Biomonitorización da acumulación de metais tóxicos e esenciais en troitas (Salmo trutta) do lago artificial de As Pontes de García Rodríguez

1 Facultade de Veterinaria Grao en Veterinaria Ano 2024 Modalidade do Traballo: Experimental Traballo de Fin de Grao Cathaysa Veiras Ramos Biomonitorización da acumulación de metais tóxicos e esenciais en troitas (Salmo trutta) do lago artificial de As Pontes de García Rodríguez Licenza Biomonitorización da acumulación de metais tóxicos e esenciais en troitas (Salmo trutta) do lago artificial de As Pontes de García Rodríguez © 2024 by Cathaysa Veiras Ramos is licensed under Creative Commons Attribution-NonCommercial 4.0 International. To view a copy of this license, visit https://creativecommons.org/licenses/by-nc/4.0/ Resumo Este estudo investiga a acumulación de elementos tóxicos e esenciais en troitas no lago situado dentro da antiga mina de lignito de As Pontes de García Rodríguez (noroeste do Estado español), comparando os resultados con exemplares de augas de tramos anteriores do río Eume e dunha piscifactoría local. Tomáronse mostras de fígado e músculo de exemplares do lago (n=16), do río (n=14) e da piscifactoría (n=10) capturados entre marzo e abril de 2022 para posteriormente ser tratadas por dixestión aceda e analizadas mediante ICP-MS. A actividade mineira en As Pontes tivo un impacto significativo no ecosistema acuático. No fígado dos peixes do lago observáronse niveis significativamente superiores de Cd, Ni, Co e Cu, probabelmente debido á auga de escorrentía das entulleiras. Do mesmo xeito, observáronse maiores niveis de Al, Pb e Hg nas troitas do río, asociados á combustión de carbón na central térmica. A pesar destas variacións, as concentracións de elementos tóxicos e esenciais tanto no lago mineiro como no río seguen sendo baixas, cumprindo con todas as normas de calidade da auga e non supoñendo así ningunha ameaza inmediata para a vida acuática. As concentracións destes metais nos tecidos musculares dos peixes salvaxes, aínda que superiores ás dos peixes de piscifactoría, atopábanse dentro dos límites da UE. Estes resultados poñen de manifesto a eficacia dos peixes como indicadores da exposición ambiental e subliñan a necesidade de seguir a vixiar o lago do pozo mineiro para avaliar o impacto a longo prazo das actividades mineiras na saúde acuática. O fígado resulta especialmente valioso nestas avaliacións, xa que proporciona un reflexo preciso da exposición aos metais e serve como órgano crucial para avaliar a contaminación ambiental e a saúde do ecosistema. Palabras clave: elementos tóxicos e traza, troita, lago de As Pontes, río Eume, mina de lignito. Resumen Este estudio investiga la acumulación de elementos tóxicos y esenciales en truchas del lago situado dentro de la antigua mina de lignito de As Pontes de García Rodríguez (noroeste del Estado español), comparando los resultados con ejemplares de aguas de tramos anteriores del río Eume y de una piscifactoría local. Se tomaron muestras de hígado y músculo de ejemplares del lago (n=16), el río (n=14) y la piscifactoría (n=10) capturados entre marzo y abril de 2022 para posteriormente ser tratadas por digestión ácida y analizadas mediante ICP-MS. La actividad minera en As Pontes tuvo un impacto significativo en el ecosistema acuático. En el hígado de los peces del lago se observaron niveles significativamente más altos de Cd, Ni, Co y Cu, probablemente debido al agua de escorrentía de la escombrera. Del mismo modo, se observaron mayores niveles de Al, Pb y Hg en las truchas del río, asociados a la combustión de carbón en la central térmica. A pesar de estas variaciones, las concentraciones de elementos tóxicos y esenciales tanto en el lago minero como en el río siguen siendo bajas, cumpliendo con todas las normas de calidad del agua, no suponiendo así ninguna amenaza inmediata para la vida acuática. Las concentraciones de estos metales en los tejidos musculares de los peces salvajes, aunque superiores a las de los peces de piscifactoría, estaban dentro de los límites de la UE. Estos resultados ponen de manifiesto la eficacia de los peces como indicadores de la exposición ambiental y subrayan la necesidad de seguir vigilando el lago del pozo para evaluar el impacto a largo plazo de las actividades mineras en la salud acuática. El hígado resulta especialmente valioso en estas evaluaciones, ya que proporciona un reflejo preciso de la exposición a los metales y sirve como órgano crucial para evaluar la contaminación ambiental y la salud del ecosistema. Palabras clave: elementos tóxicos y traza, trucha, lago de As Pontes, río Eume, mina de lignito. Abstract This study investigates the accumulation of toxic and essential elements in trout from a pit lake situated within the old lignite mine of As Pontes de García Rodríguez (NW Spain), comparing findings with specimens from upstream of the Eume River and a local fish farm. Liver and muscle samples from lake (n=16), river (n=14), and fish farm (n=10) specimens captured during March-April 2022 were acid digested and analyzed via ICP-MS. Mining activities in As Pontes were found to significantly impact the aquatic ecosystem. Significantly higher levels of Cd, Ni, Co, and Cu were notably present in the liver of lake fish, likely due to runoff from the spoil heap. Similarly, increased levels of Al, Pb, and Hg were observed in river trout, associated with coal combustion at the thermal power plant. Despite these variations, water quality standards for toxic and essential elements in both the pit lake and river remain low, posing no immediate threat to aquatic life. Muscle tissue concentrations of these metals in wild fish, although higher than in farmed fish, were within EU limits. These findings underscore the efficacy of fish as indicators of environmental exposure and emphasize the ongoing need for monitoring the pit lake to assess long-term impacts of mining activities on aquatic health. The liver proves particularly valuable in these assessments, providing a precise reflection of metal exposure and serving as a crucial organ for evaluating environmental contamination and ecosystem health. Key words: toxic and trace elements, trout, pit lake As Pontes, Eume River, lignite mine. Índice Introdución ..................................................................................................................... 