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Portada y contraportada

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Pensamiento Actual

La revista Pensamiento Actual es una publicación semestral impresa y electrónica de la Coordinación de Investigación de la Sede de Occidente de la Universidad de Costa Rica, se divulga los meses de junio y diciembre. Su objetivo general consiste en divulgar la producción científica que se realiza en la Sede de Occidente y en la comunidad académica nacional e internacional, por medio de artículos científicos, ensayos, producción artística, entre otros, con carácter original, novedoso y de acceso libre. No tiene ningún tipo de costos o cargas de publicación por parte de los autores.

Las áreas en que publica son las siguientes:

•	Artes y Letras
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•	Ciencias Básicas
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•	Salud

378

Revista Pensamiento Actual. Vol.21, No. 37, 2021, San Ramón, Alajuela: Coordinación de investigación, Sede de Occidente, Universidad de Costa Rica, 2021.

V.

Periodicidad: semestral

ISSN impreso: 1409-0112

ISSN electrónico: 2215-3586

ENSEÑANZA SUPERIOR

UNIVERSIDAD DE COSTA RICA

EDUCACIÓN I. TÍTULO

Nuevos registros de anfibios en el Campus Tabasco, Colegio de Postgraduados, México

Saúl Sánchez Soto

Caracterización química como línea base para una gestión de cuenca, Bahía Drake

John Diego Bolaños - Mayron Sancho Calvo

01

07

Procesos y Mecanismos de Gobernanza Ambiental en Parques Nacionales de México

Héctor Narave-Flores - Laura Ruelas-Monjardín - María Chamorro-Zárate

Economía y Administración

Las NIIF: un modelo de información al servicio de los mercados de capital

Eduardo Sosa Mora

Semblanza

128

146

La Coordinación de Investigación de la Sede de Occidente, Universidad de Costa Rica, por medio de la revista Pensamiento Actual, volumen 21, número 37, da a conocer a la comunidad académica nacional e internacional, los resultados de investigaciones en las distintas áreas del saber humano. Este volumen está compuesto por 12 artículos divididos en seis secciones, las cuales son: Ciencias Naturales, Literatura, Cultura y Pensamiento, Educación y Lengua, Salud y Medio Ambiente, y, Economía y Administración.

En el área de Ciencias Naturales se presenta un total de seis artículos. El primero: Nuevos registros de anfibios en el Campus Tabasco, Colegio de Postgraduados, México, del autor Saúl Sánchez Soto. En este se estudia el registro de nuevos anfibios en dicho campus del colegio de Postgraduados. Además, el autor reflexiona acerca de las acciones necesarias para la conservación de estas especies en el mismo sitio. En el segundo trabajo: Caracterización química como línea base para una gestión de cuenca, Bahía Drake, de los autores John Diego Bolaños y Mayron Sancho Calvo, se brinda una base del saber científico sobre iones cuantificados en cuerpos de agua dulce en cinco ríos de la zona de Bahía Drake; con el fin de comprender los riesgos y vulnerabilidades del ecosistema. En el tercer artículo: Cambios en la temperatura ambiental de la Reserva Biológica Alberto Manuel Brenes, San Ramón, Costa Rica, en el período 2010-2019, de los investigadores Melvin Cartín y Carlomagno Araya, se realiza un análisis estadístico de la temperatura ambiental en la Reserva Biológica Alberto Manuel Brenes (Costa Rica). Por medio de modelos lineales simples se da a conocer la tendencia promedio entre los años 2010 y 2019. Por otra parte, en el cuarto texto: Determinación de la calidad del agua para consumo humano del asentamiento el Barón, Esparza-Puntarenas, de los autores Nazareth Berrocal Vega y Esteban Pérez López, los expertos realizaron determinaciones físicas y químicas a muestras de agua potable en la calidad del agua en el Asentamiento El Barón, en Esparza, Puntarenas en la segunda mitad

del 2019, a raíz de una aparentemente contaminación en la zona. Finalmente, en el quinto artículo: Diversidad de la avifauna en cinco senderos del Parque Natural Metropolitano de la Ciudad de Panamá, Panamá de los investigadores Carol Gantes, Celestino Aguilar y Oscar López, se monitorea, mediante el método de puntos de conteo de radio fijo, cinco senderos del Parque Natural Metropolitano de la ciudad de Panamá. El estudio se llevó a cabo de abril a junio de 2018, registrando 116 especies: el 11.5% de las aves del país.

En el área de Literatura se presenta el texto Tipología del narrador: la memoria en los relatos de Graciela Montes, de la autora Sara Vicente Mendo, de este modo, se analiza los distintos tipos de narrador presentes en la narrativa de Graciela Montes a la hora de abordar el tema de la memoria, tanto colectiva como individual, con el fin de reflexionar acerca de la importancia de la historia como eje primordial en la construcción del presente. El análisis de los relatos se fundamentó en los teóricos de narratología como Genette, Chatman, Barthes y Booth.

Por su lado, en el área de Cultura y Pensamiento se presenta el trabajo: El maíz: alimento de tradiciones, mitos, y poesía en Costa Rica, de los autores Josefa Lago Graña y Mayela Vallejos Ramírez. En este texto ensayístico se explora, desde una perspectiva multidisciplinaria, la importancia del maíz en el desarrollo de la cultura de los pueblos mesoamericanos y, en particular, su presencia en Costa Rica a través de la poesía de la autora Julieta Dobles.

En el área de Educación y Lengua se presenta un total de dos artículos, el primero: Enseñanza-aprendizaje de la lengua latina: percepciones del estudiantado sobre sus aplicaciones prácticas, de Claudine Glenda Benoit Ríos, en donde se analizan las percepciones de estudiantes universitarios del área de humanidades sobre la relevancia del aprendizaje de la lengua latina. El estudio se realizó a partir de un enfoque descriptivo de carácter mixto. En el segundo: Language-use Mistakes

and Interlanguage Development in ESL Learners: Generalizations and Learning Strategies de Roberto Mesén Hidalgo y Juan Carlos Sandí Delgado, se reúnen los resultados de un estudio de caso desarrollado para determinar factores que intervienen durante el desarrollo del interlenguaje en la Adquisición de una Segunda Lengua (SLA) en educación superior. La investigación se realiza con un enfoque mixto de tipo descriptivo-experimental.

Asimismo, en el área de Salud y Medio Ambiente, se presente el artículo: Procesos y Mecanismos de Gobernanza Ambiental en Parques Nacionales de México de los autores Héctor Narave, Laura Ruelas Monjardín y María Chamorro Zárate, se analizó en qué medida los procesos y mecanismos de gobernanza ambiental pueden contribuir al manejo adecuado en los parques nacionales de México con el fin de su preservación.

El número cierra, de este modo, con el área de Economía y Administración, con el texto: Las NIIF: un modelo de información al servicio de los mercados de capital, del autor Eduardo Sosa Mora. En el trabajo se aborda el análisis de los cambios del pensamiento contable, impuestos por el IASB (International Accounting Standard Board), por medio de las NIIF (Normas Internacionales de Información Financiera). El estudio se enfoca en las últimas décadas, a la luz de las transformaciones económicas del mundo globalizado.

A modo especial, se dedica una memoria al profesor emérito de la Universidad de Costa Rica, Rodolfo Ortiz Vargas, a cargo de Liz Brenes Cambronero, Teresa Barrantes Lobo y Silvia Castro Sánchez.

De parte de la Comisión Editorial de Pensamiento Actual, Universidad de Costa Rica, Sede Occidente, se extiende una cordial invitación para reflexionar acerca de los aportes académicos y científicos sobre las distintas áreas del conocimiento que se presentan en este nuevo número. Se agradece a todos los investigadores e investigadoras

que envían sus trabajos para ser valorados y publicados. Estos artículos representan el compromiso existente, tanto a nivel nacional como internacional, para con el avance de las comunidades científicas, académicas y sociales.

M.Sc. Ismael Guido Granados

Director

Revista Pensamiento Actual.

	Universidad de Costa Rica - Sede de Occidente
	Revista Pensamiento Actual - Vol 21 - No. 37 2021
	ISSN Impreso: 1409-0112 ISSN Electrónico 2215-3586
	Período Diciembre 2021-Mayo 2022
001. - 006.	DOI 10.15517/PA.V21I37.48934

Ciencias Naturales

Saúl Sánchez Soto

01

I. Introducción

En un mundo cada vez más urbanizado resulta urgente conservar la biodiversidad en las ciudades, donde vive y trabaja la mayor parte de la población humana (Carracedo y Fernández, 2018). Esto es particularmente importante para los países en desarrollo, donde la pérdida de la biodiversidad ha aumentado en las últimas décadas a medida que la población urbana ha crecido considerablemente (Puppim de Oliveira et al., 2011). Entre los efectos del desarrollo urbano se incluyen los cambios en la riqueza de especies y su abundancia relativa (Real-Giménez, 2009); sin embargo, esa riqueza y densidad relativa se relaciona con la proporción de áreas verdes y el grado de urbanización, y la presencia de especies más sensibles al efecto de la urbanización constituyen buenos indicadores de la calidad del ambiente (Perepelizin y Faggi, 2009). En este contexto, una de las diversas funciones de los espacios verdes de los campus universitarios ubicados en zonas urbanas es favorecer la presencia de fauna silvestre (Carracedo y Fernández, 2011), cuya conservación aporta beneficios al entorno urbano, tales como la provisión de servicios ecosistémicos (Puppim de Oliveira et al., 2011).

El Colegio de Postgraduados es una institución de investigación y educación de posgrado organizada en un sistema de campus. Uno de ellos es el Campus Tabasco, cuyo ámbito de acción comprende, principalmente, la región tropical y húmeda del sureste de México. En este campus se realizó un trabajo referente a la fauna de vertebrados silvestres, el cual consistió en observaciones y capturas ocasionales de individuos dentro de un período de 14 años, empleando para ello binoculares, redes de niebla, trampas y capturas manuales. Como resultado, se registraron 66 especies, de las cuales 47 fueron aves, 9 reptiles, 6 mamíferos y 4 anfibios: Incilius valliceps (Wiegmann, 1833), Rhinella marina (Linnaeus, 1758), Trachycephalus typhonius (Linnaeus, 1758) y Leptodactylus fragilis (Brocchi, 1877) (Sánchez-Soto, 2018a).

Los anfibios constituyen un grupo importante como bioindicador de la calidad del ambiente debido a la susceptibilidad ante diferentes factores que afectan a

sus poblaciones (Angulo, 2002; Rice et al., 2006). Por lo anterior, y considerando que la información sobre estos organismos en ambientes urbanizados del occidente de Tabasco es escasa (Barragán-Vázquez et al., 2010; Sánchez- Soto, 2018a), se realizó el presente trabajo con la finalidad de documentar tres nuevos registros de anfibios en esta institución educativa, la cual tiene entre sus objetivos estratégicos generar conocimiento pertinente para el manejo sustentable de los recursos naturales.

II.Metodología

2.1.Localización y descripción del área

El Campus Tabasco se localiza en el oeste del estado de Tabasco, una región de tierras bajas en el sureste de México. Este campus tiene una superficie aproximada de 5 ha ubicada junto a la ciudad Heroica Cárdenas (17°58’35.16”N y 93°23’11.63”O). Sus espacios verdes, que se interconectan, ocupan la mayor parte de dicha superficie en relación con los espacios ocupados por los edificios y otras infraestructuras; además, están compuestos de arboledas, césped, jardines con diversas plantas ornamentales y vegetación de ruderal. El área donde se encontraron los anfibios tuvo una superficie de 10m x13m, formaba parte de un espacio libre, de considerable extensión, en una de las orillas del campus; el cual, a su vez, se conecta con otros espacios verdes. La vegetación estaba compuesta de plantas ruderales consistentes en pastos, enredaderas y diversas plantas herbáceas silvestres, y de algunas plantas de Crotalaria longirostrata Hook. y Arn., 1838 (Fabaceae) Musa sp. (Musaceae) y Heliconia latisphata Benth., 1846 (Heliconiaceae) sembradas en hilera. Dentro del área había una zanja poco profunda construida para el desalojo del exceso de agua de lluvia. Parte del área permanecía con sombra durante la mayor parte del día porque junto a ella había un edificio de aproximadamente 3.5 m de altura, así como un árbol de Azadirachta indica A. Juss., 1830 (Meliaceae) y otro de Sphatodea campanulata P. Beauv., 1805 (Bignoniaceae). En derredor del área había vegetación de ruderal y plantas de Crotalaria longirostrata cultivadas a pleno sol, así como algunas plantas de Jatropha curcas Linnaeus, 1753 (Euphorbiaceae), un pequeño jardín con diversas especies

de plantas, césped, otro edificio, y parte de un camino y de una barda perimetral de concreto que delimita al campus (Figura 1). Alrededor de este se encuentran asentamientos humanos con vías de comunicación, áreas arboladas constituidas principalmente por cultivos de cacao (Theobroma cacao Linnaeus, 1753), pastizales con árboles dispersos, linderos arbóreos y vegetación de ruderal.

2.2. Captura e identificación de individuos

Los anfibios se encontraron de manera ocasional al realizar la búsqueda de insectos en el área mencionada en febrero de 2019, y enero y febrero de 2020, en período diurno. Los individuos se capturaron manualmente utilizando frascos de vidrio de boca ancha y se identificaron consultando a Campbell (1998). Posteriormente, se liberaron en el mismo sitio debido a que eran escasos.

Figura 1. Área donde se encontraron las especies de anfibios (Anura: Hylidae) en el Campus Tabasco, Colegio de Postgraduados.

III. Resultados

Los anfibios capturados correspondieron al orden Anura y familia Hylidae. A continuación se presentan las especies que constituyen nuevos registros para el Campus Tabasco, y se agrega información sobre su distribución, hábitat y registros previos en el occidente del estado de Tabasco.

Dendropsophus microcephalus (Cope, 1866). El 28 de febrero de 2019 se encontró un individuo sobre una planta de Crotalaria longirostrata (Figura 2). Este pequeño anuro se distribuye desde el sur de México hasta América del Sur; habita en bosques tropicales secos y húmedos, en áreas abiertas como sabanas, y es común en zonas despejadas (Campbell, 1998). En la parte occidental de Tabasco se registró en un huerto con diversas especies de plantas cultivadas y silvestres (Sánchez-Soto, 2018b), en áreas pantanosas con pastizales y árboles escasos (Reynoso-Rosales et al., 2005), y en ambientes urbanos y suburbanos de la ciudad de Villahermosa con vegetación de pantano, y potreros arbolados y herbáceos (Barragán- Vázquez et al., 2010).

Figura 2. Individuo de Dendropsophus microcephalus

encontrado el 28 de febrero de 2019 sobre una planta de Crotalaria longirostrata en el Campus

Tabasco, Colegio de Postgraduados.

Agalychnis callidryas (Cope, 1862). Se encontraron tres individuos en la vegetación de pastos silvestres: uno el 30 de enero de 2020 (Figura 3) y dos el 6 de febrero del mismo año. La distribución de esta especie comprende desde la vertiente Atlántica del sureste de México hasta la zona este de Panamá, y es un habitante común de bosques tropicales de tierras bajas (Campbell, 1998). En el oeste de Tabasco se registró como la especie más abundante de anfibios en una plantación de cacao (Martínez-López et al., 2011); sin embargo, no ha sido registrada en otros ambientes de esta región (Reynoso-Rosales et al., 2005; Barragán-Vázquez et al., 2010; Sánchez-Soto, 2018b),

Smilisca baudini (Duméril & Bibron, 1841). El 7 de febrero de 2020 se encontró un individuo (Figura 4) dentro del embudo formado por una hoja nueva de Heliconia latisphata abierta parcialmente, con mucha humedad en su interior. Su distribución abarca desde el extremo sur de Texas, Estados Unidos, en la vertiente del Atlántico; y desde el sur de Sonora, México, en la vertiente del Pacífico; hacia el sur a lo largo de ambas costas y estribaciones, hasta Costa Rica (Campbell, 1998). Habita en una amplia gama de hábitats, en los que se incluyen bosques tropicales húmedos, y durante los períodos secos se refugia en plantas y otros sitios donde pueda encontrar humedad (Campbell, 1998). En el oeste de Tabasco se ha registrado en áreas pantanosas (Reynoso-Rosales et al., 2005), en ambientes urbanos y suburbanos de la ciudad de Villahermosa (Barragán-Vázquez et al., 2010), en la plantación de cacao mencionada anteriormente (Martínez-López et al., 2011) y en una colonia de la ciudad Heroica Cárdenas (Sánchez-Soto, 2018a).

