Różnicowanie przestrzenne na strefy i przedziały
Uwarunkowania zewnętrzne są pojęciem z zakresu ekonomii dobrobytu, które interesuje głównie decydentów. W przypadku substancji, które są transportowane na dalekie odległości poprzez adwekcję w powietrzu lub wodzie, efekty zewnętrzne mogą występować nie tylko w pobliżu źródła, ale również w dość odległych miejscach, do których substancje docierają (Komisja Europejska, 1999a; Barbante et al., 2001; Friedrich i Bickel, 2001a; Scheringer i Wania, 2003; Wania, 2003). Substancje te mogą zatem podlegać transgranicznemu transportowi, dlatego też tego rodzaju efekty zewnętrzne są najczęściej przedmiotem zainteresowania organów krajowych i/lub rządów odpowiedzialnych za sprawy międzynarodowe. W związku z tym ocena efektów zewnętrznych takich substancji wymaga działania w raczej dużych skalach. Co więcej, powinny one być raczej przestrzennie rozdzielone, aby umożliwić rozróżnienie skutków występujących w różnych jednostkach administracyjnych. Oznacza to na przykład, że uwolnienia raczej inwolucyjnych substancji do zbiorników słodkowodnych nie powinny prowadzić do koncentracji w strumieniu w górę rzeki od miejsca uwolnienia (np. emisje do holenderskiej części Renu pojawiają się w szwajcarskich jeziorach alpejskich w obrębie zlewni przy rozróżnieniu według działów wodnych, por. Rys. 4-2). Dlatego dość wysoki stopień zróżnicowania przestrzennego powinien być zapewniony nie tylko podczas oceny oddziaływania, ale także podczas oceny losów środowiskowych. Wpływ wyboru różnych rozdzielczości przestrzennych przy wyznaczaniu granic według działów wodnych zostanie zbadany za pomocą analizy scenariuszy w części 9.3.3.
Zakres geograficzny jest w większości ograniczony do Europy (por. Rys. 4-3). Obecne ramy modelowania zostały utworzone jako system o otwartych granicach. Eksport substancji odbywa się poprzez przepływ powietrza i wody lub zakopywanie osadów. Nie uwzględnia się jednak importu, ponieważ nie bierze się pod uwagę ani międzykontynentalnej adwekcji wody i powietrza, ani (re)importu substancji (np. zawartych w żywności) spoza Europy. W związku z tym nie można odpowiednio uwzględnić substancji, które mogą być potencjalnie przenoszone na przykład międzykontynentalnie przez powietrze, prądy oceaniczne lub gatunki migrujące, co prowadzi do niedoszacowania skutków z powodu otwartych granic systemu. Taki międzykontynentalny transport obserwuje się nawet w przypadku pierwiastków śladowych związanych z cząsteczkami (Church i in., 1990).
Zasięg geograficzny WATSON został przestrzennie zróżnicowany na strefy według działów wodnych (patrz punkt 4.3). Istnieją inne kryteria wyznaczania stref, w tym regularna siatka (np. Prevedouros i in., 2004) oraz kombinacje działów wodnych z innymi kryteriami (np. Devillers i in., 1995; MacLeod i in., 2001). Wpływ wyboru jednego z takich schematów delineacji na wyniki modelu nie jest znany.
WATSON pozwala na wyróżnienie kilku przedziałów (sekcje 5.1 i 6.1). Zakłada się, że są one wewnętrznie jednorodne i mają czasowo stałe właściwości, z wyjątkiem ilości zawartych w nich substancji. Wpływ wyboru, które przedziały należy uwzględnić, jest oceniany za pomocą analizy scenariusza poniżej.
Jak opisano w sekcji B.4.3, objętość wody w strefie składa się ze strumieni i jezior całkowicie zawartych w tej strefie. Jeśli obecne są zarówno strumienie jak i jeziora, oznacza to, że zakłada się, że praktycznie cała woda wpływająca do strefy przepływa przez jezioro(a) o dłuższym czasie przebywania, chociaż tylko część może faktycznie przepłynąć przez jezioro (np. małe jezioro na wschód od jeziora Vänem w zlewni Götälv, Rys. 6-2). Może to prowadzić do wyższych stężeń w zbiorniku słodkowodnym w tej strefie, przy jednoczesnym zmniejszeniu dopływu do zbiorników słodkowodnych w dolnym biegu rzeki. Efekt netto w zakresie narażenia ludzi i ostatecznie oddziaływania zależy od rozkładu intensywności produkcji ryb słodkowodnych, a zatem nie jest jednoznaczny.
