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XVIII Seminario Ibérico de Química Marina Alicante (España), 20-22 Julio 2016

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Esta publicación debe citarse como:

VALLE C, AGUILAR J, ARECHAVALA P, ASENSIO L, BLASCO J, CABRERA R, COBELO A, CORBÍ H, CRAVO A, DELA-OSSA JA, DEL-PILAR Y, FERNÁNDEZ V, FERNÁNDEZ Y, FERRERO LM, FORCADA A, FORJA J, GIMÉNEZ F, GÓMEZ A, GONZÁLEZ JM, IZQUIERDO D, LEÓN V, MARCO C, MARTÍNEZ E, ORTEGA T, RAMOS A, RUBIO E, SÁNCHEZ JL, SÁNCHEZ P, SANTANA M, SANZ C, TOLEDO K, ZUBCOFF JJ (Ed.). 2016. Libro de Resúmenes. XVIII Seminario Ibérico de Química Marina. Universidad de Alicante, Alicante. 114 pp. ISBN: 978-84-16724-18-5.

Edita:

Universidad de Alicante Departamento de Ciencias del Mar y Biología Aplicada

ISBN:

978-84-16724-18-5

Diseño de portada: Imagén de portada: Maquetación:

Luis M. Ferrero Pablo Arechavala Luis M. Ferrero, Pablo Arechavala, Reme Cabrera

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Comité organizador Abelardo Gómez, Universidad de Cádiz Alexandra Cravo, Universidade do Algarve Antonio Cobelo, Instituto de Investigaciones Marinas, CSIC Jesús Forja, Universidad de Cádiz Julián Blasco, Instituto de Ciencias Marinas de Andalucía, CSIC Magdalena Santana Casiano, Universidad Las Palmas de Gran Canaria Rocío Ponce, Universidad de Cádiz Teodora Ortega, Universidad de Cádiz Victor León, Instituto Español de Oceanografía Comité organizador local Aitor Forcada, Universidad de Alicante Alfonso Ramos, Universidad de Alicante Candela Marco, Universidad de Alicante Carlos Sanz, Universidad de Alicante Carlos Valle, Universidad de Alicante David Izquierdo, Universidad de Alicante Elena Martínez, Universidad de Alicante Esther Rubio, Universidad de Alicante Francisca Giménez, Universidad de Alicante Hugo Corbí, Universidad de Alicante Javier Aguilar, Universidad de Alicante José Antonio de la Ossa, Universidad de Alicante José Jacobo Zubcoff, Universidad de Alicante José Luis Sánchez, Universidad de Alicante José Miguel González, Universidad de Alicante Kilian Toledo, Universidad de Alicante Leticia Asensio, Universidad de Alicante Luis M. Ferrero, Universidad de Alicante Pablo Arechavala, Universidad de Alicante

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Pablo Sánchez, Universidad de Alicante Reme Cabrera, Universidad de Cádiz Victoria Fernández, Universidad de Alicante Yoana Del Pilar, Universidad de Alicante Yolanda Fernández, Universidad de Alicante Comité científico Xosé Anton Álvarez Salgado, Instituto de Investigaciones Marinas, CSIC Abelardo Gómez Parra, Universidad de Cádiz Antonio Tovar, Instituto de Ciencias Marinas de Andalucía, CSIC Fiz F. Pérez, Instituto de Investigaciones Marinas, CSIC Guillermo Grindlay, Universidad de Alicante Isidro M. Pastor, Universidad de Alicante Josep M. Gasol, Institut de Ciències del Mar, CSIC Luís Lubián, Instituto de Ciencias Marinas de Andalucía, CSIC María J. Bebianno, Universidade do Algarve Melchor González Dávila, Universidad Las Palmas de Gran Canaria Miguel Caetano, Instituto de Investigacao das Pescas e do Mar Ricardo Prego, Instituto de Investigaciones Marinas, CSIC

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Instituciones organizadoras: Universidad de Alicante Universitat de Barcelona Universidad de Cadiz Universidad Católica de Valencia San Vicente Mártir Universidad de Las Palmas de Gran Canaria Universidad de Vigo

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AUTOR / Área temática / Tipo de comunicación .......................................................................... # Página ÁLVAREZ-IGLESIAS et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ............................................ 9 ÁLVAREZ-VÁZQUEZ et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ......................................... 12 ÁLVAREZ-VÁZQUEZ et al. / Procesos biogeoquímicos / Oral ..................................................................... 14 APARICIO-GONZÁLEZ et al. / Cambio climático / Poster ............................................................................ 17 BAENA-NOGUERAS et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral .............................................. 19 BASALLOTE et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ......................................................... 21 BASALLOTE et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ...................................................... 23 BEBIANNO et al. / Conferencia invitada ...................................................................................................... 25 BIEL-MAESO et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral........................................................ 26 BRITO et al. / Procesos biogeoquímicos / Póster ........................................................................................ 28 COBELO-GARCÍA et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ................................................. 30 CORREIA et al. / Oceanografía / Póster ....................................................................................................... 32 COZAR / Conferencia invitada .................................................................................................................... 35 DÍAZ et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ................................................................. 38 DURÁ et al. / Procesos biogeoquímicos / Póster......................................................................................... 40 GARCÍA-GUERRA et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ................................................. 42 GÓMEZ-PARRA et al. / Procesos biogeoquímicos / Oral ............................................................................. 44 GONZALEZ et al. / Procesos biogeoquímicos / Oral.................................................................................... 46 GONZÁLEZ-GARCÍA et al. / Oceanografía / Oral ........................................................................................ 48 GONZÁLEZ-ORTEGÓN et al. / Procesos biogeoquímicos / Póster................................................................ 50 GUERRA et al. / Procesos biogeoquímicos / Póster..................................................................................... 52 JEREZ-MARTEL et al. / Procesos biogeoquímicos / Oral ............................................................................ 54 JIMÉNEZ-LÓPEZ et al. / Cambio climático / Oral ........................................................................................ 56 JIMÉNEZ-LÓPEZ et al. / Cambio climático / Oral ........................................................................................ 58 LEÓN et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ................................................................... 60 LÓPEZ-SÁNCHEZ et al. / Oceanografía / Póster .......................................................................................... 63 MARTÍNEZ-PÉREZ et al. / Oceanografía / Oral ........................................................................................... 65 MIL-HOMENS et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster.................................................... 67 MORENO-ANDRÉS et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ............................................... 70 MUÑOZ-LECHUGA et al. / Procesos biogeoquímicos / Póster ..................................................................... 73 ORTEGA et al. / Cambio climático / Oral .................................................................................................... 75 ORTEGA et al. / Procesos biogeoquímicos / Póster ..................................................................................... 77 PÉREZ-ALMEIDA et al. / Oceanografía / Oral .............................................................................................. 79 PINARDI et al. / Conferencia invitada ......................................................................................................... 81 PINTADO-HERRERA et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ............................................. 82 RAIMUNDO et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral........................................................... 84 RIBEIRO et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ............................................................ 86

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RODRÍGUEZ-ROMERO et al. / Cambio climático / Póster ............................................................................ 89 ROSA et al. / Oceanografía / Oral ............................................................................................................... 91 SAMPER et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster............................................................. 93 SÁNCHEZ-QUILES et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ................................................ 94 SANTANA-CASIANO / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ..................................................... 96 SENDRA et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Oral ............................................................... 99 SIERRA et al. / Cambio climático / Oral.................................................................................................... 102 TOVAR-SÁNCHEZ et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ............................................ 105 TOVAR-SÁNCHEZ et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster ............................................ 107 TRAVERSO-SOTO et al. / Contaminación y ecotoxicología marinas / Póster............................................ 109 TROMBINI et al. / Conferencia invitada .................................................................................................... 111

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Timing of lead sources and bioavailability in sediments from San Simón Bay (NW Spain): core scanners as complementary tools Paula Álvarez-Iglesias1,2, Isabel Rodríguez-Germade1, Belén Rubio1, Daniel Rey1, Begoña Quintana3 & Jorge Millos2 1

Grupo GEOMA, Dpto. de Geociencias Marinas y Ordenación del Territorio, Facultad de Ciencias, Universidade de Vigo, Vigo 36310 Spain 2 Servicio de Seguridad Alimentaria y Desarrollo Sostenible, C.A.C.T.I., Universidade de Vigo, Vigo 36310 Spain 3 Laboratorio de Radiaciones Ionizantes, Dpto. de Física Fundamental, Universidad de Salamanca, Salamanca, 37008 Spain

ABSTRACT San Simón Bay (inner Ría de Vigo), a well-known Pb polluted area, was selected for monitoring the historical Pb pollution and its diagenetic evolution based on pore water and sediment analyses on two sediment cores collected close to the main Pb input, a ceramic factory. The age-model was constructed by Pb-210 dating and corroborated by the detection of temporal markers in different cores (Cs-137, Pb maxima inputs). Very high Pb total contents were observed, more than half in the recoverable fraction. Pb stable isotope ratios confirmed the ceramic factory as the main Pb input, even after its closure. Results obtained by conventional and high-resolution XRF techniques (Itrax core scanner) were combined to monitor Pb pollution. The Itrax core scanner provided detailed information on core sediment composition, which could affect radionuclide activities, and metal variability.

INTRODUCTION Coastal sedimentary environments are very sensitive to anthropogenic activities and have been the target of numerous pollution studies [1]. In particular, very high Pb levels were detected in San Simón Bay (inner Ría de Vigo, NW Spain), being the main source an ancient ceramic factory located at the NE coast of the Bay [2-3]. Sediments of these bay are characterized by high organic matter contents that fuel early diagenetic processes, which affect to metal speciation [3]. The main aim of this work is to monitor the historical and diagenetic evolution of Pb in the sedimentary record of San Simón Bay by applying a multidisciplinary approach with different analytical techniques including XRF core scanners (Itrax) as useful screening tools that allow obtaining high resolution data. MATERIAL AND METHODS Two cores were collected in the intertidal area of San Simón Bay, close to the ceramic factory, in October 2010: SS10T01 (0.27 m) and its replicate SS10T03 (0.36 m). Once in the laboratory, cores were half-split and pore waters were collected from SS10T01. These pore waters were divided in three aliquots: for determining sulfates (by UV-VIS spectrometry), sulfides (UV-VIS) and trace elements (by ICP-MS). Afterwards, a U-channel was extracted from each core, and analyzed by Itrax core scanner. This allows obtaining the optical and radiographic

images of the cores and their qualitative elemental composition by XRF in a few hours (measuring conditions: Mo tube at 30 kV and 55 mA, 10 s exposure time and 500 µm step size). Cores were subsampled each 1 cm. This resolution was selected for analyzing SS10T03, while 2-3 cm was chosen for SS10T01. Grain size distribution was analyzed in both cores by laser diffraction. Core SS10T03 was dedicated to water content determination and radionuclide analyses by γ-ray spectrometry (in particular 214 Pb, 210Pb and 137Cs for dating). The other analyses were performed on core SS10T01. Contents of total carbon (TC), nitrogen (TN), sulfur (TS) and inorganic carbon (TIC) were determined by Elemental Analysis. Total contents of major and trace elements were also determined by conventional XRF. The methods proposed for trace elements by the NWRI (Canada) [4] were used to obtain the bioavailable, recoverable and total fractions of Pb (and Ag, Cr, Cu, Zn). Lead stable isotope ratios were determined on those extracts by ICP-MC-MS. Different mixture models were applied to these ratios to obtain the total anthropogenic component, the isotopic signature of the Pb anthropogenic inputs and the relative contribution of each Pb source [3]. All analytical work was performed at the CACTI of the University of Vigo, except that on radionuclides, that was performed at the LRI of the University of Salamanca. RESULTS AND DISCUSSION

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The studied sediments were mostly sandy silts with TOC, TN, TS and TIC contents that are characteristic of the study area. Two facies could be defined in core SS10T01: the upper one (0-13.5 cm) which comprised dark-colored sediments with higher TOC and TS contents than the lower one (13.5-27 cm), with light-colored sediments and higher TIC contents. A similar facies distribution was observed in core SS10T03 (two facies: 0-16.5 cm, and below), but with an additional coarse-sand layer near its bottom (Fig. 1). Sediments are oxic until 2.5 cm, and then, suboxic. No Pb was detected in pore waters (20%). Algunas familias como los antihipertensivos y reguladores lipídicos fueron halladas en porcentajes muy bajos ( 80) en el Golfo de Cádiz. Con el fin de evaluar el estado del medio ambiente acuático de la zona se realizaron 6 transectos de monitorización espacial entre las aguas costeras de la Bahía de Cádiz que comprendió tres ríos afectados por las descargas de efluentes procedentes de E.D.A.R. cercanas

(Río Guadalete, Caño de Sancti-Petri y Río San Pedro) y tres transectos oceánicos que partieron desde Cabo Trafalgar, Caño de Sancti-Petri y desembocadura del Río Guadalquivir (Fig. 1). Posteriormente se realizó un análisis del riesgo ambiental utilizando las concentraciones determinadas y bibliografía disponible sobre la toxicidad de fármacos en especies acuáticas.

