Contaminación por Plástico en el Mar

Este elemento es una profundización de los cursos y guías de Lawi. Ofrece hechos, comentarios y análisis sobre este tema. [aioseo_breadcrumbs] La contaminación por plásticos en el medio marino se informó por primera vez hace casi 50 años, menos de dos décadas después del aumento de la producción comercial de plásticos, cuando se producían menos de 50 millones de toneladas métricas por año.Entre las Líneas En 2014, la producción global de plásticos superó los 300 millones de toneladas métricas por año. Se han detectado residuos de plástico en todo el mundo en todos los principales hábitats marinos, en tamaños desde micras hasta metros.Entre las Líneas En respuesta, han aumentado las preocupaciones sobre los riesgos para la vida silvestre marina debido a la exposición a las variadas formas de residuos plásticos, lo que ha estimulado nuevas investigaciones sobre el alcance y las consecuencias de la contaminación de los plásticos en el medio marino. Aquí, presento un marco para evaluar la comprensión actual de las fuentes, la distribución, el destino y los impactos de los plásticos marinos.

1. INTRODUCCIÓN
Los científicos informaron por primera vez sobre la contaminación plástica en el océano en la década de 1970, pero en los últimos años ha atraído una gran atención de los medios de comunicación, el público y un número cada vez mayor de científicos que abarcan diversos campos, incluida la ciencia de polímeros, ingeniería ambiental, ecología y toxicología, biología marina, y oceanografía. La naturaleza extremadamente visible de gran parte de esta contaminación es fácil de transmitir en imágenes impactantes de pilas de basura en las costas, mamíferos marinos enredados en redes de pesca o vientres de aves marinas llenas de tapas de botellas, encendedores de cigarrillos y coloridos fragmentos de plástico. Incluso sin estas imágenes, cualquiera que haya visitado una playa sin duda ha encontrado colillas de cigarrillos desechadas, juguetes rotos en la playa que han quedado atrás, o piezas de equipo de pesca o boyas que han llegado a la orilla..Entre las Líneas En última instancia, las partes interesadas y los responsables políticos quieren saber qué tan grande es el problema, qué tan extendido es el daño y cuáles son las mejores estrategias de prevención o mitigación. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). La investigación científica sobre estas preguntas no es nueva, pero el estudio sistemático de las fuentes, vías, transformaciones, impactos y sumideros de plásticos en el medio marino se ha acelerado rápidamente solo en la última década.

Aquí, discuto el estado de la comprensión de la contaminación de los plásticos en el océano, utilizando un marco que fue concebido inicialmente por el Grupo de Trabajo de Desechos Marinos en el Centro Nacional para el Análisis y Síntesis Ecológicos (consulte el Apéndice Suplementario). Aunque mi discusión se basa fundamentalmente en el trabajo colaborativo de este grupo, la evaluación aquí es mía y está limitada en su alcance a los desechos plásticos solamente.

1.1. Plásticos y escombros marinos
Los plásticos son una clase de polímeros orgánicos sintéticos compuestos por moléculas largas de tipo cadena con un alto peso molecular promedio. Muchas clases comunes de plásticos están compuestas por hidrocarburos que se derivan, pero no siempre, a partir de materias primas de combustibles fósiles (Am. Chem. Counc. 2015). Durante la conversión de resina a producto, se puede agregar a la resina una amplia variedad de aditivos, incluidos rellenos, plastificantes, retardantes de llama, estabilizadores UV y térmicos y agentes colorantes y antimicrobianos, para mejorar el rendimiento (véase una definición en el diccionario y más detalles, en la plataforma general, sobre rendimientos) y la apariencia del plástico. El resultado es una clase de materiales que tienen propiedades altamente versátiles y deseables (que incluyen resistencia, durabilidad, peso ligero, aislamiento térmico y eléctrico, y capacidades de barrera) y pueden adoptar muchas formas (como adhesivos, espumas, fibras y materiales rígidos o flexibles). Sólidos, incluidas las películas).

Los primeros polímeros sintéticos se desarrollaron a mediados del siglo XIX; El desarrollo rápido de muchos plásticos nuevos se produjo a principios del siglo XX y la producción comercial se aceleró durante la Segunda Guerra Mundial (SPI 2015). La producción global de plásticos ha aumentado exponencialmente desde 1950, con 311 millones de toneladas métricas producidas en 2014 (Plast. Eur. 2015).Entre las Líneas En la actualidad, siete termoplásticos de productos básicos representan aproximadamente el 85% de la demanda total de plásticos para su uso en prácticamente todos los sectores del mercado. La mayor demanda del mercado (35% en los Estados Unidos) es para materiales de empaque (Am. Chem. Counc. 2015), que están diseñados para uso a corto plazo (véase más detalles en esta plataforma general) antes de su eliminación. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). A pesar de la fracción sustancial de los residuos que resulta del uso de plásticos de consumo (12.8% de los residuos sólidos municipales en masa en los Estados Unidos en 2013; US EPA 2016) y el proceso relativamente sencillo de reciclaje mecánico de termoplásticos (trituración seguida de la fusión en bolitas de resina), solo un 8,8% de los plásticos postconsumidores se recuperaron para su reciclaje en los Estados Unidos en 2012 (US EPA 2014). Las tasas de reciclaje de plásticos son más altas en Europa, pero todavía alcanzaron solo el 30% en 2014 (Plast. Eur. 2015). Incluso en estos países altamente desarrollados con infraestructuras robustas, los obstáculos para el reciclaje se producen en cada paso, desde el descarte hasta la fabricación de nuevos productos. Dichos obstáculos incluyen la falta de disponibilidad de puntos de recolección, la contaminación de las materias primas de reciclaje y la limitada comercialización (vender lo que se produce; véase la comercialización, por ejemplo, de productos) o/y, en muchos casos, marketing, o mercadotecnia (como actividades empresariales que tratan de anticiparse a los requerimientos de su cliente; producir lo que se vende) del material reciclado (para una discusión detallada de las opciones al final de la vida útil de los desechos plásticos, ver Andrady 2015).

La prevalencia y la dependencia de los plásticos en la vida cotidiana se reflejan en su presencia ubicua como basura en el medio ambiente.

Informaciones

Los desechos marinos (o desechos marinos) consisten en cualquier material sólido fabricado o procesado que se desechó o transportó al medio marino, incluidos vidrio, metales, papel, textiles, madera, caucho y plásticos. Algunos de estos materiales pueden ser fácilmente biodegradables (por ejemplo, papel, madera o fibras naturales), mientras que otros son de larga duración en el medio marino. Los restos marinos no plásticos persistentes han existido durante siglos en forma de (por ejemplo) recipientes de madera hundidos que contienen artefactos cerámicos.

Puntualización

Sin embargo, los plásticos son únicos porque son persistentes (resistentes a la biodegradación) y, debido a su peso ligero, fácilmente transportables por el viento y el agua.

