Differenziazione spaziale in zone e compartimenti
Le esternalità sono un concetto nell’ambito dell’economia del benessere che interessa soprattutto i responsabili politici. Per le sostanze che subiscono un trasporto a lungo raggio per avvezione nell’aria o nell’acqua, le esternalità possono verificarsi non solo nelle vicinanze della fonte, ma anche in luoghi piuttosto distanti dove le sostanze arrivano (Commissione Europea, 1999a; Barbante et al., 2001; Friedrich e Bickel, 2001a; Scheringer e Wania, 2003; Wania, 2003). Queste sostanze possono, quindi, subire un trasporto transfrontaliero ed è per questo che tali esternalità interessano soprattutto le autorità nazionali e/o i governi responsabili degli affari internazionali. Di conseguenza, la valutazione delle esternalità di tali sostanze richiede l’operazione su scale piuttosto grandi. Inoltre, dovrebbero essere piuttosto risolti dal punto di vista spaziale per permettere la discriminazione degli effetti che si verificano in diverse unità amministrative. Questo significa, per esempio, che il rilascio di sostanze piuttosto involatili in un corpo d’acqua dolce non dovrebbe portare a concentrazioni in-stream a monte del sito di rilascio (per esempio, le emissioni nella parte olandese del Reno si mostrano nei laghi alpini svizzeri all’interno del bacino quando si discrimina solo in base agli spartiacque, cfr. Fig. 4-2). Pertanto, un grado piuttosto alto di differenziazione spaziale dovrebbe essere assicurato non solo durante la valutazione dell’impatto ma anche durante la valutazione del destino ambientale. L’influenza della scelta di diverse risoluzioni spaziali nella delimitazione per bacini idrografici sarà esplorata da un’analisi di scenario nella sezione 9.3.3.
L’ambito geografico è principalmente limitato all’Europa (cfr. Fig. 4-3). Il presente quadro di modellazione è impostato come un sistema con confini aperti. Le esportazioni di sostanze avvengono attraverso i flussi d’aria e d’acqua o l’interramento dei sedimenti. Tuttavia, non c’è alcuna importazione inclusa, poiché non vengono considerate né l’avvezione intercontinentale dell’acqua e dell’aria né le (re)importazioni di sostanze (ad esempio, contenute negli alimenti) dall’esterno dell’Europa. Così, le sostanze con il potenziale di subire, per esempio, il trasporto intercontinentale attraverso l’aria, le correnti oceaniche o le specie in migrazione non possono essere adeguatamente considerate, portando a una sottostima degli effetti a causa dei confini aperti del sistema. Tale trasporto intercontinentale è anche osservato per gli elementi in traccia legati alle particelle (Church et al., 1990).
L’ambito geografico di WATSON è stato differenziato spazialmente in zone secondo i bacini idrografici (cfr. sezione 4.3). Esistono altri criteri di delimitazione, tra cui una griglia regolare (ad esempio, Prevedouros et al., 2004) e combinazioni di spartiacque con altri criteri (ad esempio, Devillers et al., 1995; MacLeod et al., 2001). L’influenza della selezione di uno di questi schemi di delineazione sui risultati del modello non è nota.
WATSON permette la distinzione di diversi compartimenti (sezioni 5.1 e 6.1). Questi sono assunti per essere internamente omogenei e per avere proprietà temporalmente costanti eccetto per le quantità di sostanza contenute. L’influenza della scelta di quali compartimenti considerare è valutata per mezzo di un’analisi di scenario qui sotto.