Bahía de Cádiz GOLFO DE CÁDIZ Guadalquivir Sancti-Petri Cabo Trafalgar BAHÍA DE CÁDIZ Río Guadalete Río San Pedro Caño Sancti-Petri

Fig. 1. Área de muestreo en el Golfo de Cádiz.

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Las campañas se realizaron en verano de 2015 en 6 transectos localizados en el Golfo de Cádiz (Fig. 1). Las muestras de agua fueron recogidas en botellas ámbar de 1L previamente lavadas, filtradas por 0.45 micras y almacenadas a 4ºC hasta su procesamiento en el laboratorio. La metodología utilizada para el análisis de 83 compuestos farmacéuticos se realizó por la técnica de extracción en fase sólida (SPE), seguida de cromatografía líquida de ultra resolución conectado a un detector de espectrometría de masas (UPLC-QqQ-MS/MS) [2]. Respecto al análisis ambiental, se consideraron las concentraciones más altas como el peor escenario posible (PECs) y aquellos valores límite a partir de los cuáles ya no se producen efectos según estudios toxicológicos (PNECs). Ambos valores permiten establecer un ratio PEC/PNEC que se corresponde con el coeficiente de riesgo (HQ) y por el cuál se define la existencia de cierto riesgo ecológico en caso de encontrarse por encima de 1.

Para el área más contaminada, el estuario del Río Guadalete, se observa que la relación entre la concentración de algunos fármacos y la salinidad era generalmente lineal (Fig. 4). Tal relación se debe a la mezcla longitudinal de las aguas residuales procedentes de la E.D.A.R. de Jerez de la Frontera que se van mezclando con el agua salina a lo largo del recorrido del transecto y ve mermada su concentración, surgiendo un comportamiento conservativo como consecuencia de su baja capacidad de adsorción y degradación [3]. Además, se hallaron algunos de los mayores valores de riesgo ambiental (HQ), siendo máximos para sulfametoxazol y triclosán.

Concentración [ng L-1]

MATERIAL Y MÉTODOS

Carbamazepina

40

y = -0.7523x + 27.203 R² = 0.9727

30 20 10 0 0

10

20

Salinidad (‰)

RESULTADOS Y DISCUSIÓN Como puede observarse en la Fig. 2, los transectos con mayor concentración por fármacos están localizados en el interior de la Bahía de Cádiz, siendo el transecto del Río Guadalete el que posee mayor contaminación con valores que oscilan entre 1000-4000 ng L-1. Por otra parte, se detectaron valores inferiores en los transectos oceánicos del Golfo de Cádiz, encontrándose la media de éstos en un rango de 50-150 ng L-1.

Log [PhACs] (ng L-1)

Primer cuartil 10000

Valor más bajo

Mediana

Valor más alto

y = -3.1955x + 116.62 R² = 0.9583

100 50 0 0

10

20

Salinidad (‰)

30

40

Fig. 4. Relación entre la concentración y la salinidad para los productos farmacéuticos seleccionados. AGRADECIMIENTOS

100

10 Transectos Bahía de Cadíz Guadalete

Caño SP

Transectos oceánicos

San Pedro Guadalquivir Sancti-Petri

Trafalgar

Fig. 2. Diagramas de cajas que muestra la concentración hallada en los 6 transectos de estudio. Entre las familias de fármacos encontradas en el área de estudio cabe destacar los antimicrobianos, seguido de antiinflamatorios, antidepresivos y estimulantes (Fig. 3). 1% 21% 57%

40

Tercer cuartil

1000

1

Concentración [ng L-1]

Atenolol 150

30

2% 9% 10%

Analgésicos y antiinflamatorios Antihipertensivos y reguladores lipídicos Antidepresivos y estimulantes Antibióticos Antimicrobianos Otros fármacos

Fig. 3. Porcentaje de las familias de fármacos encontradas en el área de estudio.

Este trabajo ha sido llevado a cabo como parte del proyecto RNM-6613 financiado por la Consejería de Innovación, Ciencia y Empresa de la Junta de Andalucía y por el Plan de Campaña Oceanográfica STOCA 201509 en el B/O Angeles Alvariño coordinado por Instituto Español de Oceanografía (IEO). REFERENCIAS 1 - Heberer T, 2002. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment. Toxicol. Lett. 131 (1-2): 5-17. 2 - Baena-Nogueras RM, Pintado-Herrera MG, GonzálezMazo E. & Lara-Martín PA. 2015. Determination of Pharmaceuticals in Coastal Systems Using Solid Phase Extraction (SPE) Followed by Ultra Performance Liquid Chromatography – tandem Mass Spectrometry (UPLCMS/MS). Curr. Anal. Chem., 11 (4): 1-19. 3 - Lara-Martín PA., González-Mazo E., Petrovic M., Barceló D., Brownawell BJ. 2014. Occurrence, distribution and partitioning of nonionic surfactants and pharmaceuticals in the urbanized Long Island Sound Estuary (NY). Mar. Pollut. Bull., 85 (2): 710-719.

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Distribution of rare earth elements in estuarine sediments from the Tagus Estuary (Portugal): Evidence of anthropogenic contamination Pedro Brito1,2, Isabel Caçador2, Ricardo Prego3, Mário Mil-Homens1, Miguel Caetano1 1

IPMA - Portuguese Institute of Sea and Atmosphere, Rua Alfredo Magalhães Ramalho, 6, 1495-006 Lisbon, Portugal FCUL - Faculdade de Ciências, Universidade de Lisboa, Campo Grande, 1749-016 Lisbon, Portugal 3 CSIC-IIM - Marine Research Institute (CSIC), Av. Eduardo Cabello, 6. E-36208 Vigo, Spain 2

ABSTRACT Concentration and fractionation patterns of rare earth elements (REE) have been studied in sediments from the Tagus estuary. The spatial distribution pattern of REE and PAAS-normalized ratios shows two distinct areas: 1) the upper estuary and, 2) the middle and lower estuary. The upper estuary is marked by coarse-grain sediment, with lower ΣREE concentrations. The PAAS-normalized ratios profile shows slight Light REE (LREE)enrichment and a positive Eu anomaly. The middle and lower estuarine sediments are mainly composed by silt and clay with higher ΣREE concentrations and a clear Medium-REE (MREE)-enrichment relative to LREE and Heavy-REE (HREE). Concentrations of REE in Tagus were mainly ruled by sediment nature and anthropogenic sources.

INTRODUCTIÓN The rare earth elements (REE) have been intensively studied as natural tracers of biogeochemical processes [1]. Due to their consistent behaviour the REE are widely used as tracers of sources and processes controlling trace element distribution in marine sediments [2, 3, 4, 5]. The REE distribution in sediments is largely controlled by scavenging processes [6, 7, 8, 9], by redox conditions of the overlying water column [10], by composition of the terrigenous source [11] and by potential anthropogenic inputs [12]. Different works reported on anomalous REE concentrations in river and marine sediments [12, 13, 14, 15, 16] caused by unnatural liquid or solid inputs derived from human activities (e.g. industrial plants, acid mine drainage, agricultural activities). The Tagus Estuary, one of the largest in Europe (320 km2 total area) has been contaminated mainly by two industrial areas located in the north and south margins [17, 18], and domestic effluents from the metropolitan area of Lisbon [19]. High levels of metals (As, Pb, Zn, Cu and Hg) have been reported in surface sediments and sediment cores [17, 18, 20], in suspended particulate matter near the sources and of the lower estuary [17, 21, 22]. The aim of this work was to study the REE distribution and frationating in surface sediments from the Tagus estuary and to assess rule of urban and industrial activities as sources of anomalous REE concentrations. MATERIAL AND METHODS Surface sediments (0-5 cm layer) were sampled in the Tagus estuary using a Van Veen grab sampler and dried at

40° C, sieved through a 2-mm mesh and grounded with an agate mortar. Samples were completely mineralized and analysed by inductively-coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS) using a Thermo Elemental, X-Series, following [23]. The precision and accuracy of the analytical procedures was controlled through repeated analysis of the studied elements in certified reference materials: AGV-1 and MAG-1 (USGS). RESULTS AND DISCUSSION Total REE concentrations (ΣREE) ranged between 30 and 145 mg.kg-1. The lowest ΣREE concentrations were found in the coarse-grained sediments sampled in T8, T9 and T10 (upper estuary), with values of 30, 35 and 39 mg.kg-1, respectively. Conversely, middle and lower estuary sediments, mainly composed of silt and clay, showed higher ΣREE concentrations, varying from 103 to 145 mg.kg-1. These results suggest the relevance of sediment particle nature in the transport of REE, assuming that contents in terrigenous sediments increase in the sand-siltclay series [24]. Light REE (LREE) concentrations are higher than Heavy REE (HREE) for all surface sediments studied in the estuary. The REE concentrations were normalized to post-Arcaen Australian Shales (PAAS) [25] to allow one to identify within the typical sedimentary REE patterns, an enrichment or deficiency of a single element or group of elements [26]. PAAS-normalized ratios show two distinct REE fractionation patterns. The first pattern was observed in the upper estuary (T8, T9 and T10), with a slight enrichment of LREE relative to HREE. The (La/Yb)PAAS values vary from 1.32 to 1.61, as expected in normal estuaries with mixing

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between neutral and/or slightly basic waters, where REE through salinity-induced precipitation are removed in the following order LREE>MREE>HREE [27]. A positive Europium anomaly ([Eu/Eu*]) ranging from 1.57 to 2.10, indicate a significant Eu anomaly in these sediments. Such high anomaly is not common in sedimentary environments suggesting changes in the redox cycle of this element and/or anthropogenic input [28]. A second REE fractionation pattern was observed in sediments from the middle and lower estuary (T1-T7), revealing clearly a MREE-enrichment profile. The (La/Gd)PAAS values, varying from 0.68 to 0.73, suggest a different input of particles with a distinct origin. In this section of the estuary has been previously reported an hotspot for many contaminants [29] related to the existence of old chemical and metallurgic activities, namely those using mineral pyrite ores as raw material.

1,20

T1

T2

T3

T4

T5

T6

T7

T8

T9

T10

1,00

REE/PAAS

0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 La Ce Pr Nd Sm Eu Gd Tb Dy Ho Er Tm Yb Lu

Fig. 1. PAAS-Normalized REE patterns for surface sediments collected in the Tagus estuary. ACKNOWLEDGEMENTS The current work is part of the FCT project PTDC/QEQEPR/1249/2014. REFERENCES 1 - Oliveri, E., Neri, R., Bellanca, A., Riding, R., 2010. Sedimentology, 57: 142–161. 2 - Piper, D.Z., 1974. Chem. Geol., 14: 285–304. 3 - Sholkovitz, E.R., 1990. Chem. Geol., 88: 333–347. 4 - Murray, R.W., Buchholtzten Brink, M.R., Gerlach, D.C., Russ, G.P., Jones, D.L., 1991. Geochim. Cosmochim. Acta, 55: 1875–1895. 5 - Censi, P., Incarbona, A., Oliveri, E., Bonomo, S., Tranchida, G., 2010. Palaeogeography, Palaeoclimatology, Palaeoecology, 292, (1-2): 201–210. 6 - Elderfield, H., Greaves, M.J., 1982. Nature, 296: 214– 219. 7 - Whitfield, M., Turner, D.R., 1987. In: Stumm, W. (Ed.), Aquatic Surface Chemistry. Wiley, New York, pp. 457– 493.