Con la excepción de las investigaciones sobre escombros específicos del artículo, tales como artes de pesca abandonadas o embarcaciones perdidas o abandonadas, los plásticos se han convertido en el foco principal de la investigación reciente sobre escombros marinos. Los plásticos son el material más abundante recolectado en estudios de desechos marinos que flotan en la superficie del océano (por ejemplo, Law et al. 2010) y recolectados en estudios de playas y limpieza de playas, y se observan comúnmente en el fondo marino.

Otros Elementos

Además, algunas de las primeras publicaciones sobre desechos marinos documentaron los riesgos de los desechos plásticos en la vida silvestre. Con el crecimiento continuo de la producción de plásticos en todo el mundo, la abundancia y los riesgos de los plásticos en el medio marino justifican y motivan la investigación no solo para cuantificar la contaminación de los plásticos y sus impactos biológicos, ecológicos, sociales y económicos, sino también para informar soluciones.

2 (examine más sobre estas cuestiones en la presente plataforma online de ciencias sociales y humanidades). BALANCE MASIVO DE PLÁSTICOS EN EL MEDIO MARINO.
La cuantificación de la cantidad de plástico en el ambiente marino es, en muchos aspectos, un ejercicio contable, pero comprender sus fuentes (tasas, ubicaciones y formas de escombros) y sus rutas y transformaciones después de que ingresa al ambiente marino es esencial para determinar los riesgos y las condiciones. los impactos de la contaminación de plásticos discutidos en la Sección 3. Sin el conocimiento de la exposición, no se puede determinar el riesgo.

2.1. Entradas de plásticos
Se habla aquí del marco propuesto para capturar las vías de los plásticos en el ambiente marino, desde la producción de resina hasta la pérdida o el desecho. El primer punto de pérdida es el derrame o el manejo incorrecto de gránulos de resina industrial, cuentas casi esféricas de tamaño milimétrico que constituyen materia prima plástica. Los gránulos derramados pueden entrar directamente a las vías fluviales o lavarse en aguas residuales o en aguas pluviales (US EPA 1993). Los gránulos de resina se encontraban entre los primeros elementos de residuos plásticos registrados en el océano (Carpenter & Smith 1972), y se han detectado en el mar y en playas de todo el mundo (Hirai et al. 2011). La abundancia de pellets que flotan en el Atlántico norte y los ingeridos por fulmares del norte en el Mar del Norte ha disminuido abruptamente desde la década de 1980, que se cree que refleja una disminución en la entrada después de que se recomendaran medidas de prevención de pérdida de pellets a las industrias del plástico (US EPA 1993).

Puntualización

Sin embargo, no se ha descartado una explicación alternativa de que un cambio importante en la ubicación geográfica de los productores o procesadores de resina resultó en la disminución observada.

Una vez que la resina se convierte en productos de plástico, esos productos pueden ingresar al medio ambiente involuntariamente durante el uso o al desecharlos como desechos.Entre las Líneas En este marco, los residuos adecuadamente administrados se recolectan y contienen en una infraestructura de gestión de residuos robusta diseñada para minimizar las pérdidas al medio ambiente.

Pormenores

Por el contrario, la gestión inadecuada incluye el vertido abierto, la eliminación en vertederos abiertos (no contendidos) y la basura. Según esta definición, la descarga de aguas residuales se considera una gestión adecuada; sin embargo, las microesferas de plástico utilizadas como abrasivos en muchos productos para el cuidado personal, así como las fibras liberadas de la ropa sintética después del lavado (Browne et al. 2011) Pueden entrar las aguas residuales domésticas. La captura de estas partículas en las plantas de tratamiento de aguas residuales (es decir, antes de que el efluente se descargue al medio ambiente) depende del proceso de tratamiento en particular. Los estudios de plantas de tratamiento de aguas residuales en Suecia, Rusia y los Estados Unidos encontraron tasas de captura extremadamente altas (> 95%) de partículas plásticas.

Puntualización

Sin embargo, dado el inmenso volumen de afluencia procesada a través de dichas instalaciones todos los días, incluso las bajas tasas de pérdida podrían dar como resultado concentraciones detectables de estas partículas plásticas en el medio ambiente.

La pérdida involuntaria de productos plásticos en servicio puede ocurrir cuando se producen eventos catastróficos, como tsunamis, huracanes o inundaciones, que transportan grandes cantidades de material de todo tipo al medio ambiente marino, o cuando se pierde el arte o la carga durante el uso o transporte marítimo (consulte Figura 2). Un informe de 1975 hizo estimaciones de algunos de estos insumos para todos los tipos de materiales, encontrando que los desechos asociados con la carga (estiba, paletas, láminas de plástico, etc.) representaron el 88% de los desechos generados (aunque no necesariamente se eliminaron) en el mar (Natl Consejo de Res. 1975). Los residuos generados por los pasajeros y la tripulación en los buques oceánicos representaron el 10%, las catástrofes el 2% y la pérdida de artes de pesca comercial por <1%. Las normas internacionales sobre la descarga de desechos en el mar [Convención Internacional para la Prevención de la Contaminación por los Buques (MARPOL) 73/78] han prohibido desde entonces la descarga de todos los residuos sólidos no alimentarios. Actualmente, se desconoce la masa de plásticos que entran en el océano por actividades marítimas o eventos catastróficos. La única fuente importante de plásticos para el océano que se ha estimado a nivel mundial (o global) es la gestión inadecuada de los desechos plásticos generados en la tierra (Jambeck et al. 2015). Este análisis utilizó datos compilados por el Banco Mundial en la tasa de generación de desechos per cápita, la composición de los desechos y la eliminación de desechos en 192 países costeros para estimar la cantidad total de desechos plásticos generados y la cantidad que no se contiene debido a una gestión inadecuada (incluida la basura). La estimación de los residuos disponibles para entrar en el océano fue escalada por las poblaciones que viven a 50 km de la costa, en el entendimiento de que los residuos generados más hacia el interior también podrían ser transportados al océano. Debido a que el flujo de desechos no contenidos que ingresan al océano desde la tierra esencialmente no se mide, se aplicaron tasas de conversión entre el 15% y el 40% para dar una primera estimación de la entrada de plástico al océano de 4.8–12.7 millones de toneladas métricas en 2010. Una estimación más refinada requerirá la medición directa de las tasas de entrada de residuos plásticos por río, viento, marea, 2.2. Muestreo y métodos analíticos para plásticos marinos. Muchos de los primeros informes de desechos plásticos en el océano fueron de pequeñas partículas flotantes que fueron capturadas en redes de plancton de arrastre de superficie. Otros informes incluyeron fibras sintéticas en muestras de agua (Buchanan 1971), observaciones visuales a bordo de grandes escombros flotantes (Venrick et al. 1973), escombros del fondo marino en redes de arrastre bentónicas (Holmström 1975) y escombros plásticos en las playas. Ingestión de plásticos por aves marinas y tortugas marinas (Balazs 1985) comenzó a principios de la década de 1960. Por la naturaleza misma de estas observaciones (más formalmente, el diseño de muestreo), los plásticos de diferentes materiales, tamaños y formas fueron reportados de manera selectiva. Hoy en día, las observaciones y mediciones publicadas de desechos plásticos en todos estos reservorios (costas, superficie del mar, fondo marino y biota), así como la columna de agua, los sedimentos y el hielo marino son numerosos y globales, aunque son los más comunes las estrategias de muestreo (véase más detalles) utilizadas siguen siendo muy parecidas a las de la década de 1970, con relativamente poca estandarización entre los estudios.

