Articolo tratto dalla Newsletter n° 019 del 4 settembre 2024
L’inquinamento marino da plastica riceve oggi molta attenzione ed è oggetto di numerosi studi scientifici. La quantità di plastica negli oceani ha raggiunto proporzioni allarmanti, non esiste nessun angolo, se pur molto remoto, che non abbia il segno di questo inquinamento.
Gli elementi di plastica che finiscono in mare (Figura 1) sono soggetti all’azione delle correnti marine e del moto ondoso, soprattutto negli strati superficiali; le macroplastiche che galleggiano sono sospinte anche dal vento (windage). In mare i rifiuti di plastica di grandi dimensioni possono frammentarsi in pezzi più piccoli a causa della degradazione (fragmentation).
Le plastiche più pesanti dell’acqua di mare affondano sul fondo marino (sinking), mentre quelle più leggere galleggiano sulla superficie fino a quando la loro densità è inferiore a quella dell’acqua locale. Invero, le plastiche galleggianti subiscono in ambiente marino svariati processi fisici, dinamici, biologici e chimici, che ne possono aumentare la densità e possono favorirne lo sprofondamento, come, ad esempio, la crescita e l’accumulo su di essi di microrganismi, alghe o piccoli animali (effetto biofouling); inoltre spesso i rifiuti plastici galleggianti finiscono per spiaggiarsi andando ad aumentare l’inquinamento delle coste (beach litter).
Infine, la plastica che raggiunge il fondale marino o si spiaggia può essere risospesa (resuspension) per l’azione delle onde e delle correnti. Questi processi sono molto complessi e dipendono principalmente dalle caratteristiche dei rifiuti, che hanno forme, dimensioni e composizioni chimiche molto diverse.
Il ruolo dell’oceanografia
Per tali motivi, il monitoraggio dell’inquinamento da plastiche in mare risulta estremamente complicato e richiede sicuramente un approccio multidisciplinare. In questo contesto, il contributo dell’oceanografia fisica è essenziale per studiare il trasporto e i processi fisici che determinano la dinamica del detrito di plastica in ambiente marino.
Le osservazioni in situ (raccolta di campioni di particelle di plastica su varie scale spaziali e temporali) o da remote sensing (misure ottenute principalmente con sensori che operano nello spettro del visibile e dell’infrarosso a onde corte montati su satelliti, droni o aerei.) possono fornire dati sulla distribuzione e sulle proprietà della plastica, come la morfologia, la densità e le dimensioni.
Ma ad oggi, la maggior parte delle conoscenze sulla distribuzione della plastica nell’oceano globale deriva dalle simulazioni del trasporto di particelle di plastica (trattate numericamente come traccianti passivi trasportati dalle correnti) con modelli numerici che simulano le correnti e il campo di densità del mare. Le simulazioni numeriche colmano il divario spaziale e temporale delle osservazioni in situ e da remoto.
L’approccio più usato è dato dalle simulazioni lagrangiane che utilizzano campi di velocità euleriani, ottenuti da osservazioni o da modelli, per ottenere i percorsi delle particelle virtuali trasportate passivamente dalle correnti marine. Il mar Mediterraneo, che ci riguarda da vicino, è un bacino semi-chiuso che riceve acqua in entrata dall’oceano Atlantico e questo afflusso d’acqua bilancia la perdita dovuta ad intensi fenomeni di evaporazione che lo caratterizzano.
Le acque del mar Mediterraneo
Altri contributi minori di acqua sono dovuti alle precipitazioni e agli apporti fluviali. Le acque del mar Mediterraneo hanno un tempo di rinnovo di circa 100 anni. A causa del lento rinnovamento delle acque e del forte impatto antropico, dovuto all’alta densità abitativa delle sue coste, il Mediterraneo è una delle aree marine più colpite dall’inquinamento.
