Prostorová diferenciace na zóny a oddíly
Externality jsou konceptem v rámci ekonomie blahobytu, který zajímá především tvůrce politik. U látek, které podléhají dálkovému přenosu advekcí ve vzduchu nebo ve vodě, se externality mohou vyskytovat nejen v blízkosti zdroje, ale také v poměrně vzdálených místech, kam se látky dostanou (Evropská komise, 1999a; Barbante a kol., 2001; Friedrich a Bickel, 2001a; Scheringer a Wania, 2003; Wania, 2003). Tyto látky tedy mohou procházet přeshraničním přenosem, což je důvod, proč se o tyto externality většinou zajímají vnitrostátní orgány a/nebo vlády odpovědné za mezinárodní záležitosti. V důsledku toho vyžaduje hodnocení externalit těchto látek práci v poměrně velkém měřítku. Kromě toho by měly být poměrně prostorově rozlišeny, aby bylo možné rozlišit účinky, které se vyskytují v různých správních jednotkách. To například znamená, že vypouštění spíše netěkavých látek do sladkovodního útvaru by nemělo vést ke koncentracím v toku proti místu vypouštění (např. emise do nizozemské části Rýna se projeví ve švýcarských alpských jezerech v rámci povodí, pokud se rozlišuje pouze podle povodí, viz obr. 4-2). Proto by měl být zajištěn poměrně vysoký stupeň prostorové diferenciace nejen při posuzování dopadů, ale také při posuzování osudu v životním prostředí. Vliv volby různých prostorových rozlišení při vymezení podle povodí bude zkoumán pomocí analýzy scénářů v oddíle 9.3.3.
Geografický rozsah je většinou omezen na Evropu (srov. obr. 4-3). Současný modelovací rámec je nastaven jako systém s otevřenými hranicemi. K vývozu látek dochází prostřednictvím vzdušných a vodních toků nebo pohřbívání sedimentů. Není však zahrnut žádný import, protože se neuvažuje ani mezikontinentální advekce vody a vzduchu, ani (re)import látek (např. obsažených v potravinách) ze zemí mimo Evropu. Látky, které mají potenciál podléhat například mezikontinentálnímu přenosu vzduchem, oceánskými proudy nebo migrujícími druhy, tak nemohou být řádně zohledněny, což vede k podhodnocení účinků v důsledku otevřených hranic systému. Takový mezikontinentální přenos je dokonce pozorován u stopových prvků vázaných na částice (Church et al., 1990).
Geografický rozsah systému WATSON byl prostorově diferencován do zón podle povodí (viz oddíl 4.3). Existují i jiná kritéria vymezení včetně pravidelné sítě (např. Prevedouros et al., 2004) a kombinace povodí s jinými kritérii (např. Devillers et al., 1995; MacLeod et al., 2001). Vliv výběru jednoho takového schématu vymezení na výsledky modelu není znám.
WATSON umožňuje rozlišit několik oddílů (oddíly 5.1 a 6.1). Předpokládá se, že jsou vnitřně homogenní a mají časově konstantní vlastnosti s výjimkou množství obsažené látky. Vliv volby, která oddělení se mají brát v úvahu, je vyhodnocen pomocí analýzy scénářů níže.
Jak je popsáno v oddíle B.4.3, vodní objem zóny se skládá z toků a jezer plně obsažených v této zóně. Pokud jsou přítomny jak toky, tak jezera, znamená to, že se předpokládá, že prakticky veškerá voda vstupující do zóny protéká také jezerem (jezery) s delší dobou zdržení, ačkoli ve skutečnosti může jezero protékat jen zčásti (např. malé jezero východně od jezera Vänem v povodí Götälv, obr. 6-2). To může vést k vyšším koncentracím ve sladkovodním útvaru této zóny a zároveň ke snížení vstupu do sladkovodních útvarů níže po proudu. Čistý vliv na expozici a konečně i dopad na člověka závisí na rozložení intenzity produkce sladkovodních ryb, a proto není jednoznačný.
Přestože je předložená metodika závislá na místě, s některými vlastnostmi, které nejsou závislé na látce, zejména ovlivňujícími osud látky v životním prostředí a její expozici, se zachází, jako by se v prostoru neměnily. Hodnoty takových vlastností nebudou reprezentativní pro všechny lokality, na které se vztahují. Například hloubky složek sedimentu, ledovce a půdy jsou v různých zónách neměnné. Tím může být například podhodnocen příjem kořeny těch plodin, jejichž kořeny sahají hlouběji do země, než je předpokládaná hloubka půdy, za předpokladu, že se látky do této hloubky dostanou ve značném množství. To se nemusí tolik týkat například olova, které se zřejmě koncentruje v nejsvrchnějších centimetrech (Nriagu, 1978; Rickard a Nriagu, 1978), i když existují protichůdné důkazy (Martínez García et al., 1999). Má se za to, že konstantní objemový obsah vody nemá vliv na výsledky, pokud je zachován předpoklad homogenity uvnitř půdy a lineární vztah mezi koncentrací v pórové vodě a koncentrací v rostlinách podle biokoncentračního faktoru (BCF). Konstantní objemový podíl pevných látek v půdě má však určité důsledky, pokud připustíme, že se obsah organického uhlíku může měnit. To povede k různým hustotám celkové pevné fáze v půdách (srov. rov. (B-10)). Způsob, jakým je definován rovnovážný distribuční koeficient (viz oddíl A.2), znamená, že čím menší je hustota pevné fáze, tím méně látky je spojeno s pevnou fází. Je to však právě fáze organické hmoty, která má velký význam nejen pro hydrofobní látky, ale také pro mnoho stopových prvků z hlediska rozdělení pevná látka-voda (Nriagu, 1978; McCutcheon et al., 1993; Aboul-Kassim a Simoneit, 2001a). Nižší hustota pevné fáze povede k menšímu adsorbovanému podílu, a tím ke zvýšené mobilitě a biologické dostupnosti příslušné látky v oblastech s vysokým obsahem organického uhlíku. V důsledku toho se snižuje retence látky v příslušných půdních odděleních, což může potenciálně znamenat dřívější expozici ve srovnání s těmi půdními odděleními, kde je obsah organického uhlíku nižší. Nejistoty spojené s parametry souvisejícími s expozicí jsou uvedeny v United States – Environmental Protection Agency (1998).
Existují části životního prostředí, které nejsou zahrnuty zcela, tj. nejsou součástí nebo tvoří vlastní složky. Zaprvé není zahrnuto mořské prostředí, což vede k tomu, že expozice je podhodnocena z důvodu nezahrnutí konzumace mořských ryb a korýšů. Totéž platí pro expozici prostřednictvím pitné vody, která v poměrně velké míře pochází z podzemních vodních útvarů. Podrobnější diskuse o tom, proč bylo mořské prostředí a podzemní voda a související cesty expozice z hodnocení vyloučeny, je uvedena v oddíle 7.3. Dále se neuvažuje o inhalační expozici hospodářských zvířat. Předpokládá se, že to nezpůsobí výrazné podhodnocení výsledků expozice, což je v souladu s Ewersem a Wilhelmem (1995) a Wilhelmem a Ewersem (1999) pro kadmium, resp. olovo.