Una Conclusión

Por lo tanto, al intentar estimar la masa de plásticos en cualquier reservorio marino, uno debe considerar cuidadosamente los métodos de muestreo (véase más detalles) utilizados para recopilar cada conjunto de datos.

Se han reportado residuos plásticos marinos en tamaños que van desde micras a metros. Aunque se usan ampliamente, los términos microplástico y macroplástico no tienen una definición generalmente aceptada. Los microplásticos se definen más comúnmente como partículas menores de 5 mm, pero también se han definido como partículas menores de 1 mm (por ejemplo, Browne et al. 2011) y se han definido funcionalmente (en el límite inferior).) como partículas retenidas por redes de plancton o tamices con tamaños de malla variables (Arthur et al. 2009). Las partículas más pequeñas detectadas en el ambiente marino tienen un tamaño de solo unos pocos micrones, e incluso más pequeños, se cree que existen plásticos de tamaño nanométrico, pero no se ha desarrollado un método confiable para detectarlos e identificarlos (Koelmans et al. 2015). El término macroplástico es aún más ambiguo, a menudo se refiere simplemente a los residuos más grandes que los microplásticos.

La distribución del tamaño de partícula de los desechos marinos plásticos no se ha medido satisfactoriamente en ningún reservorio marino. Aunque varios estudios de microplásticos en agua y sedimentos han reportado información sobre el tamaño de las partículas, la falta de consistencia y integridad en la caracterización del tamaño (es decir, diámetro esférico equivalente y factor de forma) y en la medida de concentración (es decir,, número o masa), así como otros problemas metodológicos, impide la comparación directa de los resultados (Filella 2015).

Otros Elementos

Además, la distribución del tamaño de partícula es dinámica por al menos dos razones. Primero, los plásticos de tamaño variable y en gran parte desconocido, ingresan continuamente (y tal vez dejan) el sistema.Entre las Líneas En segundo lugar, los plásticos se fragmentan con el tiempo debido a la intemperie. La exposición a la radiación UV inicia la degradación fotooxidativa en plásticos que reduce el peso molecular promedio, debilitando el material hasta que el esfuerzo de cizallamiento o tensión causa la fractura y la fragmentación (Andrady 2015). Ningún estudio experimental ha descrito la fragmentación bajo exposiciones marinas y, por lo tanto, los modelos de fragmentación teóricos quedan sin probar.

Otros Elementos

Además, las escalas de tiempo para la fragmentación resultante de la degradación inducida por la intemperie son desconocidas, pero dependen de factores ambientales que determinan las tasas de reacción de fotooxidación y termooxidación. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). Estos factores incluyen la exposición a la luz, la concentración de oxígeno y la temperatura, y factores bióticos como la bioincrustación, que son extremadamente variables en el entorno marino (Andrady 2015).

Para cuantificar correctamente la masa de plástico en cada reservorio marino se requieren mediciones distribuidas espacialmente de todas las clases de tamaño de escombros a escalas globales, un requisito previo lejos de cumplirse. De hecho, los métodos de muestreo (véase más detalles) típicamente utilizados para cuantificar la abundancia de desechos marinos plásticos varían según el reservorio marino y seleccionan los tamaños de desechos en particular.Entre las Líneas En la actualidad, todos los métodos dependen en última instancia de la selección visual de elementos o partículas por el ojo humano. Los métodos de selección visual más directos se producen en estudios de escombros en la superficie del mar desde barcos o aeronaves, en playas o costas en persona o en aeronaves, y en el lecho marino por buzos o sistemas de cámaras subacuáticas remolcadas, en las cuales solo los escombros son visibles para el observador. (para observación directa) o para el analista (para fotografías o video) se registra.

Existen protocolos rigurosos de muestreo (véase más detalles) a distancia para las inspecciones visuales en el mar, pero puede ser difícil satisfacer suposiciones metodológicas como la tasa de detección del 100% de los objetos en una línea de transecto y la medición precisa de la distancia a los objetos avistados (Williams et al. 2011). especialmente en condiciones ambientales variables y para objetos con tamaños, colores y flotabilidad variables (Ryan et al. 2009).Entre las Líneas En la práctica, se informa una amplia variedad de protocolos de encuesta en diferentes niveles de detalle, a menudo omitiendo incluso el tamaño mínimo de detección; por lo tanto, es extremadamente difícil comparar conjuntos de datos que informen cantidades de abundancia para residuos flotantes visibles (macroplásticos).

En una revisión crítica de 104 estudios de residuos intermareales trenzados, Browne et al. (2015a) encontraron que la selección de sitios favorece a las playas (95% de los estudios, en su mayoría realizados en playas arenosas) sobre otros hábitats costeros, y que las metodologías de muestreo (véase más detalles) ampliamente variables con respecto a la selección de sitios, tipos y tamaños de escombros medidos, unidades reportadas o en masa), y la replicación espacial y temporal hace que los conjuntos de datos sean muy dispares para permitir evaluaciones rigurosas a escala global.

Las inspecciones visuales del fondo marino para cuantificar los escombros siguen siendo relativamente pocas en número y son particularmente desafiantes debido a la inaccesibilidad y el costo (o coste, como se emplea mayoritariamente en España) (o coste, como se emplea mayoritariamente en España) de las prospecciones, pero ahora se usan con más frecuencia que las evaluaciones tradicionales de arrastre de fondo (Pham et al. 2014). Los estudios profundos en regiones remotas han demostrado la presencia de escombros plásticos lejos de las poblaciones humanas, incluso a una profundidad de,5002,500 m en la zona de fractura de Charlie-Gibbs de la Cordillera del Atlántico Medio (Pham et al. 2014) ya una profundidad de ∼2,450 m en el Estrecho de Fram (79 ° N), que ilustran un reservorio potencialmente grande para residuos plásticos en el fondo marino, aunque es extremadamente difícil de cuantificar.

