水和沉積物中石油烴的分析方法及污染特征研究進展

曹小聰,吳曉晨,徐文帥,熊曾恒,王晨野,胡珊瑚,胡斐*

1.海南省環境科學研究院 2.海口市環境科學研究院

石油是一種含有多種烴類(石油烴)及少量其他有機物(硫化物、氮化物、環烷酸類等)的復雜混合物，石油中石油烴含量占絕對優勢，總量達到90%。石油烴主要由3類化合物組成：即烷烴、烯烴和芳烴。其中烷烴成分最為復雜，可分為以下幾類：正構烷烴(直鏈烷烴)、異構烷烴(支鏈烷烴)、環構烷烴和難以分辨的復雜混合物(unresolved complex mixtures，UCM)[1-2]。目前，石油烴健康風險評價最常用的是美國總石油烴標準編制組的評價方式，其主要有3種評價指標：石油類、總石油烴(TPH)、單個石油烴組分[1]。然而，石油烴的劃分還未形成統一標準，如美國馬薩諸塞州分析標準(MADEP-EPH-04)將石油烴分為揮發性石油烴(C5～C8烷烴、C9～C12烷烴、C9～C10芳烴)和可萃取性石油烴(C9～C18烷烴、C19～C36烷烴、C11～C22芳烴)[3]；加拿大分析標準(CCME—2008)將石油烴分為C6～C10、C10～C16、C16～C34、>C344種餾分[4]；我國生態環境部分析標準將石油烴分為C6～C9和C10～C402類，不再區分烷烴和芳烴[5]。

在有機污染物中，石油烴通常以低濃度形式排入河流及海洋環境中[6-10]，如城市徑流、雨水、工業廢水或生活垃圾等。在特殊情況下，石油烴也會以較高濃度形式造成污染，如出現重大溢油事故等[11]。石油烴難溶于水，易吸附在微粒物質上，微粒物質在沉降過程中隨著河流的運動，逐漸遷移到入海口底部的沉積物中。隨著時間的推移石油烴會在水生生物中累積并產生生物富集效應[12-13]。石油烴本身可能不是人類的直接危害指標，但它會進入環境，通過食物鏈進入人體從而危害人類健康[14]。對石油烴的監測不僅可以評估水生系統的污染狀況，還可用于沿海水域和沉積物中污染物的來源跟蹤[15]，從而在源頭上減少石油烴對環境和人類健康的影響。

現有的石油烴提取方法在適用范圍、提取溶劑和校準標準上都有差異，不同的提取方法得到的結果有時會難以比較。例如，由于提取效率的差異，對同一樣品的定量結果可能產生較大偏差[14]。因此，了解石油烴分析方法之間的差異將有助于正確選擇適用方法，提高測試結果的準確性和可比性。為此，筆者綜述了水和沉積物中石油烴的分析方法，比較了各種方法的優缺點和適用范圍，總結了石油烴在全球范圍內水和沉積物中污染水平、分布情況以及影響因素。

1 水和沉積物中石油烴的提取方法

水和沉積物中石油烴的提取是分析其含量的重要步驟，一般通過有機溶劑萃取的方式，將環境介質中的石油烴轉移到有機相，再經過凈化處理后進行定量分析。

1.1 水樣

液-液萃取(LLE，EPA Method 3510C)是水樣中石油烴最常用的提取方法[16]。其他方法包括連續液-液萃取(CLLE，EPA Method 3520C)[17]、固相萃取(SPE, EPA Method 3535A)[18]、渦流萃取[19]、微萃取[20]等。LLE技術通過選擇合適的有機溶劑(如二氯甲烷)，用分液漏斗對樣品進行多次萃取，可獲得良好的回收率(75% ～103%)[21]，該方法操作簡單，但有機溶劑消耗大[2]；CLLE技術可以連續循環利用有機溶劑，基質加標回收率能達到95%～100%[22]，該方法適用于乳液狀的樣品，比傳統的LLE更耗時(18～24 h)，并且加熱提取過程中會造成部分揮發性有機物降解[2]；SPE技術將水樣通過一個含有填充物(如二氧化硅或氧化鋁)的固相柱，石油烴被富集在固相柱中，再用少量有機溶劑(如二氯甲烷)洗脫，該技術具有操作簡單、有機溶劑用量少、富集倍數高和不易乳化等諸多優點，且由于樣品轉移次數減少，該方法能避免交叉污染。SPE與LLE基質加標回收率相當(82.5%～91.1%)，但萃取效果不穩定，萃取效率取決于固相柱的填充物富集能力和水樣的純凈度，柱子易被水中懸浮物堵塞[23]。

