【环境工程专业】【毕业设计-文献综述-开题报告】杭州湾石油类的测定和评价(DOC 54页)

【环境工程专业】【毕业设计+文献综述+开题报告】杭州湾石油类的测定和评价 （20届） 毕业论文 杭州湾石油类的测定和评价 摘要：通过对嘉兴近岸海水进行采样调查，采用紫外分光光度计测定海水中石油类的含量，运用单因子污染评价法对海水中石油类污染的现状进行评价。结果表明：嘉兴近海岸海水的石油类的含量为0.34-0.46mg/L，平均值为0.39mg/L。以嘉兴南北湖水背景值作为评价标准时，石油类的污染指数变化范围为0.94-1.28，以国家海水水质质量标准一级标准作为评价标准时，石油类的污染指数变化范围在0.68-0.92。分析表明，石油类含量与pH值和浊度不存在线性关系。 关键词：海洋；石油类；污染指数； Abstract:Seawater samples around Jiaxing coastal were selected and ultraviolet spectrophotometer was used to estimate concentration of oil. Based on the data of monitoring the offshore water in Jiaxing, this paper carries on the present condition assessment in this area with methods of single factor index. The results showed that: The concentration of oil in the offshore water in Jiaxing is between 0.34-0.46mg/L, the average is 0.39mg/L. By the Nanbei lake background values of the evaluation criteria, oil pollution index ranged of 0.94-1.28. By The forth class stander of National seawater environmental quality standards as evaluation criteria, Cr pollution index in the 0.68-0.92 range. The oil content of seawater was no linear correlation with pH value and turbidity. Keywords: Seawater; oil; Pollution Index; 目 录 1 绪论 1 1.1 石油污染污染概述 1 1.2 石油的基本概述 1 1.2.1 石油的简介 1 1.2.2 石油的生成和分布 2 1.2.3 石油的用途 3 1.3 海洋石油类污染的现状与来源 4 1.4 石油污染的影响 5 1.4.1 存在形式 5 1.4.2 溢油入海后变化过程 5 1.4.3 石油污染危害 12 1.5 海洋石油污染的防治 13 1.6 研究区域概况 17 1.6.1 地理简况 17 1.6.2 历史形成 18 1.7 立题背景 18 2 实验部分 19 2.1 实验流程 19 2.2 分析方法 19 2.2.1 海水样品基本理化性质分析 19 2.2.2 海水样品中石油类的测定 20 2.3 实验内容 21 2.3.1 研究区域的选择 21 2.3.2 样品的采集 21 2.3.3 实验仪器与试剂 24 2.3.4 实验方法 24 3 结果与分析 27 3.1 实验结果 27 3.2 结果分析 27 3.2.1 石油类污染评价 27 3.2.2 石油类污染原因分析 28 4 结论 30 参考文献 31 附录一 中华人民共和国国家标准 海水水质标准 33 致 谢 41 1 绪论 1.1 石油污染污染概述 石油是工业的“血液”。