Différenciation spatiale en zones et compartiments
Les externalités sont un concept de l’économie du bien-être qui intéresse surtout les décideurs politiques. Pour les substances qui subissent un transport à longue distance par advection dans l’air ou dans l’eau, les externalités peuvent se produire non seulement à proximité de la source, mais aussi dans des endroits assez éloignés où les substances arrivent (Commission européenne, 1999a ; Barbante et al., 2001 ; Friedrich et Bickel, 2001a ; Scheringer et Wania, 2003 ; Wania, 2003). Ces substances peuvent donc faire l’objet d’un transport transfrontalier, c’est pourquoi ces externalités intéressent surtout les autorités nationales et/ou les gouvernements chargés des affaires internationales. Par conséquent, l’évaluation des externalités de ces substances nécessite d’opérer à des échelles assez larges. En outre, elles doivent être plutôt résolues spatialement afin de permettre la discrimination des effets qui se produisent dans différentes unités administratives. Cela signifie, par exemple, que les rejets de substances plutôt involatiles dans une masse d’eau douce ne devraient pas conduire à des concentrations dans les cours d’eau en amont du site de rejet (par exemple, les émissions dans la partie néerlandaise du Rhin se retrouvent dans les lacs alpins suisses à l’intérieur du bassin versant lorsqu’on ne fait qu’une discrimination en fonction des bassins versants, cf. figure 4-2). Par conséquent, un degré assez élevé de différenciation spatiale doit être assuré non seulement pendant l’évaluation de l’impact, mais aussi pendant l’évaluation du devenir environnemental. L’influence du choix de différentes résolutions spatiales lors de la délimitation selon les bassins versants sera explorée par une analyse de scénario dans la section 9.3.3.
La portée géographique est principalement confinée à l’Europe (cf. Fig. 4-3). Le présent cadre de modélisation est configuré comme un système aux frontières ouvertes. Les exportations de substances se font via les flux d’air et d’eau ou l’enfouissement des sédiments. En revanche, il n’y a pas d’importation incluse puisque ni l’advection intercontinentale de l’eau et de l’air, ni les (ré)importations de substances (par exemple, contenues dans les aliments) provenant de l’extérieur de l’Europe ne sont prises en compte. Ainsi, les substances susceptibles de subir, par exemple, un transport intercontinental via l’air, les courants océaniques ou les espèces migratrices ne peuvent pas être prises en compte correctement, ce qui conduit à une sous-estimation des effets en raison des frontières ouvertes du système. Un tel transport intercontinental est même observé pour les éléments traces liés à des particules (Church et al., 1990).
La portée géographique de WATSON a été spatialement différenciée en zones selon les bassins versants (cf. section 4.3). D’autres critères de délimitation existent, notamment une grille régulière (par exemple, Prevedouros et al., 2004) et des combinaisons de bassins versants avec d’autres critères (par exemple, Devillers et al., 1995 ; MacLeod et al., 2001). L’influence de la sélection d’un tel schéma de délimitation sur les résultats du modèle n’est pas connue.
WATSON permet de distinguer plusieurs compartiments (sections 5.1 et 6.1). Ceux-ci sont supposés être intérieurement homogènes et avoir des propriétés temporellement constantes, à l’exception des quantités de substances contenues. L’influence du choix des compartiments à considérer est évaluée au moyen d’une analyse de scénario ci-dessous.
Comme décrit dans la section B.4.3, le volume d’eau d’une zone est constitué des cours d’eau et des lacs entièrement contenus dans cette zone. Si à la fois les cours d’eau et les lacs sont présents, cela signifie que pratiquement toute l’eau entrant dans la zone est supposée s’écouler à travers le(s) lac(s) avec des temps de résidence plus longs également, bien que seules des parties puissent effectivement traverser le lac (par exemple, le petit lac à l’Est du lac Vänem dans le bassin versant de Götälv, Fig. 6-2). Cela peut conduire à des concentrations plus élevées dans la masse d’eau douce de cette zone tout en réduisant l’apport aux masses d’eau douce en aval. L’effet net sur l’exposition humaine et finalement l’impact dépend de la distribution des intensités de production de poissons d’eau douce et n’est donc pas univoque.
Bien que la méthodologie présentée soit dépendante du site, certaines propriétés non dépendantes de la substance influençant particulièrement le devenir environnemental et l’exposition d’une substance sont traitées comme si elles ne variaient pas dans l’espace. Les valeurs de ces propriétés ne seront pas représentatives de tous les lieux auxquels elles sont appliquées. Par exemple, les profondeurs des compartiments sédiment, glacier et sol sont invariantes entre les zones. Cela peut sous-estimer, par exemple, l’absorption par les racines des cultures dont les racines pénètrent plus profondément dans le sol que la profondeur supposée, à condition que les substances atteignent cette profondeur en quantité considérable. Cela ne concerne pas tellement le plomb, par exemple, car il semble se concentrer dans les centimètres supérieurs (Nriagu, 1978 ; Rickard et Nriagu, 1978), bien que des preuves contradictoires existent (Martínez García et al., 1999). On considère que la teneur constante en volume d’eau n’affecte pas les résultats tant que l’hypothèse d’homogénéité à l’intérieur des sols et la relation linéaire entre la concentration dans l’eau interstitielle et la concentration dans les plantes selon le facteur de bioconcentration (FBC) sont maintenues. Cependant, la fraction volumique constante des solides dans les sols a certaines implications lorsque l’on fait varier la teneur en carbone organique. Cela conduira à des densités variables de la phase solide globale dans les sols (cf. Eq. (B-10)). La façon dont le coefficient de distribution à l’équilibre est défini (cf. section A.2) signifie que plus la densité de la phase solide est faible, moins la substance est associée à la phase solide. Cependant, c’est la phase de matière organique qui est très importante non seulement pour les substances hydrophobes mais aussi pour de nombreux oligo-éléments en termes de partage solide-eau (Nriagu, 1978 ; McCutcheon et al., 1993 ; Aboul-Kassim et Simoneit, 2001a). Une densité plus faible de la phase solide conduira à une fraction adsorbée plus petite et, par conséquent, à une mobilité et une biodisponibilité accrues de la substance respective dans les zones où les teneurs en carbone organique sont élevées. En conséquence, la rétention de la substance dans les compartiments du sol respectifs est réduite, ce qui peut potentiellement signifier une exposition plus précoce par rapport aux compartiments du sol ayant des teneurs en carbone organique plus faibles. Pour les incertitudes associées aux paramètres liés à l’exposition, se référer à United States – Environmental Protection Agency (1998).
Il existe des parties de l’environnement qui ne sont pas incluses entièrement, c’est-à-dire qu’elles ne font pas partie ou constituent des compartiments propres. Tout d’abord, le milieu marin n’est pas inclus, ce qui entraîne une sous-estimation de l’exposition en raison de l’absence d’inclusion de la consommation de poissons de mer et de crustacés. Il en va de même pour les expositions via l’eau potable qui, dans une large mesure, provient des eaux souterraines. Une discussion plus détaillée sur les raisons pour lesquelles le milieu marin et les eaux souterraines, ainsi que les voies d’exposition correspondantes, ont été exclus de l’évaluation est donnée dans la section 7.3. En outre, l’exposition par inhalation des animaux d’élevage n’est pas prise en compte. On estime que cela n’entraîne pas une sous-estimation substantielle des résultats de l’exposition, ce qui est conforme à Ewers et Wilhelm (1995) et Wilhelm et Ewers (1999) pour le cadmium et le plomb, respectivement.