1.2 沉積物樣品

沉積物樣品中的石油烴最常用的提取方法有索氏萃取[24]、超聲波萃取[25]、加壓流體萃取[25]、超臨界流體萃取[2627]和機械振動萃取[28]。

索氏萃取(EPA Method 3540[29]和3541[30])適用于沉積物中不易揮發和半揮發性有機污染物的提取，利用溶劑回流及虹吸原理，連續不斷地用有機溶劑萃取固體物質。該方法基質加標回收率為65%～80%[31]，具有節約溶劑的優點，但是連續加熱和回流時間長(16～48 h或更長時間)；此外，索氏萃取法要使用對分析物選擇性好、沸點低、易于純化和濃縮、毒性低的溶劑(如正己烷)[2,24]。

超聲波萃取(EPA Method 3550C[32])是使用范圍較廣的一種提取方法。該方法利用超聲波振動來加快樣品中石油烴轉移到有機溶劑，比索氏萃取法速度快，所需溶劑也相對較少[2]，具有簡便、價廉、快速、一次可同時提取多個樣品等優點；該方法基質加標回收率為60%～88%[25]，需要多次提取、換瓶、過濾處理每一個樣品，使得操作繁瑣[33]；同時其加標回收率受超聲波強度、超聲波頻率、提取時間、反應器形式、溶解氣體、溶液的溫度、表面張力、黏度、提取前樣品的浸泡時間等因素影響[33]。

加壓流體萃取(EPA Method 3545[34])的基質加標回收率(70%～95%[25])比索氏萃取法高，且應用范圍更廣。有機溶劑(如二氯甲烷或正己烷)在通過樣品前需加熱和加壓，以便快速有效地從樣品中提取石油烴；與傳統方法相比，該方法具有提取速度快、溶劑消耗量少、操作步驟簡化、分析物質損耗少等優點，可替代索氏萃取法和超聲波萃取法；由于提取過程在較高溫度下(一般110 ℃)進行，容易引入多種干擾物影響提取結果，所以通常提取后還需凈化處理[2,11,33]。

超臨界流體萃取(SFE)是美國國家環境保護局(US EPA)測定石油烴(EPA Method 3560[35])的標準方法。該方法是利用超臨界狀態下的流體(如CO2)作為萃取劑，對樣品中待測組分進行萃取，從而達到提取或分離的目的[2,26-27]；該方法基質加標回收率為71% ～95%[27]，能與氣相色譜、液相色譜等分析儀器聯用，可同步完成萃取和分離，縮短提取時間，提高分析速率；具有操作簡單、可實現自動化、選擇性好、分離效率高、不必使用有機溶劑等優點。

機械振動萃取比較簡單，適用于各種環境樣品中石油烴的提取；該方法基質加標回收率受到樣品類型的限制，重復性差，故未被列入US EPA批準的標準方法中[2,28,33]。