Come descritto nella sezione B.4.3, il volume d’acqua di una zona consiste di ruscelli e laghi completamente contenuti in quella zona. Se sono presenti sia torrenti che laghi, questo significa che virtualmente tutta l’acqua che entra nella zona si presume passi attraverso il lago (o i laghi) con tempi di residenza più lunghi, anche se solo alcune parti possono effettivamente passare attraverso il lago (ad esempio, il piccolo lago a est del lago Vänem all’interno del bacino di Götälv, Fig. 6-2). Questo può portare a concentrazioni più elevate nel corpo d’acqua dolce di questa zona mentre riduce l’ingresso nei corpi d’acqua dolce a valle. L’effetto netto sull’esposizione umana e infine l’impatto dipende dalla distribuzione delle intensità di produzione di pesce d’acqua dolce e quindi non è univoco.
Anche se la metodologia presentata è dipendente dal sito, alcune proprietà non dipendenti dalla sostanza che influenzano specialmente il destino ambientale e l’esposizione di una sostanza sono trattate come se non variassero nello spazio. Tali valori di proprietà non saranno rappresentativi per tutti i luoghi a cui sono applicati. Per esempio, le profondità dei compartimenti del sedimento, del ghiacciaio e del suolo sono invarianti tra le zone. Questo può sottostimare per esempio l’assorbimento radicale da parte di quelle colture le cui radici arrivano più in profondità nel terreno rispetto alla profondità presunta del suolo, sempre che le sostanze raggiungano questa profondità in quantità considerevoli. Questo potrebbe non riguardare tanto il piombo, per esempio, dato che sembra essere concentrato nei centimetri più in alto (Nriagu, 1978; Rickard e Nriagu, 1978) anche se esistono prove contraddittorie (Martínez García et al., 1999). Si ritiene che il contenuto di volume d’acqua costante non influenzi i risultati finché si mantiene l’ipotesi di omogeneità all’interno dei suoli e la relazione lineare tra la concentrazione dell’acqua dei pori e la concentrazione nelle piante secondo il fattore di bioconcentrazione (BCF). Tuttavia, la frazione di volume costante dei solidi nei suoli ha alcune implicazioni quando si lascia variare il contenuto di carbonio organico. Questo porterà a densità variabili della fase solida complessiva nei suoli (cfr. Eq. (B-10)). Il modo in cui il coefficiente di distribuzione di equilibrio è definito (cfr. sezione A.2) significa che più piccola è la densità della fase solida, meno la sostanza è associata alla fase solida. Tuttavia, è la fase organica che è altamente rilevante non solo per le sostanze idrofobiche ma anche per molti elementi in tracce in termini di partizionamento solido-acqua (Nriagu, 1978; McCutcheon et al., 1993; Aboul-Kassim e Simoneit, 2001a). Una densità più bassa della fase solida porterà ad una frazione più piccola adsorbita e, quindi, ad una maggiore mobilità e biodisponibilità della rispettiva sostanza in quelle aree dove esistono alti contenuti di carbonio organico. Di conseguenza, la ritenzione della sostanza nei rispettivi compartimenti del suolo è ridotta, il che può potenzialmente significare un’esposizione più precoce rispetto a quei compartimenti del suolo con contenuti di carbonio organico inferiori. Per le incertezze associate ai parametri relativi all’esposizione si rimanda alla United States – Environmental Protection Agency (1998).
Ci sono parti dell’ambiente che non sono incluse interamente, cioè non fanno parte o costituiscono compartimenti propri. In primo luogo, l’ambiente marino non è incluso, il che fa sì che l’esposizione sia sottostimata a causa della mancata inclusione del consumo di pesce di mare e molluschi. Lo stesso vale per le esposizioni attraverso l’acqua potabile che in larga misura proviene da corpi idrici sotterranei. Una discussione più dettagliata sui motivi per cui l’ambiente marino e l’acqua freatica, e le relative vie di esposizione, sono stati esclusi dalla valutazione è data nella sezione 7.3. Inoltre, l’esposizione per inalazione degli animali da allevamento non è considerata. Si ritiene che ciò non causi una sostanziale sottostima dei risultati dell’esposizione che è in linea con Ewers e Wilhelm (1995) e Wilhelm e Ewers (1999) per il cadmio e il piombo, rispettivamente.