropecuario, por lo tanto, tienen una presencia ambiental importante e incluso se han asociado a resistencia antimicrobiana en el país (^{Granados-Chinchilla & Rodríguez, 2017}; ^{Sarmah et al., 2006}).

La microcuenca del río Durazno es un punto de captación de agua para consumo humano, (Figura 1) donde se han descrito altos niveles de contaminación microbiológica, que la convierte en un área propicia para el estudio de la presencia de antibióticos (^{Morales et al., 2019}).

Fig. 1 Mapa de uso de suelo de la microcuenca del río Durazno, que posee un área de 9,6 km² y se ubica en el cantón de Vásquez de Coronado en la subcuenca del río Virilla. El uso de suelo contempla actividades forestal, agrícola, pecuaria, industrial y urbana 

El objetivo de este trabajo fue evaluar la calidad del agua de la microcuenca del río Durazno, con análisis fisicoquímicos, microbiológicos y cuantificación de antibióticos.

En 2021 hicimos 2 muestreos puntuales en 3 sitios (punto 1 W 1103543, N 499555; punto 2 W 1102465, N 502320; punto 3 W 1102156, N 508035) en época seca (marzo; 0,00mm lluvia, 16,7°C) y lluviosa (junio; 3,50mm lluvia, 16,7°C; Instituto Meteorológico Nacional #84207, Patio de Agua en Coronado; W 1103194, N 503289; 1690m.s.n.m), para un total de 6 muestras analizadas por triplicado, a excepción del pH y el análisis elemental, que corresponden a una única medición. Las muestras para los análisis fisicoquímicos y microbiológicos se recolectaron acorde a APHA, 2017 y ^{Spongberg et al., 2011}.

Medimos alcalinidad (Environmental Protection Agency (EPA), ¹⁹⁸³; ^{Strickland & Parsons, 1972}), dureza (^{APHA 2017}), demanda bioquímica de oxígeno (DBO) (^{Vargas, 2009}), demanda química de oxígeno (DQO) (^{HACH Company, 2000}), clorofila a (Chla-a), nutrientes (Nitrito, Amoniaco, Nitrato, Fosfato y Silicato) (^{Parsons et al., 1984}; Strickland & ^{Parsons, 1972}), material en suspensión (^{APHA 2017}), y metales, fósforo y azufre (^{APHA 2017}).

Calificamos la calidad del agua superficial con el índice holandés (^{MINAE, 2007}) y E.coli y Enterococcus faecalis (E .faecalis) por número más probable (9221E, 9221F y 9230B, American Public Health Association).

Validamos el método para cuatro antibióticos, tres tetraciclinas (tetraciclina, doxiciclina y oxitetraciclina) y un betalactámico (cefotaxima), considerando parámetros de desempeño de linealidad, límites de detección y cuantificación, precisión, recuperación y efecto de matriz; Tabla S1). Extracción y el análisis cromatográfico según ^{Ramírez-Morales et al., 2020}, y ^{Zhang et al., 2016}. Para los antibióticos usamos fase sólida, con un cartucho Oasis HLB 200mg (Waters, USA) y como disolventes de elución volúmenes iguales de metanol:acetonitrilo y metanol:diclorometano en proporciones 1:1 (Figura S1).

Aplicamos cromatografía líquida de ultra alta resolución acoplado a un detector de masas de triple cuadrupolo (UHPLC-MS), con una separación en fase reversa (Tabla S2)

Para el análisis espacial de la distribución de antibióticos y su asociación con las proporciones de CF-EF y el uso del suelo en la microcuenca, aplicamos ^{Morales et al., 2019} y ^{Chacón et al., 2018}, con ArcGIS Pro2.5.

La delimitación y visualización de la cuenca se realizó con los datos del Sistema Nacional de Información Territorial (SNIT) del Instituto Nacional Geográfico de Costa Rica utilizando el software QGIS 3.16.15 (QGIS Development Team, 2021. QGIS Geographic Information System. Open Source Geospatial Foundation Project. https://qgis.org) con base en los mapas estándar del Open Geospatial Consortium (OGC del SNIT). El uso del suelo se realizó conforme a lo indicado por ^{Morales et al., 2019}. La delimitación de la proporción CF-EF se realizó según ^{Chacón et al., 2018}, y se realizó una representación de burbujas por punto de muestreo. Para la delimitación de las concentraciones de antibióticos se calculó la media geométrica de las repeticiones y se realizó una interpolación de la media geométrica con la técnica de distancia inversa ponderada. Finalmente, se superpuso el gráfico de burbujas y la interpolación espacial de la media. Todos los análisis fueron realizados en el software ArcGIS Pro2.5.