随着我国国家经济的发展，石油的重要性越来越突出，消耗量与日俱增。石油污染是指石油开采、运输、装卸、加工和使用过程中，由于泄漏和排放石油引起的污染，主要发生在海洋。石油类物质进入海洋后，将在海面上形成一张巨大的”膜”。可通过扩散、蒸发、溶解、乳化、光降解以及生物降解和吸收等进行迁移、转化。油类可沾附在鱼鳃上，使鱼窒息，抑制水鸟产卵和孵化，破坏其羽毛的不透水性，降低水产品质量。油膜形成可阻碍水体的复氧作用，影响海洋浮游生物生长，破坏海洋生态平衡。同时石油类物质中含有一定的毒性物质，海洋生物吸收后会导致变异甚至死亡，而且毒性物质会长期存在于这些生物体内。此外还可破坏海滨风景，影响海滨美学价值。因此，重视海洋石油类污染，科学的对其进行控制管理迫在眉睫。 1.2 石油的基本概述 1.2.1 石油的简介 石油，也称原油，是一种粘稠的、深褐色（有时有点绿色的）液体。地壳上层部分地区有石油储存。石油的性质因产地而异，密度为0.8~1.0克/厘米3，粘度范围很宽，凝固点差别很大（30~ -60°C），沸点范围为常温到500°C以上，可溶于多种有机溶剂，不溶于水，但可与水形成乳状液。它由不同的碳氢化合物混合组成，组成石油的化学元素主要是碳（83%~ 87%）、氢（11%~14%），其余为硫（0.06%~0.8%）、氮（0.02%~1.7%）、氧（0.08% ~ 1.82%）及微量金属元素（镍、钒、铁、锑等）。由碳和氢化合形成的烃类构成石油的主要组成部分，约占95%~99%，含硫、氧、氮的化合物对石油产品有害，在石油加工中应尽量除去。不过不同的油田的石油的成分和外貌可以区分很大。石油主要被用作燃油和汽油，燃料油和汽油组成目前世界上最重要的一次能源之一。石油也是许多化学工业产品如溶剂、化肥、杀虫剂和塑料等的原料。今天88%开采的石油被用作燃料，其它的12%作为化工业的原料。由于石油是一种不可更新原料，许多人担心石油用尽会对人类带来的后果。 在中东地区-波斯湾一带有丰富的储藏，而在俄罗斯、美国、中国、南美洲等地也有很大量的储藏。石油的常用衡量单位桶为一个容量单位，即42加仑，折合约158.98升。因为各地出产的石油的密度不尽相同，所以一桶石油的重量也不尽相同。一般地，一吨石油大约有7桶。轻质油则为7.1-7.3桶不等。 1.2.2 石油的生成和分布 研究表明，石油的生成至少需要200万年的时间，在现今已发现的油藏中，时间最老的可达到5亿年之久。在地球不断演化的漫长历史过程中，有一些”特殊”时期，如古生代和中生代，大量的植物和动物死亡后，构成其身体的有机物质不断分解，与泥沙或碳酸质沉淀物等物质混合组成沉积层。由于沉积物不断地堆积加厚，导致温度和压力上升，随着这种过程的不断进行，沉积层变为沉积岩，进而形成沉积盆地，这就为石油的生成提供了基本的地质环境。目前有以下几种成油理论： 生物成油理论：大多数地质学家认为石油像煤和天然气一样，是古代有机物通过漫长的压缩和加热后逐渐形成的。按照这个理论石油是由史前的海洋动物和藻类尸体变化形成的。（陆上的植物则一般形成煤。）经过漫长的地质年代这些有机物与淤泥混合，被埋在厚厚的沉积岩下。在地下的高温和高压下它们逐渐转化，首先形成腊状的油页岩，后来退化成液态和气态的碳氢化合物。