8 - Elderfield, H., 1988. Philos. Trans. Roy. Soc. Lond. Ser. A, 325: 105–126. 9 - Haley, B.A., Klinkhammer, G.P., McManus, J., 2004. Geochim. Cosmochim. Acta, 68: 1265–1279. 10 - Liu, Y.-G., Miah, M.R.U., Schmitt, R.A., 1988. Geochim. Cosmochim. Acta, 52: 1361–1371. 11 - Taylor, S.R., McLennan, S.M., 1985. Blackwell Scientific Publications, Oxford. 12 - Olmez, I., Sholkovitz, E.R., Hermann, D., Eganhouse, R.P., 1991. Environ. Sci. Technol., 25: 310–316. 13 - Ravichandran, M., 1996. Mar. Poll. Bull., 32: 719– 726. 14 - Borrego, J., López-González, N., Carro, B., LozanoSoria, O., 2004. Mar. Poll. Bull., 49: 1045–1053. 15 - Oliveira, S.M.B., Silva, P.S.C., Mazzilli, B.P., Favaro, D.I.T., Saueia, C.H., 2007. Appl. Geochem., 22: 837–850. 16 - Oliveira, M.L.S., Ward, C.R., Izquierdo, M., Sampaio, C.H., de Brum, I.A.S., Kautzmann, R.M., Sabedot, S., Querol, X., Silva, L.F.O., 2012. Sci. Total Environ., 430: 34–47. 17 - Vale, C., 1990. Sci. Total Environ., 97 (98): 137–154. 18 - Canário, J., Vale, C., Caetano, M., 2005. Marine Pollution Bulletin, 50: 1142–1145. 19 - Canário, J., Vale, C., 2007. Scientific Report, IPIMAR, June 2007, p. 78. 20 - Caçador, I., Vale, C., Catarino, F., 1996. Estuarine Coastal Shelf Science, 42 (3): 393–403. 21 - Vale, C., Ferreira, A., Micaelo, A., Caetano, M., Pereira, E., Madureira, M., Ramalhosa, E., 1998. Water Science Technology, 37: 25–31. 22 - Canário, J., Vale, C., Nogueira, M., 2008. Applied Geochemistry, 23: 519–528. 23 - Prego, R., Caetano, M., Bernardez, P., Brito, P., Ospina-Alvarez, N., & Vale, C., 2012. Continental Shelf Research, 35: 75–85. 24 - Sholkovitz, E.R., 1988. Am. J. Sci., 288: 236–281. 25 - McLennan, S.M., 1989. In: Lipin, B.R., McKay, G.A. (Eds.), Geochemistry and Mineralogy of Rare Earth Elements. Rev. Min., 21: 169–200. 26 - Henderson, P., 1984. Elsevier, New York, pp. 1–32. 27 - Sholkovitz, E.R., Szymczak, R., 2000. Earth and Planetary Science Letters, 179: 299–309. 28 - Sverjensky, D. A, 1984. Earth Plant. Science Lett., 67: 70-78. 29 - Vale, C., J. Canário, M. Caetano, J. Lavrado e P. Brito, 2008. Mar. Pol. Bull., 56:1364-1367.

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Historical Record of Trace Elements (1983-2007) in Scales from Atlantic Salmon (Salmo salar): Study of Past Metal Contamination from a Copper Mine (Ulla River and Estuary, NW Iberian Peninsula) Antonio Cobelo-García1, Paloma Morán2, Clara Almécija1 & Pablo Caballero3 1

Instituto de Investigacións Mariñas de Vigo (IIM-CSIC) Universidade de Vigo 3 Servizo de Conservación da Natureza de Pontevedra, Xunta de Galicia 2

ABSTRACT The Ulla river and its estuary was impacted by the Cu mine of Touro which was in operation from 1973 until it closure in 1988 due to decreasing quality of the mineral and drop of the copper prices. In the present work, we studied the historical metal contamination in this watershed (1983-2007) by means of the analysis of trace metals in scales of salmon (Salmo salar). This approach has been widely used for the reconstruction of the environmental conditions, since scales are permanent records of the influence of exogenous factors. Results indicate the presence of a significant contamination for several metals (here are given the examples for Cu, Zn, Au and Ag) during the 1980’s. Concentrations of Cu in salmon scales during the operation of the mine were 7-15 higher than current values. Since the metal concentration in the scale is proportional to the concentration in water, we may estimate that concentrations up to 75 nM were typical during the 1980’s. Such concentrations have been shown to produce adverse sensory and behavioral effects to salmonids. Also important was the contamination recorded for Au, with concentrations 15-fold higher than in the recent times. This metal, which is not normally included in environmental monitoring programs, should be taken into account in future studies.

INTRODUCTIÓN Mining is one of the main causes of environmental pollution by heavy metals that pose serious risks to many aquatic organisms causing mortalities and disrupting behavior [1]. Touro mine was an open pit in Galicia, Northwest Spain located in the River Brandelos, tributary of the Ulla (8° 20′ 12.06″ W 42° 52′ 46.18″ N). Copper was extracted from 1973 and 1988. This activity led to a profound degradation of the environment [2]. The copper extracted at this mine was in the form of pyrite, pyrrhotine and calcopyrite included in granitic amphibolite. The rock is rich in iron (Fe) and copper (Cu) sulphides. The heavy metals existing in the rock (principally Cu and Fe) increase its solubility at low pH, and the dissolved metals thus pass into the drainage water. The run-off water was very acidic and contained high concentrations of sulphates, chlorides and heavy metals in solution [3]. In 1988 the mine was closed due to the decreasing quality of the mineral and falling copper prices throughout the world. Restoration measures started at the beginning of 2003 with the addition of tech-nosols, soils of technical origin constituted by human-made material. Atlantic salmon (Salmo salar) is a migratory specie inhabiting river Ulla. They grow in the river for a period of

one-two years after that they undergo smoltification and emigrate from the river to the sea. Salmon scales have been used for the reconstruction of the environmental conditions of their habitat, as they are permanent records of the influence of endogenous and exogenous factors on their apatite–protein structure [4]. The aim of this study is, therefore, to reconstruct the historical metal contamination in the River Ulla (19832007) and its estuary due to the exploitation of the Touro mine, by means of the metal analysis of salmon scales. MATERIAL AND METHODS Stored, dry scales with non-regenerated nucleus were selected for analysis. Scales were digested with concentrated ultra-pure HNO3 (Merck Suprapur). Before digestion, scales were intensively scrubbed and soaked in MQ water in order to remove surface contamination. Several scales amounting up to 50-100 mg were selected for each digestion. Analysis of trace metals in the sample digests were carried out by means of ICPMS (X Series, Thermo Elemental), whereas for major elements ICP-OES (Perkin Elmer Optima 4300DV) was used. RESULTS AND DISCUSSION

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These findings indicate the existence of a previous significant contamination in the River Ulla and its estuary by several trace metals due to the presence of a Cu mine. A severe contamination was observed for a metal (Au) which is not normally included in current environmental monitoring studies and should be taken into account in future studies. 50

40

Au (ng g-1)

Fish scales consist of a distal layer composed of an organic framework impregnated with hydroxyapatite, Ca5(PO4)3(OH), and a proximal layer that is an uncalcified fibrillary plate [5]. In this study, Ca (9.4 ± 1.0 %, w/w) and P (6.6 ± 0.7 %, w/w) analysis of the salmon scales indicate that, roughly, only about 25% of the scale is composed of hydroxyapatite being the rest organic material. The influence of the Cu mine during its operation on metal concentrations in the salmon scale is clearly observed in the temporal trend of this metal; accordingly, the Cu concentrations in the 1980’s (15-30 µg/g) exceed about 715 times the values found in the recent years (~ 2 µg/g). Given that metal concentrations in scales are proportional to the water concentrations [6], and taking a ‘pristine’ value of dissolved Cu of 1-5 nM in the present days, we may estimate copper concentrations up to 75 nM (4.8 ppb) for this river in the 1980’s. Such concentrations have been shown to produce adverse sensory and behavioral effects to salmonids [7]. Importantly, this contamination from the Cu mine was also significant for other metals, such as Zn (Figure 1), Au and Ag (Figure 2).

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Ag (ng g-1)

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Year 0 1980

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Year 160

ACKNOWLEDGEMENTS The technical assistance of S. Calvo (IIM-CSIC) during the analysis of metals in scales is greatly acknowledged.

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Zn ( g g-1)

Fig. 2. Temporal variation of Au and Ag concentrations in salmon scale from the Ulla River

120

REFERENCES

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1 Scott, G. R. & Sloman, K. A. (2004). Aquatic toxicology, 68, 369-392. 2 Otero, X. L., et al (2012). Journal of Geochemical Exploration, 112, 84-92. 3 Fernandez, J. A., et al (2006). Environmental Pollution, 139, 21-31. 4 Farrell, A.P., et al (2000). Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 39, 515-522. 5 Flem, B., et al (2005). Applied Spectroscopy, 59, 245251. 6 Sauer, G.R., Watabe, N. (1984). Aquatic Toxicology, 5, 51-66. 7 Hecht, S.A., et al (2007). NOAA Technical Memorandum NMFS-NWFSC-83

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60 1980

1985

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Year

Fig. 1. Temporal variation of Cu and Zn concentrations in salmon scale from the Ulla River For example, the average Au values for the period 19831990 was 31 ± 12 ng/g, whereas for the more recent years (1995-2007) it was 2.1 ± 1.2 ng/g, indicating a 15-fold increase during the 1980’s with respect to current values.

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Behaviour of Arade Estuary, south of Portugal during summer conditions longitudinal, vertical and horizontal patterns Cátia Correia1, Alexandra Cravo1 & José Jacob1 1

CIMA, FCT, Universidade do Algarve, Campus de Gambelas, 8005-139 Faro. [email protected]

ABSTRACT Arade River is the second most important river in the Algarve coast, depicting a high anthropogenic pressure mainly during the summer season. This work aims at a better understanding the behaviour of the (lower) Arade Estuary during summer conditions regarding its physical-chemical characteristics (temperature, salinity, pH, dissolved oxygen saturation, nutrients, chlorophyll a and suspended solids). A longitudinal transect from the mouth to 7 km upstream was carried out during a spring tidal cycle together with the sampling of vertical profiles taken along a cross-section of the lower estuary. Data analysis reveals that only nitrate and silicate have a conservative behaviour along the estuary, while phosphate and ammonium showed departures from the mixing line particularly close to a station near the sewage treatment plant in the Portimão margin. Moreover, these data reveal that the river is contaminated by nitrate since there, high concentration (~200 µM) were reached. Across the section, vertically there was no stratification of the waters while horizontally the Portimão margin show to have the highest nutrients and suspended solids concentrations, particularly during the ebb to low tide. During this campaign chlorophyll a was relatively high, reaching ~2 µg L-1. The evaluation of mass exchanges trough the cross section reveals that the Arade Estuary may supply chlorophyll a, suspended solids and nutrients to the coast, contributing to increase its biological productivity.

Estuaries are areas of high scientific, ecologic and economic values. These systems are recognized as productive systems, providing important habitats for local wild life and protection for a large number of species. However, these are also highly affected by anthropogenic pressure. Estuaries are transition zones where freshwater meets salty, sea waters, exhibiting strong physical and chemical gradients [1]. The quantity of fresh water that enters the estuary through the river influences the ecology of the system, promoting gradients and fluctuations throughout its extension, particularly at the level of salinity, temperature, oxygen and nutrients [2]. Monitoring these systems is essential for determining its environmental quality and understanding how these interplay with the adjacent coastal areas [3]. Arade estuary [4] is one of the most important coastal systems in the south of Portugal, where the chemical variability is poorly studied, and programs of water quality monitoring are scarce. The Arade river has ~ 75 km extension and has a drainage basin of 966 km2 [5]. It shows a mesotidal regime, where the salt water intrusion comes up 16 km upstream of the mouth, with a mean depth of 6 m and a maximum depth of 10 m in the mouth, near the city of Portimão [6].

lower estuary, from Portimão to Parchal margins (250 m), along a tidal cycle, to understand and characterize the vertical and horizontal fields of nutrients. The chemical parameters selected, temperature, salinity, pH and O2 (dissolved and saturation percentage), were measured in situ with a YSI 6820 multi-parametric probe) and water samples were collected for suspended solids, chlorophyll a and nutrients (ammonium, nitrate, phosphate and silicate) analyses. The water column depth of the section varied from < 1.5 m at low tide to 6 m at high tide, greatest at the central area. At the laboratory, the samples for the determination of suspended solids were filtered through a membrane filter (0.45 µm) previously decontaminated and weighted, and then dried to 100ºC 105ºC for an hour. The filtered water was frozen to -20 ºC for posterior analysis of nutrients. Samples for chlorophyll a concentration were filtered through GF/F glass fiber filters (0.7 µm), frozen to -20ºC before analysis. For the determination of nutrients and chlorophyll a the spectrophotometric methods described by [7] and [8] were applied, respectively, and for the SS determination the gravimetric method described by [9] was applied. Statistical Analysis Significant differences at a level of 95% confidence were sought vertically and horizontally throughout the section and along the time between samplings.