1.3 水-沉積物界面

以上提取方法大多使用傳統的主動采樣方式。主動采樣獲取的污染物濃度是瞬時值，是污染物在環境介質中現存化學形式的總濃度，而非污染物的自由溶解態濃度(即有效濃度或活性濃度)，從而難以準確反映污染物的生物效應或毒性效應。用主動采樣獲取的污染物濃度進行環境效應評估往往會導致結果偏高。而被動采樣技術(passive sampling techniques)可在不影響主體溶液情況下進行原位采樣，在幾天到幾個月內獲得污染物的時間加權平均濃度(time-weighted average concentration，TWA)，用于評估污染物的生物累積效應。其中，水-沉積物界面有機污染物被動采樣是近些年被動采樣技術的重要發展方向[36]。被動采樣器大多部署在港口、海灣以及近海岸靠近污染物排放源的地方，常用的采樣器有半透膜裝置(SPMD)、聚乙烯被動采樣器(PED)以及極性有機物綜合采樣器(POCIS)等[37]。Muijs等[38]為評估水-沉積物界面中水生蠕蟲對石油烴的生物利用度，使用聚甲醛(POM)-固相萃取(SPE)被動采樣器、聚二甲基硅氧烷(PDMS)-固相微萃取(SPME)被動采樣器、頂空(headspace)-SPME、Tenax提取和環糊精提取方法對沉積物-水界面的石油烴富集42 d，對比各方法提取出的石油烴濃度，結果表明POM-SPE被動采樣器富集的石油烴濃度最接近水生蠕蟲體內實際累積濃度。

1.4 提取方法的比較

每種提取方法都有其優缺點，其基質加標回收率、適用范圍和分析目的如表1所示。從水樣中提取石油烴最常用的方法仍然是液-液萃取法，因其裝置簡單、易于操作；超臨界流體萃取、加壓流體萃取等相關技術雖然越來越多地被用于沉積物中石油烴的研究，但這些方法都需要特定的儀器設備，試驗成本高，應用并不廣泛；而索氏萃取、超聲波萃取不需要昂貴的儀器設備，仍然是目前從沉積物中提取石油烴最為常用的方法；從水和沉積物中提取石油烴揮發性組分(C6～C9)時，宜采用吹掃捕集(EPA Method 5030[39]和5035[40])和頂空技術(EPA Method 3810[41]和5021[42])。此外，選擇合適的提取方法要根據分析要求，綜合考慮分析費用、耗時和操作的繁簡。

表1 石油烴常用提取方法比較Table 1 Comparison of common extraction methods of petroleum hydrocarbons

2 水和沉積物中石油烴的測定方法

許多傳統的測定方法可用于測量水和沉積物樣品中的石油烴濃度[45-46]。部分適用于現場篩選，如紫外和熒光分光光度法；部分適合實驗室使用，如重量法、紅外分光光度法和氣相色譜法。

2.1 重量法

重量法是一種不需要標準樣品就可以直接測定石油烴濃度的方法，用萃取劑將石油烴萃取出來，通過蒸發等手段使萃取劑揮發，最后稱量殘留組分即為樣品中石油烴的質量。US EPA開發了EPA Method 413.1[47]、EPA Method 1664A[48]2種重量法，2種方法都涉及到溶劑萃取、蒸發、稱量至恒重等操作，其中EPA Method 413.1不能分離極性有機物與石油烴；而后者在提取之前需添加適量硅膠以去除極性物質(如脂肪、染料、油脂、蠟和一些源自動物和植物的有機分子)，經重量法確定后的非極性物質即為石油烴，故該方法可分離極性有機物與石油烴；此外，該方法采用正己烷作為萃取溶劑，取代了EPA Method 413.1使用的三氯三氟乙烷(CFC-113，一級消耗臭氧的物質)，對環境更加友好。

雖然重量法操作簡單且經濟實用，不需要任何特殊的儀器，在早期得到了廣泛的應用，但該方法靈敏度較低，適用于分析高濃度樣品(水樣中濃度為5～1 000 mg/L，沉積物中濃度>500 mg/kg)，且溶劑蒸發時間長，易損失低分子量化合物，帶來測量誤差[2,33]。此外，重量法檢測中普遍存在的問題是溶劑蒸發不足，易對檢測結果產生正干擾。為了克服這一點，同時最大限度地減少加熱時間，Villalobos等[49]對EPA Method 1664A進行了改進，采用3次10 min的旋轉蒸發和1次30 min的真空干燥步驟，將60 mL萃取液蒸發完全，有效節省了成本和時間。