Al añadir estos nuevos registros a los registros previos (Sánchez-Soto, 2018a) son siete las especies de anfibios reportadas hasta la actualidad en el campus en estudio. Esta cantidad es considerable tomando en cuenta que se trata de un ambiente alterado, además de que los registros no se derivaron de una búsqueda o muestreo sistemático enfocado a este grupo de vertebrados. Dicha cantidad es igual al número de especies registradas en un humedal periurbano de una localidad de Costa Rica, donde una parte de los registros se obtuvo de encuentros ocasionales (Cartín-Núñez, 2020). Asimismo, ese volumen de especies es relativamente menor o mayor que el registrado en otros ambientes perturbados de la parte occidental del estado de Tabasco (Reynoso-Rosales et al., 2005; Barragán-Vázquez et al., 2010; Martínez-López et al., 2011; Sánchez-Soto, 2018b).

Debido a que la urbanización es una de las causas de la disminución de poblaciones de anfibios (Babini et al., 2015), los campus universitarios y de otras instituciones educativas podrían tener un rol importante en la conservación de estos organismos en ambientes urbanos, dependiendo, entre otros aspectos, de la extensión, estructura, composición y microclimas de sus áreas verdes. En este sentido, llama la atención que en un espacio

relativamente pequeño se hayan encontrado, realmente, cuatro especies de anuros, pues el 30 de enero de 2020 también se encontró un individuo de Trachycephalus typhonius (Figura 5) en la vegetación de ruderal.

Figura 5. Individuo de Trachycephalus typhonius encontrado el 30 de enero de 2020 en el Campus Tabasco, Colegio de Postgraduados.

V. Agradecimientos

A los revisores del manuscrito por sus valiosas observaciones y sugerencias que mejoraron la presentación del mismo.

VI. Bibliografía

Si bien faltaría realizar un trabajo para determinar la cantidad de individuos de las especies de anfibios que puede albergar este pequeño sitio, la presencia de ellas, al parecer, fue favorecida por el tipo de vegetación y microclima húmedo debido al sombreado y a la zanja de desagüe, lo que también se asocia con la época del año, ya que fueron encontradas en los meses de enero y febrero, en los cuales se presentaron lluvias y temperaturas relativamente bajas. Por cuestiones estéticas, la vegetación de ruderal compuesta de plantas silvestres es eliminada regularmente de este y otros sitios del campus. Para favorecer la conservación de los anfibios y de otros grupos de organismos de la fauna local en este ambiente urbano, valdría la pena considerar la permanencia de vegetación silvestre en el espacio de estudio y otros posibles sitios del campus, esto bajo un arreglo y manejo del paisaje donde se incluyan plantas ornamentales nativas como Heliconia latisphata, y, de ser factible, regar el área con agua adecuada en época seca y establecer una pequeña charca artificial.

Angulo, A. 2002. Anfibios y paradojas: perspectivas sobre la diversidad y las poblaciones de anfibios. Ecología Aplicada, 1(1): 105-109.

Babini, M. S., Salas, N. E., Bionda, C. L. y Martino, A. L. (2015). Implicaciones de la urbanización en la presencia, distribución y ecología reproductiva de la fauna de anuros de una ciudad del área central de Argentina. Revista Mexicana de Biodiversidad, 86: 188-195.

Barragán-Vázquez, M. R., Zenteno-Ruiz, C. E., Solis- Zurita, C., López-Luna, M. A., Hernández- Estañol, E., Martínez-Zetina, M., Ríos-Roda, L., Hernández-Velázquez, J. A., Rodríguez-Sánchez, Y., Peregrino-Reyes, D., Rodríguez-Azcuaga, G. y González-Ramón, M. C. (2010). Herpetofauna asociada a ambientes urbanos y suburbanos de Villahermosa, Tabasco, México. Kuxulkab, 16(30): 19-26.

Campbell, J. A. (1998). Amphibians and reptiles of northern Guatemala, the Yucatán, and Belize. U.S.A.: University of Oklahoma Press. 380 p.

Carracedo, V. y Fernández, I. C. (2011). Los espacios libres verdes del Campus Universitario de las Llamas. España: Universidad de Cantabria. Disponible en: https://web.unican.es/unidades/ecocampus/ Documents/Estudio%20de%20Zonas%20 Verdes%20(2).pdf (Acceso: 6 de marzo de 2020).

Carracedo, V. y Fernández, I. C. (2018). Integración de la conservación de la biodiversidad urbana en la planificación y gestión de la Universidad de Cantabria. pp. 594-603. En: Bosque mediterráneo

y humedales: paisaje, evolución y conservación. Aportaciones desde la biogeografía Tomo II. Ciudad Real: Almud, Ediciones de Castilla-La Mancha. 986 p.

Cartín-Núñez, M. (2020). Anfibios y reptiles de un humedal periurbano: El Estero, San Ramón, Costa Rica. Revista Pensamiento Actual, 20(35): 1-9. DOI 10.15517/PA.V20135.44234

Martínez-López, A. A., Candia-Alor, C. R., Flores-Lázaro, C., Bolivar-Arriaga, N. K., Aldana-Rodríguez, J.

&Hernández de la Cruz, R. (2011). Herpetofauna en un cacaotal en la R/a Huimango 1ª sección, Cunduacán Tabasco. Kuxulkab, 17(33): 35-41.

Perepelizin, P. V. y Faggi, A. M. (2009). Diversidad de aves en tres barrios de la ciudad de Buenos Aires, Argentina. Multequina, 18: 71-85.

Puppim de Oliveira, J. A., Balaban, O., Doll, C. N. H., Moreno-Peñaranda, R., Gasparatos, A., Iossifova, D. y Suwa, A. (2011). Cities and biodiversity: Perspectives and governance challenges for implementing the convention on biological diversity (CBD) at the city level. Biological Conservation, 144: 1302-1313.

Real-Giménez, R. (2009). La ciudad y la biodiversidad urbana. Recuperado el 15 de octubre de 2021 de https://www.omau-malaga.com/3/com1_fb-0/ com1_md3_cd-1629/conferencia-omau-ciudad- biodiversidad-urbana-raimundo-real-biologia- animal-universidad-malaga

Reynoso-Rosales, V. H., Mendoza-Quijano, F., Valdespino- Torres, C. S. & Sánchez-Hernández, X. (2005). Anfibios y reptiles, Cap. 11. pp. 241-260. En: Bueno, J., Álvarez, F. y Santiago, S. (Eds.). Biodiversidad del Estado de Tabasco. México: Instituto de Biología, UNAM-CONABIO. 386 p.

Rice, K. G., Mazzotti, F. J., Waddle, J. H. & Conill, M. D. (2006). Uso de anfibios como indicadores del éxito de la restauración de ecosistemas. IFAS

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Sánchez-Soto, S. (2018a). Vertebrados silvestres observados en un área urbana de La Chontalpa, Tabasco, México. Revista Nicaraguense de Biodiversidad, 33: 1-52.

Sánchez-Soto, S. (2018b). Vertebrados silvestres observados en un huerto familiar de la Chontalpa, Tabasco, México. Revista Nicaraguense de Biodiversidad, 29: 1-42.

	Universidad de Costa Rica - Sede de Occidente
	Revista Pensamiento Actual - Vol 21 - No. 37 2021
	ISSN Impreso: 1409-0112 ISSN Electrónico 2215-3586
	Período Diciembre 2021-Mayo 2022
007. - 021.	DOI 10.15517/PA.V21I37.48937

Ciencias Naturales

John Diego Bolaños - Mayron Sancho Calvo

07

I. Introducción

En Costa Rica, una región rica en diversidad natural, el cuido de los ecosistemas es una responsabilidad compartida por todos los actores que componen el país; las instituciones públicas han fomentado el desarrollo de aportes científicos encausados hacia la prevención de los problemas de contaminación y la creación de estrategias que le permitan al territorio asegurar un desarrollo sostenible y sustentable. No es de extrañar que, recientemente, la Organización de las Naciones Unidas reconozca al país, su carácter de líder en la materia y lo premie con títulos como el de Campeones de la Tierra 2019 (ONU, 2019).

Como red arterial de una cuenca, los ríos y arroyos recogen mucha información vital de la zona por donde discurren; lo cual resume la calidad de sus aguas en sí mismos. Igualmente, nuevas perturbaciones y cambios con el uso del suelo tendrán una incidencia directa tanto a nivel biológico, como en las características físicoquímicas del agua (García-Avilés, 2002).

El presente artículo tiene como objetivo proveer a la población de Bahía Drake, y al país en general, una línea base de información química respecto a los afluentes que conforman la cuenca hidrográfica, para así permitir a investigadores, a la comunidad y al Estado, generar una

adecuada respuesta a los problemas relacionados con la explotación de recursos naturales desmedidos.

El creciente aumento en la contaminación del recurso hídrico muchas veces no es percibido por la población, situación que, por “desconocimiento”, puede traer consecuencias difíciles de revertir en el tiempo. Problemática ocasionada por el irrespeto a normativas ambientales justificadas desde la necesidad como medida de subsistencia, para alcanzar una mejora socioeconómica y de supuesto “bienestar” en una comunidad de difícil acceso, donde se brinda poco apoyo gubernamental y hay un lento desarrollo económico.

II. Materiales y métodos

La caracterización del agua en la zona de estudio es un aporte conjunto del Recinto de Grecia, el CIMAR, el CICANUM y las Escuelas de Microbiología, Ingeniería Civil, Topografía y Estadística; quienes apoyan a la comunidad de Bahía Drake con sus análisis a través de un proyecto de investigación denominado: Conservación de zonas de alta densidad de biodiversidad, por medio de la caracterización de contaminantes disueltos y sólidos suspendidos en el recurso hídrico e identificación de tecnologías en salud para las zonas costeras. Península de Osa.

Sobre los puntos de muestreo: Son 84 muestras representativas de agua dulce, correspondientes a tres campañas intensivas de muestreo. Las primeras dos se realizaron en el año 2019, estación seca en el mes de febrero y lluviosa en el mes de Julio; la tercera se realizó en el año 2020, estación seca en el mes de febrero. Las muestras fueron tomadas a lo largo de cada río, específicamente en los ríos Drake, Agujitas, Claro, Llorona y Sierpe, en tres puntos específicos, con dos muestras por punto muestreado. El primer punto de muestreo se ubica en un sitio cercano al origen del río, identificado, en cada

muestreo, con un “1”, por ejemplo RD-1 que significa río Draque zona alta del río; el segundo ubicado en un punto medio del cauce, identificado con un “2”, por ejemplo RLL- 2 que significa río Llorona, zona media a lo largo del cauce; y, finalmente, el último cercano a sus desembocaduras, identificado con un “3”, que correspondería a una muestra tomada en el Río Sierpe en la zona más baja, cercano a la costa, es decir RS-3, como lo muestra la Figura 1. Todos los puntos fueron referenciados con coordenadas para mantener sus ubicaciones en los muestreos.

Procedimiento y determinación de muestras. Para realizar el proceso de toma de muestras se siguió la norma ISO 5667 Calidad del Agua (Internacional Standard, 2006). Dichas muestras fueron analizadas en el laboratorio de química del Recinto de Grecia, Universidad de Costa Rica, en línea con el procedimiento indicado por el Standard Metohods for the examination of water and wastewater, establecido por la Asociación Americana de salud pública

por sus siglas en ingles APHA, 1992, 18 edición, pp 3-9, 3-12; se utilizó la técnica de cromatografía de iones y los procedimientos RUG-LQ-017 necesarios para cuantificar aniones, así como el procedimiento RUG-LQ-018 para la identificación y cuantificación de cationes, validados por el Laboratorio de Química del Recinto de Grecia mediante el proyecto No 540-B1-227 (2013).

Para el análisis de los metales pesados Cu, Zn, Pb, Mn, Cr y Cd, se utilizó un espectrofotómetro de absorción atómica, modelo ICE 3000 marca ThermoScientific; además, se utilizó el acople al generador de hidruros VP100 marca ThermoScientific para el análisis de As y Hg. El procedimiento empleado fue el Standard Metohods for the examination of water and wastewater, establecido por la Asociación Americana de salud pública por sus siglas en ingles APHA, 1992, 18 edición, pp 3-9, 3-12 (AWWA, 1999).

La curva de calibración para cada metal estuvo compuesta por siete patrones, que abarcaron concentraciones de 0,01 a 1,5 mg/L para el Zn, 0,4 a 20 mg/L para el Pb, 0,025 a 3 mg/L para el Cd, 0,05 a 1,5 mg/L para Cu, 0,001 a 0,06 mg/L para As, 0,2 a 8 mg/L para Mn y 0,1 a 5 mg/L para Hg; una curva de aniones que se realizó, contiene seis patrones en un coctel con Cl- y SO4-2, que abarcaron concentraciones de 0,4 a 14 mg/L; otra curva de calibración de siete patrones utilizando un coctel con los cationes Ca2+, Mg2+, Na+ y K+, que abarcaron concentraciones de 0,4 a 45 mg/L. Esto fue determinado en un equipo de cromatografía de iones modelo Dionex, marca ThermoScientific, con las columnas modelo CS12A Thermo para el análisis de cationes y AS23 Thermo para el análisis de aniones.

Análisis de la información. Se calcularon promedios de concentraciones para los iones de estudio. La gráfica unidimensional fue necesaria como herramienta para analizar el comportamiento de los parámetros y visualizar características destacables. La estadística inferencial se utilizó para estudiar fenómenos aleatorios desconocidos. Finalmente, se utilizaron normas, reglamentos e investigaciones, para corroborar y comparar los datos obtenidos, respecto a los parámetros para la calidad del agua.

III. Discusión y resultados

El estudio de estos ríos, aporta información valiosa para conocer la calidad hídrica que tiene el ecosistema y sus pobladores; estos indicadores de la calidad química del agua funcionan, posteriormente, para establecer, desde el punto de vista científico, la vulnerabilidad que tiene el recurso por efectos antropogénicos o naturales, así

como para que entidades públicas y privadas (ASADA, Municipalidad, Asociación de Desarrollo, entre otras) tomen decisiones utilizando la información científica.

En las últimas dos décadas, la zona de estudio ha presentado un aumento demográfico y turístico importante que, sin duda, impacta en la calidad del agua superficial. Cuando se habla de la calidad del agua, se entiende que las características químicas, físicas y biológicas del agua en todos sus estados, son aptas para mantener los ecosistemas naturales o para un uso particularmente antropogénico. Dicha calidad se puede ver disminuida o alterada por diferentes contaminantes; la evaluación de la calidad del agua es, por tanto, indispensable para determinar cuál es el uso que se le puede dar al agua (Mainstone y Parr, 2002)

Es importante recordar que las características del agua varían, de ahí que para evaluar su calidad se deban considerar las condiciones del entorno, así como los factores que pueden alterarla, con miras a tomar las medidas necesarias para mejorar su estado (Ashraf et al., 2010). La normativa nacional contempla una serie de especies iónicas de importancia para el control de la calidad del agua, en ella se detallan las sales iónicos que pueden jugar un papel importante en el metabolismo de las plantas y animales, es decir que influyen en el medioambiente y por ende su calidad y en el uso de la misma (Cravo, 2017).

3.1Cationes mayoritarios: Calcio, Magnesio, Sodio y Potasio

Su cuantificación en aguas naturales es importante como indicadores de salud humana y ambiental; por ejemplo, la concentración de iones sodio y potasio se asocian con el transporte e intercambio iónico en los cuerpos de agua, un proceso esencial para el desarrollo de los ecosistemas biológicos, igual sucede si se piensa en su consumo o uso a nivel fisiológico por parte del ser humano. El calcio y magnesio puede ser estudiados según el interés particular, se relaciona con la dureza del agua, por ende una alta concentración en el agua sin duda afectará tuberías, utensilios metálicos, termoduchas, así como maquinaria industrial; por otra parte, el calcio actúa sobre

el crecimiento y dinámica de las poblaciones de fauna y flora de cuerpos de agua, y el magnesio es necesario y debe estar presente en las plantas que tienen clorofila (Palter y Ballestero, 2007). Si se piensa en salud humana, el consumo prolongado de aguas duras conduce a serios problemas de salud, entre los que se pueden citar procesos de insuficiencia renal, caries dentales y deficiencias óseas como la osteopenia (Martinez de Victoria, 2016).