Los desechos plásticos pequeños (microplásticos) en el agua de mar y los sedimentos (y, en un estudio, el hielo marino; Obbard et al. 2014) se cuantifican normalmente filtrando el medio en el campo (por ejemplo, agua de mar a través de redes de plancton) o en el laboratorio (tamizado y / o filtrado de sedimentos a granel o muestras de agua) para reducir el volumen para el análisis. El tamaño mínimo de partículas retenidas varía ampliamente dependiendo del tamaño de la malla neta de plancton (53 μm – 3 mm), malla de tamiz (0.5–2 mm) o filtro de muestra a granel (1.6–2 μm). El procesamiento de la muestra puede incluir la digestión química de la materia orgánica y / o la separación por densidad, en la cual la muestra se mezcla con agua de mar (muestras netas de plancton) o una solución salina de alta densidad (muestras de sedimentos) en la cual algunos o todos los plásticos comunes de consumo (Se espera que la tabla suplementaria 1) flote (Löder & Gerdts 2015).Entre las Líneas En última instancia, la muestra procesada se somete a un análisis visual, con o sin la ayuda de un microscopio de disección, para identificar posibles partículas plásticas.

La detección visual puede introducir varios tipos de errores, como el sesgo del observador (Dekiff et al. 2014), la identificación errónea de partículas de apariencia similar a la materia orgánica o la detección insuficiente de partículas que son demasiado pequeñas (incluso con aumento) para ser detectadas por el ojo humano (Filella 2015).

Otros Elementos

Además, especialmente a medida que el tamaño de partícula disminuye y la identificación visual se vuelve menos confiable, es necesario verificar que las partículas extraídas sean de hecho polímeros sintéticos. La espectroscopia infrarroja de transformada de Fourier y la espectroscopia Raman son los métodos más comúnmente utilizados para la identificación de materiales, aunque la pirólisis-cromatografía de gases con espectrometría de masas también se ha utilizado para identificar el tipo de polímero y los aditivos orgánicos (Fries et al. 2013). Debido a la naturaleza que consume mucho tiempo del análisis de partículas individuales mediante estas técnicas, la mayoría de los estudios de microplásticos que verifican el tipo de material identifican solo un pequeño número de partículas, y muchos estudios simplemente confirman la identidad del polímero sin detalles sobre el número de partículas extraídas o identificadas. No solo aumenta la posibilidad de una detección insuficiente o una identificación errónea de las partículas de plástico al disminuir el tamaño de las partículas, sino que la contaminación del procedimiento, especialmente por las fibras, también se convierte en una gran preocupación.

2.3. Estimación de términos marinos en el balance de masas
De los conjuntos de datos disponibles en la actualidad, la colección más grande y más extensa geográficamente de datos muestreados y analizados de manera ampliamente consistente es la que se mide utilizando redes de plancton de arrastre de superficie. Van Sebille et al. (2015) reunieron cerca de 12,000 mediciones de la abundancia de plástico recolectadas entre 1971 y 2013 y se informaron en 26 estudios. Estos datos se estandarizaron utilizando un riguroso modelo estadístico para tener en cuenta la varianza asociada con la distribución espacial y temporal, la longitud del arrastre y la velocidad del viento, que afecta las condiciones de muestreo (véase más detalles) y la mezcla vertical de partículas de plástico debajo de la superficie del mar.

Informaciones

Los datos estandarizados (Figura 3) luego se utilizaron para escalar los resultados de tres modelos de circulación oceánica que predicen la distribución de los desechos, a fin de estimar el inventario global en masa de plásticos pequeños (es decir, recolectados en la red). Las tres estimaciones variaron de 93,000 a 236,000 toneladas métricas, con la gran variación resultante de la escasez de datos disponibles para restringir las soluciones del modelo, especialmente fuera de los giros subtropicales del Atlántico Norte y el Pacífico Norte. Estos resultados son más grandes que las estimaciones globales anteriores pero todavía pueden representar solo el 1% de los residuos plásticos que se estima que ingresarán al océano desde la tierra en un solo año (Jambeck et al. 2015). No se espera que el stock permanente de una clase de tamaño de escombros en un solo reservorio sea igual a la tasa de entrada anual; sin embargo, el tamaño de la discrepancia revela una brecha fundamental en la comprensión de las principales vías y transformaciones de los plásticos al ingresar al medio marino.

Como se mencionó anteriormente, todavía no existen datos ambientales generalizados y comparables para estimar el stock permanente de residuos plásticos (especialmente los grandes) que flotan en la superficie del mar, o residuos de cualquier tamaño que se encuentren en las costas o en el fondo marino. Solo un pequeño número de redes de malla de plancton se han utilizado para investigar plásticos a profundidades por debajo de la capa mezclada con el viento, donde se han detectado partículas de plástico, aunque en concentraciones mucho más bajas que en la superficie (Doyle et al. 2011). Microplásticos de varias formas (p. Ej., Gránulos, fragmentos y fibras) se han detectado en sedimentos de playas de todo el mundo, y en los sedimentos de aguas profundas han sido principalmente fibras. Nuevamente, los métodos variables combinados con la distribución de datos dispersos impiden cálculos de presupuesto significativos de plásticos en sedimentos. Se han realizado dos estimaciones aproximadas para los plásticos ingeridos por la biota marina. A partir de un análisis de plásticos en los estómagos de 141 peces mesopelágicos, Davison y Asch (2011) estimaron una tasa anual de ingestión de plástico en el giro subtropical del Pacífico Norte de 12,000 a 24,000 toneladas. De manera similar, se estimó que dos poblaciones de aves marinas completamente diferentes ingieren 6 toneladas por año por población (Kühn et al. 2015). Teniendo en cuenta el continuo descubrimiento de la ingestión de plástico por parte de una creciente cohorte de organismos marinos, la biota podría ser un reservorio considerable para pequeños desechos plásticos.

Hasta ahora, el debate se ha centrado en una visión casi sinóptica de la distribución espacial de los plásticos oceánicos. Aún más difícil de cuantificar es su variación en el tiempo. Dado el lento crecimiento en las tasas de reciclaje de plásticos (US EPA 2014) en comparación con el extremadamente rápido crecimiento en la producción de plásticos (Plast. Eur. 2015), la cantidad de plástico en el océano ciertamente ha aumentado con el tiempo. Se han reportado aumentos significativos en las concentraciones de microplásticos en la superficie durante períodos de más de 30 años desde registros que se remontan a la década de 1960 (Thompson et al. 2004) y 1970 (Goldstein et al. 2012), sin embargo, estos aumentos no se han detectado más recientemente. conjuntos de datos a largo plazo (véase más detalles en esta plataforma general) (Law et al. 2010, 2014). Las tendencias pueden enmascararse por la gran variabilidad espaciotemporal que resulta de factores tales como las condiciones de muestreo (véase más detalles) variables, la mezcla turbulenta vertical impulsada por el viento y las convergencias y divergencias de la superficie. en escalas de metros a miles de kilómetros (Law et al. 2014), que requieren un gran esfuerzo de muestreo (véase más detalles) para resolver.

