Räumliche Differenzierung in Zonen und Kompartimente
Externalitäten sind ein Konzept der Wohlfahrtsökonomie, das vor allem für politische Entscheidungsträger von Interesse ist. Bei Stoffen, die durch Advektion in der Luft oder im Wasser weiträumig transportiert werden, können Externalitäten nicht nur in der Nähe der Quelle auftreten, sondern auch an eher weit entfernten Orten, an denen die Stoffe ankommen (Europäische Kommission, 1999a; Barbante et al., 2001; Friedrich und Bickel, 2001a; Scheringer und Wania, 2003; Wania, 2003). Diese Stoffe können also grenzüberschreitend transportiert werden, weshalb solche externen Effekte vor allem für nationale Behörden und/oder Regierungen, die für internationale Angelegenheiten zuständig sind, von Interesse sind. Infolgedessen erfordert die Bewertung der externen Effekte solcher Stoffe ein Vorgehen auf recht großer Ebene. Darüber hinaus sollten sie räumlich aufgelöst sein, um eine Unterscheidung der Auswirkungen in verschiedenen Verwaltungseinheiten zu ermöglichen. Dies bedeutet zum Beispiel, dass Freisetzungen von eher unbeständigen Stoffen in ein Süßwasser nicht zu Konzentrationen in den Flüssen flussaufwärts der Freisetzungsstelle führen sollten (z. B. tauchen Emissionen in den niederländischen Teil des Rheins in Schweizer Alpenseen innerhalb des Einzugsgebiets auf, wenn nur nach Wasserscheiden unterschieden wird, vgl. Abb. 4-2). Daher sollte nicht nur bei der Wirkungsabschätzung, sondern auch bei der Bewertung des Umweltverhaltens ein relativ hoher Grad an räumlicher Differenzierung gewährleistet sein. Der Einfluss der Wahl unterschiedlicher räumlicher Auflösungen bei der Abgrenzung nach Einzugsgebieten wird durch eine Szenarioanalyse in Abschnitt 9.3.3 untersucht.
Der geographische Geltungsbereich ist weitgehend auf Europa beschränkt (vgl. Abb. 4-3). Der vorliegende Modellierungsrahmen ist als ein System mit offenen Grenzen angelegt. Der Export von Stoffen erfolgt über Luft- und Wasserströme oder Sedimentverfrachtung. Ein Import ist jedoch nicht enthalten, da weder interkontinentale Wasser- und Luftadvektion noch (Re-)Importe von Stoffen (z. B. in Nahrungsmitteln) von außerhalb Europas berücksichtigt werden. Daher können Stoffe, die beispielsweise über die Luft, Meeresströmungen oder wandernde Arten interkontinental transportiert werden können, nicht angemessen berücksichtigt werden, was aufgrund der offenen Systemgrenzen zu einer Unterschätzung der Auswirkungen führt. Ein solcher interkontinentaler Transport wird sogar für partikelgebundene Spurenelemente beobachtet (Church et al., 1990).
Der geographische Geltungsbereich von WATSON wurde räumlich nach Wassereinzugsgebieten abgegrenzt (vgl. Abschnitt 4.3). Es existieren weitere Abgrenzungskriterien, darunter ein regelmäßiges Raster (z.B. Prevedouros et al., 2004) und Kombinationen von Wasserscheiden mit anderen Kriterien (z.B. Devillers et al., 1995; MacLeod et al., 2001). Der Einfluss der Wahl eines solchen Abgrenzungsschemas auf die Modellergebnisse ist nicht bekannt.
WATSON erlaubt die Unterscheidung mehrerer Kompartimente (Abschnitte 5.1 und 6.1). Es wird angenommen, dass diese in sich homogen sind und bis auf die enthaltenen Stoffmengen zeitlich konstante Eigenschaften aufweisen. Der Einfluss der Wahl der zu berücksichtigenden Kompartimente wird im Folgenden mit Hilfe einer Szenarioanalyse bewertet.
Wie in Abschnitt B.4.3 beschrieben, besteht das Wasservolumen einer Zone aus Bächen und Seen, die vollständig in dieser Zone enthalten sind. Wenn sowohl Bäche als auch Seen vorhanden sind, bedeutet dies, dass angenommen wird, dass praktisch das gesamte in die Zone eintretende Wasser auch durch den/die See(n) mit längerer Verweilzeit fließt, obwohl möglicherweise nur ein Teil tatsächlich durch den See fließt (z. B. kleiner See östlich des Vänem-Sees im Götälv-Einzugsgebiet, Abb. 6-2). Dies kann zu höheren Konzentrationen in den Süßwasserkörpern dieser Zone führen, während der Eintrag in die flussabwärts gelegenen Süßwasserkörper verringert wird. Der Nettoeffekt auf die Exposition des Menschen und letztlich auf die Auswirkungen hängt von der Verteilung der Süßwasserfischproduktionsintensitäten ab und ist daher nicht eindeutig.
