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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.
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. Tabla S1
Tabla 1 Estadística descriptiva de los resultados de los parámetros evaluados en las tres playas en estudio. Los resultados crudos se encuentran en la Tabla S1
| - | T (°C) | Salinidad (ups) | DBO (mgO2/L) | OD (mg/L) | SST (mg/L) | Clorofila-α (mg/m3) | Silicatos (µmol/L) | Amonio (µmol/L) | Nitritos (µmol/L) | Nitratos (µmol/L) | Fosfatos (µmol/L) | CF (NMP/100mL) | E. coli (NMP/100mL) | E. faecalis (NMP/100mL) |
| Sámara | ||||||||||||||
| Promedio | 29.6 | 27 | 2 | 5.5 | 38.2 | 3.5 | 38.4 | 10.1 | 4.6 | 5.3 | 0.6 | 5,6x102 | 2,7x102 | 3,7x102 |
| Desviación estándar | 1.3 | 5 | 5 | 0.9 | 18.1 | 2.3 | 33.6 | 1.4 | 2.1 | 1.0 | 0.4 | 1,2x103 | 4,4x102 | 7,8 x102 |
| Coeficiente de variación | 4.3% | 17% | 299% | 15.9% | 47.5% | 65.3% | 87.4% | 13.5% | 44.6% | 19.3% | 60.3% | 207,5% | 163,1% | 210,6% |
| Min | 27.9 | 16 | 0 | 4.5 | 12.4 | 0.4 | 5.6 | 7.4 | 3.0 | 3.7 | nd | nd | nd | nd |
| Max | 31.2 | 30 | 14 | 7.3 | 60.4 | 6.3 | 91.9 | 11.6 | 7.9 | 6.9 | 1.3 | 3,5x103 | 1,1x103 | 2,4x103 |
| Carrillo | ||||||||||||||
| Promedio | 29.1 | 29 | 0.3 | 4.2 | 21.4 | 3.3 | 34.1 | 9.3 | 4.5 | 5.4 | 0.6 | 1,9x102 | 1,2x102 | 3,9x102 |
| Desviación estándar | 1.8 | 2 | 0.5 | 0.5 | 9.3 | 3.5 | 25.3 | 1.2 | 2.1 | 0.6 | 0.3 | 3,2x102 | 3,0x102 | 7,2x102 |
| Coeficiente de variación | 6.1% | 8% | 152% | 12.6% | 43.7 | 103.9% | 74.2% | 13.1% | 46.4% | 10.5% | 50.8% | 166,7% | 246,7% | 186,4% |
| Min | 26.6 | 25 | 0 | 3.5 | 8.9 | 0.3 | 9.99 | 7.5 | 2.7 | 4.5 | nd | nd | nd | nd |
| Max | 31.0 | 32 | 1 | 4.9 | 33.1 | 8.3 | 84.7 | 10.9 | 7.8 | 6.1 | 0.9 | 7,9x102 | 9,2x102 | 1,7x103 |
| Camaronal | ||||||||||||||
| Promedio | 28.5 | 30 | 0.2 | 4.4 | 33.1 | 3.4 | 52.3 | 9.6 | 4.6 | 5.2 | 0.6 | 2,5x102 | 1,3x102 | 3,3x102 |
| Desviación estándar | 1.4 | 3 | 0.4 | 0.7 | 21.4 | 3.4 | 35.0 | 2.1 | 1.8 | 1.1 | 0.3 | 3,2x102 | 1,7x102 | 7,8x102 |
| Coeficiente de variación | 4.9% | 10% | 199% | 16.2% | 64.6 | 101.5% | 66.8% | 22.2% | 38.7% | 21.8% | 56.6% | 131,3% | 135,1% | 236,1% |
| Min | 26.1 | 25 | 0 | 3.6 | 8.9 | 0.2 | 8.5 | 6.5 | 2.8 | 3.3 | 0.2 | nd | nd | nd |
| Max | 30.0 | 33 | 1 | 5.4 | 69.8 | 8.5 | 96.1 | 11.9 | 7.3 | 6.9 | 1.1 | 7,9x102 | 4,6x102 | 2,4x103 |
Número de muestras por playa = 9 nd: No detectado (Límite de detección: 0,06 µmol/L para fosfatos; 1,8 NMP/100 mL para los parámetros microbiológicos).
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.
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.
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.