Caracterización del ion Calcio [Ca2+] en agua superficial. La Figura 2 denota que la mayoría de los puntos muestreados se encuentran por debajo de los 100 mg/L, límite máximo admisible para la concentración del ion [Ca2+] por el Reglamento para la calidad del agua potable, No 38924-S en muestras de agua superficial, a excepción de los puntos RLL-3, RLL-2, RA-3 y RD-3 de la primera campaña y RD-3, RA-3 de la tercera campaña

de muestreo (ambas realizadas en estación seca). Estos corresponden, en su mayoría, a zonas cercanas a las desembocaduras y que, por ende, disparan la concentración del catión debido a la intrusión salina provocada por las mareas, ya que el agua de mar generalmente contiene concentraciones mucho más elevadas de calcio que el agua dulce superficial (Arellano, F. y Vargas, 2000).

Las concentraciones bajas del ion calcio en las zonas altas y medias de las cuencas permite catalogarla como aguas blandas, atribuible a suelos ígneos; la presencia de este ion en el agua varía de acuerdo a la proximidad con la fuente natural, típicamente en aguas superficiales se puede encontrar en concentraciones de 20 a 100 mg/L (Beita, 2008). Se destaca, además, que la precipitación presente durante la temporada de invierno provoca una dilución en las concentraciones del ion (Dávila & Valdés, 2015).

Caracterización del ion Magnesio [Mg2+] en agua superficial. La mayoría las muestras presentan menos de 50 mg/L de magnesio, límite máximo admisible para la concentración del ion [Mg2+] por el Reglamento No38924-S, lo que permite catalogarla como agua de calidad respecto la concentración del ion, con excepción de los puntos RLL- 3, RLL-2, RA-3, RD-3 de la primera y tercera campaña de muestreo. De acuerdo con el reglamento para la evaluación y clasificación de Cuerpos de agua superficiales

de Costa Rica (MINAE, 2007), el valor de 8,7 mg/L sería un valor recomendado para la conservación y desarrollo de la vida acuática. Los puntos RLL-3, RD-3, RA-3 y RC-3 corresponden a zonas cercanas a desembocaduras de los ríos al mar; además, fueron sitios muestreados en estación seca; no obstante, existe normativa ambiental de calidad de aguas superficiales y zonas costeras que señalan, como valor máximo aceptable en cuerpos hídricos superficiales y aguas costeras, una concentración del ion [Mg2+] de

300 mg/L (Ministerio de ambiente y recursos naturales,

2012). Se atribuye, entonces, dicho comportamiento de cambio abrupto a la influencia de la marea en las costas en las desembocaduras de los ríos Llorona, Drake, Agujitas y Claro, lo cual induce un aumento significativo en las concentraciones del ion, debido a que según Arellano, F. y Vargas (2000), el agua de mar contiene concentraciones más altas de magnesio en comparación con las aguas continentales.

Caracterización del ion Sodio [Na+] en muestras de aguas superficiales. En la figura 3 se muestra que la mayoría de los sitios analizados se encuentran por debajo de los 200 mg/L, límite máximo admisible para la concentración del ion, según el Reglamento No38924-S,

aexcepción de los sitios RLL-3, RLL-2, RA-3, RD-3 de la primera campaña y los sitios RA-3, RC-3, RS-3, RD-3 tercera campaña de muestreo. Concentraciones altas de sodio influyen de forma importante en el agua para riego y hasta para consumo humano ya que, inclusive, pueden dañar las funciones renales, cardiacas y circulatorias. Sin embargo, no hay referencia regulatoria para el impacto que pueda causar en la conservación y preservación de la vida acuática de ecosistemas de agua dulce; no obstante, se sabe que las concentraciones del ion pueden llegar a ser mayores a los 10000 mg/L en agua de mar (Beita, 2008).

El ámbito de concentraciones fue de 1,8 mg/L a 9846 mg/L, en donde el punto de muestreo localizado en la desembocadura del río Llorona (RLL-3) mostró la mayor concentración promedio 9789 mg/L que se atribuye a la influencia de la marea que, por difusión, aumenta la concentración del agua salada en el agua dulce de las desembocaduras. Por otro lado, se destaca la influencia de la estación lluviosa (segunda muestreo), en donde, con excepción del río Llorona, las concentraciones del ion son visiblemente más bajas, en un rango de 3,1 mg/L a 190 mg/L en comparación con el primer y tercer muestreo, debido al factor de dilución que sufre el ion con la lluvia.

La concentración de sodio presentó en promedio 31,6 mg/L en las partes altas y medias de las cuencas analizadas, una concentración mayor con respecto a un estudio realizado por Barahona y Beita en el 2004 al río Rincón, cerca de la zona de estudio, lo cual determinó una concentración promedio de 7,3 mg/L para dicha cuenca (Barahona y Beita, 2011). Tal situación denota su vulnerabilidad a procesos de pérdida de suelo, provocada por procesos erosivos debido a la ganadería extensiva, una de las principales actividades agropecuarias en la zona cercana al golfo.

Caracterización del ion Potasio [K+] en agua superficial. La concentración de Potasio en la mayoría de los puntos de muestreo se encuentran por debajo de los 10 mg/L, límite máximo admisible para la concentración del ion [K+] por el Reglamento No 38924-S en muestras de agua superficial, a excepción de los puntos correspondientes a las desembocaduras de los ríos de estudio.

El ámbito de concentraciones obtenido fue de 0,9 mg/L a 447 mg/L. El punto de muestreo localizado en la desembocadura del río Llorona (RLl-3) mostró, igualmente, la mayor concentración promedio 447 mg/L; consistentemente, el estudio refleja que la estación de invierno influye visiblemente en la reducción de la concentración del ion por dilución, debido a que las aguas de lluvia son captadas por los cuerpos de agua, lo cual produce un aumento en el aforo del río y, por lo tanto, una dilución de las especies químicas presentes en el cuerpo de agua (Dávila y Valdés, 2015). Las concentraciones más elevadas del ion obtenidas, se dieron en zonas de costas, donde la intrusión salina provocada por la difusión (Lazo- Páez y Solís-Castro, 2019), genera el cambio abrupto. Si se excluyen las desembocaduras en estación de verano, en general, la concentración del ion [K+] presentó un promedio de 4,8 mg/L en las partes altas y medias de las cuencas analizadas, una concentración mayor con respecto a un estudio realizado en el 2004 al río Rincón, que se ubica cerca de la zona de estudio y el cual arrojó un valor promedio por debajo de los 0,89 mg/L (Beita, 2008); ambos estudios presentan una concentración inferior al máximo recomendado según normativa citada.

3.2Caracterización del ion Sulfato [SO42-] en agua superficial

Este ión es una de las sustancias químicas que favorece la eutroficación en los ríos, lagos y costas marinas, teniendo como fuente de producción diversos procesos antrópicos; la erosión, escorrentía y la lixiviación son las principales vías para el transporte del anión, desde el ecosistema terrestre al acuático, y su existencia en aguas superficiales está relacionada con las emisiones de dióxido de azufre provocado por emisiones de fuentes móviles e industriales; no obstante, los sulfatos son abundantes en la naturaleza, su concentración en el agua varía por

centenas de miligramos por litro; en el país depende, principalmente, de la presencia de sulfato de hierro existente en el suelo y lechos rocosos de ríos y océanos (Mainstone y Parr, 2002).

De acuerdo con el Reglamento para la Calidad del Agua Potable N°38924-S, se estima como valor alerta para sulfatos una concentración que no supere los 250 mg/L. Es importante recordar que su forma iónica afecta al ser humano debido a su efecto laxante, cuando se supera una ingesta de 100 mg/L de sales como sulfato de sodio o sulfato de magnesio disueltas; lo que conlleva también a efectos secundarios como la deshidratación (Bolaños- Alfaro et al., 2017).

Las determinaciones del ion [SO42-] muestran que la mayoría de los puntos donde se cuantificó se encuentran por debajo del límite máximo admisible, a excepción de los puntos RLL-3 RLL-2 del primer muestreo y los puntos RA- 3, RD-3 correspondientes al tercer muestreo, ver Figura 4. Sin embargo, en contraste con la normativa ambiental de calidad de aguas superficiales y zonas costeras, en los ríos en preservación, con actividades portuarias y navegación en zonas costeras, la concentración del sulfatos puede llegar a superar los 5000 mg/L (Ministerio de ambiente y recursos naturales, 2012); aún así, para su utilización en riego, agricultura u otros usos, prevalece el reglamento para la evaluación y clasificación de cuerpos de agua superficiales de Costa Rica (MINAE, 2007), que, como se mencionó, establece un valor máximo de 250 mg/L.

El aumento en la concentración del anión en desembocaduras de los ríos se atribuye, al igual que en los iones anteriores, principalmente, a la influencia de la marea; se sabe que el agua de mar contiene minerales muy ricos en sales de azufre, aun cuando existen otras fuentes de contaminación como lo son la combustión de materia orgánica, la descomposición o la emisión de volcanes (Grunberger y Janeau, 1991). La estación lluviosa, por otra parte, facilita la dilución de sus sales disueltas; no obstante, existen factores como la ganadería y la agricultura que pueden incrementar la concentración del anión en agua. En la zona se observaran grandes extensiones de suelo cultivadas con palma, así como el uso indiscriminado de fertilizantes a base de sulfato de

amonio o sulfato de potasio que, gracias a los procesos de escorrentía, generan un constante lavado del minerales del suelo, lo que posibilita una contaminación con sulfatos (Casado y Calvo et al., 2013).

Excluyendo las desembocaduras, la concentración del ion [SO42-] presentó, en promedio, una concentración de 5,4

mg/L en la parte alta y media de los ríos de estudio, una concentración menor con respecto al estudio realizado por Beita en el 2004 en la parte alta del río Rincón cerca de la zona de estudio, que determinó una concentración promedio de los 7,6 mg/L para dicha cuenca (Beita, 2008), con lo cual se puede suponer que la calidad de los ríos respecto al ión es buena.

3.3Caracterización del ion Cloruro [Cl-] en agua superficial

El cloruro es una especie iónica importante en el estudio de las aguas superficiales; presenta concentraciones variables dependiendo de las características de los terrenos por donde siga el curso del río, y según su cercanía a desembocaduras al mar o la posibilidad de intrusión salina en lechos subterráneos con alta explotación de agua, los cuales afectan los niveles freáticos (Alvarado et al., 2015). En zonas altas de los ríos de estudio, existe una cobertura forestal importante, sin embargo, a medida que los ríos se acercan a la desembocadura es notorio el desarrollo de actividades agropecuarias como la ganadería extensiva y la agricultura, y, por consiguiente, disminuye dicha cobertura.

Un aumento en la concentración de cloruros, en aguas subterráneas se achaca a factores de intrusión salina y procesos de lavado del suelo por escorrentía, así como a la contaminación con aguas residuales; el contenido de cloruros no debe superar los 60 mg/L en aguas para consumo humano, debido a que cambia, entre otros aspectos, las propiedades organolépticas del agua, entre ellas el sabor (Costa Rica Poder Ejecutivo, 2015). También, su existencia en espejos de agua propicia una reacción fotoquímica natural que induce la producción de bromatos, sustancia altamente tóxica y cancerígena para el ser humano y otras especies. Su elevada concentración daña estructuras metálicas provocando corrosión; en definitiva, perjudican el crecimiento vegetal en aguas superficiales, provocando procesos de clorosis y hasta necrosis en las estructuras celulares de los ecosistemas naturales de agua dulce (Stewart & Elliott, 1996).

La Figura 5 denota una la concentración de cloruro por debajo de los 250 mg/L, límite máximo admisible según el Reglamento N°38924-S, a excepción de los puntos cercanos a la costa, en donde se supera significativamente lo normado, incluso, excede la normativa ambiental de calidad de aguas superficiales y zonas costeras para ríos, en preservación con actividades portuarias y abastecimiento industrial en zonas costeras (Ministerio de ambiente y recursos naturales, 2012).

Es importante tomar en cuenta que el anión cloruro es uno de los iones mayoritarios más difundidos en aguas naturales, su contaminación puede obedecer al ingreso de aguas residuales de origen antropológico al cause (Rosas, 2001). Su aumento, conforme se acerca a la costa marina, se justifica, principalmente, por la influencia de la marea, que promueve un aumento significativo debido a que el agua de mar contiene concentraciones muy altas de cloruros (Grunberger y Janeau, 1991).

Las concentraciones de todos los puntos de muestreo tomados en la segunda campaña (exceptuando el río Llorona y Sierpe) son concentraciones muy bajas, con un rango de 0,9 mg/L a 27 mg/L, lo que permite catalogar el agua de los ríos como agua de buena calidad, sin embargo, el primer y tercer muestreo arrojó concentraciones altas del anión, lo cual cambió dicho criterio de calidad, de ahí que se excluyan los resultados de las desembocaduras en los cinco ríos para tal consideración. La concentración del anión presenta un promedio de 36 mg/L en las partes altas y medias de los ríos, una concentración superior con respecto al estudio realizado por Beita en el 2004 en la parte alta del río Rincón cerca de la zona de estudio, determinando una concentración promedio de 0,6 mg/L para dicha cuenca (Beita, 2008); pero siempre inferior a lo normado, lo cual permite considerar los ríos de estudio con buena calidad respecto al indicador químico en dichas áreas.

3.4Caracterización de metales pesados y otros elementos minoritarios

La calidad del agua se afecta si existe contaminación con metales pesados u excesos de iones minoritarios como zinc, hierro, manganeso, cobre, mercurio, plomo, cromo, arsénico, cadmio, entre otros. En aguas superficiales y subterráneas, también llamadas aguas continentales, su

existencia se convierte en un problema de importancia para la salubridad y la conservación ambiental. Tal situación ocurre por uso incorrecto y excesivo de agroquímicos, como los fertilizantes, que disparan dramáticamente las concentraciones de metales pesados en agua (Wongsasuluk et al., 2014). Con el tiempo, los metales pesados se biocumulan y alcanzan niveles tóxicos en los suelos agrícolas, lo cual contamina el primer eslabón

de la cadena trófica; su capacidad potencial de acumularse en el suelo y superficies, así como la posibilidad de ser arrastrados por escorrentía, filtración y erosión, les permite alcanzar cuerpos de agua continentales, hecho que provoca adversidad para la cadena alimenticia (Wongsasuluk et al., 2014).

Analizar la concentración de los metales pesados y micronutrientes presentes en el ecosistema acuático del pacifico sur permite obtener una fotografía actual y observar perturbaciones naturales o antrópicas que pudiesen existir, así como conocer el efecto directo sobre el ecosistema (Morales-Ramírez et al., 2015)

Determinación de zinc (Zn). Mostró una concentración muy por debajo de los 3,0 mg/L, límite máximo admisible para la concentración del Zn por el Reglamento N°38924-S. El ámbito de concentraciones obtenido fue de 0,02 mg/L a 0,07 mg/L. La concentración promedio fue de 0,04 mg/L; valor que se encuentra dentro de lo permitido por la normativa ambiental de calidad de aguas superficiales y zonas costeras para ríos en preservación, con actividades portuarias, y abastecimiento industrial en

zonas costeras, donde se establece como límite máximo de concentración de Zn en 0,05 mg/L (Ministerio de ambiente y recursos naturales, 2012). Por otro lado, de acuerdo con el reglamento para la evaluación y clasificación de cuerpos de agua superficiales de Costa Rica (MINAE, 2007), se establece un valor de 0,5 mg/L como valor máximo recomendado para la conservación y desarrollo de la vida acuática; todas las muestras analizadas se encuentran con concentraciones inferiores a este valor.

En un estudio realizado por Herrera, Rodríguez, Rojas, Herrera y Chaves durante los años 2006 y 2010, después de un análisis químico de la calidad de las aguas superficiales de la subcuenta del río Virilla (Costa Rica), se determinó una concentración de hasta 0,37 mg/L en la zona de la microcuenca de Torres (Valverde, 2013); ello obedece al fuerte impacto sobre los ecosistemas y la contaminación del agua superficial que sufre esta zona, fenómeno característico en muchas microcuencas del valle central.

