1. Introduzione

3. Definizione e composizione chimica delle particelle di pneumatici e usura stradale

Figura 1. Grafico a ciambella relativo alla composizione percentuale media dei battistrada degli pneumatici per auto. I dati provengono dalla letteratura [ 37 , 38 ].

Gomme: i componenti sono tipicamente costituiti da miscele di gomma stirene-butadiene (SBR), come polibutadiene (PBD), e gomma isoprene (IR), precursore della gomma naturale (NR), miscelate con nerofumo o silice (come agente rinforzante /riempitivo), oli (come ammorbidenti ed estensori) e prodotti chimici indurenti. 

Prodotti chimici organici: l'acido benzoico (BZA) e la N-nitrosodifenilammina (NDphA) ritardano la combustione e rallentano il processo di vulcanizzazione [ 34 ]. Diammine e cere sono utilizzate anche come antidegradanti da agenti ossidanti (ossigeno o ozono) e dal calore [ 41 , 42 ]. 

Metalli pesanti (HM): elementi in traccia come Zn, Al, Fe, Cd, Cr, Ni, Hg e Cu sono presenti sui TRWP [ 43 ]; di conseguenza, l'usura degli pneumatici contribuisce al rilascio di HM nell'ambiente. Circa l'1% di ossido di zinco (ZnO) viene utilizzato come catalizzatore per vulcanizzare le mescole di gomma, trasformandole in materia altamente elastica; di conseguenza, le TRWP sono considerate tra le principali fonti di Zn nell'ambiente [ 53 ]. 

Cariche: la maggior parte dei componenti del battistrada di uno pneumatico è costituita da cariche, principalmente carbone nero (22–40%) finemente polverizzato per combustione incompleta e aggiunto per rendere il pneumatico resistente ai raggi UV. Negli ultimi anni, il carbonio è talvolta sostituito da sfere di vetro nanometriche di silice, che conferiscono al battistrada una forte adesione e resistenza allo strappo, al calore e all'invecchiamento [ 13 ].

3. Destino ambientale delle TRWP

3.1. Vie di trasporto e deposizione

Figura 2. Percorsi di trasporto, deposizione e destino delle TRWP in ambienti come suoli, atmosfera, acque reflue, sedimenti e acqua dolce [ 13 , 60 , 61]. La maggior parte delle TRWP si accumula nel suolo superficiale (67%), mentre durante gli eventi temporaleschi finiscono per accumularsi nelle acque reflue (30%) attraverso le fognature del manto stradale, dove vengono trasportate e si accumulano in acque dolci come fiumi e laghi, depositandosi nei sedimenti (18%) o rimanendo in superficie (12%); solo una piccola frazione delle 'particelle fini' finisce nell'atmosfera (3%), ma sono anche le più instabili, in quanto possono depositarsi dopo molto tempo ed essere risospese o non esserlo affatto. I percorsi di accumulo negli organismi attraverso la respirazione, l'alimentazione o il bere sono potenzialmente praticabili, il che rende questi TRWP particolarmente pericolosi e infidi.

3.2. Processi di degradazione

La degradazione delle TRWP ( Figura 3 ), che dipende dalla suscettibilità dei processi di fotodegradazione e biodegradazione [ 32 ], presenta un tasso di degradazione dello 0,15% al ​​giorno [ 69 ].

Figura 3. Diagramma relativo ai principali processi degradativi in ​​cui sono coinvolte le TRWP [ 32 , 78 , 79 , 80 ]. I processi di fotodegradazione delle gomme sono minimi e non forniscono informazioni quantitative, mentre i processi di biodegradazione dipendono dal tipo di monomero coinvolto (cis-1,4-isoprene o cis-1,4-polibutadiene) e dalle condizioni di laboratorio.

3.3. Marcatori ambientali di TRWP

Elastomeri come lo stirene-butadiene (SBR) o la gomma naturale (NR) possono essere usati come marker per identificare TRWP in diversi ambienti [ 34 , 66 , 69 , 70 ]; infatti, il 70% e il 75% di SBR e NR prodotti a livello globale sono rispettivamente totalmente impiegati nella produzione di pneumatici [ 42 ].