Mimo że przedstawiona metodyka jest zależna od miejsca, niektóre właściwości niezależne od substancji, szczególnie wpływające na losy środowiskowe i narażenie substancji, są traktowane tak, jakby nie różniły się w przestrzeni. Takie wartości właściwości nie będą reprezentatywne dla wszystkich lokalizacji, do których są stosowane. Na przykład głębokości przedziałów osadów, lodowca i gleby są niezmienne pomiędzy strefami. Może to powodować niedoszacowanie np. poboru przez te uprawy, których korzenie sięgają dalej w głąb ziemi niż zakładana głębokość gleby, o ile substancje docierają na tę głębokość w znacznych ilościach. Może to nie dotyczyć w takim stopniu na przykład ołowiu, ponieważ wydaje się on być skoncentrowany w najwyższych centymetrach (Nriagu, 1978; Rickard i Nriagu, 1978), chociaż istnieją sprzeczne dowody (Martínez García et al., 1999). Uznaje się, że stała zawartość objętościowa wody nie ma wpływu na wyniki, o ile zachowane jest założenie o jednorodności w obrębie gleb oraz liniowa zależność między stężeniem w wodzie porowej a stężeniem w roślinach zgodnie ze współczynnikiem biokoncentracji (BCF). Stały ułamek objętościowy ciał stałych w glebie ma jednak pewne implikacje, gdy dopuszcza się zmienną zawartość węgla organicznego. Doprowadzi to do zróżnicowania gęstości całkowitej fazy stałej w glebie (por. Eq. (B-10)). Sposób, w jaki definiuje się współczynnik równowagi rozkładu (por. sekcja A.2) oznacza, że im mniejsza gęstość fazy stałej, tym mniej substancji jest związane z fazą stałą. Jednakże, to faza materii organicznej jest bardzo istotna nie tylko dla substancji hydrofobowych, ale także dla wielu pierwiastków śladowych pod względem podziału ciało stałe-woda (Nriagu, 1978; McCutcheon et al., 1993; Aboul-Kassim i Simoneit, 2001a). Niższa gęstość fazy stałej prowadzi do mniejszej frakcji adsorbowanej, a tym samym do zwiększonej mobilności i biodostępności danej substancji na obszarach, gdzie występuje wysoka zawartość węgla organicznego. W rezultacie zmniejsza się zatrzymanie substancji w odpowiednich przedziałach glebowych, co może potencjalnie oznaczać wcześniejsze narażenie w porównaniu z przedziałami glebowymi o niższej zawartości węgla organicznego. W odniesieniu do niepewności związanych z parametrami związanymi z narażeniem, patrz United States – Environmental Protection Agency (1998).
Istnieją części środowiska, które nie zostały uwzględnione w całości, tj. nie są częścią lub stanowią własne przedziały. Po pierwsze, środowisko morskie nie jest uwzględnione, co powoduje, że narażenie jest niedoszacowane z powodu braku uwzględnienia spożycia ryb morskich i skorupiaków. To samo dotyczy narażenia poprzez wodę pitną, która w dość dużym stopniu pochodzi z wód gruntowych. Bardziej szczegółowe omówienie powodów, dla których środowisko morskie i wody gruntowe oraz związane z nimi drogi narażenia zostały wyłączone z oceny, znajduje się w sekcji 7.3. Ponadto nie bierze się pod uwagę narażenia inhalacyjnego zwierząt hodowlanych. Uważa się, że nie spowoduje to znacznego niedoszacowania wyników narażenia, co jest zgodne z danymi Ewersa i Wilhelma (1995) oraz Wilhelma i Ewersa (1999) dotyczącymi odpowiednio kadmu i ołowiu.