2 Material e métodos ......................................................................................................... 7 Recollida de mostras .................................................................................................... 7 Procedementos analíticos ............................................................................................ 9 Análises estatísticas e quimiométricas ...................................................................... 11 Resultados ..................................................................................................................... 13 Discusión ....................................................................................................................... 22 Anexos ........................................................................................................................... 37 1 Abreviaturas µg: microgramo AC: Hierarchical Cluster Analysis ADEAC: Asociación de Educación Ambiental y del Consumidor Al: aluminio APC: Principal Component Analysis As: arsénico Cd: cadmio cm: centímetro Co: cobalto Cr: cromo Cu: cobre ENDESA: Empresa Nacional de Electricidad S.A. Fe: ferro g: gramo H2O: auga Hg: mercurio HNO3: acedo nítrico ICP-MS: Espectrometría de Masas con Plasma Acoplado Indutivamente L: litro ml: mililitro Mn: manganeso Mo: molibdeno Ni: níquel ºC: grados centígrados p.e.: por exemplo Pb: chumbo r: coeficiente de correlación de Pearson S: xofre Se: selenio W: vatio Zn: cinc 2 Introdución A minaría a ceo aberto é unhas das actividades antropoxénicas que máis polémica xera nas sociedades debido ao seu gran impacto medioambiental sobre os ecosistemas, conlevando xeralmente á contaminación do chan, a perda de biodiversidade e a degradación ambiental, así como polos impactos sociais e económicos que xera nas comunidades locais, incluíndo conflitos cos outros usos da terra ou coa perda do patrimonio cultural (Gillespie & Bennett, 2012). Unha vez rematada a actividade mineira, é común que estes ocos ou fosas sexan transformados en lagos artificiais, sen embargo, a auga deste tipo de lagos pode estar contaminada con elevadas concentracións de metais pesados e/ou drenaxe acedo procedente da mina. Como resultado, os lagos mineiros tenden a ter unha actividade biolóxica limitada, podendo existir riscos de toxicidade tanto para a fauna como para as comunidades humanas locais (McCullough & Lund, 2006). É por isto que a creación de lagos nos pozos das minas, aínda sendo unha práctica común, é obxecto de controversia, tanto pola súa idoneidade para os peixes como para a calidade da auga con respecto aos posíbeis tóxicos (Miller et al., 2013). O uso deste tipo de lagos como estratexia de reclamo require que estes sexan un compoñente estábel e integrado da paisaxe, non posuíndo ningún tipo de riscos para a saúde dos humanos ou da fauna silvestre e sendo capaces de soportar comunidades autosuficientes de algas, invertebrados, peixes e demais fauna (Miller et al., 2013). Por este motivo, neste tipo de proxectos é moi importante levar a cabo estudos de monitorización ambiental para comprobar que a actividade mineira previa non ten un impacto significativo sobre os ecosistemas e, no caso de detectar algún, buscar medidas de remediación. Na biomonitorización destes plans, goza de especial relevancia a acumulación de metais tóxicos como mercurio (Hg), cadmio (Cd), chumbo (Pb) e arsénico (As) sobre as poboacións que habitan este tipo de contornas recuperadas (Balali-Mood et al., 2021), presentando estes elementos importantes efectos nocivos directos sobre os sistemas biolóxicos. Así mesmo, tamén é frecuente a acumulación nos organismos de concentracións elevadas de certos elementos esenciais como ferro (Fe), cobre (Cu) ou cinc (Zn), responsábeis de numerosas interaccións a nivel orgánico (Mazej et al., 2010). Consecuentemente, os peixes farán as veces de organismos sentinela para a biomonitorización deste tipo de contornas acuáticas (Camizuli et al., 2014). 3 O lago de As Pontes [Figura 1], situado na localidade de As Pontes de García Rodríguez (A Coruña), é o maior lago artificial do Estado español e creouse a raíz dos traballos de recuperación e rexeneración da mina a ceo aberto que ocupaba o seu lugar e da que se extraía lignito para abastecer a central térmica da mesma localidade. O lago ten un volume de 547 hectómetros cúbicos, unha profundidade máxima de 205 metros e un perímetro de 17,8 quilómetros. Figura 1. Vista aérea do lago de As Pontes (2014). Fonte: Augas de Galicia. O proxecto de restauración medioambiental foi levado a cabo pola empresa propietaria do xacemento carbonífero, a Empresa Nacional de Electricidad S.A. (ENDESA) en 2008. O oco mineiro encheuse por gravidade coa auga de escorrentía e a auga procedente do río Eume, completándose esta operación en 2012 [Figuras 2 e 3]. Este proceso veuse favorecido pola baixa permeabilidade dos materiais que conformaban a explotación, confinando a auga no propio oco mineiro e impedindo a súa infiltración nos acuíferos circundantes. Para a enchedura do oco, a cunca mineira foi primeiramente selada con materiais arxilosos, evitando así o contacto entre a auga cos materiais do xacemento susceptíbeis de xerar acidez. Paralelamente, tanto as entulleiras (zonas onde se acumulaban os materiais de refugallo estériles da explotación carbonífera como cinzas ou materiais arxilosos) interiores como exteriores, foron cubertas con terra vexetal, fertilizadas e sementadas con vexetación autóctona (Aréchaga et al., 2011). 10 Táboa 1. Programa de calidade analítica expresado como media ± desviación estándar usado na determinación de elementos traza deste estudo. DORM-3 Elemento Límite de detección (µg/L) Niveis analizados (mg/Kg) Niveis certificados* (mg/Kg) Al 0,8 1,62 ± 0,23 --- As 0,3 6,47 ± 0,48 6,88 ± 0,30 Cd 0,2 0,286 ± 0,021 0,290 ± 0,020 Cr 0,3 1,54 ± 0,51 1,89 ± 0,17 Ni 0,2 1,47 ± 0,35 1,28 ± 0,24 Hg 0,1 0,358 ± 0,074 0,382 ± 0,060 Pb 0,1 0,347 ± 0,066 0,395 ± 0,050 Co 0,2 0,200 ± 0,014 --- Cu 3,3 15,0 ± 1,3 15,5 ± 0,63 Fe 8 325 ± 41 347 ± 20 Mn 1,1 3,06 ± 0,38 (4,6) Mo 1,1 0,651 ± 0,014 --- S 1,2 11156 ± 2045 --- Se 0,9 3,81 ± 0,33 (3,3) Zn 7 48,8 ± 1,8 51,3 ± 3,1 * En paréntese aparecen os valores soamente informativos. 