Los cambios temporales que se complican aún más son las tasas desconocidas de transformación de plásticos dentro y transporte entre reservorios marinos.

Detalles

Las escalas de tiempo por las cuales los objetos grandes se fragmentan en microplásticos por procesos inducidos por la intemperie y por medios biológicos, como la molienda en mollejas de aves o la mordedura de peces (Kühn et al. 2015), no están bien limitadas. Los plásticos que inicialmente son flotantes pueden ser transportados a mayor profundidad debido a la mayor densidad causada por la bioincrustación, ingestión por especies migratorias verticalmente (Choy y Drazen 2013), o hundimiento dentro de pellets fecales (Cole et al.. 2016) o agregados marinos (Long et al. 2015). Algunos de estos procesos se han demostrado en experimentos de laboratorio o de campo, pero se desconocen sus tasas en el medio ambiente. Finalmente, el tiempo de residencia de los escombros en las costas depende de las características físicas del medio ambiente y de los escombros. Incluso en un estudio localizado, las tasas de acumulación de playa medidas dependían en gran medida de la frecuencia de muestreo.

Quizás el término más pequeño en el marco de balance de masa es la salida de plásticos del ambiente marino. Los mecanismos de eliminación incluyen el transporte en tierra después de la ingestión por animales marinos o durante eventos catastróficos, la eliminación intencional durante los esfuerzos de investigación o limpieza y la biodegradación. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). Aunque no se conoce la escala de tiempo de la mineralización mediada biológicamente de los materiales plásticos en la mayoría de los entornos, es probable que sea por lo menos décadas o siglos y casi seguramente sea más larga en el océano (Andrady 2015).

Una Conclusión

Por lo tanto, se sospecha que el ambiente marino es esencialmente un sumidero de residuos plásticos.

3. IMPACTOS DE DESECHOS PLÁSTICOS EN EL ECOSISTEMA MARINO
El informe del Consejo Nacional de Investigación de EE. UU. de 1975 analizó una variedad de interacciones de basura marina con impactos potenciales en el ecosistema marino y en las actividades humanas, la mayoría de las cuales son objeto de un estudio continuo en la actualidad. Los impactos potenciales incluyeron el enredo por escombros que causan lesiones, atrapamiento o ahogamiento; ingestión de residuos que causan lesiones físicas, obstrucción del intestino o acumulación de material no digerible en el intestino; escombros que dañan o obstruyen las branquias; residuos flotantes que actúan como sustrato para el transporte a larga distancia de organismos de rafting; escombros en el lecho marino que albergan animales pequeños; escombros flotantes o del lecho marino que atraen peces u otra vida marina; escombros flotantes como peligro para la navegación, que interfieren con las hélices de los barcos o que obstruyen las tuberías de admisión de agua; y los desechos del fondo marino que interactúan con los equipos marinos, tales como artes de pesca.

Puntualización

Sin embargo, a pesar de una colección de informes citados que documentan casos particulares de impactos de escombros, la escasez de datos disponibles llevó a los autores a concluir que el impacto general de la basura marina era predominantemente estético (Natl Res. Consejo 1975).

En las décadas posteriores, cientos de publicaciones han documentado encuentros entre escombros marinos y casi 700 especies de vida silvestre marina. Para especies o poblaciones particulares, los encuentros documentados ocurren con frecuencia. Por ejemplo, el 95% de 1,295 canales (véase qué es, su definición, o concepto, y su significado como “canals” en el contexto anglosajón, en inglés) de aves marinas varadas (fulmar norte) en el Mar del Norte contenían plástico en sus estómagos (van Franeker et al. 2011), y el 83% de 626 ballenas francas del Atlántico norte examinadas en 29 años de avistamiento de fotografías tenían evidencia de al menos un enredo en cuerda o red. La prevalencia de tales encuentros y la evidencia cada vez mayor de la contaminación generalizada de los hábitats marinos con desechos plásticos naturalmente genera preocupación por los impactos adversos que van desde el nivel subcelular a las poblaciones o estructuras comunitarias que pueden alterar el funcionamiento del ecosistema.

Puntualización

Sin embargo, se debe tener cuidado para distinguir la evidencia de contaminación (de hábitats u organismos) por los desechos plásticos y sus productos químicos asociados de la evidencia de impactos, o las respuestas a los encuentros con los desechos. Por ejemplo, aunque se percibe de manera general y razonable que un estómago lleno de plástico no nutritivo no es beneficioso para un organismo, se requieren pruebas para demostrar que este plástico ingerido causa un daño específico. Evidencia correlativa, como una relación inversa entre la deposición de grasa y la cantidad de plásticos ingeridos en aves marinas (Connors & Smith 1982), podría apoyar un impacto causativo; sin embargo, una hipótesis igualmente válida es que la ingestión de plásticos es una consecuencia de la desnutrición y el consumo de plástico de animales con una reducción de las reservas de grasa, o que la reducción de las reservas de grasa proviene de un factor de estrés ambiental completamente diferente. Rochman et al. (2016) realizó una revisión crítica y sistemática de la literatura publicada sobre los impactos percibidos, probados y demostrados de los desechos antropogénicos (todos los materiales en todos los entornos) en función del tamaño de los desechos y el nivel afectado de la organización biológica (es decir, el conjunto, la población, Organismo y niveles de suborganismo; tenga en cuenta que el constructo no tuvo en cuenta algunas respuestas de comportamiento o fisiológicas, como alteración de la alimentación, movimiento o crecimiento).

Una revisión exhaustiva de la literatura sobre encuentros e impactos biológicos de residuos plásticos marinos está fuera del alcance de este artículo, y remito a los lectores a varias revisiones recientes para obtener más detalles (Gall & Thompson 2015, Kiessling et al. 2015, Kühn et al. 2015, Lusher 2015, Rochman 2015, Rochman et al. 2016). Aquí, presento una descripción general de los tipos de encuentros documentados entre organismos marinos y escombros plásticos y los impactos potenciales y demostrados de dichos encuentros para transmitir el estado de comprensión, incluidas las principales brechas que requieren investigación adicional. Los impactos demostrados presentados aquí se derivan de un análisis de Rochman et al. (2016), seleccionando solo para desechos marinos que estén total o parcialmente compuestos de plástico. Este marco es una forma útil no solo de evaluar la evidencia disponible de los impactos de tamaños y tipos de escombros particulares, sino también de identificar los impactos de preocupación que no se han probado rigurosamente.