Determinación de cobre (Cu) La Figura 7 denota que en general, todos los puntos de muestreo se encuentran muy por debajo de los 2,0 mg/L, límite máximo admisible por la normativa. Se obtuvo un rango de concentraciones de 0,05 mg/L a 0,11 mg/L, en donde el punto de muestreo localizado en la parte alta del río Llorona (RLL-1) mostró la mayor concentración. La concentración promedio de los ríos fue de 0,06 mg/L, este valor se encuentra dentro de lo permitido por la normativa ambiental de calidad de aguas superficiales y zonas costeras, para ríos en preservación, que establece 0,2 mg/L como límite máximo de concentración de Cu (Ministerio de ambiente y recursos naturales, 2012). También cumple con el criterio de aceptación, de acuerdo con el reglamento para la evaluación y clasificación de Cuerpos de agua superficiales de Costa Rica (MINAE, 2007), el cual establece un valor de 0,5 mg/L como valor máximo recomendado para la conservación del equilibrio natural y desarrollo de la vida acuática. La presencia de cobre en el agua natural obtenida, generalmente, se relaciona a la presencia de óxidos o sulfuros que se encuentran en la corteza terrestre y, a consecuencia de fenómenos como la escorrentía,

lixiviación, erosión y el contacto del agua, se solubilizan y se pueden encontrar sales de cobre disueltas en aguas superficiales y en mantos acuíferos (Escrig y Morell, 1996).

En aguas superficiales no contaminadas se pueden detectar concentraciones entre los 0,00005 y 0,2 mg/L de cobre, sin embargo, su dinámica ambiental depende de múltiples actores, entre ellos la minería, las características geoquímicas de la región y la industrialización, lo cual permite encontrar concentraciones mayores a 0,05 mg/L (De Alba, 2007); así, por ejemplo, un estudio realizado por Herrera, Rodríguez, Rojas, Herrera y Chaves, durante los años 2006 y 2010, después de un análisis químico de la calidad de las aguas superficiales de la subcuenta del río Virilla, encontró una concentración de hasta 25,0 mg/L en la microcuenca del río Torres, un valor muy elevado (Valverde, 2013).

Caracterización de Pb, Mn, As, Hg, Cr y Cd. Las concentraciones de metales pesados en todas las muestras analizadas se encuentran por debajo de los límites de

detección del equipo de análisis, datos que se exponen en la siguiente tabla:

3.6Hechos relevantes vistos en campo e integración de los resultados

En general, las concentraciones presentes en los cuerpos de agua analizados no pueden considerarse peligrosas para la conservación y desarrollo de la vida acuática, pues no llegan a superar las concentraciones máximas admisibles establecidas en la Reglamentación para la evaluación y clasificación de calidad de cuerpos de agua superficiales (MINAE, 2007), exceptuando las mediciones de las desembocaduras.

Autores como Mainstone y parr, (2002) denotaron la obligación que tienen las instituciones de conservación de brindar mayor énfasis al control de los niveles iones mayoritarios y metales pesados en las zonas costeras, es importante tener en cuenta que su control no solo es relevante en los ríos, sino también en cuerpos de agua estáticos o humedales y zonas costeras alimentados por ríos.

A pesar de que, en esta zona del Pacífico sur, existe una densidad poblacional relativamente baja, hay un impacto ambiental debido al incumplimiento de buenas prácticas agropecuarias, así como al irrespeto -en la mayoría de las

fincas y terrenos- de las áreas de protección de los ríos, que debe tenerse presente, según la Ley Forestal, es de 15 metros, en zonas rurales y de 50 metros si el terreno es quebrado. Durante los muestreos fue notorio ver desechos sólidos -envolturas y botellas de fertilizantes y plaguicidas provenientes de las zonas agrícolas- en la parte alta de los ríos de la zona de estudio; que por escorrentía, los usos indiscriminados de estas sustancias pueden alcanzar el río fácilmente.

La ganadería extensiva desarrollada en la zona media y baja de la cuenca evidenció una afectación tangible de desechos orgánicos sobre los cuerpos de agua, que favorecen procesos de crecimiento de algas y la pérdida de suelos por procesos erosivos, aumento de la demanda de oxígeno disuelto en el agua y, consecuentemente, la generación de procesos eutróficos consolidados, los cuales se logran ubicar en varios tramos de los ríos en zonas bajas, en donde existen, incluso, indicadores edáficos como el azolve en los linderos de los ríos; tal evidencia motiva, además, a realizar otros estudios con los sedimentos.

IV. Conclusiones

De los ríos estudiados, el río Llorona fue el que presentó valores más altos de iones mayoritarios y minoritarios disueltos en sus aguas, también el que presentó una concentración de cloruros y sulfatos más alta a lo largo de su cauce; tal situación refleja que es uno de los ríos más vulnerables a sufrir procesos de contaminación ambiental, por lo que se recomienda mantener este tipo de monitoreo periódico sobre el río.

Los ríos Drake, Llorona y Agujitas son los tres ríos que presentan concentración iónica, en general, más alta, provocada principalmente por las actividades agropecuarias en la zona. Tal situación favorece el desarrollo de procesos eutróficos en la zona media y baja, los ríos Claro y Sierpe, que se ubican en zonas menos pobladas y con bosques altamente consolidados, no tienen un impacto ambiental notorio en la calidad del agua.

Los datos analíticos obtenidos propician una gestión hídrica en el Pacífico Sur, la cual busca mantener su conservación y brindar un aprovechamiento sostenido de los recursos, con miras a proteger los ecosistemas y la diversidad de la zona de estudio. El mal manejo durante las actividades antropogénicas propicia impactos ambientales evidentes; por ejemplo, se notó un crecimiento desmedido de algas verdes en el epilimnio debido a la existencia de una alta concentración de macronutrientes, existentes, posiblemente, por el uso excesivo de fertilizantes y por microorganismos vivos que conduce a cambios fisicoquímicos y biológicos de los cuerpos de agua. También la pérdida de suelo por la erosión, provocada por la ganadería extensiva, aumenta la solubilidad por escorrentía de iones y la consecuente pérdida de fertilidad de los suelos.

Los ríos Llorona, Drake, Agujitas, Claro y Sierpe, según los resultados obtenidos, son ríos saludables desde el punto de vista fisicoquímico, pero presentan zonas vulnerables debido a la actividad antrópica. El impacto ambiental en los ríos es tangible, sin embargo, la capacidad de carga del ecosistema acuático en aguas dulces superficiales y, por consiguiente, el de recuperación del ecosistema en esta zona rural, permite una mejora sustancial durante

la estación lluviosa. Tal recuperación ocurre gracias al factor de dilución y a la capacidad de oxidación de la carga másica orgánica que transita sobre los ríos, en donde se ve favorecida la oxigenación del agua a lo largo de la cuenca y, por ende, se aceleran los procesos de depuración.

Se puede afirmar, según los resultados, que las aguas superficiales en las zonas altas y medias de los ríos estudiados son blandas; sin embargo, los procesos de intrusión salina, erosión y pérdida de suelo en la zona bajas cercanas a la costa convierten el agua en la parte baja de la cuenca en aguas duras, principalmente en los alrededores de las desembocaduras, haciéndolas no aptas para potabilización y limitando el abastecimiento para uso y consumo humano en dichos lugares.

Finalmente, ninguno de los metales trazas analizados sobrepasan una concentración que sea de riesgo para la salud de las personas o para la salud del ecosistema, por ende, no existe evidencia científica que permita suponer procesos de bioacumulación en la cadena trófica en la zona de estudio.

V. Referencias Bibliográficas

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	Universidad de Costa Rica - Sede de Occidente
	Revista Pensamiento Actual - Vol 21 - No. 37 2021
	ISSN Impreso: 1409-0112 ISSN Electrónico 2215-3586
	Período Diciembre 2021-Mayo 2022
022. - 032.	DOI 10.15517/PA.V21I37.48940

Ciencias Naturales

Cartín Núñez Melvin - Araya Alpízar Carlomagno

22

En los últimos años, la preocupación ante el cambio climático ha aumentado de manera importante, hasta el punto de ser considerado el mayor desafío que enfrenta la humanidad. Según el quinto informe del Grupo Intergubernamental de Expertos en Cambio Climático (IPCC), en los pasados 130 años el mundo se ha calentado aproximadamente 0,85 ºC (IPCC, 2014). Durante los últimos 30 años, cada década ha sido más cálida que cualquier las precedentes desde 1850, y el año 2019 ha sido el segundo más caliente después de 2016 (Naciones Unidas, 2020). Solamente el 3 % de la superficie continental ha experimentado un enfriamiento significativo (Sun et al., 2014).

De seguir la tendencia, se cree que para finales de siglo la temperatura del planeta haya experimentado un aumento de 3 a 5 °C (Naciones Unidas, 2020). Es de esperar que muchos ecosistemas, sino la mayoría, estén bajo condiciones de estrés debido a que este aumento de temperatura está ocurriendo a una velocidad mucho mayor a la del pasado (Tanner-McAllister et al., 2017). Sabemos que cada especie presenta una curva de actividad biológica en función de la temperatura (Alcázar, 2012), por lo que muchas especies, probablemente, se vean afectadas.

Asimismo, pocas áreas protegidas cuentan con su propia estación meteorológica; en Costa Rica, la Reserva Biológica Alberto Manuel Brenes (REBAMB) es una de ellas, gracias a un convenio entre la administración del área protegida y el Centro de Investigaciones Geofísicas de la Universidad de Costa Rica (Salazar y Vargas, 2017). Aprovechando esta circunstancia, el presente trabajo tuvo como objetivo hacer un análisis estadístico de las temperaturas promedios diarias de la REBAMB durante el período 2010-2019, a partir de los datos in situ de la estación meteorológica. Esto para demostrar cambios significativos que durante la última década ha tenido la temperatura promedio mensual, anual y por temporada del año, en dicho lugar.

La Reserva Alberto Manuel Brenes (REBAMB) tiene una superficie de 7800 hectáreas y se ubica, mayoritariamente, en el cantón de San Ramón, provincia de Alajuela, Costa Rica (figura 1). Los datos recolectados provienen de una estación meteorológica automática, marca Davis, estilo Vantage Pro2, ubicada en las coordenadas N10°13’12.0’’, O84°35’13.3’’, a una de altitud 967 msnm, 1 km al este de la Estación Biológica (Salazar y Vargas, 2017). A su vez, los datos corresponden al período comprendido entre enero de 2010 y octubre de 2019, en promedio más de 20 datos por día. En total, son 163953 mediciones (o tamaño de la muestra).

De esta manera, la estación meteorológica proporciona datos diarios de temperatura máxima, temperatura media, temperatura mínima (°C); humedad relativa (%); precipitación (mm); velocidad del viento (m/s); velocidad máxima del viento (m/s); radiación total (kJ/m²) y presión atmosférica (hPa). De todas estas variables climáticas, seleccionamos únicamente los datos de temperatura a diferentes horas de cada día. Se creó un archivo en una hoja de cálculo y posteriormente los datos fueron procesados con el paquete estadístico IBM SPSS Statistics ®.

Para el análisis de la tendencia y variabilidad de la temperatura en la REBAMB, es oportuno considerar que Costa Rica no tiene cuatro estaciones definidas como primavera, verano, otoño e invierno. Las estaciones están divididas en temporada seca y lluviosa; la temporada seca está comprendida entre los meses de diciembre a abril y la temporada lluviosa desde mayo a noviembre, aproximadamente.

2.1 Análisis de varianza

Para determinar si la temperatura ha variado significativamente a través de los años y de los meses según la temporada, se aplicó análisis de varianza. El análisis de la varianza de una vía (ANDEVA) es una metodología para analizar la variación entre muestras (o tratamientos) y la variación al interior de las mismas a través de las varianzas determinadas. Asimismo,

es llamado de una vía porque analiza una variable independiente (o predictora), por ejemplo, mes o estación. Como tal, es un método estadístico útil para comparar dos o más medias poblacionales.

En efecto, la hipótesis nula de la que parte el ANDEVA es que la media aritmética de la variable estudiada (en esta investigación, temperatura)H μ =μ =⋯=μes la misma en los diferentes

tratamientos, 0 1 2 k (meses y años), en contraposición a la hipótesis alternativa de que al menos una media difiere de forma significativa.

De esta manera, el ANDEVA requiere un conjunto de supuestos teóricos. Primero, las muestras aleatorias para cada tratamiento son seleccionadas al azar, por lo tanto, cada unidad experimental tiene la misma probabilidad de ser seleccionada para formar parte de la muestra y estas son independientes. Segundo, la variable de análisis tiene una distribución de probabilidad normal en todos los tratamientos. Tercero, se da homogeneidad en las varianzas de todos los tratamientos, esto implica que la variable de interés en el estudio tiene niveles similares de variabilidad en cada una de los tratamientos.

Por lo tanto, el análisis de la varianza se basa en comparar la varianza experimental teniendo en cuenta que por azar es posible encontrar un cierto nivel de variabilidad dentro de los tratamientos, si la variabilidad de error supera de forma significativa a la variabilidad dentro de los tratamientos, podemos afirmar que los efectos de la variable independiente son importantes. En consecuencia, hay diferencias significativas entre los tratamientos. El estadístico de contraste es, por tanto, la razón que se distribuye según F con los grados de libertad (gl) correspondientes al numerador (tratamientos) y al denominador (error).

F= (Cuadrados medios de tratamientos(CMtrat) (Cuadrados medios de error (CMerror))

De tal forma, el valor obtenido para F puede ser comparado con el valor crítico que delimita la región de rechazo asociada al error máximo α. Por ello, al tener en cuenta que se trata de un contraste unilateral derecho, cualquier valor observado de F que supere al valor crítico

permite rechazar la hipótesis nula y afirmar con un nivel de significación que existen diferencias significativas entre las medias de los k grupos.

Figura 1. Ubicación geográfica de la Reserva Biológica Alberto Manuel Brenes, San Ramón, Costa Rica

III. Resultados

La temperatura promedio anual ha tenido cambios estadísticamente significativos entre 2010 y 2019 (F=212.9 p<0,001). Durante el 2010 la temperatura media fue de 19.8o C y, aunque tendió a decrecer en los años 2014 y 2018, durante el año 2019 alcanzó el valor máximo de 20.39o C ( Tabla 1). La variabilidad de la temperatura medida por la desviación estándar resultó mayor durante el 2011 al 2012. Entre el año 2010 y el 2019, la variación relativa de la temperatura fue de 2.97 %, que equivale en términos absolutos a 0.5885 grados. El año 2011 presentó la mayor desviación estándar de la temperatura del periodo de estudio con 2.46o C y la menor variabilidad el 2014 con una desviación estándar de 1.76o C.

De esta forma, el comportamiento inverso se ha presentado en los meses de febrero, puesto que, la temperatura media decreció desde el 2010. Para el 2010 la media aritmética de la temperatura fue de 20.2o C y para el 2019 disminuyó a una media de 19.4o C. Por lo tanto, los meses de abril tienen una tendencia creciente en la temperatura media, ha crecido desde 20.1 (en 2011) hasta 20.8 °C (en 2019); para el 2011 y el 2016 abril presentó las

mayores dispersiones, debido a que la desviación estándar fue de 2, 5 y 2, 2 grados, respectivamente (figura 3).

Al considerar un modelo de crecimiento aritmético entre los años 2010-2019, se estima que la temperatura media de la REBAMB para la temporada seca sea 21.11oC para el 2030 y 22.42o C para el 2050, con la posibilidad de una temperatura promedio de 25.69o C para el 2100.

3.2 Época lluviosa

En cuanto a la temporada de lluvias, la temperatura mostró una media aritmética de 20.65 oC. En esta, la temperatura diaria mínima fue de 14.23o C en el 2015 y la máxima 33,2 grados en el 2010. Por lo tanto, se puede afirmar que la verdadera media aritmética de la temperatura estuvo entre 20.64o C y 20.67o C a un nivel de confianza del 95%.

Para esta temporada, también se han presentado cambios significativos en los promedios de la temperatura para todos los meses, especialmente para junio, julio, agosto y octubre (Figura 4, Tabla 4). En general, se observa que la temperatura desde el 2010 al 2014 experimentó un decrecimiento, pero a partir de 2015 tiene tendencia a la alza.

Por consiguiente, se determinó que hay diferencias altamente significativas en el promedio de la temperatura entre cada mes de la temporada de lluvias ( Tabla 4). Los resultados muestran que las diferencias de las temperaturas promedio resultan relevantes a un nivel de confianza del 99%. Además, la disminución de la

temperatura media ha sido mayor para el mes de julio, tal que pasó de 21.10o C para el 2010 hasta 20.08o C y 20.83o C en el 2018 y 2019, respectivamente. Igualmente, resultó el comportamiento del promedio de la temperatura mensual para el mes de agosto, puesto que pasó de 21.10o C durante el 2010 a 20.83o C en el 2019 ( Tabla 5).