MATERIAL AND METHODS

RESULTS AND DISCUSSIÓN

To understand the behavior of the nutrients, 8 stations along the lower estuary upstream (7 km) were characterized during the ebb period of a spring tide. Additionally, a crosssection was also sampled on the

The longitudinal transect shows that upstream the chlorophyll a concentration is relatively high (~ 2 µg L-1) for a late summer situation. The same was observed at the section in the afternoon period. The theoretical dilution

INTRODUCTION

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line (TDL) for the nutrients shows that only the nitrates and the silicates have a conservative behavior (Fig. 1), while the phosphates and ammonium display a similar behavior throughout all stations, with departures from the TDL close to the station near the wastewater treatment plant. The application of the TDL also allows the estimation of the concentration of nitrates and silicates where S = 0, showing that while the silicates concentration is typical (~150 µM), for nitrates there is a contamination, as these reached values up to ~200 µM. This fact is due to the anthropogenic pressure that is felt, either by urban or agricultural influence. a

b

; r = 0.99

d

c

; r = 0.95

Fig. 1. Variation of (a) Ammonium, (b) Nitrate + Nitrite, (c) Phosphate and (d) Silicate concentrations in the 8 stations characterized during the ebb period. Across the section, data show that there is no stratification in the water column (p > 0.05) and, therefore, only the mean is represented for the several variables (Fig. 2). However, in this section, significant temporal fluctuations occurred along the tidal cycle (p < 0.05) for the several parameters measured, as can be seen in Fig. 2, for the extreme conditions of high water (HW) and low water (LW). For the nutrients, an antiphase pattern of variation with the tide due to the dilution effect was observed, occurring during the flood period, when the concentrations were minimum (Fig. 2). a

b

Fig. 2. Mean variation of Ammonium, Nitrate + Nitrite, Phosphate and Silicate concentrations along three sites selected in the section during: (a) high water and (b) low water.

In situ, temperature ranged between 18 ºC (LW) and 22 ºC (HW), and salinity varied between ~30 (LW) and 36 (HW). The oxygen was under-saturated (< 100%) at LW, particularly at the Portimão margin, while at HW it was supersaturated over the entire section (100-105%, not shown). Horizontally, although the gradients were not strikingly evident, it is possible to observe significant differences (p < 0.05) between the two stations closer to the Portimão margin (50-100 m) in relation to the farthest station, in the other margin (250 m), like for temperature, salinity and % of saturation (not shown). For the chlorophyll a, suspended solids and nutrients, despite no significant differences (p > 0.05) occurred, values were higher in the Portimão margin (Fig. 2), associated to a stronger anthropogenic influence along the city of Portimão (as the wastewater treatment plant) leading to these increases. Furthermore, the horizontal heterogeneity of data along the section could be associated to the flow patterns of water, suggesting differences in circulation between the two margins. If it is assumed that this section of the lower estuary has an ebb behaviour, it can be supposed that in this period of the year there was an export of chlorophyll a, suspended solids and nutrients, contributing to the increase of the biological productivity of the adjacent coastal zone. ACKNOWLEGEMENTS The authors would like to thank to APSines – Administração dos Portos de Sines e do Algarve S. A., in particularly to Engª Filipa Duarte for the logistic support provided through the campaign and to all the team that participated in the campaigns. REFERENCES 1 – Statham, P. J., 2012. Nutrients in estuaries – An overview and the potential impacts of climate change. Sci. Total Environ. 434, 213-227. 2 - Fujii, T., 2007. Spatial patterns of benthic macrofauna in relation to environmental variables in an intertidal habitat in the Humber estuary, UK: Developing a tool for estuarine shoreline management. Estuar., Coast. Shelf. Sci. 75, 101-119. 3 – Kramer, K. J. M., 1994. Biomonitoring of coastal waters and estuaries. CRC Press. 4 - Gomes, A. I., 2013. Alterações Ambientais na Costa Algarvia durante o Holocénico: Um Estudo com base em diatomáceas. Universidade do Algarve. 5 – SNIRH, 2013. Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos (1995 - 2013). Online: http://snirh.pt/ 6 – MARETEC, 2014. Definição do limite jusante dos estuários portugueses. Online:http://www.maretec.mohid.com/Estuarios/MenusE stuarios/Arade_Menu.htm 7 – Grasshof, K., Erkhardt, M., Kremling, K., 1983. Methods of Seawater Analysis. Verlag Chemie, New York. 8 – Lorenzen, C., 1967. Determination of chlorophyll and pheopigments: spectrophotometric equation. Limnol. Oceanogr. 12, 343 – 346.

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9 – American Public Health Association, American Water Works Association Water Environment Federation, 1992. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. Maryland, USA.

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Plástico en mares y océanos: un problema global solucionable. Andrés Cózar1 1

Departamento de Biología, Facultad de Cc. del Mar y Ambientales, Universidad de Cádiz, Campus de Excelencia Internacional del Mar (CEIMAR), E-11510 Puerto Real, Spain

RESUMEN Resulta muy significativo que, con solo unas décadas de uso generalizado de materiales plásticos, el hombre haya inundado con residuos plásticos todos los océanos. La contaminación marina por plásticos es uno de los asuntos que mejor ilustra la capacidad del hombre para modificar la apariencia y composición del planeta. La enormidad de los océanos parecía suficiente para diluir nuestros desechos, pero nos hemos encontrado en poco tiempo con un problema de escala planetaria. El progresivo incremento en la producción global de plástico y nuestra dependencia de este material hacen además pensar que se trata de un problema de difícil solución. Por otra parte, la contaminación marina por plásticos es un asunto que ha conseguido conectar ciencia, medios de comunicación y sociedad como en pocas ocasiones. En las últimas dos décadas, esta comunión se ha reforzado y retroalimentado de tal forma que el número de trabajos de investigación así como el grado de implicación social ha crecido exponencialmente, un movimiento que empieza incluso a influenciar las estrategias del propio sector empresarial del plástico. La contaminación por plástico puede por tanto llegar a convertirse también en un ejemplo de la capacidad del hombre para afrontar y corregir los problemas ambientales que amenazan nuestro planeta. En esta charla, mostraremos una panorámica integral de la problemática de la contaminación marina por plástico, mostrando los avances más recientes y las perspectivas de futuro para su estudio y gestión.

INTRODUCCIÓN La acumulación de residuos plásticos en mares y océanos es un problema que genera gran preocupación social debido a los numerosos ejemplos de impactos sobre organismos así como las evidencias científicas que demuestran la escala planetaria de esta contaminación. Se han documentado impactos por ingestión y enredamiento en invertebrados, peces, aves, tortugas, y hasta grandes cetáceos [1,2]. Se han encontrado acumulaciones de residuos plásticos en costas, fondos y aguas de casi todas las regiones del planeta [3, 4]. Existe además gran incertidumbre acerca de los posibles efectos de la contaminación marina por plásticos a nivel ecosistémico [4, 5] o incluso en la salud humana [1]. El escenario descrito unido al incremento exponencial en la producción global de plástico hacen pensar que los esfuerzos por combatir esta contaminación han sido infructuosos, y que este es un problema de difícil solución que puede deparar consecuencias a gran escala [6]. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Es sabido que los desechos plásticos marinos se pueden acumular en aguas superficiales e intermedias, costas, fondos, e incluso en la biota. Sin embargo, el único stock de plástico que ha podido ser evaluado a escala global es

el la capa superficial del océano, gracias al uso extensivo de redes de arrastre superficial para medir concentraciones de plástico flotante. Análisis de amplia escala espacial y temporal para otros reservorios de plástico son todavía difíciles de abordar. Año tras año se completa el mapa global de residuos plásticos flotantes (Fig. 1). Las zonas de convergencia de cada una de las cinco Giros Subtropicales se han identificado como grandes regiones de acumulación de desechos flotantes. Los modelos de circulación oceánica predicen potenciales de acumulación de plásticos en mares semi-cerrados con alta densidad poblacional, lo que ha sido demostrado recientemente para el caso del Mar Mediterráneo [7]. La posibilidad de acumulación de plástico en las latitudes polares ha sido hasta ahora pasada por alto, aunque una reciente expedición circumpolar ha permitido completar esta parte del mapa global con resultados sorprendentes. En la dimensión temporal, las series históricas de contaminación por plásticos flotantes, disponibles desde los años 80 para algunas regiones [8, 9], convergen en la conclusión de que no aparecen claras tendencias de incremento en el grado de contaminación durante los últimos años, un resultado que no ha sido explorado en profundidad por la comunidad científica. De hecho, existen grandes incógnitas en relación a cuál ha sido

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realmente la evolución histórica de la contaminación marina por plástico y cómo las medidas aplicadas para su gestión han incidido en las tendencias históricas.

Los desechos plásticos sufren un continuo proceso de fragmentación que hace que se puedan encontrar en el mar desde objetos del orden de metros a partículas de pocas micras. Debido a esta movilidad en la escala de tamaños, las afecciones sobre organismos y ecosistemas pueden llegar a ser muy diversas, actuando a múltiples niveles [12, 5]. Especialmente llamativos son los nano-plásticos (en la escala de micras), capaces de ser incorporados en el tejido de sus consumidores [10], lo que plantea una vía potencial de impacto totalmente desconocida. Estos y otros avances en el conocimiento de la contaminación marina por plásticos han atraído enormemente la atención de medios y ciudadanía a nivel global. Así, numerosas iniciativas sociales se han puesto en marcha para combatir la contaminación marina en los últimos años. La sinergia entre el conocimiento científico y la implicación social crece, existiendo ejemplos de actuaciones preventivas y correctoras a escala regional de enorme éxito. El fenómeno de la contaminación por plástico es un problema inquietante, pero la preocupación y la acción social surgida hacen pensar que esta amenaza global pueda ser solucionable. AGRADECIMIENTOS Esta contribución es el resultado de la colaboración de una larga lista de investigadores en distintos proyectos (Malaspina CSD2008-00077, MedSeA FP7-2010-265103; Programa S. de Madariaga PRX14/00743, Tara Oceans)

Fig. 1. Primer mapa de contaminación marina por plásticos flotantes (Fuente: National Geographic, Autores: A. Cózar y J. Hawk).

REFERENCIAS 1 - Rochman CM, et al. 2015. Anthropogenic debris in seafood: Plastic debris and fibers from textiles in fish and bivalves sold for human consumption. Sci. Rep., 5:14340. 2 - de Stephanis R, et al. 2013. As main meal for sperm whales: Plastics debris. Mar Pollut Bull, 69(1–2):206– 214. 3 - Pham CK, et al. 2014. Marine litter distribution and density in European seas, from the shelves to deep basins. PLOS ONE 9(4): e95839. 4 - Cózar A, et al. 2014. Plastic debris in the open ocean. PNAS 2014 111(28): 10239–10244. 5 - Sussarellu R., et al. 2016. Oyster reproduction is affected by exposure to polystyrene microplastics. PNAS 113(9): 2430-2435. 6 - Wilcox, C., et al. 2015. Threat of plastic pollution to seabirds is global, pervasive, and increasing. PNAS 112:11899–11904. 7 - Cózar A, et al. 2015. Plastic accumulation in the Mediterranean Sea. PLOS ONE 10(4): e0121762. 8 - Law KL et al. (2010) Plastic accumulation in the North Atlantic Subtropical Gyre. Science 329:1185–1188. 9 - Law KL, et al. (2014) Distribution of surface plastic debris in the eastern pacific ocean from an 11-year data set. Environ Sci Technol 48(9):4732–4738.

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10 - Avio CM, et al. 2015. Pollutants bioavailability and toxicological risk from microplastics to marine mussels.

Environ Pollut., 198:211-22.

