Regionalized Aquatic Ecotoxicity Characterization Factor for Zinc Soil Emissions Accounting for Speciation and for the Transfer Though Groundwater

L'analyse du cycle de vie (ACV) est une évaluation des impacts environnementaux d'un produit, d'un processus ou d'un service tout au long de son cycle de vie. Cette évaluation est faite pour une fonction spécifique d'un produit ou d'un processus (par exemple: la fonction de séchage des mains pour un sèche-mains ou de fournir un service de nettoyage pour une entreprise de nettoyage). Le cycle de vie d'un produit peut inclure l'extraction de matières premières, l'acquisition d'énergie, sa production et sa fabrication, son utilisation, sa réutilisation, son recyclage et son élimination finale (fin de vie). Toutes ces étapes du cycle de vie d'un produit contribuent à la production des déchets, des émissions et les consommations des ressources. Ces échanges environnementaux contribuent aux impacts tels que le changement climatique, l'appauvrissement de l'ozone stratosphérique, la formation de photooxydants (smog), l'eutrophisation, l'acidification, le stress toxicologique sur la santé humaine et les écosystèmes, l'épuisement des ressources et la pollution sonore. L'ACV permet de voir où un produit ou un service peut être amélioré ou de fabriquer de meilleurs produits. L'évaluation des impacts environnementaux de cycle de vie est la troisième phase d'ACV dans laquelle le flux de matériaux associés au produit (ou processus) est traduit en consommations de ressources et impacts potentiels sur l'environnement. L'objectif de la phase d'analyse d'impact est donc d'interpréter les inventaires des émissions du cycle de vie et de la consommation des ressources en termes d'indicateurs et d'évaluer l'impact sur les entités que l'on veut protéger. USEtox est un modèle consensuel d'évaluation de l'impact du cycle de vie (ACVI) développé dans le cadre de l'Initiative du cycle de vie du PNUE-SETAC (UN environment programme- Society for environmental toxicology & chemistry). Le développement de ce modèle était une tentative de réduire la variabilité des différents résultats obtenus en utilisant différents modèles d'ACV. Le modèle nous permet de calculer les FC (c'est-à-dire la quantité d'impact environnemental par quantité de substance émise, facterus de caractérisation) pour la toxicité humaine et l'écotoxicité, qui est un produit du facteur d'effet (FE) et du facteur du devenir (FF). L'écotoxicité des métaux est considérée comme mal modélisée par USEtox car la spéciation des métaux n'est pas incluse dans le cadre de calcul. Lors du consensus de Clearwater, la nécessité de tenir compte de la spéciation des métaux a été identifiée comme l'une des principales priorités par un groupe d'experts pour améliorer l'évaluation de l'impact écotoxicologique des métaux dans l'ACV. Le facteur de biodisponibilité (BF) est inclus ans la définition de CF (CF = EF. BF.FF) qui est le rapport de la concentration de métal ‘true' solution (ions libres et paires d'ions) sur la concentration ‘total' de métal. Pour être cohérent avec l'inclusion du facteur de biodisponibilité dans les FC, il a également été recommandé d'inclure la spéciation lors du calcul du facteur d'effet (FE). Actuellement, les chercheurs utilisent le ‘Free Ion Activity Model (FIAM)' (FIAM) et le ‘Biotic Ligand Model' (BLM) pour prédire l'effet de la concentration de métal dans le milieu aquatique, compte tenu de la spéciation. Le BLM utilise une approche mécaniste basée sur l'hypothèse que l'interaction métal-ligand biotique peut être représentée comme n'importe quelle autre réaction chimique d'une espèce métallique avec un ligand organique ou inorganique. Dans la version actuelle de USEtox, le compartiment ‘Soil' est considéré comme un ‘sink' pour les substances: le sort de la fraction de contaminant qui atteint le compartiment des eaux souterraines par le sol ‘disappears' et n'est jamais transféré dans les eaux de surface. Cela peut être une hypothèse appropriée pour la plupart des produits chimiques organiques, ce qui peuvent être dégradés avant la résurgence des eaux souterraines que l'écoulement des eaux souterraines est lent, mais cette hypothèse peut représenter un biais important pour les métaux, qui ne sont pas biodégradables et peuvent voyager du sol dans les eaux souterraines par les couches de sol plus profondes, et finalement à l'eau douce. Le destin du métal peut donc ne pas être correctement traité dans USEtox. La plupart des aquifères et des nappes phréatiques sont interconnectés avec les masses d'eau douce et les mouvements d'eau entre les eaux souterraines et les eaux de surface constituent une voie majeure de transfert de substances chimiques entre les systèmes terrestres et aquatiques. En ne tenant pas compte du sort des métaux dans les eaux souterraines, le sort des métaux dans le sol est surestimé (qui apparaît comme le dernier compartiment où la majeure partie du métal rejeté dans le sol «disparaît») et le devenir du métal dans l'eau de surface est sous-estimée (car les métaux atteignant les eaux souterraines n'atteignent jamais potentiellement l'eau de surface dans le modèle). Après les précipitations, une fraction de l'eau de pluie s'infiltre à travers la surface terrestre et se déplace verticalement vers le bas jusqu'à la nappe phréatique. L'eau souterraine se déplace alors lentement à la fois verticalement et