2.2 紅外分光光度法

EPA Method 418.1使用1,1,2-三氯-1,2,2-三氟乙烷(氟利昂113)或四氯甲烷(CCl4)從樣品中提取分析物，并用硅膠去除極性物質，然后從2 700～3 200 cm-1處測量吸光度，最后通過標準油系列的吸光度進行定量。一般來說，同一樣品經紅外光譜法測定的結果比重量法高，這主要由于后者的蒸發步驟導致揮發性組分的損失。該方法的優點包括消除了溶劑蒸發步驟、重復性好、準確度高、節省時間且相對簡單。然而，紅外光譜有時也并不能完全表明水或沉積物樣品中有石油污染，因為來自非石油來源的某些化合物(如腐殖酸或富里酸)可能在紅外范圍內產生很強的吸收能力，特別是在省略了凈化步驟的情況下，會產生假陽性結果，因此其應用也受到一定限制[2,33,50]。

2.3 紫外分光光度法和熒光分光光度法

紫外分光光度法(EPA Method 4030[55]和HJ 970—2018[56])是利用石油烴在紫外區有特征吸收來測定石油烴的濃度，帶有苯環的芳香族化合物的主要吸收波長為250～260 nm，帶有共扼雙鍵的化合物主要吸收波長為215～230 nm。由于所使用的溶劑在紫外區225 nm處易造成吸收，因此采用紫外分光光度法測定石油烴濃度時，合理選擇溶劑和定量波長尤為重要[57-58]；一般情況下以波長為254 nm的紫外吸光度為定量依據，能減少溶劑帶來的干擾。熒光分光光度法基于熒光強度在一定濃度范圍內與石油烴濃度成正比的原理來進行測定，石油烴中的芳香烴在290～310 nm紫外光的激發下，會在353～415 nm產生較強的熒光發射；同紫外分光光度法一樣，熒光分光光度法也只能測定石油烴中的特定組分，特別是能產生熒光的芳香族化合物。這2種方法操作較為簡單，常以毒性較低的正己烷作萃取劑，雖然靈敏度較高，但是只對芳烴類和烯烴類化合物測量效果較好，對直鏈烷烴、環烴測定效果不佳，用于測定總石油烴準確度不高[2,33]。

2.4 氣相色譜法

氣相色譜法(GC)是利用不同物質在固定相和流動相分配系數的差別，使不同化合物從色譜柱流出的時間不同，以達到分離的目的，因而具有很強的選擇分離性。為增強分析效果，GC一般與檢測器聯用，如氣相色譜-火焰離子化檢測器(GC-FID)[59]、氣相色譜-質譜聯用儀(GC-MS)[60]。

近幾年，我國對水和沉積物中石油烴濃度的測定已建立統一的標準分析方法，包括用于水的HJ 893—2017[61]和HJ 894—2017[62]，用于沉積物的HJ 1020—2019[63]和HJ 1021—2019[5]，均推薦使用GC。我國將GC測定石油烴組分的方法劃分為2類：1)利用頂空和吹掃捕集等技術富集石油烴中的易揮發性組分，通常為C6～C9的烴類；2)用溶劑萃取法提取石油烴中分子量稍高的組分，通常為C10～C40的烴類。GC可同時對多個組分進行定性、定量分析，其適用性優于重量法和紅外分光光度法。因此，GC有逐漸取代其他方法的趨勢。Nespeca等[59]開發出超快速氣相色譜-火焰離子化檢測器法(UFGC-FID)，用于測定石油烴組分(C6～C10、C10～C28和C28～C40)，該方法具有良好的靈敏度(0.02 mg/kg)、精密度(7%)和回收率(70%～130%)，且分析時間只需5 min，比傳統方法(40 min)更快、成本更低 。

與重量法和紅外分光光度法不同，GC對飽和以及不飽和的碳氫化合物均有較好的響應，靈敏度高，可以檢測沸點為175～525 ℃的物質，涵蓋了石油烴類主要成分[45]。US EPA專門針對揮發性和半揮發性有機物開發了EPA Method 8015D[64]，該方法可用于成分復雜的石油烴組分測定，使定量結果更具代表性，且儀器操作簡單，精密度好[45]；另外，US EPA開發的2種GC-MS方法(EPA Method 8270E[65]和EPA Method 625.1[66])在選擇離子模式(SIM)下，可以檢測復雜基質中濃度極低的化合物。Sanches等[67]使用GC-MS同時分析沉積物中總石油烴、脂肪烴、UCM和正構烷烴，檢出限達到1.4～6.2 μg/kg。Scarlett等[60]通過具有飛行時間質譜的全面二維氣相色譜(GC×GC-TOFMS)對加勒比海底石油中的UCM構成進行了分析。此外，通過GC×GC-TOFMS獲得的高分辨率的質譜圖，可鑒定出包括分子化石(生物標志化合物)在內的許多化合物。