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Simulating CO2 leakage from sub-seabed storage to determine metal toxicity in marine bacteria Alejandra Díaz1, Ana R. Borrero-Santiago1*, T. Ángel DelValls1 & Inmaculada Riba1 1

Departamento de Química-Física, Facultad de Ciencias Del Mar y Ambientales, Universidad de Cádiz, UNESCO/UNITWIN Wicop, Polígono Río San Pedro s/n, 11510 Puerto Real, Cádiz, Spain

RESUMEN La captura y almacenamiento de CO2 (CAC) en formaciones geológicas estables es considerada una de las estrategias más adecuadas para disminuir las emisiones directas de CO2 en la atmósfera. Sin embargo, esta técnica alberga cierta incertidumbre ante un posible riesgo de fuga de CO2. Estudios previos han obtenido resultados adversos en organismos marinos, observándose un aumento de estos efectos cuando se trata de sedimento contaminado por metales, debido a la movilización durante el proceso de acidificación. En este aspecto, las comunidades bacterianas del sedimento han sido poco consideradas. Por tanto, este estudio simuló posibles fugas de CO2 utilizando un sistema de inyección de CO2 asociado a una cámara adaptada para trabajar con microrganismos; y con ello evaluar la toxicidad asociada a la movilidad de metales como el Zn y el Cd en dos poblaciones distintas de bacterias (Roseobacter sp. y Pseudomonas litoralis). Las respuestas de las dos poblaciones se determinaron a partir de variables como el número total de células (células·mL-1), ratios de crecimiento (μ, hora-1), efecto inhibitorio del CO2 (RICO2), y producción de sustancias exopoliméricas (EPS) (μg Glucosa·células-1). De manera general se observó un efecto negativo en todas las variables estudiadas a medida que el pH disminuía. Además se obtuvieron diferencias significativas entre las dos poblaciones en función del metal (Zn y Cd). INTRODUCCIÓN La urgente necesidad de reducir la emisión de CO2 ha llevado a la búsqueda de soluciones innovadoras. Una de las medidas consideradas para este fin es la captura y almacenamiento de CO2 (CAC) en formaciones geológicamente estables1. Este tipo de tecnología puede llevarse a cabo en zona terrestre o marítima2. Sin embargo, existen riesgos potenciales asociados a esta actividad3. En el caso de un posible escape de CO2 procedentes de una zona de almacenaje marina, el paso del gas provocaría un cambio en el equilibrio físico-químico en el agua intersticial del sedimento debido a la acidificación. Estos cambios incluyen la alteración de parámetros como el pH, así como en la movilidad, especiación y, por tanto, biodisponibilidad de metales del sedimento marino al tratarse de sedimentos contaminados por metales4. En este contexto, la combinación de los efectos ante una acidificación y la biodisponibilidad de metales derivados de CAC en poblaciones bacterianas marinas aún no han sido estudiados5. Estudios previos reconocen la tolerancia o las adaptaciones de las bacterias marinas a lugares contaminados. No obstante, hasta ahora no se ha descrito sí esta capacidad podría verse afectada ante un escape de CO2. Este hecho requiere especial atención ya que las comunidades bacterianas del sedimento son las encargadas de los procesos de degradación de la materia orgánica y están asociadas a los ciclos del carbono del océano; y por

tanto cambios de pH provocados por una fuga de CO2 podrían comprometer el equilibrio natural. El objetivo principal fue evaluar las respuestas de dos poblaciones bacterianas marinas (Roseobacter sp. y Pseudomonas litoralis) expuestas a distintas inyecciones de CO2 en presencia de concentraciones de Zn y Cd registradas en los sedimentos de la Bahía de Cádiz. Las respuestas de ambas poblaciones se evaluaron en función de los resultados obtenidos en número total de células (células·mL-1) al final del ensayo de toxicidad, ratios de crecimiento (μ, hora-1), efecto inhibitorio del CO2 (RICO2), evolución de las curvas de crecimiento y producción de sustancias exopoliméricas (EPS) (μg Glucosa·células-1) MATERIAL Y MÉTODOS Tanto Roseobacter sp. (CECT 7117) como Pseudomonas litoralis (CECT 7669) fueron obtenidas en forma de ampolla liofilizada de la Colección Española de Cultivos Tipo. El medio de cultivo empleado para llevar a cabo los ensayos de toxicidad fue una dilución del medio Marine Broth 2216 (Difco) diluído en agua de mar (1:10) propuesto por Borrero-Santiago et al. (2016). Las distintas concentraciones de Zn y Cd (204.1 mg·L-1 para Zn and 0.247 mg·L-1 para Cd)6 se obtuvieron por medio de ZnCl2 y CdCl2. Los tratamientos de pH correspondieron con pH 7.8 (sin inyección de CO2 como control), 7, 6.5, 6 y 5.5. Además, un control de pH 7.8 negativo en ausencia de Zn o

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Cd; y un control de pH 7.8 positivo en presencia de Zn o Cd. El número de células totales se determinó a través de una recta de calibrado, relacionando el contaje directo de células en microscopio de epifluorescencia mediante la técnica del flourocromo DAPI, con su correspondiente densidad óptica a 660 nm (OD660). La estimación de las curvas de crecimiento se realizó en intervalos de 0, 6, 12, 24, 48 y 72 h. Los ratios de crecimiento (µ) fueron estimados utilizando la ecuación propuesta por Widdle6 y el efecto inhibitorio de CO2 (RI) con la fórmula propuesta por Enfors and Molin7. Los exopolisacáridos (EPS) fueron cuantificados por el método fenol-sulfúrico8 usando glucosa como estándar. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los resultados obtenidos en este estudio mostraron un incremento en la toxicidad de Zn y Cd a medida que decrecía el pH. En general, el crecimiento de Roseobacter sp. y P.litoralis se vio afectado de manera negativa por la combinación de CO2 en presencia de Zn o Cd. Este hecho fue reflejado por incrementos en los tiempos de aclimatación (fase lag), reducción del número de células, así como en los ratios de crecimiento. Además, efectos metabólicos asociados a la producción de EPS mostraron un incremento en la síntesis de EPS como respuesta a la combinación tóxica de metal y CO2. Ambas especies fueron capaces de sintetizar EPS aún viendo inhibido su crecimiento. Por tanto, estos resultados evidencian que la combinación de eventos de acidificación en zonas contaminadas por metales podría afectar a comunidades bacterianas del sedimento que a priori pueden ser resistentes a esas concentraciones.

AGRADECIMIENTOS This work was partially supported by the Spanish Ministry of Economy and Competitiveness under grants: CTM201128437- C02-02/TECNO and CTM2012-36476-C02-01 and the international Grant from Bank Santander/UNESCO Chair UNITWIN/WiCop. First author thanks the Erasmus Mundus Programme for the master scholarship (20140693/001-001- EMJD). Ana R. Borrero-Santiago thanks the Spanish Ministery of Science and Education for her F.P.I. fellowship (BES-2012-054950).

REFERENCIAS 1 – IPCC, 2013. Climate Change 2013: The physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Intergov. Panel Clim. Chang. Work. Gr. I Contrib. to IPCC Fifth Assess. Rep. (AR5) (Cambridge Univ Press. New York) 1535 2 – Hofmann, M. & Schellnhuber, H.J., 2010. Ocean acidification: a millennial challenge. Energy Environ. Sci. 3, 1883-1896. Doi:10.1039/C000820F 3 – Damen, K. et al., 2006. Health, safety and environmental risks of underground CO2 storage – Overview of mechanisms and current knowledge. Clim. Change 74, 289-318. Doi:10.1007/s10584-005-0425-9 4 – De Orte, M.R. et al., 2014. Metal mobility and toxicity to microalgae associated with acidification of sediments: CO2 and acid comparison. Mar. Environ. Res. 96, 136-144. Doi:10.1016/j.marenvres.2013.10.003 5 – Borrero-Santiago, A.R. et al., 2016. Carbon Capture and Storage (CCS): risk assessment focused on marine bacteria. Ecotoxicol. Environ. Saf. (2016), Doi:10.1016/j.ecoenv.2016.040.020 (In press) 6 – Rodríguez-Romero, A. et al., 2013. Several benthic species can be used interchangeably in integrated sediment quality assessment. Ecotox. Environ. Safe. 92, 281–288. Doi: 10.1016/j.ecoenv.2013.02.015 7 – Widdel, F., 2010. Theory and measurement of bacterial growth. In: Di Dalam Grundpraktikum Mikrobiologie, 1– 11. 8 – Enfors, S. O. & Molin, G., 1981. The influence of temperature on the growth inhibitory effect of carbon dioxide on Pseudomonas fragi and Bacillus cereus. Can. J. Microbiol. 27, 15-19. Doi:10.1139/m81-003 9 – Dubois, M. et al., 1956. Colorimetric method for determination of sugars and related substances. Anal. Chem. 28(3), 350–356. Doi: 10.1021/ac60111a017 10 – Nweke, C. O. et al., 2007. Toxicity of zinc to heterotrophic bacteria from a tropical river sediment. Appl. Ecol. Environ. Res. 5(1), 123–132. 11 – Nielsen, P.H. & Jahn, A., 1999. Extraction of EPS. In: J. Wingender et al. (eds), Microbial Extracellular Polymeric Substances , pp. 49–72. ISBN 978-3-642-601477

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Antioxidant activity of eight microalgae strains Adela Durá1, Isabel Guerra1, Milagros Rico1, Argimiro Rivero1 & Juan Luis Gómez Pinchetti2 1

Grupo QUIMA- Instituto de Oceanografía y Cambio Global, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, Campus de Tafira, 35017 Las Palmas de Gran Canaria, Canary Islands, Spain 2 Banco Español de Algas, Instituto de Oceanografía y Cambio Global, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, Muelle de Taliarte s/n, 35214 Telde, Canary Islands, Spain

RESUMEN Estudios recientes han demostrado que las microalgas son una fuente rica en moléculas bioactivas de especial valor en los ámbitos de la alimentación y la salud humana. Entre los compuestos más destacables presentes en dichas algas se encuentran los polifenoles, cuya capacidad antioxidante ha suscitado gran interés en los campos citados. Estos, son capaces de inhibir la acción de los radicales libres, causantes de multitud de enfermedades crónicas como son el cáncer, enfermedades cardiovasculares y enfermedades neurodegenerativas. Las últimas investigaciones revelan que algunos antioxidantes sintéticos como el butilhidroxitolueno (BHT) y el butilhidroxianisol (BHA) empleados como conservantes en las industrias de alimentación y farmacéutica podrían presentar efectos carcinógenos, lo cual ha potenciado la búsqueda de nuevos y eficientes conservantes naturales. El objetivo de este estudio consiste en evaluar la capacidad antioxidante que presentan los extractos en metanol, etanol/agua y agua de ocho cepas de microalgas y cianobacterias diferentes, por medio del método de inhibición del radical libre 1,1-difenil-2-picrilhidrazil (DPPH). A continuación, se citan los nombres de las especies de microalgas y cianobacterias seleccionadas y donadas por el Banco Español de Algas (BEA) para esta investigación: Chloroidium saccharophilum, Pseudopediastrum boryanum, Cosmarium blyttii, Cosmarium sp., Pseudopediastrum boryanum, Spyrogyra sp., Ochrosphaera verrucosa y Chloromonas cf. reticulata. Para identificar y cuantificar los polifenoles responsables de dicha actividad se emplea la técnica de cromatografía líquida de alta resolución. Finalmente, con el propósito de valorar su posible aplicabilidad comercial como aditivo alimentario, los resultados obtenidos se comparan con los que ofrecen los antioxidantes sintéticos BHA y BHT. ABSTRACT Recent studies have demonstrated that microalgae are a rich source of bioactive molecules of particular value in the fields of food and human health. One of the most outstanding compounds present in these algae are polyphenols, which have attracted great interest due to their high antioxidant capacity. Phenolic compounds have been reported to be great free-radical inhibitors and thus, they are believed to protect against diseases caused by oxidative stress, such as cancer, cardiovascular diseases and neurodegenerative diseases. Latest data reveal that synthetically produced antioxidants currently used as preservatives in food and pharmaceutical industries such as butylated hydroxytoluene (BHT) and butylated hydroxyanisole (BHA) could manifest carcinogenic potential. This fact has fuelled research on finding new and efficient natural preservatives. The aim of this study consists in determining antioxidant capacity exhibited by methanol, ethanol/water and water microalgal extracts of eight different species by using the 1,1-diphenyl-2-picrylhydrazyl (DPPH) method. The following microalgae strains were selected and donated by the Spanish Bank of Algae (BEA) for their examination: Chloroidium saccharophilum, Pseudopediastrum boryanum, Cosmarium blyttii, Cosmarium sp., Pseudopediastrum boryanum, Spyrogyra sp., Ochrosphaera verrucosa y Chloromonas cf. reticulata. In addition, the major phenolic constituents present in the extracts were identified and quantified by means of high performance liquid chromatography. Finally, in order to assess their possible commercial applicability as a food additive, results of this assay are compared to those provided by synthetic antioxidants BHA and BHT.

AGRADECIMIENTOS Las microalgas y cianobacterias anteriormente citadas fueron recolectadas en Canarias y depositadas en la

colección de cultivos del Banco Español de Algas (Taliarte, España). Los autores de este artículo desean expresar su gratitud al Banco Español de Algas por la donación de dichas cepas.

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REFERENCIAS 1 – Rico M, Sánchez I, Trujillo C, Pérez N, 2013. Screening of the antioxidant properties of crude extracts of six selected plant species from the Canary Islands (Spain). J. Appl. Bot. Food Qual. 86:217 – 220. 2 – Rodríguez-García I, Guil-Guerrero JL, 2008. Evaluation of the antioxidant activity of three microalgal species for use as dietary supplements and in the preservation of foods. Food Chem. 108:1023–1026.

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Determination of UV-filters in seawater samples from Gran Canaria island using fabric phase sorptive extraction (FPSE) coupled to LC-MS/MS Romualdo Bentor García Guerra, Sarah Montesdeoca Esponda, María Esther Torres Padrón, Zoraida Sosa Ferrera, José Juan Santana Rodríguez Grupo de Análisis Químico Medioambiental (AQMA), Instituto Universitario de Estudios Ambientales y Recursos Naturales (i-UNAT), Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, 35017 Las Palmas de Gran Canaria, Spain. *[email protected], Tel.: +34 928 452 915; Fax: +34 928 452 922.