Al respecto, los meses de octubre de cada año durante el periodo de estudio tienen, más bien, una tendencia creciente, debido a que la temperatura media del 2010 fue de 20.09o C, en tanto, para el 2019 es de 20.80o C, esto implica un aumento de 0.71o C. Por lo tanto, si se asume un modelo lineal entre los años de la temperatura media, se espera que la temperatura de la temporada lluviosa

tienda a decrecer en 0.111° C a través de los años. Se puede estimar, por medio del modelo de regresión lineal, que la temperatura media de la reserva sea 18.051° C para el 2030 y 15.831° C para el 2050.

IV. Discusión.

Por consiguiente, aunque la temperatura media anual en la Reserva Biológica Alberto Manuel Brenes muestra una tendencia creciente, como en el resto del planeta, existen diferencias entre la temporada seca y la temporada lluviosa. En cuanto a la temporada seca (conocida como verano en Costa Rica), la temperatura promedio del período de estudio mostró una tendencia creciente. En el caso de la temporada lluviosa, los datos parecen indicar más bien una disminución en la temperatura, particularmente a mediados de año. Esto último, probablemente esté relacionado con una mayor intensidad de los vientos alisios, fenómeno que se ha descrito en años recientes (England et al., 2014) y que ha generado temperaturas menores a las esperadas como consecuencia del cambio climático.

De acuerdo con el sistema de clasificación de Holdridge (1967), la REBAMB presenta dos zonas de vida: bosque pluvial premontano (la mayor parte del área) y bosque pluvial montano bajo, así como dos zonas de transición: bosque tropical muy húmedo transición a premontano y bosque muy húmedo premontano transición a pluvial (Sistema Nacional de Áreas de Conservación [SINAC], 2008). A su vez, estas zonas de vida (montano bajo y premontano) se encuentran dentro de las más amenazadas según los modelos hechos bajo diferentes escenarios (e. g. Enquist, 2002).

En particular, el bosque tropical montano es el que probablemente se vea más afectado por los cambios en la temperatura y la precipitación (Karmalkar et al.,

2008), como consecuencia del cambio climático. En el caso del bosque premontano, algunos modelos predicen la aparición de una nueva zona de vida: el “bosque seco premontano” (Jiménez, 2019), aunque no necesariamente en el área geográfica de la REBAMB.

Por lo tanto, estos cambios de la temperatura media en la REBAMB son un síntoma del cambio climático y como consecuencia, algunas especies podrían verse afectadas. Asimismo, diferentes estudios sugieren que con el aumento de temperatura la productividad primaria de los bosques tropicales disminuye; por ejemplo, en un estudio realizado en la estación biológica La Selva de Sarapiquí (Costa Rica), Clark y colaboradores (2010, 2013), encontraron que los árboles crecen significativamente menos en aquellos años con noches más cálidas y en aquellos años con temporadas secas más severas. Las posibles consecuencias a futuro, si sigue el aumento de temperatura, serían una reducción significativa en el crecimiento de los árboles y una mayor tasa de mortalidad de algunas especies (Clark, et al., 2010, 2013, Russell y Parton Jr., 2020). Además, una reacción natural de las poblaciones de plantas y animales ante un cambio de clima es un desplazamiento gradual, esto coincide con el movimiento de las zonas climáticas que presentan condiciones apropiadas para su supervivencia (Trouwborst, 2011). Sin embargo, por la velocidad en la que se presentan estos cambios, es difícil esperar que la mayoría de poblaciones vegetales logren este desplazamiento.

Además de cambiar su distribución, hay otras formas en las que una especie puede responder ante el cambio climático: i) aclimatarse a través de su plasticidad

fenotípica, ii) adaptarse por medio de cambios genéticos, o simplemente iii) extinguirse (Feeley et al., 2012). Cabe mencionar que, la REBAMB protege una gran riqueza biológica, pero se carece de datos suficientes en la mayoría de los grupos biológicos para establecer cuál es la forma en la que están respondiendo hasta el día de hoy.

En relación con lo anterior, en el caso de los anfibios, se sabe que el aumento de la temperatura y cambios en los patrones de lluvias, podrían estar alterando de forma distinta a las especies, algunas se vuelven más raras y otras parecen no sufrir grandes cambios (e. g. Ryan et al., 2014). Según los autores Morera y Sánchez (2015), indican que para la REBAMB, 13 especies de anfibios previamente reportados por Bolaños y Beck (1996) se han dejado de observar, mientras que solamente 6 nuevas especies enriquecen el registro. Por su parte, los reptiles muestran un comportamiento similar al de anfibios, con especies que han dejado de observarse (9) y otras que han sido nuevos reportes (19).

Ante ello, cabe preguntarse si estos nuevos reportes son simplemente reflejo de la ausencia de estudios previos. En el caso de las aves, se sabe que especies de tierras bajas han empezado a subir a mayores altitudes y las de zonas altas experimentan cambios en su abundancia (SINAC, 2009), pero no se cuenta con datos propios de la REBAMB. Sobre la riqueza de especies, Guido y Rodríguez (2013) indican que 64 especies de aves, de 225 reportadas a inicios de la década de los 90 por Stiles (1991), se han dejado de observar. En cuanto a mamíferos, en años recientes, se han empezado a dar esfuerzos para conocer el estado poblacional de algunas especies, pero son apenas datos de línea base (Cartín y Carrillo, 2017).

En general, es de esperar que las poblaciones de los diferentes organismos que habitan en áreas protegidas, como la REBAMB, se vean menos afectadas que las que habitan fuera de ellas (Gaüzere et al., 2016); sin embargo, quedan muchas preguntas cuya respuesta no conocemos, por ejemplo: ¿qué ha pasado con las poblaciones de las especies que ya no se observan en la REBAMB?, ¿son los nuevos registros evidencia de que la REBAMB facilita la colonización de algunas especies o simplemente no se habían notado con anterioridad?, ¿qué papel ha

desempeñado el cambio climático en la composición actual de especies dentro de la REBAMB? De ahí la importancia de promover la investigación y monitoreo de los diversos grupos biológicos, de manera constante en dicha área protegida así como en sus alrededores para poder establecer puntos de comparación en el futuro.

V. Conclusiones.

En conclusión, la temperatura promedio ha cambiado significativamente entre 2010 y 2019, tanto en la temporada seca como lluviosa. En cuanto a la temporada lluviosa, tiende a disminuir, mientras que en la temporada seca a aumentar significativamente. Por ello, al considerar un modelo de crecimiento aritmético entre los años 2010- 2019, se estima que la temperatura media de la REBAMB en la temporada seca sea 21.11o C para el 2030 y 22.42o C para el 2050. Por el contrario, si se supone un modelo de regresión lineal simple, se espera que la temperatura media en la temporada lluviosa sea 18.051° C para el 2030 y 15.831° C para el 2050. Asimismo, las consecuencias de estos cambios en la biodiversidad de la Reserva Alberto Manuel Brenes aún no se conocen, aunque, en diferentes taxa, muchas especies han dejado de observarse y otras más bien han sido reportadas por primera vez dentro del área protegida.

VI. Agradecimientos

A la administración de la Reserva Biológica Alberto Manuel Brenes por facilitar los datos de la estación meteorológica. A Alejandro Rodríguez por la elaboración del mapa del área de estudio.

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Universidad de Costa Rica - Sede de Occidente Revista Pensamiento Actual - Vol 21 - No. 37 2021 ISSN Impreso: 1409-0112 ISSN Electrónico 2215-3586 Período Diciembre 2021-Mayo 2022

033. - 047. DOI

Ciencias Naturales

Nazareth Berrocal Vega - Esteban Pérez López

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I. Introducción

El agua es un recurso esencial para sostener la vida, el desarrollo y el medio ambiente. El agua dulce (2,53%) en el planeta tierra se encuentra distribuida en ríos, lagos, glaciares, atmosfera y el subsuelo. En América Latina y el Caribe aproximadamente un 20 % del total de las extracciones de agua, se utiliza para consumo humano. El aprovechamiento en Costa Rica es un poco más de este 20 % para diferentes usos, entre los que el 7,2 % es para consumo humano (Zhen, 2009).

Para la Organización Mundial de la Salud, la calidad del agua potable es un tema de interés universal (OMS, 2012), el agua es esencial para la vida y todas las personas deberían de disponer de un suministro satisfactorio. En julio del 2010, a través de la Resolución 64/292, la Asamblea General de las Naciones Unidas reconoció explícitamente el derecho humano al agua (ONU, 2010).

Sin embargo, las aguas superficiales de las nacientes y los ríos son vulnerables a diversas fuentes de contaminación por microorganismos patógenos o sustancias químicas, ya sea de origen natural o antrópico. El agua es un vehículo de transmisión de químicos y especies bacteriológicas, ya que constituye un riesgo para la propagación de enfermedades como medio de dispersión. La ingesta de agua contaminada con patógenos puede producir efectos inmediatos en la salud; mientras que, por químicos pueden acumularse en el organismo durante, meses, años o décadas, y cuyas consecuencias se manifiestan en forma de intoxicación grave o letal (OPS, 2004).

El agua es el componente más abundante en la superficie terrestre y más o menos puro, forma la lluvia, las fuentes, los ríos y los mares; es parte constituyente de todos los organismos vivos y se encuentra en compuestos naturales, y como agua de cristalización en muchos cuerpos orgánicos e inorgánicos como los cristales (RAE, 2015).

Es un recurso vital para el desarrollo social y económico de los países, esto debido a que un acceso a agua y saneamiento mejorados constituyen factores de relevancia para promover una mayor inclusión social y contribuir en la reducción de la pobreza (Guerrero et al. 2006).

En muchos lugares del mundo las personas no cuentan con el líquido adecuado, ni en calidad ni en cantidad y continuidad, para poder cuidar su salud (Conant 2005). Para decidir si el agua califica para un propósito particular, su calidad debe especificarse en función del uso que se le va a dar. En el abastecimiento de agua, los usos de la tierra generan una constante y creciente presión en los niveles de calidad y cantidad de agua para consumo humano (Garita 2005).

También, Aguilar (2009) menciona que, en nuestro país, no existe un proceso ordenado de asignación o distribución de derechos de agua en función de los distintos usos, los únicos instrumentos que se tienen en Costa Rica son el “Balance Hídrico Nacional” desarrollado por el MINAET y otras instituciones y la herramienta de “Evaluación de efectos acumulativos” que determina cuál es el impacto acumulado de las actividades humanas sobre una cuenca. No obstante, esta herramienta ha tenido un escaso desarrollo en la práctica.

El presente manuscrito presenta el desarrollo de la investigación realizada con el objetivo de determinar la calidad del agua potable en el Asentamiento el Barón en Esparza - Puntarenas, con el fin de determinar la eventual contaminación del agua en un momento puntual derivado de la inquietud de los pobladores del lugar, por la “suciedad” presentada en el agua para consumo humano que se observaba en un momento específico, mismo que se aprovechó para la realización del muestreo para este estudio.

II. Antecedentes

En lo que respecta a estudios realizados sobre calidad del agua, Gramajo (2004) presentó su tesis determinación de la calidad del agua para consumo humano y uso industrial, obtenida de pozos mecánicos en la zona 11, Mixco, Guatemala. Con la cual determinó que todos los parámetros evaluados se encontraron dentro de los límites aceptados en la norma para agua potable, por lo que se concluyó que el agua de estos cuatro pozos es adecuada para consumo humano, mientras que la calidad del agua para uso industrial, se encontró que es adecuada para uso en la industria de alimentos en general,

no así para las industrias de bebidas carbonatadas, destilerías y cervecerías, y calderas por no cumplir con los requerimientos para estas industrias.

A su vez, Calderón y Orellana (2015) presentaron “Control de calidad del agua potable” que se distribuye en los campus: central, hospitalidad, Balzay, Paraíso, Yanuncay y las Granjas de Iriquis y Romeral, pertenecientes a la Universidad de Cuenca, Ecuador. Obteniendo como resultados de las pruebas, según el análisis comparativo con los valores establecidos en la norma INEN 1108: 2014 demuestran, que la mayoría de los parámetros cumplen satisfactoriamente con los requerimientos para la calidad de Agua potable, sin embargo, existieron resultados Microbiológicos indicativos de contaminación en las fuentes de agua que se utilizan de manera primordial para el consumo humano en la mayoría de campus.

Según la Organización Mundial de la Salud (2015), aproximadamente 1,1 mil millones de personas en todo el mundo no tienen acceso a fuentes de agua mejorada. Asimismo, 2,4 mil millones no tienen acceso a ningún tipo de instalación mejorada de saneamiento. Cerca de 2 millones de personas, la mayoría de ellos niños menores de cinco años, mueren todos los años debido a enfermedades diarreicas. Los más afectados son las poblaciones de los países en desarrollo que viven en condiciones extremas de pobreza, tanto en áreas periurbanas como rurales.

Valencia (2016), evaluó la calidad del agua para consumo humano, en la cabecera municipal de Riosucio departamento del Chocó-Colombia en la que los resultados permitieron corroborar que el agua del municipio de Riosucio no es apta para consumo humano, en los tres puntos donde fueron tomadas las muestras de agua: fuente de captación, manguera de conducción y tanques de almacenamiento, el índice de riesgo para la calidad de agua de consumo (IRCA) determinado según la resolución 2115 de 2007 fue muy alto, siendo este de 93.4,

93.1y 89.1% respectivamente. Además, se encontraron altos contenidos de coliformes totales y fecales, lo cual, posiblemente ha traído como consecuencia numerosos casos de morbilidad, principalmente en Enfermedades Diarreicas Agudas

También en 2018 en Perú, Aguilar y Navarro presentaron su tesis para optar el título de ingenieros ambientales “Evaluación de la calidad de agua para consumo humano de Llañucancha el distrito de Abangay, obteniendo como resultado que según la Norma Técnica 031-DIGESA en los parámetros fisicoquímicos se encuentran dentro de los valores normales para agua para consumo humano mientras para los coliformes totales y termo tolerantes el valor normal debe de ser <1 UFC/ml, los cuales exceden en los resultados muy encima de los LMP en cada componente del sistema de abastecimiento de agua para consumo humano y que las aguas no son aptas para consumo humano.

Costa Rica no es un país exento de estos casos también se han presentado estudios de la calidad del agua en diversos puntos del país. En 2009, Zhen presentó un estudio de la calidad físico-química y bacteriológica del agua para consumo humano de la microcuenca de la quebrada Victoria, Curubandé, Guanacaste. Se presentó en la mayoría de los puntos contaminación fecal en la época de transición seca a lluviosa, debido al aumento de Escherichiacoli. Por lo que las fuentes no son utilizables para el consumo humano. Según el análisis estadístico, los parámetros de calidad, difieren significativamente con un nivel de significancia del 5% entre las épocas de muestreo.

En el 2016, Pérez público un artículo sobre control de calidad en aguas para consumo humano en la región occidental de Costa Rica. El cual tenía como objetivo comparar los resultados obtenidos para los parámetros de calidad evaluados entre las muestras analizadas. El estudio arrojó resultados muy favorables, ya que las muestras cumplen con la regulación vigente en el país en cuanto a parámetros de calidad del agua. No obstante, cabe destacar que, en los casos de la prueba de alcalinidad total de las muestras de las zonas de San Ramón y San Carlos, los resultados sobrepasan lo recomendado por los parámetros de calidad. Este no es un criterio contemplado en el reglamento vigente en el país, pero se espera que la irregularidad tenga una causa puntual y aleatoria, que no tenga repercusión en la salud humana de la población.

También en 2016, Hernández con su tesis evaluación de la calidad del agua para consumo humano y propuesta de alternativas tendientes a su mejora, en la Comunidad de 4 Millas de Matina, Limón. Corroboro con el muestreó 25 pozos de un total de 147, que las concentraciones de manganeso en el agua tomada de los pozos son altas (mediana: 835 µg/L Mn) y muchas veces (67%) están por encima de lo máximo permitido. Con base en lo que menciona la literatura científica, estas concentraciones podrían afectar el neurodesarrollo infantil. Además, se detectó la presencia de coliformes fecales en todas las muestras y en algunas se detectaron también plaguicidas.