11 Análises estatísticas e quimiométricas De cara ao estudo dos resultados, realizáronse diferentes análises para poder avaliar e interpretar as diferenzas estatísticas nas concentracións dos metais entre os tres grupos de estudo diferentes: troitas do lago de As Pontes, do río Eume e da piscifactoría. Para isto, empregouse unha análise de varianza ANOVA coa fin de examinar as diferenzas entre os grupos e determinar se os resultados eran ou non significativos. Nesta análise, tívose en conta o tipo de hábitat (lago, río ou piscifactoría) como factor principal, e a lonxitude dos peixes como covariábel, considerando así as posíbeis variacións relacionadas co tamaño. Por último, utilizouse unha proba post-hoc de Tukey, tendo esta como obxectivo interpretar os datos experimentais unha vez realizado o estudo, identificando así as diferenzas significativas entre grupos específicos (en todos os caos, foi empregado un nivel de significación do 0,05). Para estudar a estrutura latente do conxunto de datos compostos polas concentracións dos quince elementos nas trinta mostras de troita (X30x15), aplicáronse técnicas de visualización quimiométricas multivariantes. Estas, permiten o tratamento de datos químicos e espectrais mediante métodos estatísticos e matemáticos, e as técnicas empregadas foron a análise de compoñentes principais (de agora en diante ACP) e a análise clúster xerárquica (de agora en adiante AC). A idea central da ACP é a de reducir a dimensionalidade dun conxunto de datos cun gran número de variábeis interrelacionadas (como é o caso), conservando ao mesmo tempo a maior parte posíbel da variación presentada dese mesmo conxunto (Jolliffe, 2002). Desta maneira, as variábeis correlacionadas son agrupadas en compoñentes principais (CP), describindo cada un destes un conxunto correlacionado do conxunto de datos anterior. Así, a ACP organiza os CP de xeito que expliquen secuencialmente a información en orde de magnitude e relevancia (Beattie & Esmonde-White, 2021). Con isto, redúcese a complexidade do conxunto de datos mentres se conserva a meirande parte da súa información orixinal. Por outra banda, a AC é unha técnica utilizada para agrupar un conxunto de obxectos de xeito que os elementos dun mesmo grupo (ou clústers) sexan máis similares que aqueles noutro clúster diferente. É un método común na análise de datos para identificar patróns e estruturas dentro dun mesmo conxunto de datos (Kaufman & Rousseeuw, 2005). No caso que nos ocupa, a similitude entre as mostras foi calculada a partir da distancia euclidiana ao cadrado entre elas. Para establecer estes clústers e poder formar grupos compactos e homoxéneos, minimizando a varianza dentro de cada grupo, empregouse o método Ward (Everitt et al., 2011). Antes de poder levar a cabo tanto a ACP como a AC, empregouse unha técnica coñecida como “autoescalaxe”, baseada na estandarización dos datos mediante o escalaxe de cada variábel de xeito que teñan unha media de cero e unha desviación estándar de un, contribuíndo así cada unha delas 12 equitativamente á análise. Transformando os datos nunha escala común, a “autoescalaxe” mellora o rendemento dos métodos estatísticos multivariantes como a ACP e a AC, obtendo así resultados máis precisos e facilmente interpretábeis (Massart and Kaufman, 1983). Finalmente, realizáronse tests estatísticos con IBM SPSS para Windows v.21 (IBM Corporation, Armonk, NW, EEUU) e as técnicas quimiométricas (PCA e HCA) leváronse a cabo empregando o paquete de software Statgraphics Centurion XVIII v18.1.12 (Statgraphics Technologies, Inc., The Plains, VA, EEUU). 13 Resultados A localización resultou ser un factor significativo para a maioría dos elementos (excepto o Cr), especialmente no fígado, aínda que a lonxitude tamén amosou unha influencia significativa sobre algúns elementos [Táboa 2]. Táboa 2. Resumo do modelo estatístico para avaliar a influencia da orixe (lago, río, piscifactoría) como factor principal e a lonxitude como covariábel sobre a acumulación dos elementos tóxicos e esenciais no fígado e músculo da troita. Efectos estatisticamente significativos a un nivel P<0.005 (*), P<0.01 (**) e P<0.001 (***);-- non significativo. Fígado Músculo Orixe Lonxitude Orixe Lonxitude Al F2,36=13,31 *** F1,36=1,139 -- F2,36=4,535 * F1,36=0,596 -- As F2,36=81,54 *** F1,36=0,901 -- F2,36=144,6 *** F1,36=0,049 -- Cd F2,36=10,79 *** F1,36=5,418 * F2,36=0,709 -- F1,36=0,001 -- Cr F2,36=0,480 -- F1,36=0,374 -- F2,36=0,018 -- F1,36=3,451 -- Ni F2,36=10,38 *** F1,36=0,000 -- F2,36=13,00 *** F1,36=3,636 -- Hg F2,36=11,16 *** F1,36=2,834 -- F2,36=13,07 *** F1,36=3,086 -- Pb F2,36=16,24 *** F1,36=0,147 -- F2,36=1,315 -- F1,36=0,956 -- Co F2,36=13,61 *** F1,36=6,096 * F2,36=22,09 *** F1,36=0,107 -- Cu F2,36=8,875 *** F1,36=2,877 -- F2,36=8,992 *** F1,36=2,467 -- Fe F2,36=3,805 * F1,36=4,351 * F2,36=8,635 *** F1,36=0,869 -- Mn F2,36=5,488 ** F1,36=7,430 ** F2,36=1,654 -- F1,36=20,21 *** Mo F2,36=8,730 *** F1,36=0,165 -- F2,36=5,365 ** F1,36=1,002 -- S F2,36=8,166 *** F1,36=3,139 -- F2,36=13,69 *** F1,36=4,061 -- Se F2,36=3,761 * F1,36=3,647 -- F2,36=69,16 *** F1,36=3,175 -- Zn F2,36=8,398 *** F1,36=0,213 -- F2,36=5,557 ** F1,36=15,82 *** As concentracións de oligoelementos tóxicos (Al, As, Cd, Cr, Hg, Pb, Ni) e esenciais (Co, Cu, Fe, Mn, Mo, S, Se, Zn) tanto no músculo e fígado de troita (expresadas en mg/kg de peso fresco), como na auga (µg/L), quedan representadas nas Figuras 7 e 8, respectivamente. 14 Figura 7. Concentracións de elementos tóxicos en fígado e músculo de troita (expresadas en mg/kg peso fresco) e auga (µg/L) do lago de As Pontes, o río Eume e a piscifactoría. As diferentes letras indican diferenzas estatisticamente significativas entre os grupos. 