ABSTRACT Benzotriazole UV stabilizers (BUVSs) are a group of emerging compounds whose use has increased in the last decades due to the growing concern about the link between sunlight exposure and skin cancer. After be used, BUVSs can reach the environment through recreational activities such as swimming and bathing in oceans, lakes or rivers or after passing throughout wastewater treatment plants without be removed. Fabric phase sorptive extraction (FPSE) is a new reusable extraction technique, which integrates the advantages of sol-gel hybrid inorganic-organic sorbents with fabric substrates, being highly sensitive, efficient and cheap device. After optimize the parameters that affect the procedure (sorbent chemistry, extraction time, sample volume, pH, ionic strength, back-extraction solvent, time and volume), FPSE coupled to Ultra High Performance Liquid Chromatography with tandem mass spectrometry (UHPLC-MS/MS) was employed to analyse six BUVSs in seawater samples from Gran Canaria Island (Spain). The methodology allowed enrichment factors of 25 times with limits of detection (LODs) from 1.06 to 8.96 pg∙mL-1, recoveries in the range 9.30-51.4% and intra and interday RSDs between 3.97 and 20.8% for all compounds. The application of the proposed procedure to thirty-six seawater samples from different beaches of the island allowed detecting and quantifying one of the target compounds in the range from 41.12 to 544.9 pg∙mL-1.

INTRODUCTION In the last decades, the increase of the human activity and the rapid industrialization have generated the appearance of a wide variety of chemical contaminants all over the world. Among these emerging compounds, benzotriazole UV stabilisers (BUVSs) added to sunscreen and several cosmetic such as lip gloss, shampoos, hair dyes, makeup, etc., have been described as mutagenic, toxic, pseudopersistent and bioaccumulative [1]. BUVSs have a phenolic group attached to the benzotriazole structure which has a heterocyclic structure containing three nitrogen atoms whose molecular form is C6H5N3 [2]. Its entrance to the environment can be directly through bathing at beaches, lakes or rivers, or indirectly through discharges from wastewater treatment plants (WWTPs) [1], where they are not removed. Fabric phase sorptive extraction (FPSE), developed by Kabir and Furton [3], consists on a flexible and permeable fabric substrate coated with a sol-gel hybrid inorganicorganic sorbent chemically bonded to its surface. It allows the use of large amounts of sorbent inside the cellulose substrate, generating a phenomenal increase in the

retention of analytes [4]. FPSE shows advantages such as simple use and minimal solvent consumption; variety of sorbents; high pH stability; ease of increasing the diffusion of the analytes by magnetic stirring or fast analyte. We have optimized all the parameters that could affect the extraction efficiency of six BUVSs (UVP, UV360, UV326, UV327, UV328 and UV329) and then FPSE coupled to ultra-high performance liquid chromatography and mass spectrometry detection (UHPLC-MS/MS) was applied to the analysis of thirty-six samples from different beaches of Gran Canaria Island (Spain). MATERIAL AND METHODS The separation and determination system included an ACQUITY UHPLC equipped with a binary solvent manager, a column manager, an autosampler with a syringe of 25 µL and a tray for 21 HPLC glass vials and a mass spectrometry detector. An ACQUITY UHPLC BEH C18 column (1.7 µm, 2.1 mm×50 mm) was utilised at 40ºC with a methanol with 0.1% of formic acid as mobile phase at a flow rate of 0.5 mL·min−1. Conditions of mass spectrometry detection were: desolvation temperature,

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450ºC, source temperature, 120ºC, capillary votage, 3kV, cone votage, 30V and extractor votage, 3V. The FPSE protocol has been the following: (a) Cleaning of FPSE media in 2 mL of acetonitrile-methanol (50:50) for 5 minutes, (b) Rinsing with 2 mL of distilled water to remove residual organic solvents, (c) Extraction with the FPSE device during the optimum extraction time, stirring the sample with a magnetic bar at 1000 rpm, (d) Desorption in the appropriate volume of organic solvent during the optimum time for complete back-extraction. Then transfer sample in a deactivated HPLC glass vial for determine the BUVSs in the chromatographic system. After finishing the extraction, repetition of the first step, drying the FPSE media to eliminate the solvents and storage in an air-tight glass container for future use. The seawater samples were collected in three different days and from three beaches at southwest of the island: Mogán, Amadores and Puerto Rico. Four samples per beach (two centrals and East and West margins) were collected from the surface layer (< 10 cm) in an area with a depth of approximately 1 m. RESULTS AND DISCUSSION First, three different FPSE media was tested: Sol-gel poly dimethyldiphenylsiloxane (PDMDPS), Sol-gel poly tetrahydrofuran (PTHF) and Sol-gel poly ethylene glycol (PEG). Sol-gel PDMDPS, which has demonstrated greater capacity to extract nonpolar compounds like BUVSs [5], was selected. Second, an experimental design of 24 (four parameters and two levels) was used to study the influence of extraction time, sample volume, ionic strength and pH. Attending to the data obtained, 150 minutes, 25 mL, 5% (m/v) and pH 6 respectively were selected as optimum values. Third, two different back-extraction solvents (methanol and acetonitrile) and a mix of both (50:50) were tested, the best results being obtained with methanol. Then we tested the influence of the back-extraction time, studying values of 5, 10 and 15 min. Highest recoveries of all the compounds was obtained with 10 minutes. Finally, three different volumes were used as back-extraction volume, testing 0.5, 1 and 1.5 mL of methanol. The results demonstrated that using 1 mL we achieve higher values and better shape of the chromatographic peaks (Fig. 1). The validation of the FPSE-LC-MS/MS method was studied in terms of linearity (correlation coefficients over 0.9932), sensitivity (LODs between 1.06 and 8.96 pg∙mL-1 and LOQs between 3.54 and 29. 9 pg∙mL-1) and intra-day and inter-day precision (in the range 3.97-10.0% and 5.7120.8%, respectively).

Fig. 1. Chromatograms obtained for each BUVS at 250 ng·mL-1 in the optimised conditions. The procedure provided enrichment factors of 25 times, reaching recoveries between 32.4 and 51.4% for all the studied compounds, except for UV P and UV 329 whose recoveries were in the range of 9.30 and 21.5%. The differences between the obtained recoveries may be due to the different polarities of the target compounds, which affect their interaction with the FPSE media. Once optimised the methodology, we determined one of the studied compounds, UV 360, in nine of the thirty-six analysed seawater samples from three beaches of Gran Canaria Island (Spain), in concentrations between 41.12 and 544.9 pg∙mL-1. REFERENCES 1 - Montesdeoca-Esponda, S., Vega-Morales, T., SosaFerrera, Z. and Santana-Rodríguez, J. J. (2013). Extraction and determination methodologies for benzotriazole UV stabilizers in personal-care products in environmental and biological samples. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 51, 23-32. 2 - Herrero, P., Borrull, F., Pocurull, E. and Marcé, R. M. (2014). An overview of analytical methods and occurrence of benzotriazoles, benzothiazoles and benzenesulfonamides in the environment. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 62, 46-55. 3 - Kabir, A. and Furton, K. G. (2014). Fabric phase sorptive extractors (FPSE), US Patent Application: 14,216,121 March 17, 2014. 4 - Racamonde, I., Rodil. R., Quintana, J. B., Sieira, B. J., Kabir, A., Furton, K. G. and Cela, R. (2015). Fabric phase sorptive extraction: A new sorptive microextraction technique for the determination of non-steroidal antiinflammatory drugs from environmental water samples. Analytica Chimica Acta. 865, 22-30. 5 - Segro, S. S. and Malik, A. (2008). Solvent-resistant solgel polydimethyldiphenylsiloxane coating for on-line hyphenation of capillary microextraction with highperformance liquid chromatography. Journal of Chromatography A, 1205, 26-35.

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Medida de los flujos bentónicos de materia usando cámaras e incubando testigos: algoritmos para corregir el artefacto creado por el muestreo del agua durante su incubación A.Gómez-Parra, T. Ortega, R. Ponce, J.M. Forja 1

Departamento de Química Física, Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales, Universidad de Cádiz, Campus Río San Pedro, 11510 Puerto Real (Cádiz) Spain

RESUMEN La estimación de los flujos de materia a través de la interfase sedimento-agua usando cámaras bentónicas o incubando “cores” requiere conocer la variación temporal que experimenta la concentración de la sustancia en estudio en el agua incubada con el sedimento, lo que implica para la mayoría de los analitos que a lo largo del tiempo han de extraerse muestras sucesivas para su análisis. Esta operación introduce un importante artefacto ya que, dependiendo como se opere, o bien el volumen del agua incubada no permanece constante durante todo el proceso, o su concentración se altera con cada muestreo. En este trabajo se presentan dos algoritmos desarrollados para la corrección del efecto del muestreo del agua incubada, tanto si las alícuotas extraídas se sustituyen por agua procedente del exterior, como si su volumen es ocupado por la expansión de un globo de compensación. En el segundo caso se utiliza un sistema de recurrencia por ecuaciones en diferencias, lo que permite evitar el error conceptual que supone calcular el flujo a partir de una regresión lineal de la concentración y el tiempo. Para ambos algoritmos se hace un análisis de los errores cometidos sin su uso a partir de una amplia base de datos obtenidos con cámaras bentónicas en la plataforma del golfo de Cádiz y en distintos sistemas litorales de la península Ibérica.

INTRODUCCIÓN Los flujos de materia desempeñan un papel relevante dentro del conjunto de procesos biogeoquímicos que tienen lugar en los sistemas litorales debido fundamentalmente a su elevada magnitud [1,2]. Entre estos flujos destacan los provocados por la transferencia de nutrientes y gases del agua intersticial del sedimento a la columna de agua. En el primer caso ya que, con frecuencia, no solo superan los requerimientos nutricionales del fitoplancton en los ecosistemas intralitorales, sino que exportan nutrientes a las zonas oceánicas circundantes contribuyendo con ello al mantenimiento de su productividad primaria [3]. En el segundo, porque pueden presentar un comportamiento inverso al tiene el Océano en su conjunto como receptor de gases con efecto invernadero [4]. La medida directa de los flujos bentónicos se realiza “in situ” (por medio de cámaras bentónicas) o en el laboratorio a partir de testigos de sedimento. En ambos casos se requiere incubar una cierta superficie de sedimento (S, conocida) en contacto con un determinado volumen aislado de agua procedente del fondo (V). El cálculo del flujo (J) se realiza a partir de su propia definición, en la que implíJ=

V dC · S dt

citamente V se considera constante. La expresión se aplica para t = 0 y usando la siguiente función de la concentración con el tiempo [5]: – k·t

C = a – (a – C0)·e

Donde a y k son parámetros de ajuste que se obtienen de la represión de C con t y tienen sentido físico: a es la concentración de la especie estudiada en el límite superior del agua intersticial y k es un productorio de constantes de operación, entre las que se encuentra el volumen de agua incubado (V) en la cámara o con el testigo de sedimento. La aplicación de las dos expresiones anteriores puede no ser posible a consecuencia del muestreo que es necesario realizar para conocer la dependencia con el tiempo de la concentración de muchas sustancias que requieren del análisis químico. La dificultad surge porque la retirada de las alícuotas que se requieren para los análisis alteran el el volumen original que se incubaba. Esto podría obviarse sustituyendo los volúmenes extraídos por otros idénticos de agua procedente del exterior. No obstante, operando de esta manera se altera la evolución natural de la concentración del analito con el tiempo.

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En este sentido, el objetivo de este trabajo es proponer los algoritmos de cálculo necesarios para corregir el efecto del artefacto creado por el muestreo del agua incubada con de las cámaras bentónicas o con los testigos de sedimento, pudiendo con ello hacer una regresión de C con t conceptualmente correcta MATERIAL Y MÉTODOS El trabajo para la obtención de los flujos que se describe se realizó por medio de cámaras bentónicas. Se utilizaron tres tipos de cámaras de diferente tamaño y grado de automatismo, según las características de las zonas a estudiar. Así, la superficie de sedimento cubierta varió entre 0.18 y 0.50 m2 y el volumen de agua incubada entre 47 y 140 L.

misma cuantía que la muestra tomada en cada ocasión, se considera que la tendencia de la curva C(t) varía cada vez que se muestra de manera proporcional al volumen extraído con lo cual se modifica el valor de k. El problema se resuelve recurriendo un nuevo coeficiente de regresión k’ (independiente del volumen) cuyo valor, junto con el de a, permiten obtener el flujo para t = t0, que, al igual que antes, es justo cuando aún no se ha producido ninguna alteración por el muestreo. Los resultados obtenidos muestran que las correcciones a introducir por el muestreo en la medida de los flujos son pequeñas. Cuando los volúmenes de agua extraídos son pequeños los errores cometidos son, en numerosos casos, del mismo orden de magnitud que las desviaciones de los replicados medidos cuando se estiman los flujos. No obstante, a nivel conceptual es importante asumir este hecho, especialmente en aquellos casos en que sea necesario sustituir en el agua incubada volúmenes mayores. AGRADECIMIENTOS Deseamos expresar nuestro agradecimiento al Dr. J.L. Díaz Moreno por sus valiosos comentarios acerca de la expresión de los modelos desarrollados. Este trabajo ha sido financiado por el proyecto CTM2014-59244-C3. REFERENCIAS

Fig. 1. Imagen de una de las cámaras Bentónicas utilizadas.