III. Soporte teórico

Las principales fuentes de abastecimiento provienen de aguas superficiales o subterráneas, además, las aguas pluviales pueden ser una fuente de buena calidad a considerar, esto si no presentan influencia de aerosoles provenientes de prácticas agrícolas extensivas. En caso de que no exista otra alternativa su aprovechamiento para diferentes usos es una buena práctica sobre todo en el sentido ambiental y económico (Lampoglia, 2008).

La mayor parte del agua subterránea se origina del agua de lluvia infiltrada hasta los acuíferos, después de fluir a través del subsuelo. Las aguas subterráneas se pueden captar a partir de nacientes, pozos, galerías

filtrantes y manantiales, en la mayoría de los casos el agua que proviene de este tipo de fuentes se encuentra libre y protegida de contaminantes, esto debido a que a pesar de que durante la infiltración el agua carga impurezas, durante su recorrido por el subsuelo mejora significativamente su calidad, las partículas suspendidas y microorganismos se retienen por filtración natural y las sustancias orgánicas se degradan por oxidación. Por este motivo se dice que estas aguas son de buena calidad, no obstante, siempre es preferible la desinfección como barrera de seguridad para prevenir contaminación durante el manejo del agua (OPS y CEPIS 2005, Lampoglia et al. 2008).

Por su parte, las fuentes de agua superficiales están

constituidas por ríos, arroyos, lagos y embalses. Su origen

puede ser el agua subterránea que aflora a la superficie a

través de manantiales o el agua de lluvia que se transporta a largo del terreno y escurre en los cuerpos de agua. Los ríos y arroyos se caracterizan por tener rápidos cambios de calidad, durante la época de lluvias se presentan incrementos en la turbiedad y otras sustancias orgánicas e inorgánicas debido al lavado y arrastre de los suelos (Auge, 2007). Es por ello que, al igual que con las aguas subterráneas cuando se hace uso y aprovechamiento de una fuente superficial se debe conocer y determinar las características físico-químicas y microbiológicas de la misma, y por lo general requerirá de procesos para su potabilización, así como barreras que reduzcan algún efecto negativo en la salud de la población.

Asimismo, Ramos, Sepúlveda & Villalobos (2002), indican que cerca de cinco millones de personas en el mundo mueren por beber agua contaminada, una situación que se agudiza especialmente en aquellos contextos de exclusión social, pobreza y marginamiento. Para entender esta situación, es importante referirse a las principales causas que han provocado la contaminación del agua.

Las aguas urbanas o sociales, corresponden a los residuos de origen doméstico y público (inodoros, lavado de ropa, duchas, desperdicios de cocina, limpieza etc.). En cuanto a las aguas industriales, desafortunadamente miles de empresas aún desconocen el buen uso que se debe dar a este recurso y vierten cantidades de productos contaminantes derivados de sus procesos industriales. Los ríos y los canales son los más afectados por estas malas prácticas. También, en cuanto a las aguas agropecuarias, la gran mayoría de los procesos agrícolas de nuestro tiempo emplean fertilizantes y productos químicos para el cultivo y la producción de los alimentos. Pues bien, estos productos se filtran a través de canales subterráneos que, en la mayoría de los casos, acaban en las redes de agua que utilizamos para nuestro consumo. Esta agua difícilmente será tratada para que vuelva a los canales aptos para el consumo. Por último, en las aguas naturales, normalmente las fuentes de contaminación natural son muy dispersas y no provocan concentraciones altas de polución, excepto en algunos lugares muy concretos. Mediante el arrastre de materia orgánica muerta y excretas de la fauna silvestre por los escurrimientos de agua pluvial, así como productos orgánicos producidos por la erosión en los suelos (Ramos et al., 2002).

Por otra parte, la calidad del agua no es una característica absoluta, sino que es más un atributo definido socialmente en función del uso que se le piense dar al líquido” (WRI, 2000). El acceso al agua apta para el consumo humano es un derecho fundamental y una necesidad básica y esencial para la reducción de la pobreza. Se considera que el agua es de calidad cuando es segura para el consumo de las personas.

Se define calidad en función de un conjunto de características variables físico-químicas o microbiológicas, así como de sus valores de aceptación o de rechazo. La calidad físico-química del agua se basa en la determinación de sustancias químicas específicas que pueden afectar la salud (OMS, 2006), tras cortos o largos periodos de exposición. Mientras que, la microbiológica se basa en la determinación de aquellos microorganismos que pueden afectar directamente al ser humano o que, por su presencia pueden señalar la posible existencia de otros y, tal como sucede con los coliformes fecales, Escherichiacoli y Salmonella (Ministerio de Salud, 2005). Los requerimientos y estándares para establecer la calidad de cierta agua serán determinados por la legislación y normativa de cada país.

El Reglamento para la Calidad del Agua Potable de nuestro país, establece que el agua de calidad potable,

será aquella que al ser consumida por la población no causará daño a la salud del usuario, para lo cual debe cumplir con los requisitos físico-químicos establecidos en dicho reglamento. Por otra parte, el agua para consumo humano es aquella utilizada para la ingesta, preparación de alimentos, higiene personal, lavado de utensilios, servicios sanitarios y otros menesteres domésticos; cabe resaltar que el agua para consumo humano puede ser potable o no potable (Mora & Portugués, 2003).

Actualmente, en nuestro país se cuenta con el Reglamento para la calidad del Agua Potable No 38924- S. (2015), el cual tiene por objetivo, establecer los límites máximos permisibles de parámetros físicos, químicos y microbiológicos para el agua potable, a fin de garantizar su inocuidad y la salud de la población. En este reglamento se establecen niveles de control de calidad del agua y parámetros de análisis obligatorio. Se establece el control operativo y cuatro niveles de control de calidad, así como los parámetros físico-químicos y microbiológicos que se deben analizar.

•  Control operativo (CO): este control les corresponde a los entes operadores, para lo cual deben realizar mediciones periódicamente de los parámetros: turbiedad, olor y cloro residual libre (ver Tabla 1).

•  Nivel Primero (N1): programa de control básico, el cual consiste en la inspección sanitaria para evaluar la operación y mantenimiento en la fuente, el almacenamiento, la distribución del

agua potable y la determinación de los siguientes parámetros que se observan en la siguiente tabla con sus valores de alerta y máximos admisibles (ver tabla 2).

Nivel Segundo (N2): corresponde a un programa ampliado, el cual consiste en la inspección sanitaria para evaluar la operación y mantenimiento en la fuente de abastecimiento y en la red de distribución. En este nivel los parámetros de control son: aluminio, calcio, cloruro, cobre, dureza

total, fluoruro, hierro, magnesio, manganeso, potasio, sodio, sulfato y zinc. Los valores de alerta y máximos admisibles se indican en el tabla 3).

•  Nivel Tercero (N3): corresponde a un programa de control avanzado, el cual consiste en la inspección sanitaria para evaluar la operación y mantenimiento en la fuente de abastecimiento y en la red de distribución. Los parámetros de control contemplados en este nivel son: amonio, antimonio, arsénico, cadmio, cianuro, cromo, mercurio, níquel, nitrato, nitrito, plomo, y selenio. Para efectos de este estudio, en este nivel solo se evaluó el cadmio, por razones que se especifican en la metodología.

En Costa Rica, Acueductos y Alcantarillados (AyA) tiene a su cargo una serie de funciones de gran importancia para lograr sus objetivos y deberes como institución, tal como se mostró en el marco legal. Fue creado como institución autónoma con el objeto de dirigir, fijar políticas, establecer y aplicar normas, realizar y promover el planeamiento, financiamiento y desarrollo y de resolver todo lo relacionado con el suministro de agua potable (AyA, 2004).

También, las Asociaciones administradoras de acueductos y alcantarillados (ASADAS) tienen un convenio de delegación con el AyA, para la prestación del servicio, y poseen su reglamento (N°32529-S) y personería jurídica. La función de estas es dar mantenimiento y administrar los acueductos y debido a su subordinación con el AyA, el mismo tiene la potestad de retirar el convenio en caso de que la ASADA no cumpla con los lineamientos establecidos (Espinoza, Morera, Mora & Torres, 2004).

IV. Metodología

Para efectos de este estudio se realizaron tres muestreos de agua en el Asentamiento El Barón de Esparza, Puntarenas, en noviembre 2019. Específicamente y con miras a lograr representatividad, se eligieron los siguientes lugares: 1) La naciente ubicada detrás del Colegio Técnico de Esparza. 2) El tanque de captación, al costado sur de la plaza de deportes de Las Parcelas de El Barón, 3) Una casa de habitación, 100 metros oeste de la iglesia católica de la comunidad. En resultados las muestras aparecen identificadas respectivamente como: 1. Naciente, 2. Tanque, 3. Casa.

Por su parte, las pruebas realizadas a las muestras de agua recolectadas, fueron analizadas en el laboratorio químico del CELEQ-UCR quien facilitó las instalaciones y brindó orientación para la ejecución de las pruebas que se indican a continuación.

Control Operativo (CO): para el olor y sabor se realizaron las determinaciones mediante los sentidos del olfato y el gusto. El pH se midió con un pH-metro calibrado.

Nivel Primero (N1): la conductividad se determinó directamente por medio de un conductímetro calibrado. La determinación de cloruros se realizó mediante una valoración con nitrato de plata (0.0110 M) con la cual se estableció la concentración de cloruros en las muestras de agua para el consumo humano.

Nivel segundo (N2): primero, se realizó un barrido semicuantitativo por rayos x de las muestras a analizar con el fin de determinar cuáles metales se encuentran presentes en las muestras tomadas, en las cuales se encontraron calcio, magnesio, silicio, antimonio, cadmio, entre otros. Para efectos de esta investigación, se consideró de interés enfocarse en cadmio (por su alta presencia detectada), calcio y magnesio, los cuales se determinaron mediante ensayos por Absorción Atómica.

El primer elemento cuantificado fue el Cadmio (del nivel

tercero de control) para el cual se realizó la preparación de cinco patrones a partir de un estándar certificado (2000 mg/L ± 2 mg/L) con una concentración de 0,2 mg/L a 2,00 mg/L con lo que se procedió a realizar una curva de calibración y las muestras de agua por triplicado.

Para encontrar los valores de magnesio y calcio presentes en las muestras se realizó la preparación de cinco patrones a partir de estándares certificados (1000 mg/L ± 3 mg/L), con los cuales se realizó una curva de calibración. Para el calcio de 1,00 mg/L a 5,00 mg/L y para el magnesio de 0,50 mg/L a 2,50 mg/L; y las muestras de agua se analizaron por triplicado.

Por último, mediante una titulación volumétrica con nitrato de plata (0,0110 M), se estableció la concentración de cloruros en las muestras por triplicado de agua para el consumo humano en cuestión.

Parámetro Olor Sabor pH Conductividad Calcio Magnesio Cloruros Cadmio

Resultado

Aceptable

Aceptable (7,020 ± 0,003)

(230,30 ± 0,03) µs/cm

(20,6 ± 0,8) mg/L

(3,5 ± 0,2) mg/L

(210 ± 7) mg/L

(1,68 ± 0,07) mg/L

VI. Discusión

Con la finalidad de evaluar la calidad del agua potable suministrada por el Asentamiento El Barón, de Esparza, Puntarenas; derivado de aparentes condiciones atípicas detectadas por vecinos de dicha comunidad, en cuanto a suciedad presente en el agua suministrada en épocas de la segunda mitad del 2019. Se evaluaron parámetros del Reglamento para la calidad del Agua Potable No 38924- S (2015), en lo correspondiente al control operativo y el nivel primero, cuyos resultados se ilustran en la Tabla 4 y se resumen en la Tabla 6. Además, del nivel segundo y nivel tercero, cuyos resultados fueron contemplados en la Tabla 5 y se resumen en la Tabla 6.

En primer lugar, en cuanto a las pruebas organolépticas en todos los casos se obtuvo que el agua tiene olor y sabor aceptables. Para Marín (2006), fisiológicamente, los sentidos del gusto y el olfato están íntimamente relacionados ya que las papilas linguales y las olfativas detectan estímulos simultáneos y complementarios. Solamente existen cuatro sabores básicos: ácido, salado, dulce y amargo. Todos los demás sabores se obtienen por interacción de estos reseñados. Las fuentes de sabores y olores del agua responden a dos orígenes: naturales y artificiales. Las primeras incluyen gases, sales, compuestos inorgánicos, compuestos orgánicos y compuestos procedentes de la actividad vital de los organismos acuáticos. Los compuestos productores de olor/sabor de origen artificial pueden ser también orgánicos e inorgánicos y están probablemente más

definidos, al poder identificarse la fuente concreta productora del problema.

En la determinación del pH, esta indica el nivel de acidez de agua siendo la neutralidad (pH: 7,0) el valor más adecuado con unos límites entre 6,5 a 9,2. Un pH demasiado bajo puede ser corrosivo para las conducciones metálicas, mientras que, si el pH es excesivamente alto, entonces pueden producirse incrustaciones calcáreas. (Hidalgo, 2010). El pH recomendado para el agua potable es de 6.0 y el valor máximo de 8.0, y el pH obtenido al realizar las mediciones corresponde a 7,020 ± 0,003 (ver Figura 1), lo cual indica que el dato se encuentra en el rango recomendado. La desviación estándar obtenida corresponde a 0,0324, el coeficiente de variación es igual a 0,46%, por lo que indican que los datos son confiables.

En cuanto a la conductividad, se comprueba la habilidad de la muestra (agua potable) para conducir la corriente eléctrica, lo cual además sirve para comprobar la pureza del agua. Así, el agua pura prácticamente no conduce la corriente eléctrica, sin embargo, el agua con sales disueltas es un conductor eléctrico. En la mayoría de las disoluciones acuosas, cuanto mayor sea la cantidad de electrolito disuelto, mayor es la conductividad y este efecto continúa hasta que la disolución esté tan llena de iones, que se restrinja la libertad de sus movimientos, haga que la concentración disminuya en lugar de aumentar a partir de un valor crítico de la concentración de la disolución. (Cabrerizo, 2008).

El promedio obtenido al realizar la medición de la conductividad corresponde a 230,30 ± 0,03 µS/cm (ver Figura 1), dicho valor se encuentra por debajo del máximo alerta ya que este corresponde a 400 µS/cm, lo cual no es perjudicial, ya que entre más bajo sea el

valor mejor será su pureza. El coeficiente de variación obtenido corresponde a 0,13% (el valor aceptado es de 2%) y la desviación estándar es de 0,1528, indicando que la variabilidad entre los datos es casi nula y por lo tanto aceptable.

En parámetros del nivel segundo y nivel tercero, se determinó por absorción atómica el contenido de calcio, magnesio y cadmio. La espectroscopia de absorción atómica es una técnica con menos interferencias que otras, pues en general, los elementos absorben radicación independientemente de la presencia de otros. Así, en muchos casos es posible la determinación de un elemento sin tener que separarlo de otros, lo que da como resultado un gran ahorro de tiempo. Actualmente, para casi todos los elementos, la absorción atómica ha resultado ser un método bastante sensible (Walton & Reyes, 1983).

Sin embargo, según Guerrero (2010), como cualquier otra técnica analítica la absorción atómica no está exenta de interferencias. Por mencionar algunas, el traslape de espectros se produce cuando la absorción o emisión de una especie interferente se solapa o aparece muy próxima a la absorción o emisión del analito, de modo que la separación por el monocromador es imposible. La dispersión se da debido a la presencia de productos

de combustión o aerosoles que dispersan la radiación, la dispersión se puede corregir ya sea al modificar los parámetros analíticos como temperatura, y la relación combustible/oxidante, además se puede añadir un exceso de la sustancia interferente tanto a la muestra como a los patrones. El efecto de viscosidad en la matriz ocurre cuando la muestra es muy viscosa o tiene una tensión superficial distinta a los estándares, para corregir esto las muestras y patrones deben de tratarse de la misma manera. El efecto de la matriz se da cuando la absorción o dispersión se debe a la matriz de la muestra, si se usa como oxidante óxido nitroso se elimina esta interferencia. En general existen 4 métodos para la corrección de interferencias espectrales: (1) método de corrección de las dos líneas, (2) método de corrección con una fuente continua, (3) corrección de fondo en el efecto Zeeman,

(4)corrección del fondo basada en una fuente con autoinversión.