15 Figura 8. Concentracións de elementos esenciais en fígado e músculo de troita (expresadas en mg/kg peso fresco) e auga (µg/Lexcepto para o S onde se expresan como sulfatos en mg/L ) do lago de As Pontes, o río Eume e a piscifactoría. As diferentes letras indican diferenzas estatisticamente significativas entre os grupos. No fígado, tal e como se anticipaba, as concentracións da maioría dos elementos tóxicos (excepto As e Hg) e esenciais (agás S) foron significativamente máis altas que no músculo. As diferenzas máis acusadas observáronse entre os espécimes recollidos no lago e no río fronte a aqueles procedentes da piscifactoría. Para a meirande parte dos elementos tóxicos (excepto o Cr), hai un patrón de acumulación similar entre a auga e os niveis residuais do fígado. Os niveis de Cd e Ni foron significativamente máis altos no lago, mentres as concentracións de Al, Pb e Hg foron maiores (só numericamente) naqueles peixes capturados no río. Os peixes da piscifactoría 16 mostraron niveis de As moito máis altos comparados con aqueles capturados no lago e no río, aínda que para o resto dos elementos, os niveis de residuos foron sempre máis baixos que nos outros dous grupos (sendo as diferenzas para o Ni e o Pb só numéricas). Por outra banda, para os elementos esenciais, non se atoparon asociacións relevantes entre as concentracións dos elementos da auga e do fígado. Excepto polo Fe e o Se, as concentracións dos elementos esencias foron máis altas na auga do lago, aínda que os peixes alí capturados só acumularon niveis significativamente altos de Cu e Co. Os niveis hepáticos de Mn nos peixes do lago foron máis baixos que aqueles dos peixes do río, e tanto os niveis de S como os de Mo foron similares en ambos grupos. De xeito similar aos elementos tóxicos, os espécimes provenientes da piscifactoría tiveron concentracións máis baixas de elementos esencias que os dos demais grupos, especialmente, comparándoos con aqueles capturados no lago (para o caso do Mn, as diferenzas foron só numéricas). No tecido muscular, o patrón de acumulación dos elementos tóxicos reflectiu de forma moi similar aquel observado no fígado, cunha estreita correlación entre ambos tecidos para a meirande dos elementos (p.e.: o coeficiente de correlación de Pearson para a concentración de As entre o fígado e o músculo foi de r=0,90 e, para o Hg, r=0,92). As únicas excepcións para os elementos tóxicos foron o Cd e o Pb, onde os residuos estaban por debaixo dos límites de detección na maioría das mostras. Para este tecido (o músculo), o Cr non foi significativamente diferente entre os peixes das tres localizacións. Para os elementos esenciais, os niveis de Co, Cu, Fe, Se e S, foron máis elevados naqueles espécimes capturados no lago, aínda que só se atopou unha clara asociación co fígado no caso do Co (r=0,87) e do Ni (r=0,75). Para o Mn e o Zn, non houbo diferenzas entre os grupos, mentres que as concentracións de Mo foron máis altas soamente nas mostras do río. A Figura 9 ilustra os patróns de acumulación nos tecidos dos elementos tóxicos e traza relacionados coa lonxitude dos peixes para aqueles elementos onde este factor demostrou ser significativo [Táboa 1]. No fígado dos peixes capturados no lago e no río, observouse que as concentracións de Cd, Co e Fe aumentaban coa lonxitude, mentres que as concentracións de Mn diminuían, non observándose estas tendencias nos peixes da piscifactoría. Por outra banda, no tecido muscular, tanto as concentracións de Mn como as de Zn diminuíron coa lonxitude en todos os grupos 17 Figura 9. Gráficos de dispersión amosando o patrón de acumulación dos elementos traza e tóxicos en relación coa lonxitude das troitas capturadas no lago de As Pontes (●), o río Eume (●) e a piscifactoría (●). PF: Peso Fresco. 18 Unha vez aplicada a análise quimiométrica sobre os patróns de concentración dos elementos tóxicos e traza (levado a cabo empregando ACP e AC) obtivéronse interesantes resultados. Aplicouse a ACP aos quince metais determinados nos dous tecidos estudados. Nas Figuras 10A e 10B pódese observar o diagrama 3D-biplot das mostras e variábeis para o fígado e o músculo, respectivamente. Neste tipo de diagramas, somos capaces de apreciar en tres dimensións o xeito no que as variábeis se relacionan cos datos extraídos das mostras, visualizando e entendendo mellor a estrutura e as relacións nun mesmo gráfico. Os resultados foron similares para ambos tecidos, confirmando que a localización é unha variábel clave para o perfil elemental. As mostras da piscifactoría, o lago e o río representan distintos patróns de metais, constituíndo por exemplo as mostras da piscifactoría un grupo homoxéneo no espazo multidimensional das quince variábeis analizadas (Al, As, Cd, Hg, Pb, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, S, Se e Zn), claramente separado dos grupos de mostras do río e do lago [Figuras 10A e 10B]. Nestas figuras apréciase como a ACP revelou unha forte asociación do As coas mostras de peixes da piscifactoría, sendo esta asociación evidente para ambos tecidos, aínda que máis pronunciada no fígado [10A] que no músculo [10B]. Paralelamente, os grupos do lago e do río, aínda que diferentes, non están completamente separados, amosando un evidente solapamento entre eles (maior no músculo que no fígado). Este resultado foi corroborado mediante a AC, que representa os resultados nun tipo de diagrama denominado dendrograma (Figuras 11A e 11B para fígado e músculo, respectivamente). Como se pode observar, os resultados previamente analizados por ACP foron confirmados nesta análise por conglomerados, conformando as mostras de peixes de piscifactoría, un cluster homoxéneo e evidentemente separado con respecto ás mostras dos outros dous grupos. Este alto grado de similitude entre as mostras dos espécimes da piscifactoría pode ser explicado tendo en conta que as troitas deste grupo eran da mesma idade e foron criadas e alimentadas baixo as mesmas condicións, explicando así que estes dous últimos factores (idade e dieta) sexan máis relevantes para os resultados do lago e o río que para os da piscifactoría. Para investigar máis a fondo a asociación entre as variábeis baseadas na localización, a AC foi aplicada a este conxunto de variábeis, centrándonos neste caso no tecido hepático, o cal nos aporta información máis interpretábel e clara que no caso do tecido muscular. Deste xeito, de aquí en adiante, discutiremos principalmente as concentracións de metais neste órgano, xa que os metais bioacumúlanse a miúdo no fígado e polo que, baixos niveis nese órgano, poden ser indicativo de baixos niveis no músculo (Otchere et al., 2004). Os dendrogramas obtidos a partir da AC en relación ao tecido hepático amósanse nas Figuras 12A-C e a súa análise demostra diferentes patróns de asociación en relación á localización. 