Los tipos de encuentros que se han descrito en la literatura pueden clasificarse en tres grupos: enredo, ingestión e interacción. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). El enredo se refiere a los escombros que rodean, restringen o atrapan a un animal marino e incluyen la llamada pesca fantasma, o la captura continua de la vida silvestre por parte de artes de pesca abandonados. La ingestión de residuos plásticos puede ser intencional, accidental o indirecta (a través de presas que han ingerido plástico) por animales que varían en tamaño desde invertebrados planctónicos hasta grandes mamíferos marinos. La interacción incluye el contacto no enmarañado con escombros, como colisión o cubierta, así como los escombros que presentan una obstrucción, proporcionan refugio o actúan como un sustrato para el crecimiento y / o transporte.

Gall y Thompson (2015) informaron que el 85% de las publicaciones sobre encuentros con desechos marinos describieron incidencias de enredos o ingestión de escombros, con al menos el 17% de las especies afectadas clasificadas como casi amenazadas de peligro crítico en la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza y Lista Roja de Recursos Naturales (UICN) de Especies Amenazadas. La gran mayoría (92%) de los escombros en los encuentros informados con organismos individuales fue plástica. Se ha reportado enredo para 344 especies, incluyendo el 100% de las tortugas marinas, el 67% de las focas, el 31% de las ballenas y el 25% de las aves marinas, así como 89 especies de peces y 92 especies de invertebrados (Kühn et al. 2015). Los enredos con mayor frecuencia involucran cuerdas de plástico y redes (Gall & Thompson 2015) y otros componentes de los aparejos de pesca abandonados (Kühn et al. 2015), pero también pueden ser causados ​​por bandas de embalaje o de amarre (por ejemplo, Fowler 1987) y otra basura que puede formar bucles de enredo. Los peligros de enredo incluyen daños corporales, como lesiones en el tejido dérmico (un impacto demostrado; Tabla 1); Interferencia con el crecimiento, potencialmente causando deformaciones; y movimientos restringidos que afectan la natación, la alimentación y la capacidad de escapar de los depredadores. Estos peligros pueden provocar en última instancia el ahogamiento, la inanición o la depredación de las personas. Múltiples estudios han demostrado muerte causada por enredo (Tabla 1).

Los informes de ingestión de residuos plásticos son generalizados y en aumento a medida que los investigadores estudian una gama más amplia de organismos marinos. Algunos de los primeros informes documentaron la ingestión de residuos plásticos en aves marinas, tortugas marinas, manatíes y cetáceos (Ryan 2015), y la ingestión de plástico se ha documentado en 233 especies marinas, incluido el 100% de las tortugas marinas, el 36% de las focas, 59% de las ballenas y 59% de las aves marinas, así como 92 especies de peces y 6 especies de invertebrados.Entre las Líneas En contraste con el enredo, ninguna forma u objeto en particular se asocia típicamente con la ingestión, aunque el tamaño de los residuos ingeridos está obviamente limitado por el tamaño del organismo que ingiere. Por ejemplo, se han detectado fibras plásticas y pequeñas partículas en ostras y mejillones que se alimentan por filtración; Se han encontrado elementos de cama más grandes, como bolsas de papas fritas y envoltorios de cigarrillos, en los estómagos de peces pelágicos grandes (Jackson et al. 2000); y se encontraron elementos muy grandes de escombros, incluidos 9 m de cuerda, 4,5 m de manguera, dos macetas y grandes cantidades de láminas de plástico en el estómago de un cachalote varado (de Stephanis et al. 2013).

Los desechos ingeridos pueden tener una variedad de consecuencias para el organismo consumidor. Se ha planteado la hipótesis de que grandes volúmenes de desechos reducen la capacidad de almacenamiento en el estómago y causan una falsa saciedad, lo que lleva a una disminución del apetito (Day et al. 1985), y también se ha demostrado que causan una obstrucción del tripa (tabla 1). Los residuos ingeridos pueden causar lesiones internas, como un intestino perforado, lesiones ulcerativas o ruptura gástrica, que pueden conducir a la muerte (Tabla 1).Entre las Líneas En estudios de laboratorio, también se han demostrado varias respuestas bioquímicas e impactos a nivel celular causados ​​por la ingestión de plásticos, como el estrés oxidativo (Browne et al. 2013), cambios en los parámetros metabólicos (Cedervall et al. 2012), actividad enzimática reducida (Oliveira et al. 2013) y necrosis celular. Al menos ocho estudios han demostrado la muerte de un organismo debido a la ingestión de desechos marinos plásticos (Tabla 1), pero ningún estudio ha presentado evidencia directa de este impacto en una población (Figura 4).

Los animales que ingieren residuos plásticos también pueden estar en riesgo de contaminación por sustancias químicas asociadas con los plásticos que se incorporan durante la fabricación o que se acumulan de matrices ambientales contaminadas, como los sedimentos o el agua de mar. Se sabe que muchas de estas sustancias son persistentes, bioacumulativas y tóxicas (PBT), con al menos el 78% de los contaminantes prioritarios identificados por la EPA de EE. UU. Que se sabe que están asociados con desechos plásticos de origen marino (Rochman et al. 2013a). Las sustancias PBT son generalmente hidrófobas y, por lo tanto, se absorben fácilmente del agua de mar a otras sustancias hidrófobas, como los sedimentos, la materia orgánica y ahora el plástico (Rochman 2015). De hecho, debido a su fuerte atracción por las sustancias PBT, algunos plásticos se utilizan como dispositivos de muestreo (véase más detalles) pasivo (véase más en esta plataforma) para medir contaminantes químicos en una variedad de matrices ambientales (Lohmann 2012).

La absorción (véase su concepto jurídico) de sustancias químicas del agua de mar a partículas plásticas se ha demostrado claramente, y la velocidad y el grado de acumulación dependen del tipo de polímero, el factor físico. y las propiedades químicas del plástico (especialmente las resultantes de la intemperie y la formación de biopelículas), el área de superficie de las partículas y la exposición química a lo largo del historial de deriva de las partículas (Rochman 2015). Debido a que los procesos de intemperismo y biofouling alteran continuamente la superficie de las partículas de manera que aumenta la afinidad por la absorción (véase su concepto jurídico) química, se ha planteado la hipótesis de que la acumulación de productos químicos en los desechos plásticos aumentará con el tiempo en el agua de mar, lo que potencialmente los hace más peligrosos para los animales que ingieren los desechos.

El riesgo para los organismos marinos por la ingestión de residuos plásticos con contaminantes químicos es actualmente un área de investigación primaria (para revisiones detalladas, ver Koelmans 2015 y Rochman 2015). Se sabe que muchos de estos químicos tienen efectos adversos en los organismos; por lo tanto, la pregunta es más acerca de la extensión de la transferencia de productos químicos del plástico al tejido animal después de la ingestión. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). Esta medida dependerá de la concentración química en el plástico y la carga corporal ya presente en el animal a partir de otras vías de exposición, como a través de la red alimentaria (Teuten et al. 2009) o la captación de agua de mar a través de la dermis o branquias. La transferencia química depende del gradiente de fugacidad entre el plástico ingerido y el tejido intestinal, que podría verse afectado por la presencia de alimentos naturales, así como el tiempo de residencia del plástico en el intestino (Koelmans 2015). Las sustancias químicas se moverán hacia la fase con una concentración más baja en ruta hacia el equilibrio. Como tal, Gouin et al. (2011) incluso han sugerido, usando modelos termodinámicos, que una pieza de plástico relativamente no contaminada podría esencialmente limpiar un animal contaminado al mover químicos del tejido animal al plástico.