2.5 測定方法的比較

國內外已開發多種水和沉積物中石油烴的標準分析方法，主要有我國生態環境標準、US EPA方法系列、馬薩諸塞州環境保護局MADEP-EPH-04[3]、國際標準化組織標準ISO 16703—2011[68]等(表2)。上述幾種檢測方法按測定組分可分為2類：1)石油類或者總石油烴的測定方法，主要為重量法和紅外分光光度法。重量法靈敏度低，適合測定含高濃度石油烴的樣品，而紅外分光光度法適合測定含低濃度石油烴的樣品，但易受到非烴類有機物的干擾。2)石油烴各組分的測定方法，主要為紫外分光光度法和熒光分光光度法。2種方法的靈敏度較高，比較適合測定含微量石油烴的樣品，且多用于以芳烴和烯烴形式存在的組分。因其具有設備簡單、操作快捷等優點，可作為便攜式現場設備，但現場篩選結果還需使用非現場試驗設備進行驗證[33]。而GC既可以檢測總石油烴濃度，也可以檢測石油烴特定組分濃度，其中總石油烴濃度的檢測多采用 GC-FID，即通過計算C10～C40所有色譜峰的峰面積(包括鼓包面積)作為總石油烴的峰面積進行定量，石油烴中特定組分(如正構烷烴和芳烴)的濃度檢測多采用GC-MS。因氣相色譜法(GC-FID和GC-MS)適用性優于其他方法，目前在國內外都有逐漸取代其他方法的趨勢。

表2 石油烴常用測定方法比較Table 2 Comparison of common determination methods of petroleum hydrocarbons

3 水和沉積物中石油烴的污染特征

3.1 水中石油烴的污染特征

表3列出了世界各地水中石油烴的檢測結果。由表3可見，檢測結果的范圍為未檢測出(ND)～1 581 541 μg/L，其中最高值出現在澳大利亞新南威爾士州[87]，低污染濃度(0.05～4.13 μg/L)出現在泰國灣和馬來西亞半島東海岸[74]。據報道，1979年6月，在墨西哥灣石油產量最高的Ixtoc-1號油井發生了世界上第一次巨大的意外井噴，超過相當于340萬桶的原油泄漏[80]，使之后幾年該海域石油烴濃度達5～106 000 μg/L。2010年4月，“深水地平線”(Deepwater Horizon)鉆井平臺的一口油井在該地區發生了另一起漏油事故，大約相當420萬桶石油泄漏，該事故持續了大約87 d，3年后對該事故現場的研究結果表明，石油烴水平明顯偏高(60 000～260 000 μg/L)[81]。歐盟對河口和港口水域的石油烴最高限值為300 μg/L，而世界各地許多水體中石油烴濃度遠超此限值，意味著水體中的石油烴受人為輸入的影響[33]。由表3可見，澳大利亞新南威爾士、墨西哥灣和尼日利亞尼日爾三角洲地區的石油烴水平比其他地區高，可能是由于這些地區正在進行石油勘探活動所致[28,78,80-81,87]。

表3 世界各地的水中石油烴污染水平[33]Table 3 Levels of petroleum hydrocarbons pollution in water around the world [33] μg/L

Li等[57]研究了1996—2005年中國渤海灣海水中總石油烴的時空分布，通過熒光分光光度法定量分析了10年間480個來自16個站點的海水樣品中總石油烴的濃度；結果表明該海域總石油烴濃度變化很大，范圍為23.7～508 μg/L，海水中的總石油烴濃度隨季節變化表現為冬季>春季>夏季；結果還顯示出1996—2005年所有站點的總石油烴濃度在穩步下降。Faustorilla等[87]通過GC-FID法分析了澳大利亞新南威爾士某加油站基地地下水中總石油烴濃度，發現該地區地下水中石油烴各組分濃度從大到小依次為C10～C14(66～1 546 000 μg/L)、C15～C28(216～22 762 μg/L)和 C29～C36(105～2 103 μg/L)。因為汽油主要分布在C6～C10，柴油主要分布在C10～C28，所以該加油站基地的石油產品是石油烴的主要污染源。