19 Figura 10. A) Diagrama 3D-biplot para as mostras e variábeis no fígado das tres localizacións (67.60% da varianza total dos datos). B) Diagrama 3D-biplot para as mostras e variábeis no músculo das tres localizacións (56.76% da varianza total dos datos). Código dos puntos: peixes de piscifactoría (●); lago de As Pontes (●); río Eume (●). Figura 11. A) Dendrograma das mostras segundo o contido de metais no fígado. B) Dendrograma das mostras segundo o contido de metais no músculo. A similitude entre as mostras mediuse a partir da distancia Euclidiana ao cadrado e, para establecer os clusters, empregouse o método Ward. A) B) 26 Os estudos levados a cabo nas entulleiras da mina durante o proceso de recuperación indican que a natureza destas (predominantemente arxilas carbonosas e lousas con contido de sulfuro variábel) así como dos procesos que se levaron a cabo nelas, dan lugar a niveis de metais biodispoñíbeis máis altos en comparación a aqueles dos solos naturais da zona, permanecendo aínda así por debaixo dos límites de toxicidade propostos para o chan das minas (Monterroso et al., 1993, 1999). Entre os elementos atopados nos niveis de auga máis superficiais dentro do lago, observáronse dous patróns de variación nos tecidos das troitas. Por un lado, viuse que elementos como o Co, Cu, Cd e Ni, se acumularon de forma significativa nos fígados dos peixes capturados no lago en comparación con aqueles peixes capturados no río e, atopándose estes á súa vez, moito máis altos que aqueles dos peixes procedentes da piscifactoría. Pola contra, elementos como o Mn, Mo, S e Zn aparecen en niveis similares nos fígados dos peixes do lago en comparación aos do río. Dos elementos anteriormente mencionados, esperábase un patrón de acumulación maior dentro dos elementos tóxicos como o Cd ou o Ni, os cales tenden a acumularse nos organismos (tal e como se observa nas Figuras 7 e 8). Por outra banda, para a maioría dos elementos esencias, os organismos mostran un gran poder de regulación homeostática. Deste xeito, cando os individuos se expoñen a concentracións altas, por enriba dos seus requirimentos fisiolóxicos, os niveis tisulares son capaces de permanecer dentro duns valores normais e só cando se supera esta capacidade de regulación, é cando atoparemos acumulación orgánica. De feito, os resultados obtidos alíñanse con aqueles expostos en outros estudos da literatura, onde se atopaban altos niveis de residuos tóxicos, mais concentracións normais de elementos esenciais en aqueles peixes procedentes de áreas afectadas pola actividade antropoxénica [Táboa 3]. Entre o oligoelementos esenciais, obsérvanse certas excepcións ao patrón xeral de regulación homeostática comentado. En especial dous elementos, o Cu máis o Co, amosan unha acumulación significativa nos fígados dos peixes do lago. A diferenza da maioría de animais terrestres (excluíndo os ruminantes), os peixes teñen unha limitada capacidade para regular a absorción de Cu cando se expoñen a niveis superiores ás súas necesidades fisiolóxicas, conducindo isto ao almacenamento hepático deste elemento (Garai et al., 2021). Isto queda ben reflectido na literatura, onde se aprecian taxas similares de acumulación hepática de Cu en peixes capturados en zonas contaminadas en comparación aos grupos de control [Táboa 3]. A exposición ao Cu transportado pola auga induce respostas de estrés oxidativo en peixes de auga doce, conducindo a unha situación de toxicidade crónica que se manifesta cun crecemento deficiente, unha redución da esperanza de vida do animal, unha resposta inmune diminuída e problemas de fertilidade (Garai et al., 2021). Os estudos que falan ao respecto, indican que concentracións de 27 Cu no rango de 10 a 20 µg/L poden ser tóxicas para a troita de río, afectando ao seu comportamento e fisioloxía (Woody & O’Neal, 2012). Tendo isto en conta, a media do Cu neste estudo sitúase por debaixo destes rangos e dentro dos límites legais. Con respecto ao Co, a información sobre o metabolismo e acumulación é máis limitada, sen embargo, suxírese que os peixes teñen unha capacidade restrinxida para a súa regulación homeostática, cunha tendencia á acumulación coa idade (Mukherjee & Kaviraj, 2009). Neste estudo corrobórase o anteriormente citado, mostrando unha clara tendencia do Co á súa acumulación coa idade tanto nos peixes do lago como do río, presentando os espécimes de maior tamaño maiores concentracións de Co en fígado [Figura 9]. No caso dos elementos tóxicos, ao igual que no lago, aqueles atopados en maiores concentracións nas augas do río Eume (especificamente Al, Hg e Pb) acumuláronse en maiores concentracións no fígado e, no caso do Hg, tamén no músculo das troitas alí capturadas. A fonte de contaminación está probabelmente ligada á combustión de carbón de lignito na central térmica de As Pontes, tendo este material extraído un alto contido en Hg (Romero Peña, 1993) polo cal a exposición da fauna salvaxe a este elemento na contorna da central cobra especial relevancia, sendo este ademais un contaminante ambiental altamente móbil. A contaminación dos medios acuáticos por metais tóxicos como Al, Hg e Pb preto das centrais térmicas que operan grazas ao carbón está ben documentada na literatura (Singh et al., 2023; Vig et al., 2023) o cal evidencia a necesidade para controis e normativas medioambientais máis estritas que procuren protexer tanto a saúde humana das poboacións como os ecosistemas. Os peixes do río Eume foron capturados a 11 km ao noroeste da central térmica de As Pontes, sendo esta zona a máis afectada polos ventos dominantes. Un estudo previo levado a cabo na mesma rexión demostrara o impacto das emisións da cheminea da central na exposición ao Hg do gando que alí pastaba (López Alonso et al., 2003), até 100 km a favor do vento. En base ao anteriormente exposto, poderíamos explicar que os niveis de Hg sexan mais altos en aqueles peixes que habitan o río Eume e están máis lonxe da central con respecto aos que habitan o lago. En relación ao perfil mineral dos peixes procedentes da piscifactoría, este é netamente diferente ao observado nos espécimes do lago e do río, como se demostrou a través das análises ACO e AC. Estes achados eras previsíbeis, pois como se explicou ao comezo da discusión, a cunca fluvial sobre a que se sitúa a granxa ten un perfil xeolóxico diferente, condicionando isto un perfil diferenciado tanto para os elementos tóxicos como para os esenciais. Ademais, os peixes criados nos tanques de acuicultura son alimentados con pensos en canto con alimentos naturais do medio ambiente. Estes preparados adoitan estar enriquecidos con suplementos minerais e, a miúdo, conteñen fariñas de pescado como fonte de proteína principal, as cales poden presentar altas concentracións de As en comparación con outro tipo de materias primas (Dórea, 2006). 