Las interferencias químicas se producen como consecuencia de diversos procesos químicos que ocurren durante la atomización y que alteran las características de absorción del analito. La formación de compuestos poco volátiles es producida por aniones que forman compuestos de baja volatilidad con el analito, se pueden eliminar aumentando la temperatura, y mediante el uso de agentes liberadores y agentes protectores. Las reacciones de disociación se dan cuando los constituyentes metálicos regresan a su forma elemental, para eliminar la interferencia se debe de cambiar la matriz y el elemento que altera el equilibrio. La ionización en llama genera como consecuencia una mayor concentración de electrones libres, mediante un supresor de ionización se corrige esta interferencia (Guerrero, 2010).

En el caso del análisis de calcio mediante la curva de calibración realizada con cinco patrones se obtuvo un r2= 0,9987, y el r2 de la curva del magnesio es igual a 0,9997, lo cual indica en ambos casos que la linealidad de la curva de calibración es aceptable ya que el valor mínimo

aceptado corresponde a 0,995 tomando en cuenta que la curva de calibración es una representación gráfica de la proporcionalidad de la ley de Beer, se puede decir que la ley se cumple y hay una relación proporcional entre la concentración y la absorbancia de los estándares.

Según la regresión lineal, se obtuvo la ecuación de la recta y = 0,0121x + 0,0047 en el caso del calcio, con dicha recta se calculó la concentración de calcio presente en la muestra de agua potable. Tomando en cuenta que la concentración recomendada de calcio corresponde a 100 mg/L y la concentración experimental obtenida de 20,6 ± 0,8 mg/L (ver Figura 2), se evidencia que el valor experimental está muy por debajo del valor máximo permitido. La ecuación de la recta del magnesio corresponde a y = 0,2664x+ 0,047 de la cual se obtiene una concentración igual a 3,5 ± 0,2 mg/L (ver Figura 2), el valor recomendado es de 30 mg/L Mg+2, de tal manera que la concentración obtenida es considerablemente baja respecto al valor recomendado.

El coeficiente de variación para las concentraciones de calcio corresponde a 0,24 % y el del magnesio es de 1,44 %, en ambos casos inferior al 2 %, lo cual indica que la variabilidad entre los datos es aceptable. Así que, se puede decir que las muestras de agua potable analizadas cumplen con los criterios establecidos por el Reglamento para la calidad del Agua Potable No 38924-S (2015), para los parámetros del control operativo, nivel primero y nivel segundo, hasta aquí reflejados y discutidos.

Para Rodríguez (2009), el calcio y el magnesio son minerales muy importantes y los podemos encontrar tanto en los alimentos que no están procesados, como en las aguas minerales naturales. Las aguas minerales naturales provienen de manantiales naturales y es ésta la que contiene las sales minerales esenciales para mantener el equilibrio perfecto de nuestro organismo. Cada mineral cumple funciones específicas que ayudan al correcto funcionamiento del cuerpo humano.

El magnesio se desprende de las rocas y va a parar al agua; este tiene muchos propósitos y consecuentemente finaliza en el agua de maneras muy distintas. La industria química añade magnesio a los plásticos y a otros materiales como una medida de protección contra el fuego o como material de relleno. También finaliza en el medio ambiente como fertilizante y como alimentación de ganados (LENNTECH, sf).

También, se determinó la concentración de cloruros, cuyo fin es conocer la concentración de cloruro de las muestras de agua potable. El valor recomendado corresponde a 25 mg/L Cl- y el obtenido es de (2,1±0,7) % Cl- lo cual equivale a 210 mg/L Cl- (ver Figura 2) siendo un valor excesivo, pero dentro del límite ya que el valor máximo permitido es 250 mg/L Cl-. El coeficiente de variación es de 1,99 %. Los contenidos de cloruros en las aguas naturales no suelen sobrepasar los 50-60 mg/l. Un contenido elevado de cloruros puede dañar las conducciones y estructuras metálicas y perjudicar el crecimiento vegetal. El aumento en cloruros de un agua puede tener orígenes diversos. Si se trata de una zona costera puede deberse a infiltraciones de agua del mar. En el caso de una zona árida el aumento de cloruros en un agua se debe al lavado de los suelos producido por fuertes lluvias. En último caso, el aumento

de cloruros puede deberse a la contaminación del agua por aguas residuales. (Ambientum, sf).

Finalmente, en el caso del cadmio, la regulación lo evalúa en el tercer nivel y permite su presencia en 0,003 mg/L (Reglamento para la calidad del Agua Potable No 38924-S, 2015); al realizar el análisis se encuentra una concentración de 1,68 ± 0,07 mg/L (ver Figura 2) valor sumamente alto comparado con el máximo permitido. Lo que podría generar afectaciones en la salud, ya que la mayor parte del cadmio que ingresa al cuerpo va a los riñones y al hígado y puede permanecer allí durante años. La desviación estándar relativa obtenida fue de 1,55 %.

Una pequeña cantidad de cadmio que entra al cuerpo es eliminada lentamente en la orina y las heces. El cuerpo puede transformar a la mayor parte del cadmio a una forma que no es perjudicial, sin embargo, demasiado cadmio puede sobrecargar la capacidad del hígado y los riñones para transformar el cadmio a la forma menos dañina. Se puede sufrir de irritación grave del estómago, lo que produce vómitos y diarrea y en ciertas ocasiones la muerte. Ingerir niveles de cadmio más bajos durante un período prolongado puede producir acumulación de cadmio en los riñones. Si se alcanza un nivel suficientemente alto, se producirá daño del riñón (ATSDR, 1999).

VII. Conclusiones

El agua suministrada en el Asentamiento El Barón, en Esparza Puntarenas cumple con las especificaciones de los parámetros analizados del control operativo, nivel primero y nivel segundo del Reglamento para la calidad del Agua Potable No 38924-S, lo cual genera tranquilidad aparente en la población por los controles establecidos para garantía de calidad del agua para consumo humano, aunque es importante profundizar con análisis contemplados en el nivel tercero.

La concentración de cadmio presente en las muestras analizadas (1,68 mg/L) sobrepasan por mucho el valor máximo admisible por el reglamento (0,003 mg/L); y la alta presencia de cadmio en el agua puede traer consecuencias en la salud a mediano plazo, ya que hasta

una exposición baja puede provocar daños en los riñones e hígado, así como aumentar la fragilidad en los huesos. Tras situaciones como esta evidenciada, es recomendable realizar un monitoreo de la situación imperante en la calidad del agua de la comunidad implicada, con el fin de establecer si los resultados son sostenidos en el tiempo e identificar posibilidades de afectación o influencia en un parámetro dado.

Asimismo, la concentración de cloruros está muy por encima de los valores de alerta que establece el reglamento respectivo, aunque no está por fuera del valor máximo admisible; razón por lo cual se debe prestar atención a este parámetro en particular, y ante situaciones como esta, se considera relevante que se realice un monitoreo del parámetro en particular para asegurar que se normaliza la situación, además de realizar más pruebas contempladas en el nivel tercero del reglamento, con el fin de obtener un perfil más completo en lo que respecta a presencia de metales pesados y otros, para inferir alguna eventual afectación por fertilizantes, agroquímicos en general, u otras fuentes de contaminación que puedan considerarse latentes en la zona.

Derivado de este estudio, se evidencia la importancia que reviste el estar realizando monitoreos de la calidad del agua potable que se consume en los distintos poblados y comunidades del país, que a pesar de que es reconocido internacionalmente que Costa Rica es uno de los países que mejor custodia y asegura la calidad en el recurso hídrico, siempre es normal que se presenten situaciones puntuales que afectan la calidad del agua en un momento dado, por lo cual es vital generar las alertas correspondientes para que se realicen estudios como este, que permitan dimensionar una afectación específica y se comunique para ser tratado y atendido por los medios establecidos a través de las ASADAS, como responsables de velar por la potabilidad del agua en las distintas regiones del país.

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	Universidad de Costa Rica - Sede de Occidente
	Revista Pensamiento Actual - Vol 21 - No. 37 2021
	ISSN Impreso: 1409-0112 ISSN Electrónico 2215-3586
	Período Diciembre 2021-Mayo 2022
048. - 061.	DOI 10.15517/PA.V21I37.49000

Ciencias Naturales

Luis Alexis Jiménez-Barboza

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I. Introducción

Western Blot es una técnica utilizada para el análisis de proteínas con la cual se puede identificar, separar o cuantificar proteínas específicas a partir de muestras complejas, como macerados y preparaciones acuosas de tejidos celulares de distinto origen con resultados muy precisos (Kurien y Scofield, 2006).

La técnica Western Blot fue descrita por primera vez a finales de los setenta (Towbin, Staehelin, & Gordon, 1979). Desde entonces, es una metodología ampliamente utilizada en estudios de biología celular y molecular relacionados a la identificación y análisis de proteínas. También, constituye una de las pocas técnicas moleculares cuyos resultados visuales, ya sean cualitativos o cuantitativos, son aceptados en las publicaciones científicas (Kurien y Scofield, 2006). El término Blotting hace referencia a pasar proteínas o ácidos nucleicos a una membrana porosa. Este procedimiento evolucionó a partir del Blot de ADN, utilizado originalmente por Edwin Southern, en 1973, con la técnica molecular llamada Southern Blot (Ford y Southern, 1973).

El método de funcionamiento de la técnica Western Blot se fundamenta en la inmuno-detección de la(s) proteína(s) de interés utilizando anticuerpos específicos capaces de reconocerla(s) e interactuar con ella(s). A pesar de que dicho proceso requiere una mayor manipulación y preparación de la muestra, en comparación con otras técnicas afines, como el ensayo ELISA, el Western Blot posee la capacidad de identificar características propias de la proteína de interés, como la inmunoreactividad de su secuencia así como el tamaño o peso molecular de la proteína detectada, lo cual reduce significativamente la probabilidad de obtener falsos positivos (Shan, 2011).

Para detectar proteínas de baja abundancia en muestras complejas a través de la técnica Western Blot es necesario seguir una serie de pasos. Primero, se debe obtener la muestra o extracto por analizar y determinar su concentración proteica total. Segundo, se separan las proteínas totales de la muestra por electroforesis. Tercero, se trasfieren las proteínas separadas a una membrana de fluoruro de polivinilideno o de nitrocelulosa por

electro-transferencia. Cuarto, se detectan la(s) proteína(s) de interés por medio del suministro de anticuerpos específicos, generando una reacción antígeno-anticuerpo. Finalmente, se suministra un anticuerpo secundario que se adhiere al primero y produce una señal colorimétrica que luego es detectada y cuantificada.

El grado de reactividad que poseen los anticuerpos con la proteína de interés es directamente proporcional a la abundancia de esta en la muestra. Debido a eso, el Western Blot puede proporcionar resultados semi-cuantitativos, ya que no solo proporciona información sobre la presencia o ausencia de la proteína de interés, sino que también arroja datos sobre su abundancia relativa en distintas muestras (Mahmood y Yang, 2012). La sensibilidad del Western Blot depende de varios factores, especialmente de la eficiencia en la transferencia proteica desde el gel hasta la membrana, la retención del antígeno durante el proceso de extracción y manipulación de la muestra y del método de detección utilizado para revelar la proteína de interés en la membrana (Kurien y Scofield, 2015).

Todo experimento de Western Blot debe iniciar a partir de una preparación de extractos proteicos de alta calidad y concentración. En el caso de las plantas, sus tejidos no generan altas concentraciones proteicas cuando se utilizan protocolos comunes de aislamiento de proteínas, en comparación con los tejidos animales (Carpentier et al., 2005). Esto se debe a la presencia de estructuras celulares complejas como la pared celular y el alto contenido de compuestos y metabolitos secundarios, entre ellos terpenos, fenoles y pigmentos, los cuales tornan el aislamiento y la purificación de extractos proteicos vegetales una tarea difícil (Carpentier et al., 2005; Correa Navarro, Buriticá Salazar, Rivera Giraldo, Penagos González, y Torres Osorio, 2017; López Quimbayo, 2012; Wang, Vignani, Scali, y Cresti, 2006). De ahí la importancia de generar protocolos de extracción optimizados para el aislamiento de proteínas a partir de tejidos vegetales específicos.

El presente trabajo pretende servir como protocolo de referencia para la obtención y cuantificación de proteínas totales a partir tejidos de maíz; además, busca la optimización de la técnica del Western Blot

cuantitativo y su futura implementación en el Laboratorio de Biotecnología de la Sede de Occidente de la Universidad de Costa Rica.

II. Fundamentación metodológica

•  Material vegetal:

Para la obtención del material vegetal se utilizaron semillas de maíz morado, Zea mays, de la variedad Pujagua, las cuales fueron otorgadas por Estación Experimental Agrícola Fabio Baudrit Moreno (EEAFBM).

•  Obtención de extractos proteicos de maíz:

La extracción de proteínas de maíz a partir del material vegetal fresco fue optimizada con base en trabajos publicados para el aislamiento y extracción de proteínas vegetales (Bernard, Ciceri, y Viotti, 1994; Kärkönen et al., 2014; Lara-Núñez et al., 2017; Varagona, Schmidt, y Raikhel, 1991)nothing is known about nuclear targeting in plants. The Opaque-2 (O2.

La determinación de la concentración proteica total se realizó mediante el ensayo Bio-Rad protein assay (5000006 Protein Assay Dye Reagent Concentrate de Bio-Rad), basado en Bradford (1976). Se utilizó el ensayo estándar para microplaca, según el manual del producto (Bulletin #LIT33 Rev C, USA), con el estándar proteico comercial de albúmina de suero bovino (BSA, 5000007 Protein Standard II de Bio-Rad). Los ensayos fotométricos fueron realizados en un lector de placas Multiskan FC (ThermoFisher Scientific) para microplacas de 96 pozos (EP0030730119 Cell Culture Plates sterile de Eppendorf).

•  Electroforesis proteica (SDS-PAGE)

El procedimiento utilizado y optimizado en el Laboratorio de Biotecnología de la Sede de Occidente de la Universidad de Costa Rica se basa en el protocolo original desarrollado por Towbin et al. (1979). Las modificaciones realizadas durante el proceso de optimización serán descritas en la sección de resultados.

La electroforesis se realizó con el sistema de electroforesis

de proteínas Mini-PROTEAN de Bio-Rad (1653303 Mini- PROTEAN Casting Stand, 1653146 Sample Loading Guide, 1653308 Mini-PROTEAN Short Plates), utilizando geles de poliacrilamida de 0.75 mm (1653354 Mini-Protean 10 well comb. spacer y1653310 Mini-PROTEAN Spacer Plates with

0.75mm Integrated Spacers de Bio-Rad). Como marcador de peso molecular se empleó el 1610375 Kaleidoscope Standards 5 colores de Bio-Rad. Como fuente de poder para la corrida electroforética se aplicó el OmniPAC Midi

CS-300V (Cleaver Scientific). La tinción y generación de los perfiles proteicos en geles de poliacrilamida se realizó mediante Coomasie azul (1610786 Bio-Safe Coomassie Stain de Bio-Rad).

•  Blot proteico

El Blot proteico consistió en una transferencia semi- seca utilizando el sistema SD20 Semi-Dry Maxi (Cleaver Scientific). Para la manipulación de la membrana se empleó el rodillo 84747 Western Blot Roller de ThermoFisher Scientific y pinzas de metal de borde plano. La tinción de la membrana se realizó mediante el reactivo P3504 Ponceau S de SIGMA.

•  Ensayos con anticuerpos

Para la detección de la proteína control α-tubulina, se

utilizó como anticuerpo primario el T9026 Monoclonal Anti-α-Tubulin antibody (SIGMA) producido en ratón. Como anticuerpo secundario, se utilizó el SAB3701131 Anti-Mouse IgG-Peroxidase (SIGMA) producido en cabra y unido a la peroxidasa de rábano (HRP). La detección de la señal proteica se realizó mediante adición del sustrato T0565 TMB de SIGMA para uso en experimentos de Western Blot.

III.Resultados de la optimización metodológica

•  Resultados de las condiciones optimizadas para obtener el material vegetal:

Para la obtención de las plántulas de maíz, las semillas debieron ser parcialmente esterilizadas utilizando una disolución al 50% de cloro comercial y 0.3% de Tween

20 en agua destilada estéril, por 30 minutos, en agitación constante. Una vez cumplido ese tiempo la disolución fue decantada y las semillas fueron lavadas con etanol al 70%, por un minuto, en el mismo contenedor para remover el cloro. Los mejores resultados se obtuvieron al lavar las semillas un mínimo de 10 veces (o hasta que el olor a cloro hubiera desaparecido del contenedor). A partir de este punto, la manipulación de las semillas de maíz se realizó en condiciones asépticas en una capilla de flujo laminar.