Obwohl die vorgestellte Methodik standortabhängig ist, werden einige nicht stoffabhängige Eigenschaften, die den Verbleib und die Exposition eines Stoffes in der Umwelt besonders beeinflussen, so behandelt, als ob sie im Raum nicht variieren würden. Solche Eigenschaftswerte werden nicht für alle Standorte repräsentativ sein, auf die sie angewandt werden. So sind beispielsweise die Tiefen der Sediment-, Gletscher- und Bodenkompartimente zwischen den einzelnen Zonen unveränderlich. Dadurch kann z. B. die Wurzelaufnahme von Pflanzen, deren Wurzeln weiter in den Boden reichen als die angenommene Bodentiefe, unterschätzt werden, sofern die Stoffe diese Tiefe in erheblichem Umfang erreichen. Dies betrifft beispielsweise Blei nicht so sehr, da es sich in den obersten Zentimetern zu konzentrieren scheint (Nriagu, 1978; Rickard und Nriagu, 1978), obwohl es widersprüchliche Beweise gibt (Martínez García et al., 1999). Es wird davon ausgegangen, dass der konstante Wasservolumengehalt die Ergebnisse nicht beeinflusst, solange die Annahme der Homogenität innerhalb des Bodens und die lineare Beziehung zwischen der Porenwasserkonzentration und der Pflanzenkonzentration gemäß dem Biokonzentrationsfaktor (BCF) beibehalten wird. Der konstante Volumenanteil von Feststoffen in Böden hat jedoch einige Auswirkungen, wenn der Gehalt an organischem Kohlenstoff variieren kann. Dies führt zu unterschiedlichen Dichten der gesamten festen Phase in Böden (vgl. Gl. (B-10)). So wie der Gleichgewichtsverteilungskoeffizient definiert ist (vgl. Abschnitt A.2), bedeutet dies, dass je kleiner die Dichte der festen Phase ist, desto weniger von der Substanz ist mit der festen Phase verbunden. Es ist jedoch die organische Phase, die nicht nur für hydrophobe Substanzen, sondern auch für viele Spurenelemente im Hinblick auf die Feststoff-Wasser-Verteilung von großer Bedeutung ist (Nriagu, 1978; McCutcheon et al., 1993; Aboul-Kassim und Simoneit, 2001a). Eine geringere Festphasendichte führt zu einer geringeren adsorbierten Fraktion und damit zu einer erhöhten Mobilität und Bioverfügbarkeit der jeweiligen Substanz in den Bereichen, in denen hohe organische Kohlenstoffgehalte vorliegen. Infolgedessen ist die Retention des Stoffes in den jeweiligen Bodenkompartimenten geringer, was möglicherweise eine frühere Exposition im Vergleich zu den Bodenkompartimenten mit niedrigeren organischen Kohlenstoffgehalten bedeutet. Zu den Unsicherheiten im Zusammenhang mit den expositionsbezogenen Parametern siehe United States – Environmental Protection Agency (1998).
Es gibt Teile der Umwelt, die nicht vollständig einbezogen werden, d.h. sie sind nicht Teil der Kompartimente oder bilden eigene Kompartimente. Erstens wird die Meeresumwelt nicht einbezogen, was dazu führt, dass die Exposition aufgrund der fehlenden Einbeziehung des Verzehrs von Seefischen und Schalentieren unterschätzt wird. Das Gleiche gilt für die Exposition über Trinkwasser, das zu einem großen Teil aus Grundwasserkörpern stammt. In Abschnitt 7.3 wird näher erläutert, warum die Meeresumwelt und das Grundwasser sowie die damit verbundenen Expositionspfade von der Bewertung ausgeschlossen wurden. Außerdem wird die inhalative Exposition von Nutztieren nicht berücksichtigt. Es wird davon ausgegangen, dass dies nicht zu einer wesentlichen Unterschätzung der Expositionsergebnisse führt, was im Einklang mit Ewers und Wilhelm (1995) und Wilhelm und Ewers (1999) für Cadmium bzw. Blei steht.