La mayoría de los parámetros fisicoquímicos y concentraciones de nutrientes y elementos evaluados se mantuvieron con valores similares y bajo el máximo permisible en ambos muestreos. Sólo se evidencia una diferencia en la cantidad de material en suspensión, niveles de Chl-a y concentraciones de calcio y azufre, pero siempre entre los valores recomendados por el RECCCAS para agua clase 3. El manganeso, cobre y zinc no fueron detectados, mientras que el hierro se logró cuantificar solo en el segundo muestreo (Tabla S3).

Acorde al índice holandés el agua de la microcuenca del río Durazno se clasifica como clase 2 en todos los puntos y en ambos muestreos, por lo que con un tratamiento convencional sería apta para el uso y consumo humano (Tabla 3).

Sin embargo, todos los análisis de coliformes superaron el valor máximo admisible para el agua clase 3 (Tabla 4). En el primer muestreo se obtuvo calidad clase 4 y en el segundo calidad clase 5. Esto es reforzado por los otros indicadores microbiológicos (E. coli y E. faecalis), que se encontraron en concentraciones altas cuando lo esperado sería que no se presenten.

Se evidenció la presencia de doxiciclina y cefotaxima en concentraciones cuantificables, sin diferencias significativas entre puntos de muestreo ni muestreos (p> 0.05), aunque de manera acumulada existe una mayor carga de estos en el punto 2 del segundo muestreo (Figura 2).

Fig. 2  Concentraciones de doxiciclina (A) y cefotaxima (B) presentes en las aguas superficiales de la microcuenca del río Durazno en los muestreos en época seca (I) y lluviosa (II) (Código del eje x: Antibiótico. Muestreo. Punto de muestreo). La normalidad de los datos se verificó con las pruebas de Shapiro-Wilks y de Levene, seguido de una comparación de medias con la prueba de Kruskal-Wallis entre puntos y épocas de muestreo, a un nivel de significancia de 95%, usando el paquete ggplot2 de Rstudio (^{Core Team, 2021}). 

Los valores de los parámetros fisicoquímicos y elementos evaluados se encuentran en el rango adecuado (Tabla S3) (^{Ewaid & Abed, 2017}; MINAE, 2007) mostrando así un agua sin contaminación o con contaminación incipiente. Las pequeñas variaciones observadas se pueden atribuir a diferencias geográficas, estación, período del día, circulación del aire, cobertura de nubes, flujo y profundidad promedio (^{Oladipo et al., 2020}). Fue excepción la chl-a; que puede asociarse a las precipitaciones de los días previos y durante el muestreo, donde por arrastre y escorrentía se puede aumentar la cantidad de sólidos presentes, biomasa fitoplantónica y nutrientes resuspendidos (^{Campos-González et al., 2016}). En todos los puntos el calcio predominó, posiblemente por el intercambio iónico y el tipo de roca en la cuenca (^{Rashid & Romshoo, 2013})

Los análisis microbiológicos evidencian una contaminación fecal a niveles superiores a los permitidos, que clasifica el agua con contaminación muy severa no apta para consumo humano (Tabla 4). Esto se debe principalmente a origen animal (Fig. 2) en concordancia con la predominancia de actividades agropecuarias en la zona. Esto reafirma la limitación del índice holandés para evaluar de forma adecuada la calidad del agua al no considerar el panorama completo de la contaminación presente en la matriz de estudio.

Fig. 3 Modelo descriptivo del comportamiento de las concentraciones de cefotaxima y doxiciclina y su asociación con los indicadores de contaminación fecal en las aguas superficiales de la microcuenca del río Durazno para las campañas de muestreo en época seca y lluviosa del año 2021. 

En cuanto a la presencia de antibióticos, la doxiciclina, principalmente utilizada en el sector agropecuario, no presenta una concentración significativamente mayor en los puntos de muestreo 1 y 2, que corresponden a zonas forestales y de pasto. Estos valores son menores a los reportados en el país para aguas superficiales (^{Spongberg et al., 2011}) y en plantas de tratamiento de agua residual (^{Ramírez-Morales et al., 2020}). A su vez la cefotaxima, que no había sido reportada en cuerpos de agua anteriormente, no presenta una concentración significativamente mayor en el punto 3, que corresponden a una zona urbana, lo que sugiere una aplicación de este antibiótico a nivel agropecuario y no únicamente en humanos. El punto 2 que presenta mayor acumulación de antibióticos es el punto más cercano a la toma de agua en la zona, lo que aumenta las posibilidades de su introducción a un sistema de tratamiento que no es eficiente para eliminarlos (^{Ramírez-Morales et al., 2020}; ^{Rodriguez-Mozaz et al., 2015}).

Como recomendación derivada de los resultados de esta investigación, es evidente la necesidad de modificar y ampliar el RECCCAS contemplando parámetros microbiológicos asociados a contaminación fecal y algunos contaminantes emergentes para realizar una certera evaluación de la calidad del agua superficial.