28 Baseándonos nisto, poderíanse explicar as concentracións significativamente altas de As tanto no fígado como no músculo das troitas. A través do estudo do As no penso demóstrase que os niveis deste elemento tóxico atópanse efectivamente altos (1,83 mg/kg de penso, Anexo 1). Elevados niveis de As neste tipo de alimentos están ben documentados (indo dende os 1 aos 6 mg/kg de penso), destacando a posibilidade de que aparezan altas concentracións en peixes que consuman este tipo de pensos en comparación con aqueles que consuman alimentos baseados en plantas ou outro tipo de fontes de proteína (Diljkan, 2023). Afortunadamente, aínda que como neste caso, os peixes procedentes da acuicultura poden conter niveis de residuos de As máis altos que os peixes alimentados dun xeito natural, este As adoita a ser orgánico, presentando este unha baixa toxicidade tanto para humanos como para animais (Dórea, 2006). Con respecto ao contido en As da auga da piscifactoría (0,22 µg/L), sendo este maior ao observado tanto no lago como no río Eume, hai que ter en conta que segue a estar moi por debaixo dos límites regulamentarios, pois a UE, a EPA e a OMS establecen un valor estándar de 10 µg/L para o As na auga potábel (Frisbie & Mitchell, 2022). Por último, é importante destacar que dous dos elementos esenciais (Fe e Se) mostraron altas concentracións no fígado e, en menor medida, no músculo, naqueles peixes capturados no lago a pesares de que estes elementos na auga do lago aparecían moi baixos [Figura 8]. Isto podería estar asociado ás interaccións do Fe e o Se con outros elementos a nivel orgánico e/ou a unha maior biodispoñibilidade destes elementos na auga. Nos peixes, as interaccións entre o Se e os elementos tóxicos está ben documentada, desempeñando o Se un papel protector fronte a este tipo de compostos (Hamilton, 2004). Unha das interaccións máis coñecidas é a que se produce entre o Se e o Hg. O Se desempeña unha función protectora ao unirse ao Hg, reducindo así a súa biodispoñibilidade e toxicidade. Aínda que esta asociación se produce globalmente en todos os organismos, cobra especial importancia nos ambientes acuáticos, mitigando a acumulación de Hg nos peixes e proporcionándolles un mecanismo de defensa crucial nos ecosistemas expostos a dita contaminación (Albuquerque et al., 2020, 2021). Esta asociación pódese observar claramente no fígado dos peixes capturados no río Eume [Figura 12C]. Por outra banda, no lago, o Se está fortemente asociado ao Cu, demostrando claramente o seu poder protector fronte á acumulación deste último elemento e reducindo así o seu potencial dano oxidativo [Figura 12B]. Por último, na piscifactoría, sendo a exposición a este tipo de elementos moi baixa, o Se asóciase con elementos como o Mo ou o S, os cales comparten un patrón de excreción renal [Figura 12A]. En consonancia cos resultados previamente expostos, a estreita relación entre o Mo e o Cd no fígado dos peixes do lago [Figura 12B] podería indicar tamén certo grado de 29 compromiso na función renal naqueles peixes de maior idade. Esto explícase polo feito de que, como é sabido, o Cd acumúlase dun xeito significativo nos riles, provocando danos, e o Mo excrétase vía renal, demostrando ser un marcador temperá da función renal (Cedeño et al., 2020). No caso do Fe, a análise de clúster falla á hora de identificar asociacións claras con outros elementos que poidan explicar por que as concentracións hepáticas deste elemento son significativamente máis altas nos peixes do lago comparadas coas concentracións de Fe na auga do mesmo hábitat, onde os niveis deste elemento son máis baixos. Sen embargo, o que si é evidente é a robusta correlación entre o Fe e o Al tanto na piscifactoría como no lago (Figuras 12A e 12B respectivamente). Chama a atención o caso do lago, xa que aquí as concentracións de Al na auga son baixas, suxerindo isto que ambos elementos poden estar presentes nunha forma máis dispoñíbel. Factores como o pH, a presencia doutros contaminantes e niveis variábeis de materia orgánica poden aumentar a solubilidade e a biodispoñibilidade do Fe, facilitando así a súa absorción por parte dos organismos acuáticos (Stumm & Morgan, 2013). Obsérvase tamén neste estudo que as concentracións hepáticas do Fe aumentaban significativamente coa lonxitude, podendo xustificar en parte por que aqueles peixes capturados no lago (que eran os de maior idade) exhibían niveis máis altos de Fe no fígado en comparación aos outros grupos. 