由于这些碳氢化合物比附近的岩石轻，它们向上渗透到附近的岩层中，直到渗透到上面紧密无法渗透的、本身则多空的岩层中。这样聚集到一起的石油形成油田。通过钻井和泵取人们可以从油田中获得石油。地质学家将石油形成的温度范围称为“油窗”。温度太低石油无法形成，温度太高则会形成天然气。虽然石油形成的深度在世界各地不同，但是“典型”的深度为四至六千米。由于石油形成后还会渗透到其它岩层中去，因此实际的油田可能要浅得多。因此形成油田需要三个条件：丰富的源岩，渗透通道和一个可以聚集石油的岩层构造。 非生物成油理论：非生物成油的理论天文学家托马斯??戈尔德在俄罗斯石油地质学家尼古莱??库德里亚夫切夫（Nikolai Kudryavtsev）的理论基础上发展的。这个理论认为在地壳内已经有许多碳，有些这些碳自然地以碳氢化合物的形式存在。碳氢化合物比岩石空隙中的水轻，因此沿岩石缝隙向上渗透。石油中的生物标志物是由居住在岩石中的、喜热的微生物导致的。与石油本身无关。在地质学家中这个理论只有少数人支持。一般它被用来解释一些油田中无法解释的石油流入，不过这种现象很少发生甲烷成油理论：地球上的所有元素都无一例外地经历了类似现在太阳上的核聚变的过程，当碳元素由一些较轻的元素核聚变形成后的一定时期里，它与原始大气里的氢元素反应生成甲烷，随着温度下降，氧气变得越来越活泼，它氧化、聚合了甲烷形成了石油分子，由于长时间的氧化、聚合，石油分子越来越大，形成了大量的近似沥青的物质，当早期地球频繁的火山熔岩喷发在沥青上时，由于熔岩密度大，沉入石油底部对其隔绝空气加强热，导致碳氢键断裂，释放氢气，形成煤炭。（一部分石油分子不是甲烷经氧化、聚合而形成的，它们是在地球温度较高时，由碳、氢直接形成不饱和烃聚合而成的）该理论是由中国安徽宣城溪口农民李六四自发、自费研究地震十七年（截至2010年），他认为：地震是由地幔中核变的及时效应造成的。煤炭是石油演变产生的，石油是天然气演变产生的。溶洞是因为液体受热转化成气体，其膨胀压力造成的，地球生物是在早期地球的液态有机硅中诞生并进化而来的。其理论学说为《地球热核演变说》。 他的学说有可能成为后人了解地球、地震等的理论基础。但是，由于条件、知识的局限某些内容尚在研究、完善中。 原油的分布从总体上来看极端不平衡：从东西半球来看，约3／4的石油资源集中于东半球，西半球占1／4；从南北半球看，石油资源主要集中于北半球；从纬度分布看，主要集中在北纬20°-40°和50°-70°两个纬度带内。波斯湾及墨西哥湾两大油区和北非油田均处于北纬20°-40°内，该带集中了51.3%的世界石油储量；50°-70°纬度带内有著名的北海油田、俄罗斯伏尔加及西伯利亚油田和阿拉斯加湾油区。 1.2.3 石油的用途 石油经过加工提炼，可以得到的产品大致有以下四种用途： （1）石油燃料 石油燃料是用量最大的油品。按其用途和使用范围可以分为如下五种： （一）点燃式发动机燃料有航空汽油，车用汽油等。 （二）喷气式发动机燃料（喷气燃料）有航空煤油。 （三）压燃式发动机燃料（柴油机燃料）有高速、中速、低速柴油。 （四）液化石油气燃料即液态烃。 （五）锅炉燃料 有炉用燃料油和船舶用燃料油。 （2）润滑油和润滑脂润滑油和润滑脂被用来减少机件之间的摩擦，保护机件以延长它们的使用寿命并节省动力。它们的数量只占全部石油产品的5%左右，但其品种繁多。 （3）蜡、沥青和石油焦 它们是从生产燃料和润滑油时进一步加工得来的，其产量约为所加工原油的百分之几。 （4）溶剂和石油化工产品 后者是有机合成工业的重要基本原料和中间体。 1.3 海洋石油类污染的现状与来源 ××105t/a，以后数量逐年上升[1]。 ×104km2。