水體酸化

20世紀50年代末最早在英國設菲爾德地區的沼澤地發現水體酸化。酸化水體已在加拿大、美國東部和瑞典、挪威南部大面積出現。中國西南地區也已發現酸化水體。這些地區已經或正在進行大規模的水體酸化污染防治工作。敏感水體酸化後會帶來各種不良生物後果。水體中某些有機物分解速度降低，使浮游生物的種類減少，導致某些微生物、無脊椎動物及魚減少，從而改變水生生態系統。此外，水體酸化後可能從土壤和水的分配網中溶解某些有毒物和有害金屬，從而引起一系列疾病。水體中高含量的鋁可損傷魚鰓，引起魚的大量死亡；高含量的鎘損害魚骨架，妨礙硅藻生長，還可通過食物鏈富集而危害食物鏈上層的有機體。地下水酸化可造成土壤和輸水管道系統的金屬溶出。

天然水體酸化表現為三個階段。

第一階段，水體中的重碳酸根濃度較高，輸入的酸可被重碳酸根所中和，pH沒有明顯地持續下降。

第二階段，水體平均pH低於5.5，隨着酸性物質的輸入，pH下降較快。

第三階段，水體pH穩定在4.5左右，此時腐殖質和鋁開始起作用，以阻止進一步酸化。腐殖質本身就是酸，但這時它不是向水體中釋放氫離子，而是從水中吸收氫離子。氫氧化鋁的溶解也抑制了pH進一步降低。在天然水體中，起緩衝作用的除水體中的溶解組分外，還有多相成分如黏土、碳酸鹽及各種沉積礦物。大多數天然水體保持近中性主要歸因於溶解碳酸物的存在，但水體中有機酸、鹼及其生物化學作用和均相、多相化學平衡都影響天然水體中的氫離子濃度。為評價水體酸化敏感性和研究水體酸化的規律，一些專家提出了各種方法和模型。主要有酸中和容量法、方解石飽和係數法、基岩暴露地質學法、酸化容量模型、Heriksen酸化模型、Trickle–down酸化模型、Birkenes模型、MAGIC模型、ILWAS模型、PLUS模型和RAINS模型等。 ^[1]