3.2 沉積物中石油烴的污染特征

表4列出世界各地沉積物中石油烴污染水平。由表4可見，石油烴濃度在沉積物中普遍比水中高，范圍為ND～16 500 mg/kg，低污染濃度(ND～1.71 mg/kg)來自波斯灣北部的海岸線和紅樹林[96]，高污染濃度(300～16 500 mg/kg)來自珠江口[89]。在中國的一些河口[88-90]、北非的休達港[100]、巴西的S?o Gon?alo海峽[67]、英國的Clyde河口[106]，沉積物中石油烴濃度都偏高。聯合國環境規劃署規定的沉積物中石油烴限值為10 mg/kg，但大多數國家都超過了該限值。這表明全球淡水和海洋水生環境中的石油烴污染正在加劇，主要來自于人類活動和石油泄漏，如城市化及工業活動可將濃度增至10～1 000 mg/kg，而溢油地點的濃度通常超過3 000 mg/kg[33]。此外，與世界其他洲相比，石油烴主要分布在亞洲，這可能歸因于許多亞洲國家較豐富的原油資源。

表4 世界各地的沉積物中石油烴污染水平[33]Table 4 Levels of petroleum hydrocarbons pollution in sediment samples around the world mg/kg

通常，因為石油的來源不同，所以石油烴中的UCM碳數范圍也不同。在某些情況下，當樣品具有多種石油污染源時，色譜圖中就會發現多個UCM峰。Peng等[89]對中國珠江口的研究表明，表層沉積物中總石油烴的濃度為300 ～16 500 mg/kg，其中UCM濃度占總石油烴的42%～81%；石油烴組分呈雙峰特征分布，其峰值位于C16～C18和C29～C31；總石油烴和UCM的濃度基本呈現由近岸向遠岸遞減的趨勢，在河口內以及靠近海底排污口的地方都檢測到高濃度的總石油烴和UCM。Sanches等[67]對巴西S?o Gon?alo 海峽沉積物中總石油烴(脂肪烴、UCM和正構烷烴)進行了GC分析，譜圖呈雙峰分布，在C13～C20(UCM Ⅰ峰)和C21～C35(UCM Ⅱ峰)之間存在正構烷烴和UCM；同時研究表明該地區城市徑流受正構烷烴源和生物源長期污染，證實了城市徑流對城市排水系統、Patos潟湖河口區和其他水資源有影響。

4 展望

分析石油烴的關鍵在于樣品的提取，特別是提取方法和提取試劑的選擇。其中，水樣的提取常用液-液萃取，而沉積物樣品常用索氏萃取、超聲波萃取；石油烴濃度的測定分為總石油烴濃度的測定和石油烴組分濃度的測定，氣相色譜法因二者都適用，已成為分析石油烴的主要發展方向；對于總石油烴濃度的測定，當樣品中石油烴濃度較高時首選重量法，濃度較低時可采用紅外分光光度法；紫外分光光度法和熒光分光光度法則多用于測定石油烴中以芳烴和烯烴形式存在的組分，由于其靈敏度較高，比較適合測定含微量石油烴的樣品。

水和沉積物中石油烴污染主要分布在亞洲。石油泄漏、工業廢水排放和城市徑流是石油烴污染水平升高的主要原因。因此，應采取措施使這些影響因素在全球范圍內最小化。石油烴是一類龐大的化合物，石油烴的劃分還未形成統一標準，在以往的研究中，通常以總石油烴為主要研究對象，對石油烴各組分研究較少，但石油烴各組分的結構和物理化學性質會極大地影響其環境行為。因此，未來應深入研究石油烴各組分在水生系統中的時空分布特征、來源、生物毒理和吸附遷移規律。