latéralement avec un écoulement tri-dimensionnel qui se déplace le long des trajets d'écoulement de longueurs variables allant des zones de recharge aux zones de décharge. Un bassin versant (analogue à un «bassin hydrographique» ou «bassin versant») est défini comme une zone de drainage des eaux de pluie jusqu'à ce qu'elle atteigne le même plan d'eau (une rivière, un lac ou l'océan). Les limites des bassins versants sont basées sur la topographie du sol et les cours d'eau. Le bassin versant peut être considéré comme le niveau de résolution géographique auquel toute goutte de pluie qui tombe sur le sol atteindra le même plan d'eau (et tous les contaminants transportés par ce courant d'eau). L'estimation du comportement des eaux souterraines nécessite une modélisation de l'interaction entre tous les processus importants du cycle hydrologique, tels que la couverture terrestre, le profil du sol, l'infiltration, le ruissellement, l'évapotranspiration, la fonte des neiges et les variations des eaux souterraines. La description quantitative des processus hydrologiques peut devenir très compliquée en raison de l'incertitude et de la complexité élevées des paramètres physiques sous-jacents. Cependant, dans le ACVI, l'évaluation des l'impacts toxiques est généralement réalisée en utilisant des modèles d'état d'équilibre simplifiés tels que USEtox. L'un des principes importants de USEtox est d'être parcimonieux et d'inclure uniquement les mécanismes environnementaux les plus pertinents. Par conséquent, l'intégration du transfert des contaminants dans les eaux souterraines dans ACVI devrait également être effectuée avec parcimonie dans une version adaptée de USEtox, permettant seulement de quantifier la masse de contaminant transférée du sol à l'eau de surface à l'état stationnaire, sans détails sur la voie du contaminant dans le compartiment de sous-sol/ des eaux souterraines et sur la cinétique des processus hydrologiques. L'objectif de la présente étude est de développer une telle version de USEtox pour calculer les facteurs de caractérisation écotoxicologiques des eaux souterraines (CF) pour un émission dans les sols, en tenant compte de la spéciation dans tous les compartiments environnementaux (sol, sous-sol et eau souterraine, eau douce) et de l'appliquer au cas du zinc. Pour le calcul du facteur de devenir (FF) et du facteur de caractérisation (FC) en considérant l'émission de Zn dans le sol, les calculs sont effectués en plusieurs étapes: d'abord, les coefficients de partage sol / eau du sol et du sous-sol sont calculés en utilisant le logiciel de spéciation WHAM7 pour toutes les différentes unités de sol et de sous-sol de la base de données mondiale harmonisée sur les sols (HWSD). Deuxièmement, des calculs de spéciation sont également effectués dans le compartiment d'eau douce, sur la base des données disponibles sur les propriétés de l'eau douce partout dans le monde et en utilisant le modèle de spéciation WHAM. Troisièmement, un système d'information géographique est utilisé pour recouper les unités de sol et les bassins versants afin d'obtenir des cellules géographiques (cellules de résolution native). Dans chacune de ces cellules, on considère que Zn a les coefficients de partage sol-eau pour les compartiment des sol et sous-sol correspondant à sa spéciation dans cettes compartiments et aussi que Zn a des coefficients de partage solide-eau suspendu et octanol-eau correspondant de sa spéciation dans l'eau pour cette bassin versant specifique. Quatrièmement, USETox est modifié en reliant a) le sol au sous-sol et au compartiment des eaux souterraines et b) le sous-sol et le compartiment des eaux souterraines au compartiment d'eau douce. Les facteurs de devenir du sol à l'eau (FFsw) pour chaque cellule de résolution naturelle sont calculés en utilisant ces coefficients de partage du sol, du sous-sol et du bassin versant dans la version modifiée d'USETox. Ces FFsw s spécifiques aux cellules de résolution native sont multipliées par des facteurs de biodisponibilité spécifiques (BF) et des facteurs d'effets (EF) pour générer des facteurs de caractérisation du sol (CFsw) pour toutes les cellules de résolution native disponibles dans le monde entier. Cinquièmement, les résultats obtenus à l'échelle de la résolution native sont agrégés à différentes échelles de régionalisation plus opérationnelles: bassin versant, pays, continent et niveau global, avec la détermination de la variabilité spatiale correspondante. Enfin, les résultats sont comparés aux valeurs par défaut calculées par USETox. Les facteurs de caractérisation régionaux de l'écotoxicité des eaux douces pour le zinc émis dans le sol ont une variabilité spatiale globale sur 3 ordres de grandeur et la valeur globale moyenne pondérée est dans le même ordre de grandeur que la valeur USETox par défaut (1,42 fois inférieure). La variabilité spatiale des facteurs de sort du Zn du sol à l'eau (FFsw) et des facteurs de caractérisation du Zn (CFsw) dans chaque bassin versant est quantifiée. Les résultats sont illustrés sur une carte du monde pour toutes les cellules de résolution native pour lesquelles des données sont disponibles. À l'exception de l'Europe, tous les FFsw et CFsw régionaux et continentaux ont varié de plus de 2 ordres de grandeur. Pour l'Europe, une variabilité spatiale de 3 ordres de grandeur est observée parce que (1) la variabilité spatiale de la spéciation régionale dans le sol est plus grande (2) des données régionalisées pour l'eau douce sont disponibles pour de nombreux sites à travers le continent ainsi que à une plus grande variabilité spatiale de la spéciation dans l'eau. L'une des principales limites de l'étude est la faible disponibilité des données régionalisées sur l'eau douce nécessaires à l'exécution du modèle de spéciation. Avec les données actuelles disponibles, la variabilité spatiale des CFs pour Zn à l'échelle continentale est proche de l'incertitude des CFs de l'USEtox (deux ordres de grandeur), ce qui signifie que l'utilisation d'un CF continentale semble un compromis raisonnable entre une collecte de données trop intensive et une évaluation d'impact imprécise.