沿海省份（自治区、直辖市）中河北、天津、福建、浙江、上海的油污染较重，烟台近岸、湄州湾、厦门近岸重点海域的含油量已超过2类海水水质标准[2]。而根据2001年中国海洋环境质量公报显示，当年我国近岸海域海水石油烃类实测值范围为未检出～1.27mg/L，样品超标率18.0%，其中浙南、营口、盘锦海域均有样品超过1类海水标准14倍以上。与2000年相比，全国近岸海域海水中石油烃类平均浓度和样品超标率均有所上升；渤海和东海的浓度值上升，黄海和南海的浓度值有所下降；16个重点区域石油烃类浓度升高或持平，17个重点区域稍有降低[3]。据2002年中国海洋环境质量公报显示，2002年我国近岸海域污染范围较上年略有扩大，污染依然严重，但严重污染海域范围有所减小，其中石油类的污染程度明显减轻[4]。 海洋中的石油烃类按来源可分为：自然来源（约占8%）和人类活动来源（约占92%）；按输入类型又可分为慢性长期输入和突发性输入[5]。具体各项如表1.1所示。 表1 海洋石油类污染的来源 突发性输入 海洋源 海上石油开采 钻井正常、违章排放 人类活动来源 船舶正常、违章排放 事故性输入 钻井泄漏 船舶受损泄漏 慢性长期输入 大陆源 沿海地区排放 大陆径流输入 含油大气 木材类燃烧产生 矿物燃料燃烧产生 海底、大陆架渗流 天然来源 含有沉积岩缺损 1.4 石油污染的影响 1.4.1 存在形式 石油烃类在海洋中的存在形式有3种：①漂浮在海面的油膜；②溶解分散态，包括溶解和乳化状态；③凝聚态残留物，包括海面漂浮的焦油球和沉积物中的残留物[6]。石油进入海洋后，首先在海面扩散形成油膜[5]。油膜的寿命取决于当时当地的海空动力因素、地理状况、海洋环境的化学和生物因素、油的物理化学性质及油的数量等。随油膜的扩散和风、波、流的作用，油膜越来越薄，然后通过物理、化学过程发生转化，部分蒸发，部分转化成溶解态和乳化态，其残留物凝固成固体颗粒，进而发生各种降解沉淀。 1.4.2 溢油入海后变化过程 短期上看，分散于水体中的石油烃类会受到溶解、分散和凝聚等迁移作用。据联合国环境规划署（UNEP）资料，若泄漏到海面的初始石油量为100单位，则在10天后有25单位离开海面进入大气，30单位漂浮在水面上或随潮贴岸，40单位分散在水体中，另约5单位发生化学转化，溶解的约0.3单位，进入底部沉积物的约占0.1单位[5]。从长期考虑，主要是光化学氧化、降解，生物富集、降解，吸附与沉淀进入沉积物3大类转化降解过程起作用。以下是溢油入海后的具体变化过程： （1）自身扩展过程 溢油发生后，油膜由于自身扩展作用，迅速向四周扩散开。扩展的前提条件是溢油的倾点要低于周围的水温，同样当油层变薄和破裂为碎片可以认为机械扩展停止了[7]。在平静的海况下，油膜厚度随溢油面积扩大而减小，最终达到最小厚度10?2~10?3cm[8]。 油膜自身扩展的持续时间较短，大约为数十分钟到数小时，大规模的溢油可持续数小时，甚至十几小时。在此期间，由于油膜很厚，剪切流、湍流的紊动作用不足以破坏油膜的连续性，使其分散，因此水流紊动效应对油膜扩展的影响并不明显。随着油膜自身扩展的进行，油膜越来越薄，在水体紊动作用下开始分散，紊动扩散成为油膜扩散最主要的方式[9]。Fay[10]首先提出平静海面油膜为圆形扩展，提出了油膜扩展的重力-惯性力平衡阶段、重力-黏性力平衡阶段和表面张力-黏性力平衡阶段三阶段理论。后来研究表明[11]，风和海流对油膜扩展具有重要作用，同时溢油本身性质（如黏度和密度等）变化也会对溢油扩展产生影响。 当有表面海流的时候，溢油只是在入海的瞬间成近圆形，经过一段时间后油层的厚度逐渐减小，并在薄层海流的作用下朝着水流方向扩散呈椭圆形，此时油膜的扩散由重力-惯性力阶段逐渐过渡到表面张力-黏性力阶段。