Las cámaras utilizadas han sido descrita con detalle en trabajos anteriores [6, 7]. En la figura 1 se muestra una vista de una de ellas que se utilizó en la plataforma del golfo de Cádiz (hasta 50 m de profundidad) a bordo del B/O Mytilus. Las otras, más ligeras, se fondearon desde embarcaciones de pequeño calado en diversos sistemas costeros de la bahía de Cádiz, marismas del Palmones (bahía de Algeciras) y en los estuarios del Tinto-Odiel (Huelva), Oka (Vizcaya) y Asón (Cantabria). RESULTADOS Y DISCUSIÓN Los algoritmos propuestos se refieren a las distintas maneras en que se pretende solucionar la perturbación que introduce en el experimento la toma de muestra para conocer en un instante dado la concentración de la especie química cuyo flujo se pretende conocer. En el primer caso, cuando se sustituye el volumen muestreado por agua del exterior, se produce una dilución del agua incubada. El problema se aborda calculando la el valor de la concentración resultante como la media ponderada de las masa de agua involucradas admitiendo que la tendencia de la curva C(t) no varía con cada muestreo. En el segundo caso, cuando el volumen de la cámara disminuye en la

1 – Jahnke, R., Richards, M., Nelson, J., Robertson, C., Rao, A., Jahnke, D., 2005. Organic matter remineralization and porewater exchange rates in permeable South Atlantic Bight continental shelf sediments. Cont. Shelf. Res., 25: 1433-1452. 2 – Alongui, D.M., Trott, L.A., Pfitzner, J., 2007. Deposition, mineralization, and storage of carbon and nitrogen in sediments of the far northen Great Barrier Reefshelf. Cont. Shelf. Res., 27:2595-2622. 3 - Gómez-Parra, A., Forja, J.M., 1992. Significance of benthic regeneration in nutrient balance in the Bay of Cadiz, south-west Spain (a shallow semi-closed coastal ecosystem). The Science of the Total Environment, Supp.1992: 1079-1086. 4 – Borges, A.V., 2005. Do we have enogh pieces of the jigsaw to integrate CO2 fluxes in the coastal ocean? Estuaries, 28: 3-27. 5 - Forja, J.M., Gómez-Parra, A., 1998. Measuring nutrient fluxes across the sediment-water interface using benthic chambers. Marine Ecology Progress Series. 164: 95-105. 6 - Ferrón, S., Alonso-Pérez, F., Castro, C.G., Ortega, T., Pérez, F.F., Ríos, A. F., Gómez-Parra, A., Forja, J.M., 2008. Hydrodinamic charaterization and performance of an autonomous benthic chamber for use in coastal systems. Limnology and Oceanography: Methods, 6: 558-571. 7 - Forja, J.M., Blasco, J., Gómez-Parra, A., 1994. Spatial and seasonal variation of "in situ" benthic fluxes in the Bay of Cadiz (SW Spain). Estuarine, Coastal and Shelf Science, 39: 127-141.

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Fe and Cu organic ligands in natural incubation experiments A.G. Gonzalez1,2, G. Sarthou1,2, F. Chever1,2, F. Quéroué1,2, A. Bowie3, P. van der Merwe3, M. Cheize1,2, M. Sirois5, E. Bucciarelli1,2 1

Université de Bretagne Occidentale, IUEM, 29200 Brest, France LEMAR-UMR 6539, CNRS-UBO-IRD-IFREMER, Place Nicolas Copernic, 29280 Plouzané, France 3Antarctic Climate and Ecosystems CRC, University of Tasmania, Hobart, Tasmania, Australia 2

ABSTRACT Trace metals, like Fe and Cu, can chemically compete in natural waters both inorganically and organically. This interaction affects the speciation of metals in seawater. Both elements can also biologically compete, because of the replacement in the photosynthetic apparatus of Fe-rich cytochrome C6 by Cu-containing plastocyanin and of the use of the multi-copper oxidase in Fe transport systems of some phytoplankton species. Fe and Cu incubations were carried out in natural seawater during the oceanographic cruise KEOPS 2 in the Southern Ocean, as a part of GEOTRACES program, from 10th October to 20th November 2011 aboard the R.V. Marion Dufresne. Experiments were performed with control experiments (no metal additions), Fe additions (1 nM Fe3+), Cu additions (0.5 nM Cu2+) and Fe+Cu additions (1 nM Fe3+ +0.5 nM Cu2+), at three contrasted stations: The R-2 station, which in the High Nutrient-Low Chrorophyll (HNLC) area, the A3-1 station above the Kerguelen Plateau, and the E-3 station in a permanent meander of the Polar Front, East of the Kerguelen Islands. The following parameters were measured: concentrations of chlorophyll-a (Chl-a), biogenic silica (bSiO2), particulate organic carbon and nitrogen (POC, PON), nitrate (NO3-), orthosilicic acid (Si(OH)4), flow cytometry, microscopy, Fe and Cu organic speciation. A clear gradient in Fe limitation was observed among the three stations, with R-2 showing a strong Fe-limition, E3 a mild-limitation, and A3-1 no limitation. The Cu addition did not show any significant effect in our experiments. INTRODUCTION Fe is an essential micronutrient that limits primary productivity in up to 40% of the global oceans [1]. Recent studies demonstrated the evidence of Cu limitation for the phytoplankton growth, especially under Fe limiting conditions [2]. The interaction of Fe and Cu has been recently studied in terms of redox interaction [3]. This interaction should imply effects on the phytoplankton dynamic and the possible production of organic ligands to control Fe and Cu speciation in seawater. Note that Fe and Cu speciation is dominated by the organic ligands (over 99%), increasing their solubility and making them more bioavailable. Microorganisms can modify the concentration and the type of organic ligands in solution depending to the natural conditions [4]. During the oceanographic cruise KEOPS 2 (PI: S. Blain, Fig. 1) in the Southern Ocean, as part of the GEOTRACES program, the Fe and Cu effects on the phytoplankton dynamic was studied, measuring a number of parameters as of chlorophyll-a (Chl-a), biogenic silica (bSiO2), particulate organic carbon and nitrogen (POC, PON),

nitrate (NO3-), orthosilicic acid (Si(OH)4), flow cytometry, microscopy, Fe and Cu organic speciation. These results will help us to improve our knowledge about the natural phytoplankton dynamic under different levels Fe, Cu and Fe+Cu.

Fig. 1. Map of stations during KEOPS II. MATERIAL AND METHODS The study area was located at the vicinity of the Kerguelen Islands in the Indian sector of the Southern Ocean where phytoplankton blooms are observed each summer. Experiments were carried out during the KEOPS 2 cruise

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from 10 October to 20 November 2011 aboard the R.V. Marion Dufresne II (TAAF/IPEV). Experiments were performed at three stations: R-2 (50.39°S/66.69°E) considered as the reference station of the KEOPS 2 experiment [5], A3-1 (50.63°S/72.08°E) located above the south Kerguelen plateau, and E-3 (48.70°S/71.97°E), located in a recirculation area North East of the Kerguelen Islands (Fig. 1). Samples were collected using a trace metal clean rosette (TMR, model 1018, General Oceanic). Seawater for the incubations was collected in the surface mixed layer. All the samples were manipulated in a clean container. The bottles were acid-cleaned before use following the GEOTRACES recommendations. For each experiment and time point, duplicate bottles were spiked with 1 nmol L-1 FeCl3 (+ Fe), or 0.5 nmol L-1 Cu(NO3)2 (+ Cu), or a combination of both (+ Fe + Cu). A continuous running seawater system supplied water from the sea surface, allowing the maintenance of in situ surface temperature as well as the perpetual motion of the free floating bottles that prevented any settling of material. RESULTS AND DISCUSSION Station R-2 is the reference stations. It is a typical High Nutrient Low Chlorophyll (HNLC) station with low dissolved Fe and Cu, Chl-a, BSi, POC and PON. The concentration of dissolved Fe was higher at E-3 (0.38 nmol L-1) and dissolved Cu was higher at A3-1 (1.93 nmol L-1). The addition of Fe invokes a rapid response of the phytoplankton community, at R-2 and E-3 stations. Chl-a concentrations increase after additions of Fe and Fe+Cu, achieving ~11 µmol L-1 after 14 days and 12 days, respectively. The rest of parameters measured (BSi, POC, PON and nutrients) followed the same trend in both stations, with no significant effect over time for control and +Cu additions, but with clear effect after +Fe and +Fe-Cu treatment. At A3-1, the addition of metals did not represent any significant increase in Chl-a, BSi, POC, PON and nutrients. The flow cytometry results showed that only nanoeukaryotes were sensitive to the presence of Fe and Cu in solution, showing significant increase of cell concentration over incubation time. The most important effect was also measured for stations R-2 and E-3, where nanoeukaryotes increased after +Fe and +Fe-Cu between 2 and 3.5 times, respectively. This dynamic change in stations should reveal effects on the Fe and Cu organic speciation during the incubations. Cu-organic ligands always slightly increased for the control from the initial time and the last day of incubation. The presence of Fe, Cu and Fe-Cu in solution never presented clear trends. The higher Cu-ligand concentration was

measured for E-3 after +Fe treatment with 85 ± 2 nmol L-1. However, this concentration was practically constant for all the conditions at station A3-1 (43.8 ± 0.1 nmol L-1). The Cu-ligand concentration increased from 28.2 ± 0.5 nmol L-1 (control) to 68.1 ± 0.3 nmol L-1 (+Fe+Cu) after 14 days of incubations. These ligands can be ranked as weak Culigands according to the log Kcond value that was between 11.0 and 12.8 for most of the incubations. Only A3-1 showed strong ligands in the control and after +Cu and +Fe treatment. The concentration of Fe-ligands (0-3.76 nmol L-1) was always lower compared to that for Cu-ligands (0-85 nmol L-1). However, Fe-ligands increased after +Fe and +Fe+Cu treatment for the stations R-2 (from 1.9 ± 0.3 to 2.5 ± 0.1 nmol L-1) and E-3 (from 1.7 ± 0.3 to 3.8 ± 0.2 nmol L-1). In addition, Fe-ligands always decreased after +Cu additions compared to the control for R-2 and E-3. The Fe-ligands can be ranked as strong ligands, with log Kcond values between 11.1 ± 0.3 and 12.6 ± 0.1. ACKNOLEDGEMENTS This research was supported by the Institut National des Sciences de l’Univers (INSU), the French Polar Institute (Institut Polaire Emile Victor, IPEV), the GIS EUROPOLE MER, and the Agence National de la Recherche (ANR2010-BLAN-614). The PhD fellowship of FQ was cofunded by the University of Tasmania and the University of Brest. We would like to thank the captain and the crew of the R.V. Marion Dufresne, Stephane Blain and Bernard Quéguiner as chief scientist and project coordinator of the KEOPS 2 cruise. REFERENCES 1 – Moore JK, Doney SC & Lindsay K, 2004. Upper ocean ecosystem dynamics and iron cycling in a global threedimensional model. Global bioegeochim. Cycles, 18:GB4028. 2 – Peers G, Quesnel SA & Price NM, 2005. Copper requirements for iron acquisition and growth of coastal and oceanic diatoms. Limnol. Oceanogr., 50:1149-1148. 3 – Gonzalez AG, Perez-Almeida N, Santana-Casiano JM, Millero FJ, Gonzalez-Davila M, 2016. Redox interactions of Fe and Cu in seawater. Mar. Chem., 179:12-22. 4 – Rico M, Lopez A, Santana-Casiano JM, Gonzalez AG, Gonzalez-Davila M, 2013. Variability of the phenolic profile in the diatom Phaeodactylum tricornutum growing under copper and iron stress. Limnol. Oceanogr., 58:144152. 5 – Blain S, Capparos J, Guéneuguès A, Obernosterer I & Oriol L, 2015. Distributions and stoichiometry of dissolved nitrogen and phosphorus in the iron-fertilized region near Kerguelen (Southern Ocean). Biogeosciences, 12:623-635.