Abstract

Life cycle assessment (LCA) is the assessment of environmental impacts of a product, process or service across its entire life cycle. This assessment is done based on a particular function of the product or process (for example: the function of drying hands for a hand dryer or providing cleaning service for a cleaning company). A product's life cycle can include the extraction of raw materials, energy acquisition, its production and manufacturing, use, reuse, recycling and ultimate disposal. All these stages in a product's life cycle result in the generation of wastes, emissions, and the consumption of resources. These environmental exchanges contribute to impacts such as, climate change, stratospheric ozone depletion, photooxidant formation (smog), eutrophication, acidification, toxicological stress on human health and ecosystems, depletion of resources, and noise pollution among others. LCA allows us to see where a product or service can be improved or manufacturing of new better products. Life cycle impact asssesment is the third phase of LCA in which the flow of materials associated with the product (or process) is translated into consumptions of resources and potential impacts to the environment. The purpose of the impact assessment phase is thus to interpret the life cycle emissions and resource consumption inventory in terms of indicators and to evaluate the impact on the entities that we want to protect. USEtox is a consensual life cycle impact assessment (LCIA) model developed within the UNEP-SETAC Life Cycle Initiative. The development of this model was an attempt to reduce the variability of different results obtained from using different LCA models. The model allows us to calculate CFs (ie the quantity of environmental impact per quantity of substance emitted) for human toxicity and ecotoxicity which is a product of Effect Factor (EF) and Fate factor (FF). Metal ecotoxicity is considered as poorly modeled by USEtox as the metal speciation is not included within the calculation framework. During the Clearwater consensus, the need to account for metal speciation has been identified as one of the key priorities by a group of experts to improve the ecotoxicological impact assessment of metals in LCA. The bioavailability factor (BF) is included within the definition of CF (CF= FF.BF.EF) which is the ratio of the true solution (free ions and ion pairs) metal concentration over total metal concentration. To be consistent with the inclusion of bioavailability factor in the CF, it was also recommended to include speciation while calculation the Effect Factor (EF). Currently, researchers use Free Ion Activity Model (FIAM) and Biotic Ligand Model (BLM) to predict the effect concentration of metal in aquatic environment accounting for the speciation. BLM uses a mechanistic approach that is based on the hypothesis that the metal–biotic ligand interaction can be represented like any other chemical reaction of a metal species with an organic/inorganic ligand. In the current version of USEtox, the soil compartment is considered as a sink for the substances: the fate of the fraction of contaminant that reaches the groundwater compartment through soil, “disappears” and is never transferred to the surface water. This may be an appropriate assumption for most organic chemicals, which may degrade before the resurgence of groundwater as the groundwater flow is slow. However, this assumption may represent an important bias for the metals, which are not biodegradable and may travel from soil to groundwater through the deeper soil layers, and ultimately to freshwater. The metal fate may therefore not be properly addressed within USEtox. Most of the aquifers and groundwater table are interconnected with the freshwater bodies and water movement between groundwater and surface water is a major pathway for chemical transfer between terrestrial and aquatic systems. By not considering the fate of metal through groundwater, the fate of metals to the soil is overestimated (which appears as the ultimate compartment where most of the metal emitted to soil “disappears” from the system when transferred to groundwater) and the fate of metal to the surface water is underestimated (as metals reaching the groundwater never potentially reaches surface water in the model). After precipitations, a fraction of the rainwater infiltrates through the land surface and moves vertically downward to the water table. The ground water then moves slowly both vertically and laterally with a three-dimensional flow, which moves along flow paths of varying lengths from areas of recharge to areas of discharge. A