I BT, utilizzati come acceleratori di vulcanizzazione nei processi di produzione del battistrada [ 77 ], sono marcatori ambientali aggiuntivi per il monitoraggio dei TRWP nel suolo o nei sedimenti [ 34 , 64 , 65 , 73 , 76 , 83 ]. I principali BT includono 24MoBT (2-(4-morfolinil) benzotiazolo), HOBT (2-idrossibenzotiazolo) e NCBA (Ncicloesil-2-benzotiazolamina); tuttavia, l'uso dei BT nei processi industriali è diminuito in meno di due secoli [ 65 ]; inoltre, i BT rilevati nell'ambiente potrebbero avere origini diverse, come i prodotti antigelo [ 34 ].

Uno dei marcatori ambientali più utilizzati nell'identificazione delle TRWP è sicuramente lo Zn, proveniente dallo ZnO utilizzato come catalizzatore nei processi di vulcanizzazione del battistrada [34 , 53 , 84 , 85 , 86 ] . Nonostante il suo ampio utilizzo, Zn sembra essere il marcatore ambientale più generalista di TRWP, con diverse fonti di emissione ed essendo solubile in particolato, restituendo gradienti di contenuto verticali e orizzontali meno precisi, che possono sottostimare la reale concentrazione di TRWP nell'ambiente. 84 ]. Sebbene lo Zn possa sembrare un marcatore generico, sono stati sviluppati metodi per quantificare lo Zn organico estraibile come marcatore di TRWP in varie matrici ambientali [ 84].

4. Effetti di tossicità su fauna e piante edafiche

4.1. Lombrichi

Per quanto riguarda i lombrichi, Enchytraeus crypticus, Eisenia andrei ed Eisenia fetida sono stati recentemente utilizzati per la valutazione degli effetti delle TRWP da sole o in miscela con altre sostanze, mostrando spesso risultati ambigui [ 64 , 68 , 96 , 97 ].

È stato anche dimostrato che i lombrichi ingeriscono particelle di pneumatici, modificandone la superficie e favorendo il rilascio di Zn nel tratto digerente, sottolineando, ancora una volta, come le particelle svolgano un ruolo cruciale come percolato [ 97 ] . È probabile che, per la semplicità morfologica del tubo digerente, il tempo di ritenzione di queste particelle sia breve [ 101 ]; tuttavia, l'ingestione può alterare la diversità microbica intestinale, che potrebbe cambiare la fisiologia e la resistenza allo stress nel tempo [ 97 ]. 

4.2. Nematodi

In letteratura, l'unico studio condotto sul nematode Caenorhabditis elegans ha dimostrato che la tossicità delle TRWP può dipendere dal tempo di esposizione e dal periodo di invecchiamento dei suoli contaminati, alterando la sopravvivenza, la crescita e la covata [95 ] . Nei test a breve termine su C. elegans, è stato osservato che i suoli invecchiati (suolo incubato con TRWP per 30 e 75 giorni) hanno mostrato effetti sulla crescita e sulla dimensione della covata a 1 mg/kg dw, mentre gli stessi effetti nei suoli non incubati con TRWP si verificano a 100 mg/kg e 10.000 rispettivamente mg/kg. Allo stesso modo, i test di esposizione a lungo termine hanno mostrato effetti precoci sulla sopravvivenza già dal 6° giorno (10.000 mg/kg) nei suoli invecchiati, piuttosto che dall'8° giorno (10 mg/kg) nei suoli non invecchiati. Gli autori suggeriscono che l'aumento della tossicità nei suoli invecchiati dipende da un aumento del percolato di sostanze chimiche. Tra queste sostanze, le concentrazioni di metalli lisciviati nelle acque interstiziali potrebbero non mostrare una variazione significativa tra i trattamenti, dimostrando che la presenza di HM potrebbe non essere la causa principale dell'elevata tossicità misurata; al contrario,95 ]. Per gli autori, non è da escludere che questi valori possano dipendere dalla bassa concentrazione di origine dei metalli nel battistrada del pneumatico, da un pH del terreno troppo alto o da un periodo di esposizione troppo breve [ 95 ] .