La germinación y crecimiento vegetal a partir de las semillas de maíz se llevó a cabo utilizando frascos de vidrio cilíndricos de fondo redondo estériles, de 9 cm de alto y 8.5 cm de diámetro. Para mantener la humedad dentro de los frascos y otorgarles a las plántulas una matriz estable para su crecimiento, en el fondo del contenedor se utilizó un pliegue de papel poroso, tipo servilleta, previamente esterilizado, el cual se humedeció con al menos 3ml de agua destilada estéril. Los mejores resultados para el crecimiento de las plántulas se obtuvieron al introducir 2 semillas de maíz por frasco sobre el papel humedecido. Finalmente, los frascos se taparon holgadamente con papel aluminio, de manera que se permitiera el intercambio gaseoso. Los frascos fueron llevados a un cuarto de crecimiento con luz artificial constante (24 h), a temperatura ambiente, durante 5 días. Fue muy importante revisar las condiciones de hidratación y contaminación del material vegetal durante el tiempo de crecimiento y, por lo general, cada 2 días fue necesario agregar al menos 1.5 ml de agua destilada estéril.

Estas condiciones de crecimiento optimizadas permitieron un desarrollo homogéneo por parte de las plántulas de maíz, así como una distribución adecuada de su sistema radicular. También facilitó la obtención de cada plántula individual al evitar el entrelazamiento fuerte de las raíces individuales de cada individuo.

•  Resultados de la optimización metodológica para la obtención de extractos proteicos de maíz:

Los mejores tejidos para la extracción de proteínas de maíz resultaron ser las raíces de las plántulas de 5 a 6 días de crecimiento (aunque también puede ser utilizada

otra parte de la plata para la extracción proteica, como hojas y tallo). Con un bisturí, se cortaron las raíces a aproximadamente 1 cm del meristemo apical radicular y de inmediato fueron agregadas al buffer de extracción en frio (4°C), cuyos componentes están optimizados en este trabajo y se muestran en la Tabla 1.

Tabla 1. Buffer de extracción proteica optimizado para macerar tejidos vegetales y disolver la fracción soluble de proteínas totales de la muestra.

	Buffer de extracción	Reactivo utilizado
	50 mM Tris-Cl pH 7.5	T1503 Trizma base de SIGMA
	100 mM NaCl	S9625 Cloruro de sodio ≥99% de SIGMA
	1.5 mM MgCl2	M8266 Magnesium chloride anhydrous,
		≥98% de SIGMA
	10 mM KCl	P9541 Potassium chloride ≥99.0% de
		SIGMA
	5 mM EDTA	EDS Ethylenediaminetetraacetic acid
		≥99% (titration) de SIGMA
	1% β-Mercapto etanol	M3148 β-Mercaptoethanol ≥99% de
		SIGMA
	1x Inhibidores de	PPC1010 Protease and Phosphatase
	proteasas	Inhibitor Cocktail de SIGMA
	0.1% SDS	L3771 Sodium dodecyl sulfate ≥98.5%
		de SIGMA
	20% Glicerol	15514011 UltraPure Glycerol de
		ThermoFisher Scientific
	Fuente: elaboración propia

Los mejores resultados se obtuvieron al introducir, aproximadamente, 100 mg de tejido radicular en 300 µl de buffer de extracción en un tubo de 1.5 ml que contiene una punta de espátula de arena de cuarzo (274739 Sand de SIGMA) y macera el tejido fresco en frío (4°C), utilizando pistilos estériles (BAE199230001-100EA Bel-Art Disposable) por, al menos, 4 minutos. Luego de homogeneizar el extracto proteico se centrifugó a 15000 rpm (21380 g) en una microcentrífuga temperada a 4°C, por 30 minutos. El sobrenadante (extracto proteico) fue

retirado para la cuantificación proteica total por medio del ensayo estándar para microplaca (5000006 Protein Assay Dye Reagent Concentrate de Bio-Rad), basado en Bradford (1976). Una vez cuantificado, el extracto proteico fue almacenado a -20°C. Ese método de extracción aquí reportado arroja concentraciones de entre 2 a 3.5 mg/ml de proteína total soluble.

•  Resultados de la optimización para cuantificar

las proteínas solubles totales:

100, 150, 200 y 250 ug/ml. Es altamente recomendable preparar estos estándares por medio del método de dilución a partir del estándar comercial de BSA. Para dicho fin, se diseñó una plantilla de cálculo para la adición de volúmenes (ver Anexo 1), lo que permitió una reducción en el error de pipeteo y un mejor comportamiento lineal de la absorbancia en el ensayo espectrofotométrico.

El método de cuantificación basado en Bradford (1976)

y utilizando el ensayo estándar para microplaca (ver

Durante la cuantificación total de proteínas, los mejores resultados se obtuvieron al utilizar estándares de albúmina de suero bovino (BSA, 5000007 Protein Standard II de Bio-Rad) con concentraciones de 50,

metodología) mediante el método y el buffer de extracción aquí desarrollado (ver Tabla 1), resultó no ser lineal a concentraciones superiores a 250 ug/ml como lo muestra la Figura 1.

Esta pérdida de linealidad en el ensayo espectrofotométrico en extractos proteicos con concentraciones superiores a los 250 ug/ml pudieron ser provocadas por la concentración de SDS en el buffer de extracción, ya que este ensayo es susceptible a desviaciones provocadas por detergentes según el manual del producto (5000006 Protein Assay Dye Reagent Concentrate de Bio-Rad, Bulletin #LIT33 Rev

C, USA). Por lo anterior, se determinó que los extractos proteicos obtenidos mediante el método aquí reportado para la extracción de proteínas vegetales a partir de material fresco, debieron ser diluidos 20 veces previo a su cuantificación. La mínima cantidad de extracto proteico utilizado para preparar la dilución nunca fue menos de 5 μl.

•	Resultados de la optimización de la metodología
	del Western Blot cuantitativo para proteínas de
	maíz:
•	SDS-PAGE

Según la cantidad de proteína requerida para cargar el gel, los extractos proteicos debieron ser solubilizados en buffer de carga, para alcanzar una concentración final de 25 mM Tris-HCl, pH 6.8; 4% SDS; 5% glicerol; 0.005% azul de bromofenol y 25 mM de DTT. Los mejores resultados se alcanzaron mediante la adición de un buffer de carga concentrado (4x) previamente preparado y almacenado

a -20°C (ver Tabla 2), con todos los componentes antes descritos excepto el DTT, el cual debe ser agregado fresco, justo en el momento de solubilizar los extractos proteicos en el buffer de carga.

Una vez solubilizada la cantidad necesaria de extracto proteico en el buffer de carga, cada muestra debió ser incubada por 10 minutos a 98°C y, después, centrifugada brevemente por 1 minuto. Posterior al periodo de incubación, fue muy importante dejar temperar las muestras a 4°C antes de su manipulación, para así evitar pérdidas de volumen por evaporación.

Para una mejor preparación de los extractos proteicos en el buffer de carga, se diseñó una plantilla de cálculo adjunta en el Anexo 2, la cual facilitó enormemente el cálculo de los volúmenes necesarios para mantener las concentraciones anteriormente descritas y cargar cuantitativamente las muestras proteicas en el gel.

Una mejor separación de la fracción proteica total se alcanzó al utilizar un sistema discontinuo de electroforesis de poliacrilamida; con el gel concentrador (gel superior) al 5% y el gel separador (gel inferior) al 12%. Es altamente recomendable preparar ambos geles a partir

de disoluciones madre de buffer Tris-HCl (0.5 M Tris-HCl, pH 6.8, 0.4% SDS para el gel superior y 1.5 M Tris-HCl, pH 8.8, 0.4% SDS para los geles inferiores). La preparación optimizada para el gel superior e inferior (utilizando estas disoluciones madre de buffer Tris-HCl) se realizó según la Tabla 3 para el sistema Mini-PROTEAN de Bio-Rad para geles de 0.75 mm.

Utilizando el sistema Mini-PROTEAN de Bio-Rad, una correcta separación electroforética de las proteínas se logró al emplear el buffer de corrida adecuado con una concentración de 0.025M Tris (T1503 de SIGMA), 0.18M Glicina (G8898 de SIGMA) y 0.1% SDS (L3771 de SIGMA); y manteniendo el voltaje a 40 V hasta que la coloración del azul de bromofenol alcanzó el gel separador (por aproximadamente 30 min), para luego incrementar el voltaje a 80 V por aproximadamente 50 min. Los voltajes se debieron duplicar cuando se corrían 2 geles simultáneamente en este sistema.

•  Transferencia proteica (Blot):

La transferencia proteica utilizando el sistema semi- seco SD20 Semi-Dry Maxi (Cleaver Scientific) resultó satisfactoria con una corriente de 600 mA por 1 hora; lo que generaba un voltaje de 8-11V. Corrientes de 700 mA, o más, generaban un aumento significativo en la producción de calor durante la transferencia. El sistema se

humedeció utilizando buffer de transferencia conteniendo 25 mM Tris, 0.2 M Gicina, 20% Metanol (Towbin et al., 1979) y, en el cual, el gel debió sugerirse por 10 min en agitación constante. El Blot proteico se logró exitosamente utilizando 3 pliegues de papel filtro (1620118 Thin Blot Paper de Bio-Rad) en cada extremo del sándwich de transferencia; de 9x6 y 9x12.5 cm para transferir 1 gel y 2 geles, respectivamente. La membrana de nitrocelulosa incluyó al menos, un área de 9.5x6.5 cm por gel. La membrana utilizada fue GE10600004 Amersham Protran de GE Healthcare Life Science, con un tamaño de poro de 0.2 μm, lo cual permite retener proteínas menores de 20kDa, disminuyendo así las pérdidas de proteínas pequeñas durante la transferencia (Kurien y Scofield, 2015).

El perfil proteico resultante luego de la transferencia fue obtenido mediante una tinción reversible de la membrana, utilizando el reactivo Ponceau S (P3504 de SIGMA) al 0.1% y ácido acético glacial al 2.5% (A6283

de SIGMA). Esta tinción se completó satisfactoriamente después de 15 min en agitación constante (ver Figura 2). Para su uso posterior, la membrana fue desteñida con al

menos 3 lavados subsecuentes con agua destilada, por, aproximadamente, 30 segundos en agitación constante.

El bloqueo de la membrana se realizó mediante el buffer TBS (buffer de disolución salina con Tris; 20mM Tris- HCl, pH 7.5, 150 mM NaCl), conteniendo, además, 0.1% de Tween 20 (P9416 de SIGMA) y 5% de leche en polvo sin grasa (1706404 Blotting-Grade Blocker de Bio-Rad). Un bloqueo exitoso de la membrana se logró durante 1 hora a temperatura ambiente, o durante toda la noche a 4°C; ambos en agitación constante. Una vez bloqueada la membrana, se realizó un lavado con buffer TBS conteniendo 0.1% de Tween 20, por 10 min.

•  Resultados del tratamiento con anticuerpos:

Para la detección de la proteína control α-tubulina, el

anticuerpo primario (T9026 de SIGMA) fue diluido 1:1000

en buffer de disolución salina (TBS), conteniendo 2.5%

de leche en polvo sin grasa. Los mejores resultados se

obtuvieron al dejar la membrana en este buffer con el

anticuerpo primario durante toda la noche a 4°C en

agitación constante. Una vez finalizado este proceso, la membrana debió ser lavada 3 veces con buffer TBS conteniendo 0.1% de Tween 20, por 10 min.

La inmunodetección utilizando la peroxidasa de rábano (HRP) se logró mediante un tratamiento con el anticuerpo secundario (SAB3701131 de SIGMA) diluido 1:1000 en buffer de disolución salina (TBS) conteniendo 2.5% de leche en polvo sin grasa. Los mejores resultados se

obtuvieron al dejar la membrana en este buffer con el

anticuerpo secundario durante 1 hora, a temperatura

ambiente, y en agitación constante. Una vez finalizado

este proceso, la membrana debió ser lavada 3 veces con buffer TBS conteniendo 0.1% de Tween 20, por 10 min. Previo al ensayo colorimétrico, la membrana debió ser secada cuidadosamente utilizando papel toalla sobre su superficie.

La señal colorimétrica fue alcanzada utilizando, al menos,

1.5ml del sustrato TMB (T0565 de SIGMA) para cada membrana y dejando reposar la reacción durante al menos 1 min. Es recomendable que durante este proceso, la membrana se envuelva en plástico adhesivo para facilitar su manipulación.

Como se muestra en la Figura 3, la detección de la proteína control α-tubulina fue exitosa en los extractos proteicos de maíz obtenidos mediante esta metodología. La señal pudo ser cuantificada mediante el software ImageJ versión 1.53e.

Todo experimento que involucre la técnica del Western Blot cuantitativo necesita realizar un proceso de normalización de la señal colorimétrica obtenida. Esto utilizando proteínas control cuya señal (o abundancia) debe ser proporcional a la cantidad proteica cargada en el

gel, lo cual es verificado mediante el rango dinámico lineal de la proteína control que relaciona la señal obtenida en el ensayo inmunológico con la carga proteica realizada en la electroforesis (Taylor, Berkelman, Yadav, y Hammond, 2013). Esta normalización permite validar el carácter semicuantitativo de un experimento de Western Blot, cuando se pretende comprar la abundancia relativa de una proteína de interés en distintas muestras o extractos proteicos. Como se puede observar en la Figura 3, el Western Blot es semicuantitativo al utilizar la α-tubulina para cargas proteicas de 5 a 45μg bajo estas condiciones experimentales. A pesar de que varios autores han propuesto el uso de nuevos controles, la α-tubulina es una proteína control que se expresa de forma constitutiva y ha sido ampliamente utilizada en estudios tanto de expresión genética como proteica (Huis, Hawkins, y Neutelings, 2010; Moritz, 2017; Mróz, Havey, y Bartoszewski, 2015; Taylor et al., 2013)The Author(s.

El presente trabajo permitió el desarrollo de un protocolo para la obtención y cuantificación de extractos proteicos solubles a partir de tejidos vegetales frescos de maíz. Además, por primera vez en el Laboratorio de Biotecnología de la Sede de Occidente de la Universidad de Costa Rica, se logró la optimización e implementación del método del Western Blot cuantitativo utilizando el sistema Mini-PROTEAN de Bio-Rad, a partir de extractos proteicos de maíz y utilizando anticuerpos específicos contra la proteína control α-tubulina que es ampliamente utilizada en estudios con proteínas.

V. Agradecimientos

Este trabajo fue posible gracias al apoyo fundamental de la Estación Experimental Fabio Baudrit Moreno y principalmente al colega PhD. Pablo Bolaños Villegas. Además, se agradece el soporte financiero provisto por el Fondo Especial de Estímulo a la Investigación de la Vicerrectoría de Investigación de la Universidad de Costa Rica, así como el constante apoyo y colaboración de la oficina de Coordinación de Investigación de la Sede de Occidente. Finalmente, se les agradece muy especialmente a los asistentes de investigación que formaron parte de este proyecto, en su gran mayoría de la carrera de Bach. y Lic. en Laboratorista Químico de la Universidad de Costa Rica, que demostraron poseer una gran preparación y manejo profesional de las tareas de investigación asignadas.

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Comercial

Cn (µg/ml):

1340

Estándar

Comercial

Estándar A

Cn (µg/ml):

250

A preparar 240.0 (µl):

Restante 80.0 disponible

(µl):

tomar de comercial (µl)

44.8

tampón o agua (µl)

195.2

Estándar B

Cn (µg/ ml):

200

A preparar 200.0 (µl):

Restante 80.0 disponible

(µl):

tomar de A (µl):

160.0

tampón o agua (µl)

40.0

Estándar C

Cn (µg/ ml):

150

A preparar 160.0 (µl):

Restante 80.0 disponible

(µl):

tomar de la B (µl):

120.0

tampón o agua (µl)

40.0

estándar D

Cn (µg/ ml):

100

A preparar 120.0 (µl):

Restante 80.0 disponible

(µl):

tomar de la C (µl):

80.0

tampón o agua (µl)

40.0

Estándar E

Cn (µg/ ml):

50

A preparar 80.0 (µl):

Restante 80.0 disponible

(µl):

tomar de la D (µl):

40.0

tampón o agua (µl)

40.0