watershed (analogous with ‘drainage basin' or ‘catchment area') is defined as an area of land that drains down the precipitation until it reaches the same water body (a river, a lake or the ocean). Watershed boundaries are based on soil topography, watercourse and stream locations. The watershed can be considered as the geographical resolution level at which any raindrop that falls on the soil will reach the same water body (and so do all the contaminants transported by this water flow). Estimation of the groundwater behaviour requires modelling of the interaction between all of the important processes in the hydrologic cycle, such as land cover, soil profile, infiltration, surface runoff, evapotranspiration, snowmelt and variations in groundwater. The quantitative description of the hydrologic processes may become very complicated due to the high uncertainty and complexity in the underlying physical parameters. However, in LCIA, toxic impact assessment is generally conducted using simplified steady-state models such as USEtox. One of the important principles of USEtox is to be parsimonious and to include only the most relevant environmental mechanisms. Hence, the integration of the transfer of contaminant through groundwater in LCIA should also be done parsimoniously in an adapted version of USEtox, only allowing to quantify the mass of contaminant transferred from soil to surface water at steady state through groundwater, without details about the pathway of the contaminant in the subsoil / groundwater compartment and about the hydrologic processes kinetics. The objective of the present study is to develop such a version of USEtox to calculate regionalized freshwater ecotoxicity characterization factors (CF) for metal soil emissions accounting for the missing link from topsoil to freshwater though groundwater and considering speciation in all the environmental compartments (soil, subsoil & groundwater, freshwater) and to apply it to the case of Zinc. For the soil to water fate factor (FF) and characterization factor (CF) calculation considering Zn emission to soil, calculations are performed in several steps: first, the soil/water partitioning coefficients (Kd) for Zn in soil and in subsoil is determined using the WHAM7 speciation software for all the different soil and subsoil units from the harmonized world soil database (HWSD). Second, speciation calculations are also performed in the freshwater compartment, based on available data about freshwater properties all over the world and using the WHAM speciation model. Third, a geographic information system is used to intersect soil units and watersheds to obtain some geographical cells (native resolution cells). In each of those cells, it is considered that Zn has soil-water partition coefficients in the soil and subsoil compartments corresponding to its speciation in those compartments and that Zn also has suspended solid-water and octanol-water partition coefficients in the surface water compartment corresponding to Zn speciation in water within that specific watershed. Fourth, USETox is modified by linking a) the soil to the subsoil & groundwater compartment and b) the subsoil & groundwater compartment to the freshwater compartment. Fate factors from soil to water (FFsw) for each native resolution cell are calculated using these soil, subsoil and watershed level partition coefficients in the modified version of USETox. These native resolution cell specific FFsws are multiplied with watershed specific bioavailability factors (BFs) and effect factors (EFs) to generate soil to water characterization factors (CFsw) for all the native resolution cells for which data is available around the globe. Fifth, the results obtained at the native resolution scale are aggregated at different more operational regionalization scales: watershed, country, continent and global level, with the corresponding spatial variability determination. Lastly, the results are compared to the default values calculated by USETox. Regionalized freshwater ecotoxicity characterization factors for zinc emitted to soil have a global spatial variability over 3 orders of magnitude and the weighted average global value is in the same order of magnitude than the default USETox value (1.42 times lower). The spatial variability of the Zn fate factors from soil to water (FFsw) and of the Zn characterization factors (CFsw) within each watershed is quantified. The results are illustrated on a world map for all the native resolution cells for which data is available. With the exception of Europe, all the regional and continental FFsw and CFsw varied over 2 orders magnitude. For Europe, a spatial variability of 3 orders of magnitude is observed because (1) the spatial variability of regional speciation in soil is larger (2) spatial data for freshwater is available for many locations across the continent thereby leading to a higher spatial variability of the speciation in water. One of the main limits of the study is the low availability of regionalized freshwater data needed to run the speciation model. With the current available data, the spatial variability of Zn CFs at continental scale is close to the uncertainty of USEtox CFs (two orders of magnitude), meaning that using a continental level CF seems a reasonable compromise between a too intensive data collection and a too imprecise impact assessment.