I rifiuti marini del Mediterraneo Mediterraneo sono composti per il 70% – 90% da plastica (soprattutto imballaggi, sacchetti, involucri e oggetti legati alla pesca (figura 2), come rilevato dal Mediterranean Action Plan of the United Nations Environment Programme (UNEP/MAP, Programme)
A differenza dell’oceano globale, il Mediterraneo è un bacino dissipativo; infatti, l’accumulo di plastica sul fondo e sulle coste è più consistente rispetto agli elementi plastici galleggianti. La distribuzione delle plastiche nei sottobacini del Mar Mediterraneo è influenzata da una complessa interazione tra pozzi, fonti di rifiuti e tempi di permanenza in mare di polimeri diversi.
Gli studi sul Golfo di Napoli
Il Golfo di Napoli è un golfo semi chiuso che si affaccia sul mar Tirreno meridionale e rappresenta un’interessante area test per lo studio del trasporto delle plastiche in mare in quanto le sue coste sono tra le più densamente popolate del bacino Mediterraneo.
Un recente studio ha fornito una prima valutazione degli scenari di trasporto tridimensionale che possono verificarsi quando diversi tipi di polimeri plastici raggiungono l’ambiente marino del golfo di Napoli. La scelta di condizioni di rilascio invernali ed estive ha permesso di capire l’effetto delle caratteristiche idrodinamiche stagionali sulla dinamica delle particelle nel golfo di Napoli.
I polimeri analizzati sono il poliestere (PS), poliammide (PA) e polietilene tetraedrico (PET). Per quanto riguarda l’area di rilascio, sono state identificate 3 aree hotspot da cui si presume che provengano i maggiori sversamenti di detriti plastici: la foce del fiume Sarno, il porto di Napoli e l’area costiera di Bagnoli (Figura 3). Le simulazioni lagrangiane delle traiettorie tridimensionali sono realizzate grazie ai campi di corrente e di densità ottenuti dal Campania Regional Ocean Model (CROM), un modello oceanico implementato con alta risoluzione lungo le coste della Campania dall’università Parthenope (per approfondire le caratteristiche e l’implementazione del CROM consultare de Ruggiero et al., 2016).
Nel caso di particelle come il PA o il PET l’affondamento è molto rapido, quindi gli scenari estivi e invernali sono simili poiché il trasporto orizzontale e il contributo della componente verticale sono limitati. In queste condizioni, ci si può aspettare che una potenziale particella si depositi in aree vicine alla zona di rilascio, se si trascura la risospensione dovuta ai moti turbolenti. D’altro canto, il destino delle particelle come il PS dipenderà dalle caratteristiche avvettive del campo di correnti orizzontali e verticale, nonché dalle caratteristiche idrologiche dell’ambiente marino (Figura 3).
Se ci si concentra sulle condizioni dinamiche del mare, durante il periodo estivo le correnti deboli riducono il trasporto orizzontale delle particelle rispetto agli scenari invernali, aumentando così la sedimentazione nelle aree marine vicine alla zona di rilascio. Considerando invece le caratteristiche idrologiche, in inverno si osservano tassi di sedimentazione leggermente più lenti rispetto al periodo estivo, come risultato del rimescolamento invernale della colonna d’acqua. In estate, le particelle sono inizialmente in uno strato superficiale dove la densità è di circa 1025 kg/m3 e, in queste condizioni, la differenza di densità tra il campo marino e il polimero plastico è maggiore rispetto al caso invernale, con conseguente aumento del tasso di sedimentazione.
La risospensione dovuta alla componente verticale verso l’alto del campo di corrente euleriano aumenta il tempo di permanenza in mare delle particelle, aumentando così il contributo del trasporto orizzontale e la sedimentazione avviene più lontano dalla zona di rilascio. Questa condizione si verifica, ad esempio, nel periodo estivo, dove i moti verticali verso l’alto dovuti a campi di divergenza superficiale positivi diminuiscono l’affondamento delle particelle (soprattutto per le particelle PS), aumentando così sia i tempi di residenza che il trasporto orizzontale.