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Utilización de pigmentos para la caracterización del microfitoplancton el en Golfo de Cádiz (2014-2015) C. González-García 1, 2, *, C. García-Muñoz 2, M.C. González-Cabrera 3, M.P., Jiménez 3, Jesús Forja 1 y L.M. Lubián 2 (1) Facultad de Ciencias del Mar y Ambientales, Universidad de Cádiz, Campus Universitario Río San Pedro, 11510 – Puerto Real, Cádiz, Andalucía, España. (2) Instituto de Ciencias Marinas de Andalucia (CSIC), Campus Universitario Río San Pedro, 11510 – Puerto Real, Cádiz, Andalucia, España. (3) Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Cádiz. Puerto Pesquero, Muelle de Levante s/n. Apdo. 2609. E-11006 Cádiz, España *Correo del autor: [email protected]

RESUMEN En este trabajo se estudia la evolución de clorofila así como los pigmentos asociados al microfitoplancton en el Golfo de Cádiz durante los años 2014 y 2015. El estudio se basa en los datos obtenidos a lo largo de tres radiales del Golfo de Cádiz, la desembocadura del río Guadalquivir, el caño Sancti Petri y el cabo de Trafalgar. Se observan importantes variaciones estacionales de clorofila, con concentraciones que varían desde máximos de 2.36 µg/L en primavera a mínimos de 0.02 µg/L en los muestreos más invernales. Se han determinados las concentraciones de pigmentos asociados a la clorofila a, observando, también en ellos, una estacionalidad en cuanto cantidad y diversidad. Se han determinado los principales pigmentos del microfitoplancton y se han hecho relaciones con el total de clorofila a mediante el software CHEMTAX, con el cual se ha establecido al grupo de las diatomeas como el más abundante en el Golfo de Cádiz a excepción de fenómenos de bloom y proliferaciones locales.

INTRODUCCIÓN El Golfo de Cádiz se encuentra al suroeste de la Península ibérica, entre el cabo San Vicente, en Portugal, y el Estrecho de Gibraltar. Está caracterizado por una plataforma continental ancha, entre 50 y 15 kilómetros, donde tienen lugar los procesos que mayor consecuencia tienen en la abundancia y distribución de las poblaciones fitoplanctónicas, como son los procesos de marea, el aporte de nutrientes desde el continente o el efecto del viento entre otros. Las masas de agua en el Golfo de Cádiz [1] determinan variables físicas como temperatura y salinidad, así como fenómenos de afloramiento y hundimiento. Los mayores niveles de clorofila se dan en las zonas costeras debido al aporte de nutrientes. La zona con mayor concentración de clorofila durante los dos años analizados es la desembocadura del río Guadalquivir, con valores medios de 1.40 µg/L en periodos de mayor abundancia. Los procesos de afloramiento en las cercanías del cabo Trafalgar, producidos por efectos de la entrada de agua mediterránea a través del estrecho [2], producen un levantamiento de la nutriclina en este punto y favore la subida hacía capas fóticas de células microfitoplantónicas así como nutrientes hundidos en el mar Alborán [3]. Este aumento en la disponibilidad de nutrientes tiene como

consecuencia un aumento ocasional de microfitoplanctón en esta zona. La determinación de pigmentos asociados a los diferentes grupos del microfitoplancton, permite determinar los grupos mayoritarios en estos procesos de afloramiento, así como conocer los mayores grupos beneficiados de los aportes de nutrientes. La cromatografía liquida de alta eficacia (HPLC) no ha sido solo aplicada para la determinación de la clorofila a, también para clorofilas, xantofilas y carotenoides asociados [4]. El mejor método para analizar los resultados de pigmentos y conocer su contribución al total de clorofila a es el programa informático CHEMTAX [5], pudiendo tener una visión general de como los diferentes grupos de fitoplancton participan en la distribución de clorofila a en la zona. El objetivo de este trabajo es la caracterización de los cambios de distribución, abundancia y biodiversidad de las comunidades fitoplanctónicas en los años 2014 y 2015 en el Golfo de Cádiz. MATERIAL Y MÉTODOS El área de estudio se localiza en el Golfo de Cádiz, al suroeste de la península ibérica. Las muestras han sido tomadas a lo largo de 8 campañas oceanográficas durante

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los años 2014 y 2015 dentro del proyecto STOCA (Series Temporales de datos Oceanográficos en el Golfo de Cádiz) que desarrolla el Instituto Español de Oceanografía (IEO). En cada campaña se han realizados 3 transectos con un total de 16 estaciones perpendiculares a la desembocadura del río Guadalquivir y caño Sancti Petri, y al cabo de Trafalgar. Han sido tomadas muestras para clorofila fraccionada mediante un sistema de doble filtración, determinando por fluorimetría la fracción correspondiente al microfitoplancton (>20µm) respecto al total de clorofila. Se han tomado muestras superficiales y en el máximo de fluorescencia profundo (DFM) para el análisis de pigmentos mediante HPLC (Walters Alliance HPLC System, con detector de fluorescencia). Para el procesado de los datos obtenidos para pigmentos se ha utilizado el software informático CHEMTAX que ayuda a comprender que pigmentos pertenecen a cada grupo del microfitoplancton y crear una proporción entre ellos respecto la clorofila a total. Para la interpretación de los datos se han utilizado los resultados de distribución y concentración de nutrientes recogidos durante las campañas en el Golfo de Cádiz. RESULTADOS Y DISCUSIÓN La distribución de la clorofila del rango de tamaño microfitoplanctónico muestra sus máximos en las zonas más costeras de las secciones situadas en el Guadalquivir y en Sancti Petri. Generalmente coinciden con un mínimo en la concentración de nutrientes, debido a su rápido consumo y a la limitación de su entrada desde el fondo por una termoclina permanente situada por debajo de la zona fótica. También se han detectado máximos relativos de clorofila en estaciones de la radial de Trafalgar. Aparecen de forma ocasional, no parecen seguir un patrón estacional y están relacionados con un descenso en la concentración de nutrientes en las capas superficiales. Anteriores trabajos en la zona cercana al estrecho [6, 7] describen este afloramiento marcado por un aumento de la clorofila debido a la mezcla vertical que experimenta las aguas atlántica y mediterránea en el paso por el Umbral de Camarinal. Esta mezcla supone un aporte de nutrientes desde las capas más profundas a las más superficiales. Basándose en trabajos anteriores [4], así como a los pigmentos mayoritarios en las muestras se eligieron cuatro grupos del microfitoplancton para la caracterización del Golfo de Cádiz: haptofitas, dinofitas, prasinofitas y bacilariofitas. Estos grupos tienen pigmentos característicos que no comparten con el resto, por lo que es fácil su identificación y posterior análisis con la herramienta CHEMTAX. Durante las STOCA 2014 y 2015, las bacilariofitas fueron en grupo más importante en todas las estaciones, seguidas de las haptofitas y dinofitas. Las relaciones entre los cuatro grupos varían, viéndose cambios según masas de agua, épocas del año, diferencias costa-océano y afloramientos, como el de Trafalgar, en el que se ve un cambio de proporción entre unos pigmentos característicos de un grupo a otro, demostrando así que un

aporte de nutrientes adicional determina el crecimiento de unos grupos respecto otros. GD 0614

100 50 0

GD1 GD2 GD3 GD3 GD4 GD4 GD4 GD5 GD5 GD5 GD6 GD6 GD6 GD6 5m 5m 5m 33m 5m 31m 100m 5m 40m 50m 5m 85m 95m 400m

Prasinofitas

Bacilariofitas

Dinofitas

Haptofitas

Figura 1. Resultados del programa CHEMTAX (abundancias pigmentarias respecto total de clorofila a) correspondientes a la campaña STOCA junio 2014, radial de Gualdaquivir. Predominio del grupo de las diatomeas en todas las estaciones, seguido por el de las dinofitas. AGRADECIMIENTOS Agradecer a la tripulación de los B/O Ramón Margalef y Ángeles Alvariño por su participación en las campañas. Este trabajo ha sido financiado mediante el proyecto STOCA del Instituto Español de Oceanografía y el proyecto CTM2014-59244-C3. REFERENCIAS 1 - Criado-Aldeanueva, F. et al., 2006. Distribution and circulation of water masses in the Gulf of Cadiz from in situ observations. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 53(11-13), pp.1144–1160. 2 - Macías, D. et al., 2008. Chlorophyll maxima and water mass interfaces: Tidally induced dynamics in the Strait of Gibraltar. Deep-Sea Research Part I: Oceanographic Research Papers, 55(7), pp.832–846. 3 - Prieto, L. et al., 1999. Phytoplankton, bacterioplankton and nitrate reductase activity distribution in relation to physical structure in the northern Alboran Sea and Gulf of Cadiz (southern Iberian Peninsula). Boletin Instituto Español de Oceanografia, 15, pp.401–411. 4 - Goela, P.C. et al., 2014. Using CHEMTAX to evaluate seasonal and interannual dynamics of the phytoplankton community off the South-west coast of Portugal. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 151, pp.112–123. 5 - Mackey, M.D., 1996. CHEMTAX- a program for estimating class abundances from chemical markers : application to HPLC measurements of phytoplankton. Marine Ecology Progress Series, 144, pp.265–283. 6 - Ruiz, J. et al., 2001. Surface distribution of chlorophyll, particles and gelbstoff in the Atlantic jet of the Alborán Sea: From submesoscale to subinertial scales of variability. Journal of Marine Systems, 29(1-4), pp.277–292. 7 - Echevarria, F. et al., 2002. Physical – biological coupling in the Strait of Gibraltar. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 49, pp.4115–4130.

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Spatial distribution and estuarine sources of dissolved organic matter export to the coastal zone in the Gulf of Cádiz, Spain Enrique González-Ortegón1, Francisco Baldó1, María J. Bellanco1, Ricardo F. Sánchez-Leal1, María P. Jiménez1, J. Pedro Cañavate2, César Vilas2 1

Insituto Español de Oceanografía, Centro Oceanográfico de Cádiz, Puerto Pesquero, Muelle de Levante s/n, 11006 Cádiz. Spain. 2 IFAPA Centro El Toruño, Camino de Tiro Pichón, 11500 El Puerto de Santa María, Cádiz, Spain.

ABSTRACT Dissolved organic matter (DOM) is a major component of the organic matter transported to the coastal zone by rivers. It controls ecosystem-level processes (e.g. food web) and constitutes an important pathway for nutrients transport from land to coastal waters. We know that estuarine discharges affect the primary production and nutrient composition in the adjacent coastal area. For instance, the current hypernutrification of the Guadalquivir estuary may benefit primary production on adjacent coasts. However, studies on DOM in the Gulf of Cádiz waters are unknown despite its importance in the global ocean functioning. The Gulf of Cádiz is under the estuarine influence of three main estuaries: Guadiana, Tinto-Odiel and Guadalquivir. The present study evaluates the relevance of DOM and the estuarine influence and environmental factors which determine its distribution in the Gulf of Cádiz. Our results suggest that the Gulf of Cádiz water mass is receiving large amounts of dissolved organic transported by the Guadiana and Guadalquivir rivers and much lesser from Tinto-Odiel. Thus, the estuarine influenced area explained the fDOM variability in the Gulf of Cadiz and this variability was shaped by turbidity, water depth and distance from the coast. Within the estuarine ecosystems, salinity and turbidity were the main factors explaining the fDOM variability. INTRODUCTION

Dissolved organic matter (DOM) influences aquatic food webs and controls the availability of dissolved nutrients and metals [1,2]. DOM is also important from regional and global biogeochemical perspectives, as DOM constitutes an important pathway for carbon (C), nitrogen (N), and phosphorus (P) transport from land to sea (Harrison 2005). The quantification of these elements from their sources in the continental shelf has been poorly studied. The Gulf of Cádiz water masses are directly influenced by the three main estuarine systems (Guadiana, Tinto-Odiel and Guadalquivir). Nutrient export to neighbouring coastal waters generates phytoplankton blooms on the shelf [3]. In the Guadalquivir estuary 17% and 83% of the estuarine SPM concentration was organic and inorganic matter, respectively [4]. However, at present we do not know how fDOM varies through the Gulf of Cádiz and how it is interacting with environmental variables. We hypothesise that fDOM spatial variability in the GC is determined by the rivers influence by transport to costal waters. Advanced sensor technology is widely used in aquatic monitoring and research. We used the YSI EXO2 multiparametric sonde provided by six

sensors and an integral pressure transducer. Each sensor measures its parameter via a variety of electrochemical, optical, or physical detection methods. We used the capability of water chemistry sensors embedded in this new sensor platform to document spatial variability in the Gulf of Cádiz. This new sensor platform continuously samples the mouth of the three main estuaries and water column in the Gulf of Cádiz MATERIALS AND METHODS Sampling was carried out on board the Ramon Margalef oceanographic vessel during March 2016 (Figure 1). We used a YSI multiparameter sonde (EXO2; Yellow Springs, OH). The EXO2 sonde uses a combination of electrical and optical sensors for specific conductivity, water temperature, pH, dissolved oxygen, turbidity, fluorescent dissolved organic matter (fDOM), chlorophyll-a fluorescence, and phycocyanin fluorescence. Physical parameters of the EXO2 sonde were highly correlated (R=0.8, p