4.3. Collemboli

Collemboli come Folsomia candida sono spesso utilizzati nei test ecotossicologici relativi alla contaminazione del suolo, essendo organismi di alto valore ecologico e facili da coltivare in condizioni di laboratorio.

In letteratura, l'esposizione a TRWP in F. candida ha mostrato effetti diversi. Nello studio di Selonen et al. [ 68 ], le concentrazioni nominali di esposizione delle sole particelle di pneumatici da 0 a 15.000 mg/kg dw hanno mostrato una tendenza decrescente nella sopravvivenza e nella riproduzione, ma non in modo significativo. Nello studio di Kim et al. [ 62], d'altra parte, i TRWP sembrano ridurre il tasso di crescita nei collemboli alla concentrazione di 10.000 mg/kg dw, probabilmente a causa dell'ingorgo dei pori del suolo, che stimola i collemboli a spendere più energia nel movimento o ad espellere le particelle ingerite; inoltre, i tassi di riproduzione sembravano diminuire nei trattamenti TRWP, anche se non in modo statisticamente significativo. È stato anche dimostrato che i collemboli li ingeriscono, mostrando il potenziale ruolo della tossicità delle particelle.

4.4. Woodlice

Woodlice è un importante organismo edafico nella lettiera e viene utilizzato come specie di prova negli studi di ecotossicità ed ecofisiologia [ 102 , 103 ].

Per i collemboli primaverili, nello studio di Selonen et al. [ 98 ], l'effetto della miscelazione di clorpirifos con concentrazioni basse e alte di particelle di pneumatico ha ridotto la mortalità e l'interferenza sull'acetilcolinesterasi (AchE) in Porcellio scaber , dimostrando una ridotta biodisponibilità del clorpirifos da parte delle TRWP. L'AChE, un enzima coinvolto nella neurotrasmissione nel sistema nervoso colinergico, è un bersaglio per neuroinibitori specifici e non specifici, come composti organici e inorganici; poiché Zn e BT sono presenti in alte concentrazioni, è probabile che inibiscano l'attività dell'AChE [ 98 ].

4.5. Impianti

È stato dimostrato che i TRWP influenzano negativamente la crescita delle piante inducendo un'alterazione dell'attività fotosintetica e della composizione polifenolica, modificando il pH del suolo e modificando la respirazione della lettiera e i processi di decomposizione [ 62 , 100 ].

I semi di Allium porrum , una volta sterilizzati (soluzione allo 0,5% di NaClO-candeggina per 10 min e 70% di etanolo per 40 s) e germinati in suoli contaminati da TRWP, in un range di 0–160.000 mg/kg secondo una progressione per step di 10.000 mg/kg, ha mostrato una riduzione della crescita fogliare e radicale già a concentrazioni di 10.000 mg/kg, con questa stabilizzazione intorno a 60.000 mg/kg [ 100 ] . La decomposizione della lettiera, costituita da bustine di foglie di tè (Lipton Green Tea, Sencha Exclusive Selection), è leggermente aumentata a basse concentrazioni di TRWP, ma ha invertito la sua tendenza a concentrazioni > 60.000 mg/kg, diminuendo leggermente, sottolineando come la presenza di TRWP alteri profondamente la biogeochimica cicli e tassi di decomposizione del suolo [ 100]. Inoltre, il tasso di respirazione del suolo, così come il pH ei livelli di Zn lisciviati, hanno continuato ad aumentare fino alla fine del test [ 100 ]. L'aumento di Zn lisciviato sembra essere uno dei principali elementi di disturbo per la crescita delle piante, ma la sua biodisponibilità è influenzata da parametri abiotici, come il pH; infatti i metalli pesanti sono facilmente assorbiti a pH acido, mentre il loro assorbimento è già inibito a pH più alcalini. È quindi importante conoscere le condizioni abiotiche del suolo per capire come la contaminazione da TRWP influisce sui processi del suolo e sull'omeostasi delle piante.

This entry is adapted from the peer-reviewed paper 10.3390/toxics11050445