在表层海流的拖曳力作用下，溢油沿水流方向的扩散速度增加而向两侧的扩散速度逐渐减小，流速减小，溢油沿纵向（漂流方向）的扩散速度越小，相应的横向扩散速度就大，油膜带呈短而宽，反之油膜呈长而窄[12]。 以往的研究者在处理风场对于溢油的影响时，都是认为风场主要对溢油的漂移有影响，一般给定一个经验的风力因子，而关于风对于油膜扩展所作的贡献没有得到相应考虑。实际上，风对油膜的扩展有影响，而油膜的扩展情况直接决定了溢油污染的区域的大小，所以尤其要对这一影响因素作深入的研究[13]。 （2）漂移过程 当油膜扩散到最大面积后，在海洋破碎波的作用下破裂成碎块，并脱离连贯的油膜随水流继续漂移。漂移是溢油在风的切应力、表层及此表层流合成的环境动力作用下的拉格朗日漂移过程，是控制表面油层和悬浮油层输运的主要过程。取决于溢油质量中心的运动轨迹，与扩散及溢油量无关，其漂移速度、方向与表层水相同，受风速和海面流速影响[14]。漂移模拟在整个溢油动态模拟中占据着最重要的地位，只有精确的模拟漂移，才能够对溢油水体的油团进行准确的跟踪、定位，这是迅速清除溢油污染、最大限度降低对环境危害程度的先决条件。 前人通过风水槽溢油实验[13]，研究了不同风、水流组合情况下溢油的漂移情况。结果表明，当只有风场时，风速的增加明显的加快了油膜的漂移。当风场和水流共存且同向时，漂移的速度加快，当风场和水流共存且反向时，漂移速度减缓，漂移方向视风速大小和水流速度的大小而定。 （3）蒸发过程 蒸发作用是溢油风化的主要过程之一和溢油质量传输过程的主要部分。蒸发过程可以控制大气蒸气浓度和对周围环境的毒性威胁程度，可以改变液体的物理、化学和毒物学特征，尤其容易改变密度，黏度和低分子量物质的百分含量[15]，因此了解蒸发过程有助于残留量的预报、应急决策的制定和环境损害的评估等。 当前对于蒸发的物理化学过程研究很少，一是因为溢油是由上百种组分组成，不同油种之间组分千差万别；二是由于以往的研究往往侧重单一液体如纯水的蒸发，对于溢油等多组分复杂碳氢化合物的研究鲜有报道，因此如今溢油蒸发的研究工作是从最简单的纯液体蒸发特征入手，随后拓展到对多组分系统的蒸发过程的分析。 在正常海洋环境条件下，n-C14以下的组分很快挥发，n-C18以上的组分不易挥发，多保留在水体中。通常溢油发生一周后将蒸发掉四分之一到三分之一的成分。对于轻质的精炼油，例如汽油、柴油，几乎全部蒸发或者分散到水体中。许多参数，包括温度，风速，太阳辐射，油膜厚度和油类组分等参数都控制油类的蒸发率[16]。最近的研究表明，影响蒸发的最主要因素是水体温度和溢油时间[17]。 溢油是复杂的碳氢化合物，而蒸发速率与油的成分是密切相关的。在现有的数学模型中模拟蒸发过程的方法主要有单组分法和多组分法两种。单组分法是根据经验对每种油给出一套相应的油蒸发速率曲线。多组分法是将油假设为多种碳氢化合物组成的混合物，对各个单独组分别计算然后求出总的油蒸发速率。不管怎样，油的组分变化范围很大，要精确地区分各个组分几乎不太可能，一般是将油的组分化成几个性质相近的区间。研究表明这个方法可以对油蒸发给出合理的评估。两种方法都是由Mackay[18]和他的同伴提出的。在实验室条件下，后一种方法得出更优的结果。由于现场实际蒸发量很难测量，而现场条件与实验条件有区别，现在还无法验证这些计算方法的准确度。 （4）乳化过程 随着油膜的不断扩展，油膜面积逐渐增大，厚度不断减小，在风切应力、湍流、波浪等作用下，油膜被分散，此时乳化开始发生[9]。