Nel caso dell’inverno, invece, si verifica il contrario, sebbene la componente verticale lavori in fase con la velocità di sedimentazione per l’effetto dei campi di convergenza superficiale. In mare le particelle sono così coinvolte in diversi regimi dinamici che favoriscono o inibiscono il loro trasporto orizzontale, tuttavia andrebbero considerati altri processi fisici e biologici, come la frammentazione dei polimeri plastici e il biofouling, che possono giocare un ruolo critico nell’evoluzione delle particelle.
Per convalidare le simulazioni di trasporto lagrangiano e fornire analisi mirate a parametrizzare i processi fisici e biologici con un maggior grado di dettaglio e realismo, sarebbe necessaria un’attenta rete di monitoraggio (Figura 4) nel Golfo di Napoli potenziata dall’uso di drifter di superficie (strumenti lagrangiani che vengono trasportati passivamente dalla corrente) e dall’impiego di tecnologie innovative per l’osservazione in situ (ad es. i veicoli aerei senza pilota, i sensori satellitari ottici o l’uso di ROV per il monitoraggio dei fondali marini).
Bibliografia
de Ruggiero, P., Napolitano, E., Iacono, R., Pierini, S. 2016, A high-resolution modelling study of the circulation along the Campania coastal system, with a special focus on the Gulf of Naples., Cont. Shel. Res., 122, 85-101. https://doi.org/10.1016/j.csr.2016.03.026.
Gifuni, L., de Ruggiero, P., Cianelli, D., Pierini, S., & Zambianchi, E. (2023). Numerical investigation of the three-dimensional paths of plastic polymers in the Gulf of Naples. Marine Pollution Bulletin, 193, 115259. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2023.115259
She, J., A. Christensen, F. Garaventa, U. Lips, J. Murawski, M. Ntoumas, and K. Tsiaras. 2023. Developing realistic models for assessing marine plastic pollution in semi- enclosed seas. In Frontiers in Ocean Observing: Emerging Technologies for Understanding and Managing a Changing Ocean. E.S. Kappel, V. Cullen, M.J. Costello, L. Galgani, C. Gordó-Vilaseca, A. Govindarajan, S. Kouhi, C. Lavin, L. McCartin, J.D. Müller, B. Pirenne, T. Tanhua, Q. Zhao, and S. Zhao, eds, Oceanography 36(Supplement 1):54–57, https://doi.org/10.5670/oceanog.2023.s1.17.
Alcuni lavori sull’inquinamento da plastiche del Mar Mediterraneo
Aliani, S. and Molcard, A., 2003 Hitch-hiking on floating marine debris: macrobenthic species in the Western Mediterranean Sea. Hydrobiologia volume 503, 59–67.
Liubartseva, S., Coppini, G., Lecci, R., Clementi, E., 2018. ‘Tracking plastics in the Mediterranean: 2D Lagrangian model’. Marine Pollution Bulletin 129: 151–162.
Mansui, J., Molcard, A., Ourmieres, Y., 2015. ‘Modelling the transport and accumulation of floating marine debris in the Mediterranean basin’. Marine Pollution Bulletin 91: 249–257.
Suaria, G., Avio, C.G., Mineo, A., Lattin, G.L., Magaldi, M.G., Belmonte, G., Moore, C. J., Regoli, F., Aliani, S. 2016. The Mediterranean Plastic Soup: synthetic polymers in Mediterranean surface waters, Scientific reports 6, 37551.Suaria, G., Aliani S., 2014. Floating debris in the Mediterranean Sea. Marine Pollution Bulletin, 86, 494–504. http://dx.doi.org/10.1016/j.marpolbul.2014.06.025.
Van Sebille, E., Aliani S., Lavender law, K., Maximenko, N.. and Wichamann, D., 2020. ‘The physical oceanography of the transport of floating marine debris’. Environ. Res. Lett. 15: 023003. https://doi.org/10.1088/1748-9326/ab6d7d
Zambianchi, E., Trani, M., Falco, P., 2017. ‘Lagrangian transport of marine litter in the Mediterranean Sea’. Frontiers in Marine Science 5: 5.
Autrice:
 |
| Paola de Ruggiero (Università degli Studi di Napoli” Parthenope”) |