Basado en la experiencia de varios autores, mis opiniones, perspectivas y recomendaciones se expresarán a continuación (o en otros lugares de esta plataforma, respecto a las características en 2026 o antes, y el futuro de esta cuestión):

La capacidad de los químicos para transferir de plásticos a animales después de la ingestión se ha demostrado claramente en animales de laboratorio para una variedad de combinaciones de plástico-químico-animal.

Puntualización

Sin embargo, los estudios deben demostrar en última instancia que el gradiente de fugacidad experimental es representativo de las condiciones ambientales. Por ejemplo, los organismos de prueba “limpios” pueden tener concentraciones químicas muy bajas en sus tejidos en comparación con los organismos de la naturaleza, y las cargas químicas experimentales en los plásticos a menudo son mucho más altas que las de las muestras ambientales (Koelmans 2015).Entre las Líneas En uno de los estudios más relevantes para el medio ambiente hasta el momento, en los que los peces de laboratorio fueron alimentados con alimentos contaminados, alimentos contaminados mezclados con plásticos vírgenes o alimentos contaminados mezclados con plásticos contaminados con el medio ambiente, se produjo una bioacumulación de químicos a partir de plásticos (Rochman et al. 2013c). Este estudio también demostró una respuesta biológica adversa (estrés hepático) en el pescado para dietas que incluían plásticos, y que la respuesta se amplificó para plásticos con contaminantes absorbidos. Debido a que los plásticos utilizados en este experimento estaban contaminados en el ambiente natural (exposición de tres meses en agua de mar), este experimento utilizó concentraciones ambientalmente relevantes en el plástico (aunque en peces de laboratorio) y también replicó la exposición a una mezcla compleja de químicos en lugar de a Químico único en aislamiento. Debido a las innumerables mezclas potenciales de sustancias químicas peligrosas que podrían estar asociadas con los desechos plásticos y la multitud de factores ambientales que gobiernan su transferencia a organismos marinos, puede que no sea posible generalizar el impacto biológico de este tipo de contaminación. [rtbs name=”contaminacion”] Sin embargo,

La tercera clase de encuentros de organismos marinos con residuos plásticos se clasifica aquí como interacción; incluye el contacto no enmarañado con los desechos, así como otras interacciones específicas entre los desechos y los organismos. Se ha demostrado que los aparejos de pesca causan abrasión y rotura de los tejidos al colisionar con invertebrados sésiles en un ecosistema de arrecifes de coral, y una variedad de elementos plásticos y no plásticos de escombros en el fondo marino han causado cambios en los conjuntos ecológicos (es decir, a través de la colonización de escombros y la uso de objetos como refugio) y muerte por asfixia al contacto (Tabla 1). Se plantea la hipótesis de que los desechos del fondo marino actúan como una barrera que impide la penetración de la luz (Uneputty y Evans, 1997).), reduciendo el intercambio de oxígeno e impidiendo que la materia orgánica se deposite en los sedimentos, con consecuencias para la vida marina (Green et al. 2015). Y en las playas, la evidencia correlativa sugiere que la hojarasca podría obstruir la migración de las crías de tortugas al océano (Özdilek et al. 2006) y la actividad de madriguera de los cangrejos fantasmas (Widmer y Hennemann 2010). Se sabe desde hace mucho tiempo que los desechos antropogénicos flotantes sirven como un sustrato para los organismos de rafting, desde microorganismos hasta invertebrados sésiles y móviles, y también se sabe que atrae animales que se agrupan debajo de los escombros [ver la revisión de Kiessling et al. (2015)]. Las comunidades microbianas en fragmentos de plástico flotantes difieren entre sí y de las que se encuentran en el agua de mar circundante (Zettler et al. 2013), lo que sugiere que la presencia de este sustrato afecta a los conjuntos ecológicos. Se sabe que el transporte a larga distancia de desechos flotantes con organismos asociados (por ejemplo, Calder et al. 2014), y el establecimiento de especies no nativas o potencialmente invasivas transportadas por desechos flotantes se ha formulado como hipótesis pero aún no se ha demostrado (Rochman et al. 2016).

En total, se han identificado 70 casos de impactos biológicos demostrados como resultado de encuentros con residuos plásticos marinos (Figura 4, Tabla 1).). De estas, 45 respuestas ocurrieron a niveles de suborganismo, 23 a nivel de organismo (es decir, muerte de individuos) y 2 a nivel de ensamblaje. La evidencia correlativa apoya 7 impactos adicionales, incluidos todos los impactos que afectan el tamaño de la población. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). La mayoría de los impactos se debieron a la ingestión de residuos plásticos, que se demostraron tanto para residuos pequeños (<1 mm de tamaño; solo experimentos de laboratorio) como para residuos grandes (solo muestras de observación). Todos menos dos estudios de impactos causados ​​por el enredo fueron de observaciones de campo de animales en su mayoría varados grandes, mientras que los impactos causados ​​por el contacto no enmarañado con escombros se demostraron a partir de una combinación de datos ambientales y experimentos de campo de manipulación. La falta de evidencia de los impactos biológicos de los desechos marinos plásticos es evidente en la Figura 4, pero esto no debe interpretarse como una falta de impactos.Entre las Líneas En un solo caso lo hicieron Rochman et al. (2016) encontraron que un impacto particular se hipotetizó y probó adecuadamente pero no se encontró [un estudio de Browne et al. (2008), quienes observaron la ingestión en el laboratorio por y la translocación de partículas de plástico de tamaño micrométrico en mejillones sin efectos significativos a corto plazo (véase más detalles en esta plataforma general) en los animales]. Más bien, en la mayoría de los casos, los estudios necesarios para probar impactos más relevantes desde el punto de vista ecológico (por ejemplo, a nivel de la población) aún no se han realizado. Puede que no sea necesario rellenar la matriz de la Figura 4 para responder preguntas importantes (examine más sobre estas cuestiones en la presente plataforma online de ciencias sociales y humanidades). Browne et al. (2015b)se propuso utilizar vías de resultados adversos para inferir los vínculos entre la contaminación y los impactos demostrados del suborganismo a los niveles de la organización biológica de la población. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). Dados los múltiples factores de estrés en el ambiente natural, puede ser difícil separar los impactos ecológicos causados ​​únicamente por los residuos plásticos marinos.