30 Conclusións O estudo presentado revelou que a actividade mineira desenvolta na localidade de As Pontes ten un impacto relevante nos ecosistemas acuáticos. Atopáronse niveis significativamente altos de Cd, Co, Cu e Ni no fígado dos peixes capturados no lago, probabelmente debido á auga de escorrentía procedente das entulleiras. Adicionalmente, detectáronse altos niveis de Al, Hg e Pb nos espécimes de troita capturados no río Eume, posibelmente asociados á combustión de carbón por parte da central térmica que operou outrora preto da zona onde se realizou a mostraxe. A pesar destas variacións puntuais, os niveis de elementos tóxicos e esenciais na auga do lago mineiro e do río foron baixos, cumprindo coa normativa legal de calidade da auga e non posuíndo ningún tipo de risco real para a vida acuática. O contido de metais tóxicos e esencias no tecido muscular das troitas analizadas, aínda que significativamente maior ao das troitas procedentes da piscifactoría, foi baixo e atopouse dentro dos límites establecidos pola Unión Europea. Estes achados, subliñan a capacidade destes organismos para actuar como marcadores efectivos de exposición ambiental. Igualmente, a realización deste estudo resalta a importancia de manter un seguimento estreito da situación do lago para poder identificar e documentar os impactos a longo prazo que poda ter provocado a actividade mineira sobre os ecosistemas acuáticos. O fígado dos peixes considérase un dos mellores indicadores de exposición crónica para aos metais pesados debido ao seu rol na acumulación, transformación e excreción de contaminantes, converténdoo esto nun órgano esencial para avaliar a saúde e a contaminación ambiental. 31 Bibliografía Abel Villela, A. (1997). Las pesqueras del Alto Miño y afluentes en el S.XVIII. Boletín Do Museo Provincial de Lugo. Albuquerque, F. E. A., Herrero-Latorre, C., Miranda, M., Barrêto Júnior, R. A., Oliveira, F. L. C., Sucupira, M. C. A., Ortolani, E. L., Minervino, A. H. H., & López-Alonso, M. (2021). Fish tissues for biomonitoring toxic and essential trace elements in the Lower Amazon. Environmental Pollution, 283, 117024. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2021.117024 Albuquerque, F. E. A., Minervino, A. H. H., Miranda, M., Herrero-Latorre, C., Barrêto Júnior, R. A., Oliveira, F. L. C., Sucupira, M. C. A., Ortolani, E. L., & López-Alonso, M. (2020). Toxic and essential trace element concentrations in fish species in the Lower Amazon, Brazil. Science of The Total Environment, 732, 138983. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.138983 Álvarez-Vázquez, M. Á., Caetano, M., Álvarez-Iglesias, P., Pedrosa-García, M. del C., Calvo, S., De Uña-Álvarez, E., Quintana, B., Vale, C., & Prego, R. (2017). Natural and Anthropocene fluxes of trace elements in estuarine sediments of Galician Rias. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 198, 329–342. https://doi.org/10.1016/j.ecss.2016.08.022 Aréchaga, F., Ferreiro, T., Gil, A., Menéndez, J. A., & Valle, R. (2011). Riqueza restaurada: historia de la mina de As Pontes. Endesa. https://www.fundacionendesa.org/content/dam/fundacion-endesa-com/medioambiente/aspontes/riqueza-restaurada-historia-de-la-mina-de-as-pontes-III.pdf Arribére, M. A., Ribeiro Guevara, S., Bubach, D. F., Arcagni, M., & Vigliano, P. H. (2008). Selenium and Mercury in Native and Introduced Fish Species of Patagonian Lakes, Argentina. Biological Trace Element Research, 122(1), 42–63. https://doi.org/10.1007/s12011-007-8059-6 Augas de Galicia. (n.d.). Visor ID-DHGC (Infraestructura de Datos Espaciales de la Demarcación Hidrográfica Galicia-Costa). Retrieved July 20, 2024, from https://mapas.xunta.gal/visores/dhgc/ Balali-Mood, M., Naseri, K., Tahergorabi, Z., Khazdair, M. R., & Sadeghi, M. (2021). Toxic Mechanisms of Five Heavy Metals: Mercury, Lead, Chromium, Cadmium, and Arsenic. Frontiers in Pharmacology, 12. https://doi.org/10.3389/fphar.2021.643972 32 Beattie, J. R., & Esmonde-White, F. W. L. (2021). Exploration of Principal Component Analysis: Deriving Principal Component Analysis Visually Using Spectra. Applied Spectroscopy, 75(4), 361–375. https://doi.org/10.1177/0003702820987847 Bordajandi, L. R., Gómez, G., Fernández, M. A., Abad, E., Rivera, J., & González, M. J. (2003). Study on PCBs, PCDD/Fs, organochlorine pesticides, heavy metals and arsenic content in freshwater fish species from the River Turia (Spain). Chemosphere, 53(2), 163–171. https://doi.org/10.1016/S0045-6535(03)00417-X Brotheridge, R. M., Newton, K. E., Evans, S. W., Taggart, M. A., & McCormick, P. H. (1998). Nickel, cobalt, zinc and copper levels in brown trout (Salmo trutta) from the river Otra, southern Norway†. The Analyst, 123(1), 69–72. https://doi.org/10.1039/a704883a Camizuli, E., Monna, F., Scheifler, R., Amiotte-Suchet, P., Losno, R., Beis, P., Bohard, B., Chateau, C., & Alibert, P. (2014). Impact of trace metals from past mining on the aquatic ecosystem: A multi-proxy approach in the Morvan (France). Environmental Research, 134, 410–419. https://doi.org/10.1016/j.envres.2014.07.008 Cedeño, Y., Miranda, M., Orjales, I., Herrero-Latorre, C., Suárez, M., Luna, D., & LópezAlonso, M. (2020). Serum Concentrations of Essential Trace and Toxic Elements in Healthy and Disease-Affected Dogs. Animals, 10(6), 1052. https://doi.org/10.3390/ani10061052 Çilingir Yeltekin, A., & Saglamer, E. (2019). Toxic and trace element levels in salmo trutta macrostigma and oncorhynchus mykiss trout raised in different environments. Polish Journal of Environmental Studies, 28(3), 1613–1621. https://doi.org/10.15244/pjoes/90620 Diljkan, M. (2023). Arsenic speciation in animal feed and feed ingredients by ICP-MS and HPLC-ICP-MS methods [University of Bergen]. https://bora.uib.no/boraxmlui/bitstream/handle/11250/3094688/Maja-Diljkan_EMQALthesis.pdf?sequence=1 Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas. (pp. 1–73). (2000). DOCE: Diario Oficial de las Comunidades Europeas. Dórea, J. G. (2006). Fish Meal in Animal Feed and Human Exposure to Persistent Bioaccumulative and Toxic Substances. Journal of Food Protection, 69(11), 2777– 2785. https://doi.org/10.4315/0362-028X-69.11.2777 33 Dragun, Z., Filipović Marijić, V., Krasnići, N., Ivanković, D., Valić, D., Žunić, J., Kapetanović, D., Smrzlić, I. V., Redžović, Z., Grgić, I., & Erk, M. (2018). Total and cytosolic concentrations of twenty metals/metalloids in the liver of brown trout Salmo trutta (Linnaeus, 1758) from the karstic Croatian river Krka. Ecotoxicology and Environmental Safety, 147, 537–549. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2017.09.005 ENDESA. (2024). Presente, pasado y futuro de As Pontes. https://www.endesa.com/es/lacara-e/transicion-ecologica/presente-pasado-futuro-de-as-pontes. Everitt, B. S., Landau, S., Leese, M., & Stahl, D. (2011). Cluster Analysis (5th Edition) (5th ed.). Frisbie, S. H., & Mitchell, E. J. (2022). Arsenic in drinking water: An analysis of global drinking water regulations and recommendations for updates to protect public health. PLOS ONE, 17(4), e0263505. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0263505 Garai, P., Banerjee, P., Mondal, P., & Saha, N. C. (2021). Effect of Heavy Metals on Fishes: Toxicity and Bioaccumulation. In Journal of Clinical Toxicology (Vol. 11). García-Arias, M., Díez-Montes, A., Villaseca, C., & Blanco-Quintero, I. F. (2018). The Cambro-Ordovician Ollo de Sapo magmatism in the Iberian Massif and its Variscan evolution: A review. Earth-Science Reviews, 176, 345–372. https://doi.org/10.1016/j.earscirev.2017.11.004 Gillespie, R., & Bennett, J. (2012). Valuing the environmental, cultural and social impacts of open-cut coal mining in the Hunter Valley of New South Wales, Australia. Journal of Environmental Economics and Policy, 1(3), 276–288. https://doi.org/10.1080/21606544.2012.714970 Hamilton, S. J. (2004). Review of selenium toxicity in the aquatic food chain. Science of The Total Environment, 326(1–3), 1–31. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2004.01.019 Has-Schön, E., Bogut, I., Kralik, G., Bogut, S., Horvatić, J., & Ĉaĉiĉ, I. (2008). Heavy metal concentration in fish tissues inhabiting waters of “Buŝko Blato” reservoar (Bosnia and Herzegovina). Environmental Monitoring and Assessment, 144(1–3), 15–22. https://doi.org/10.1007/s10661-007-9627-0 Heiny, J. S., & Tate, C. M. (1997). Concentration, Distribution, and Comparison of Selected Trace Elements in Bed Sediment and Fish Tissue in the South Platte River Basin, USA, 1992–1993. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 32(3), 246–259. https://doi.org/10.1007/s002449900182 34 Herrmann, S. J., Nimmo, D. R., Carsella, J. S., Herrmann-Hoesing, L. M., Turner, J. A., Gregorich, J. M., Heuvel, B. D. Vanden, Nehring, R. B., & Foutz, H. P. (2016). Differential Accumulation of Mercury and Selenium in Brown Trout Tissues of a High-Gradient Urbanized Stream in Colorado, USA. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 70(2), 204–218. https://doi.org/10.1007/s00244-0150241-9 Jolliffe, I. T. (2002). Principal Component Analysis (2 ed.). Juncosa, R., Delgado, J., Cereijo, J. L., García, D., & Muñoz, A. (2018). Comparative hydrochemical analysis of the formation of the mining lakes of As Pontes and Meirama (Spain). Environmental Monitoring and Assessment, 190(9), 526. https://doi.org/10.1007/s10661-018-6880-3 Juncosa, R., Delgado, J., Cereijo, J. L., & Muñoz, A. (2019). Hydrochemical Evolution of the filling of the Mining Lake of As Pontes (Spain). Mine Water and the Environment, 38(3), 556–565. https://doi.org/10.1007/s10230-019-00612-6 Kaufman, L., & Rousseeuw, P. J. (2005). Finding Groups in Data. An Introduction to Cluster Analysis. Lake stratification. (2024). https://en.wikipedia.org/wiki/Lake_stratification Legorburu, I., Canton, L., Millan, E., & Casado, A. (1988). Trace metal levels in fish from Urola river (Spain) Anguillidae, Mugillidae and Salmonidae. Environmental Technology Letters, 9(12), 1373–1378. https://doi.org/10.1080/09593338809384703 Linde, A. R., Arribas, P., Sanchez-Galan, S., & Garcia-Vazquez, E. (1996). Eel (Anguilla anguilla) and Brown Trout (Salmo trutta) Target Species to Assess the Biological Impact of Trace Metal Pollution in Freshwater EcosystemsEcosystems. In Arch. Environ. Contam. Toxicol (Vol. 31). ARCHIVES OF. López Alonso, M., Benedito, J. L., Miranda, M., Fernández, J. A., Castillo, C., Hernández, J., & Shore, R. F. (2003). Large-scale spatial variation in mercury concentrations in cattle in NW Spain. Environmental Pollution, 125(2), 173–181. https://doi.org/10.1016/S0269-7491(03)00073-3 López-Rodríguez, M. C., Leira, M., Valle, R., & Moyá-Niell, G. (2016). El fitoplancton como indicador de calidad de masas de agua muy modificadas en la DMA. El lago artificial de As Pontes (A Coruña. España). NACC: Nova Acta Científica Compostelana, 23, 8. 35 Mazej, Z., Al Sayegh-Petkovšek, S., & Pokorny, B. (2010). Heavy metal concentrations in food chain of Lake Velenjsko jezero, Slovenia: An artificial lake from mining. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 58(4), 998–1007. https://doi.org/10.1007/s00244-009-9417-5 McCullough, C. D., & Lund, M. A. (2006). Opportunities for Sustainable Mining Pit Lakes in Australia. Mine Water and the Environment, 25(4), 220–226. https://doi.org/10.1007/s10230-006-0136-0 Miller, L. L., Rasmussen, J. B., Palace, V. P., Sterling, G., & Hontela, A. (2013). Selenium bioaccumulation in stocked fish as an indicator of fishery potential in pit lakes on reclaimed coal mines in Alberta, Canada. Environmental Management, 52(1), 72–84. https://doi.org/10.1007/s00267-013-0038-4 Moiseenko, T. I., & Kudryavtseva, L. P. (2001). Trace metal accumulation and fish pathologies in areas affected by mining and metallurgical enterprises in the Kola Region, Russia. Environmental Pollution, 114(2), 285–297. https://doi.org/10.1016/S0269-7491(00)00197-4 Monterroso, C., Álvarez, E., & Macías, F. (1993). Caracterización de los suelos de la escombrera de la mina As Pontes (La Coruña) en proceso de restauración ambiental. Cuadernos Do Laboratorio Xeolóxico de Laxe, 18, 307–316. Monterroso, C., Macías, F., Alvarez, E., & Fernández-Marcos, M. L. (1999). Geochemistry of aluminium and iron in mine soils from As Pontes, Galicia (NW Spain). Water, Air, and Soil Pollution, 110(1/2), 81–102. https://doi.org/10.1023/A:1005055704392 Mukherjee, S., & Kaviraj, A. (2009). Evaluation of Growth and Bioaccumulation of Cobalt in Different Tissues of Common Carp, <I>Cyprinus Carpio</I> (Actinopterygii: Cypriniformes: Cyprinidae), Fed Cobalt-Supplemented Diets. Acta Ichthyologica Et Piscatoria, 39(2), 87–93. https://doi.org/10.3750/AIP2009.39.2.02 Otchere, F. A., Veiga, M. M., Hinton, J. J., Farias, R. A., & Hamaguchi, R. (2004). Transforming open mining pits into fish farms: Moving towards sustainability. Natural Resources Forum, 28(3), 216–223. https://doi.org/10.1111/j.1477-8947.2004.00091.x QGIS.org. (2024). QGIS 3.34. Geographic Information System Developers Manual. QGIS Association. https://docs.qgis.org/3.34/en/docs/developers_guide/index.html Real Decreto 817/2015, de 11 de septiembre, por el que se establecen los criterios de seguimiento y evaluación del estado de las aguas superficiales y las normas de calidad