Diferenciación espacial en zonas y compartimentos
Las externalidades son un concepto dentro de la economía del bienestar que interesa sobre todo a los responsables políticos. En el caso de las sustancias que sufren un transporte a larga distancia por advección en el aire o el agua, las externalidades pueden producirse no sólo en las proximidades de la fuente, sino también en lugares bastante distantes a los que llegan las sustancias (Comisión Europea, 1999a; Barbante et al., 2001; Friedrich y Bickel, 2001a; Scheringer y Wania, 2003; Wania, 2003). Así pues, estas sustancias pueden sufrir un transporte transfronterizo, razón por la cual tales externalidades interesan sobre todo a las autoridades nacionales y/o a los gobiernos encargados de los asuntos internacionales. En consecuencia, la evaluación de las externalidades de tales sustancias requiere la operación a escalas bastante grandes. Además, deben estar bastante resueltas espacialmente para permitir la discriminación de los efectos que se producen en diferentes unidades administrativas. Esto significa, por ejemplo, que los vertidos de sustancias poco volátiles en una masa de agua dulce no deberían dar lugar a concentraciones en la corriente aguas arriba del lugar de vertido (por ejemplo, las emisiones en la parte neerlandesa del Rin aparecen en los lagos alpinos suizos dentro de la cuenca de captación cuando sólo se discrimina según las cuencas hidrográficas, véase la Fig. 4-2). Por lo tanto, no sólo debe garantizarse un alto grado de diferenciación espacial durante la evaluación del impacto, sino también durante la evaluación del destino ambiental. La influencia de la elección de diferentes resoluciones espaciales al delimitar según las cuencas hidrográficas se explorará mediante un análisis de escenarios en la sección 9.3.3.
El ámbito geográfico se limita principalmente a Europa (cf. Fig. 4-3). El presente marco de modelización se configura como un sistema con fronteras abiertas. Las exportaciones de sustancias se producen a través de flujos de aire y agua o del enterramiento de sedimentos. Sin embargo, no se incluyen las importaciones, ya que no se tienen en cuenta ni la advección intercontinental de agua y aire ni las (re)importaciones de sustancias (por ejemplo, contenidas en los alimentos) procedentes de fuera de Europa. Por lo tanto, las sustancias que pueden sufrir, por ejemplo, un transporte intercontinental a través del aire, las corrientes oceánicas o las especies migratorias no pueden abordarse adecuadamente, lo que conduce a una subestimación de los efectos debido a los límites abiertos del sistema. Dicho transporte intercontinental se observa incluso en el caso de los oligoelementos unidos a partículas (Church et al., 1990).
El ámbito geográfico de WATSON se ha diferenciado espacialmente en zonas según las cuencas hidrográficas (véase la sección 4.3). Existen otros criterios de delimitación que incluyen una cuadrícula regular (por ejemplo, Prevedouros et al., 2004) y combinaciones de cuencas hidrográficas con otros criterios (por ejemplo, Devillers et al., 1995; MacLeod et al., 2001). Se desconoce la influencia de la selección de uno de estos esquemas de delimitación en los resultados del modelo.
WATSON permite la distinción de varios compartimentos (secciones 5.1 y 6.1). Se supone que estos son internamente homogéneos y que tienen propiedades temporalmente constantes, excepto por las cantidades de sustancia contenidas. La influencia de la elección de los compartimentos a considerar se evalúa mediante un análisis de escenarios a continuación.
Como se describe en la sección B.4.3, el volumen de agua de una zona se compone de arroyos y lagos totalmente contenidos en esa zona. Si tanto los arroyos como los lagos están presentes, esto significa que se supone que prácticamente toda el agua que entra en la zona fluye a través del lago o los lagos con tiempos de residencia más largos, aunque es posible que sólo algunas partes pasen realmente por el lago (por ejemplo, el pequeño lago al este del lago Vänem dentro de la cuenca de Götälv, Fig. 6-2). Esto puede dar lugar a concentraciones más altas en la masa de agua dulce de esta zona, al tiempo que se reduce el aporte a las masas de agua dulce aguas abajo. El efecto neto sobre la exposición humana y, finalmente, el impacto depende de la distribución de las intensidades de producción de peces de agua dulce y, por lo tanto, no es inequívoco.
Aunque la metodología presentada depende del lugar, algunas propiedades no dependientes de la sustancia que influyen especialmente en el destino ambiental y la exposición de una sustancia se tratan como si no variaran en el espacio. Los valores de estas propiedades no serán representativos de todos los lugares a los que se apliquen. Por ejemplo, las profundidades de los compartimentos del sedimento, del glaciar y del suelo son invariables entre zonas. Esto puede subestimar, por ejemplo, la absorción por parte de los cultivos cuyas raíces se adentran más en el suelo que la profundidad supuesta, siempre que las sustancias alcancen esta profundidad en cantidades considerables. Esto puede no afectar tanto al plomo, por ejemplo, ya que parece concentrarse en los centímetros superiores (Nriagu, 1978; Rickard y Nriagu, 1978), aunque existen pruebas contradictorias (Martínez García et al., 1999). Se considera que el contenido constante de volumen de agua no afecta a los resultados siempre que se mantenga la hipótesis de homogeneidad para el interior de los suelos y la relación lineal entre la concentración de agua de poro y la concentración en la planta según el factor de bioconcentración (FBC). Sin embargo, la fracción de volumen constante de sólidos en los suelos tiene algunas implicaciones cuando se permite que el contenido de carbono orgánico varíe. Esto conducirá a densidades variables de la fase sólida global en los suelos (cf. Ec. (B-10)). La forma en que se define el coeficiente de distribución de equilibrio (véase la sección A.2) significa que cuanto menor sea la densidad de la fase sólida, menor será la cantidad de sustancia asociada a la fase sólida. Sin embargo, es la fase de materia orgánica la que es altamente relevante no sólo para las sustancias hidrofóbicas, sino también para muchos oligoelementos en términos de partición sólido-agua (Nriagu, 1978; McCutcheon et al., 1993; Aboul-Kassim y Simoneit, 2001a). Una menor densidad de la fase sólida conducirá a una menor fracción adsorbida y, por tanto, a una mayor movilidad y biodisponibilidad de la sustancia respectiva en aquellas zonas donde existan altos contenidos de carbono orgánico. Como resultado, la retención de la sustancia en los respectivos compartimentos del suelo se reduce, lo que puede significar una exposición más temprana en comparación con los compartimentos del suelo con menor contenido de carbono orgánico. Para conocer las incertidumbres asociadas a los parámetros relacionados con la exposición, consúltese United States – Environmental Protection Agency (1998).
Hay partes del medio ambiente que no se incluyen en su totalidad, es decir, que no forman parte o constituyen compartimentos propios. En primer lugar, no se incluye el medio ambiente marino, lo que hace que se subestime la exposición debido a la falta de inclusión del consumo de pescado y marisco de mar. Lo mismo ocurre con la exposición a través del agua potable, que en gran medida procede de las masas de agua subterránea. En el apartado 7.3 se explica con más detalle por qué se han excluido de la evaluación el medio marino y las aguas subterráneas, así como las vías de exposición correspondientes. Además, no se ha tenido en cuenta la exposición por inhalación de los animales de granja. Se cree que esto no causa una subestimación sustancial de los resultados de la exposición, lo que coincide con Ewers y Wilhelm (1995) y Wilhelm y Ewers (1999) para el cadmio y el plomo, respectivamente.