Puntualización

Sin embargo, ya existe evidencia clara de los impactos en los individuos, y los modelos que predicen el tamaño de la población y la tasa de crecimiento que incorporan datos ambientales sobre las condiciones del hábitat, el historial de vida y la exposición a la contaminación también pueden ser útiles para cuantificar los impactos en una población en particular.

4. ANALISIS DE RIESGO
Como se mencionó anteriormente, se han logrado avances sustanciales en la comprensión científica de los plásticos marinos. Si bien quedan muchas preguntas fundamentales sobre la cantidad y distribución de los desechos plásticos y sus impactos biológicos en las poblaciones y los ecosistemas, existe una amplia evidencia de una contaminación generalizada por plásticos en formas que presentan serios peligros para los organismos, con la probabilidad de que el plástico ingrese al medio ambiente marino. Continuará aumentando con el tiempo. La evaluación de riesgos es una herramienta disponible para utilizar la información existente, incluidos los datos de observación y experimentales, así como los modelos estadísticos y de procesos, para evaluar las relaciones entre peligros e impactos de una manera que pueda guiar el diseño de medidas de prevención o mitigación (US EPA 1998). El marco de evaluación de riesgos es, en principio, bastante simple: el riesgo, o la probabilidad de un resultado adverso particular, es un producto de la exposición a un peligro y la respuesta adversa al peligro, que es una función de la cantidad de exposición. (Tal vez sea de interés más investigación sobre el concepto). El desafío radica en cuantificar estos parámetros utilizando datos limitados, especialmente cuando se investigan peligros o poblaciones que abarcan grandes escalas espaciales, o peligros con una amplia gama de efectos potenciales, como ocurre con los desechos marinos plásticos. Estos desafíos son sustanciales, pero recientemente se han llevado a cabo varios análisis informativos de riesgo espacial.

Para evaluar el riesgo de enredo de las tortugas marinas por redes de pesca abandonadas en el Golfo de Carpentaria (Australia), Wilcox et al. (2012)usaron modelos numéricos de las corrientes oceánicas superficiales junto con datos de limpieza de playas sobre la ocurrencia de redes de pesca abandonadas para predecir la distribución espacial de las redes de deriva. Utilizaron los mejores datos disponibles (registros de captura incidental de una pesquería de arrastre de camarón) para estimar la distribución espacial de las tortugas marinas y luego calcularon la probabilidad de encuentros de tortugas marinas con redes abandonadas como el producto de estos dos campos.Entre las Líneas En ausencia de datos experimentales sobre la respuesta de las tortugas marinas al encontrarse con redes abandonadas, asumieron que un encuentro (exposición) resultó en un enredo. El modelo de riesgo, que predijo áreas de alto riesgo previamente desconocidas, se validó luego por comparación con datos independientes sobre enredos de tortugas marinas varadas.

Se adoptó un enfoque similar para evaluar el riesgo global de ingestión de plástico por parte de las tortugas marinas y las aves marinas. Como en el estudio de Wilcox et al. (2012), estos estudios utilizaron modelos físicos de la circulación de la superficie del océano, pero con entradas de residuos plásticos dependientes del tiempo y el espacio, para calcular la distribución de residuos plásticos flotantes. Para estimar la exposición a los desechos, utilizaron la concentración de los desechos junto con los mapas del hábitat específico de la especie (para tortugas) y el rango (para las aves marinas).

Puntualización

Sin embargo, en contraste con el enfoque de Wilcox et al. (2012), Schuyler et al. (2014)usó un modelo de regresión logística para predecir el riesgo o la probabilidad de ingestión de plástico, según la etapa de historia de la vida, las especies y la densidad media de desechos en el momento y la ubicación de las tortugas atrapadas o de captura incidental que habían ingerido plástico. Encontraron que aunque la exposición a los desechos (o el encuentro) fue un factor importante en el modelo de predicción de riesgo, el encuentro por sí solo no fue un factor predictivo suficiente de la ingestión de desechos. Del mismo modo, Wilcox et al. (2015) encontraron que el modelo de predicción de riesgo con mejor rendimiento (véase una definición en el diccionario y más detalles, en la plataforma general, sobre rendimientos) incluía el género de las aves marinas, el tamaño del cuerpo, la fecha del estudio y el método de muestreo, además de la exposición.

El marco de evaluación de riesgos formaliza la noción obvia de que donde no hay exposición (o encuentro con el peligro), no hay riesgo.

Puntualización

Sin embargo, el análisis de riesgo puede descubrir patrones potencialmente inesperados en la distribución del riesgo. Por ejemplo, por Wilcox et al. (2015)En este modelo, el mayor riesgo de ingestión de plástico en aves marinas no es en giros subtropicales, donde se sabe que se producen altas concentraciones de escombros, sino en el Océano Austral, donde las concentraciones de escombros son relativamente bajas, pero el número de especies de aves marinas es muy alto. De manera similar, un análisis que usó un marco similar pero diseñado para evaluar ubicaciones óptimas para eliminar escombros flotantes con el fin de minimizar los impactos en los ecosistemas (representados de manera cruda por la superposición espacial entre la producción primaria y las concentraciones de escombros) encontró que la recolección sería más efectiva en la costa de China y en el archipiélago indonesio cerca de grandes fuentes de escombros de la tierra, en lugar de en los giros subtropicales de alta concentración de plásticos.

Al igual que en el estudio de Sherman & van Sebille (2016), los modelos de evaluación de riesgos pueden proporcionar orientación en el diseño de medidas de gestión eficaces y eficientes en el uso de los recursos. El análisis de riesgo de enredos de tortugas marinas realizado por Wilcox et al. (2012) predijeron un camino de deriva común para las redes de pesca abandonadas que ingresan al Golfo de Carpentaria. Si las redes pudieran interceptarse cerca del punto de entrada típico, disminuiría la exposición a redes peligrosas y, por lo tanto, el riesgo de enredos en regiones aguas abajo de alta densidad de tortugas. Aunque no es estrictamente en los desechos marinos, un estudio de evaluación de riesgos de la captura incidental de focas identificó diferentes estrategias de mitigación para cada una de las dos pesquerías en el sur de Australia.Entre las Líneas En la pesquería con redes de enmalle, donde se ubicaron varias subpoblaciones de lobos marinos de alto riesgo dentro de un área de pesca que representó menos del 10% del esfuerzo pesquero total y la captura total, la recomendación fue reasignar el esfuerzo pesquero. Para la pesquería de la trampa de langosta, se propusieron modificaciones en las artes para reducir el riesgo de captura incidental sin la consecuencia de una reducción de la captura de la pesquería. Finalmente, no debe pasarse por alto la utilidad de los mismos modelos de evaluación de riesgos para evaluar el éxito de las acciones de gestión implementadas.

Autor: Williams

Recursos

Notas y Referencias

Véase También

residuos plásticos, contaminación del océano, contaminación, impactos, análisis de riesgos, prioridades de investigación

Bibliografía

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