乳化是指溢油和水混合在一起，经过扰动作用（人工搅动或自然环境中风、流、浪的扰动），油粒子不断向水相分散，同时水滴也不断侵入油相，形成油包水或水包油乳化物。乳化作用对于清理决策的制定具有重要作用。并不是所有溢油都会乳化，许多溢油都要在蒸发过程或光化学氧化进行到一定程度后才会乳化，许多学者认为溢油中蜡质、胶质和沥青质的含量对于油膜是否乳化起关键性的主导作用。当前并没有合适的算法来预测海面油膜乳化，一方面是因为尚不了解乳化的基本机理，另一方面是因为尚不清楚如何定量海洋中发生乳化所需能量的大小。除非这两个问题得以解决，不然将难以形成来预测海洋中油类的乳化。如今的研究是通过控制定量油品在小范围内特定环境温度条件下进行实验，据此来预测形成稳定乳化物的条件和时间。在外海条件下，一般认为一旦油类风化到这个水平，在几个小时内将会迅速地发生乳化，试验结果也与这个假设比较吻合[19]。 乳化作用主要动力来自海面搅动，受风速、波浪、环境温度、油的厚度、风化程度等因素的影响。波浪决定油水混合方式并提供能量，但目前的技术还不能确定乳化开始时所需的最小能量[20]；温度影响沥青质的溶解、沉积状态，低温有利于乳化的形成；但温度对蜡的固化也有着一定的影响，过低的温度使其趋于絮集而不易乳化；乳化是通过波浪对油膜反复的拉伸和堆积，使油水混合并将水夹带入油中的过程，油层油膜越薄越有利于乳化；Daling[21]研究发现，黏度高的较重的油易形成更稳定的乳化物，这可能归因于沥青质、蜡、胶质高的含量；水的盐度也有一些影响，盐离子可能构成乳化表面的双电结构，起稳定剂作用，因此在淡水中不易形成乳化物。 乳化物最重要的性质是其稳定性、黏性、密度。关于稳定性的定义，一般是把乳化物在给定时间（如5天）放置后分离出来水的百分率（20％或10％）作为其稳定性判断指标，据此判断的乳化物类型及各种类型的性质如表1所示。完全乳化的稳定乳化物中含有80%~90%的水分，乳化物黏度和稳定性不仅与水含量有关，而且还与油滴的大小有关。随着时间的流逝和油水混合的加剧， 虽然总的含水量变化不大，但由于油滴逐渐变小，使得油水接触面积变大，故有利于形成稳定更具黏性的乳化物。在对于原油的一系列实验中，Eley等1988年发现乳化率可以看作是接触面积而不是水含量的函数。 表2 乳化物类型 项目 稳定乳化物 半稳定乳化物 不稳定乳化物 寿命 无限 7 d 1d 水含量 70%~75% 30%~90% 0%~50% 沥青质含量 7% 3%~7% 3% 外观 红褐色 黑到褐色 可在黑油中看见水 和新鲜原油的黏度比较 ×1000 ×100 相同或略高 黏弹性 有黏弹性 大多数有黏性 有黏性 零剪切黏度 高 略高 低 （5）溶解过程 当石油进入海洋后，在不断蒸发的同时，石油的溶解过程也开始进行。溶解是油在一定能量的搅动下，形成油粒均匀进入水体的过程。目前尚无被广泛认可的计算溶解量的方法，但是一般认为油的溶解量要小得多，与蒸发量相差2～3个数量级，对整个溢油的质量平衡计算影响很小，因此一些溢油预测系统忽略此过程，但由于溶解多是有毒的芳烃，所以在环境影响预测中溶解量的计算又很重要。 溢油的溶解程度取决于溢油排放源的位置，如海上平台油井发生溢油，溢油在上浮过程中，大部分低分子芳香烃组分溶解在水中，其中尤以苯类烃最明显，溢油层下水中的苯含量一般大于100mg/L。溢油中单个组分的溶解受控于油/水分配系数M值，而不单受纯组分溶解度的制约。另外，溶解和时间也有一定的规律可循，溢油最大溶解浓度发生在事故后的8~12h内，然后溶解呈指数直线下降，这表明挥发和水团运动影响了溶解过程。以总芳烃为例，在开阔海域发生溢油几小时内，水中芳烃浓度可达0.01~0.lmg/L，由于水团的运动和扩散，浓度很快降低[8]。 （6）分散过程 当水体中油类的分子溶解性非常小时，海浪将驱使溢油中的小油滴进入水体。如果油滴足够小，水体的自然湍流将会阻止溢油重新形成油膜，就像空气中的湍流会使得灰尘颗粒在空气中悬浮一样，这个过程叫做分散[20]。分散是溢油形成油粒进入水中进而分解、消失的重要过程。分散主要受海况的制约，波浪越大，则分散程度越高见表3。 表3 溢油的自然分散比率（%）[8] 海浪情况 每天失去溢油的百分量（%） 1~3d 4~5d 6d以上 小浪 10~30 5~15 0~5 中浪 20~40 10~20 0~7 大浪 30~50 20~30 0~10 特大浪 40~60 25~35 0~10 自然分散包括以下三个主要过程：（1）成粒过程，即在海浪的作用下，油膜粉碎后形成油粒的过程；（2）分散过程，油粒在海浪的作用下进入水体的过程；（3）油粒在油膜内的聚合过程。多种相关物理-化学和以上过程的关系见表4。实验表明，油膜厚度越小，越易形成分散度较好的小油粒。油/水界面张力既影响溢油的成粒过程，也影响聚合过程，但不影响油粒在水体中的分散，油/水界面张力越小，越易形成油粒，增加分散度。密度和黏度影响溢油的自然分散过程，溢油的密度越大，油水之间的差异越小，小油粒越易形成，分散程度越高。 表4 油膜性质对自然分散的影响[8] 油膜厚度（减小） 油/水界面张力（减小） 密度（减小） 黏度（减小） 成粒 增加 增加 减小 增加 分散 增加 ? 减小 ? 聚合 减少 减小 增加 ? （7）沉降过程 溢油进入水体后，少部分油粒子会与水体中的泥沙等颗粒以及浮游动物、微生物、细菌等发生吸附作用一起沉降下来。溢油的沉降速度随水中的油浓度和附着物（悬浮颗粒）的含量而变化，因为吸附过程的沉淀作用与作为核的颗粒物的性质有关。另外，生物地球化学区和生物降解及其他化学反应的相继产生也会造成沉淀。由于浅海区涡动混合较甚，碎屑物质丰富，动力作用明显，可以在浅海区特别是在潮间带区容易发生沉淀。 目前，定量研究沉淀过程的工作还不多。大都是定性地描述或进行简单规律性的实验。了解海洋沉积物对石油成分的吸附过程，对海洋环境的影响，特别是探讨溢油污染对底栖生物的影响是极其重要的。目前溢油沉降过程尚不能准确预测，在溢油行为应急预测中，通常不予考虑。 （8）光氧化过程 溢油进入海洋环境后，在油膜表面充足的氧气供给和强烈的阳光照射下，它的某些成分与氧分子结合，发生光氧化反应形成了新的含氧物质。由于氧分子的进入，其极性，表面张力，表面活性都发生变化，其物理性质也在改变，如颜色、黏度、比重和表面张力。溢油在海洋环境的氧化，主要受阳光和温度的控制，其氧化速度随溢油的品种、照射光的强度、海水温度的不同而异。一般轻质油比重质油氧化速度快。在光化学过程中，紫外光是最重要的因素，在含有紫外光的照射下，其光源越强，温度越高，氧化速度越快。 溢油中的碳氢化合物进行光氧化反应的包括直接光解和通过水体中的致敏物质所激发的光解反应两种[22]。光氧化过程是一个更加缓慢的过程，对该过程定量研究非常困难。因为溢油是一个复杂的混合物，其氧化产物也是一个复杂的混合物，对于这样一个复杂的混合物，如果不经分离处理，很难一起测定氧化的各个成分。必须通过不同的分离手段和各种不同的吸附方法，才可能粗略地鉴别出几种主要的氧化产物。 Hanson[23]发现了烃主要氧化产品是脂肪酸、芳香酸及少量的醇和酚。在Amoco Cadiz溢油经太阳辐射后所产生的光氧化产物为硫茚亚砜，而对1991年的海湾战争中溢油的光氧化产物分析得知为蒽。溢油的光氧化对海洋环境的污染和生物的危害被许多人所忽视。研究发现，溢油中多环芳烃及其光氧化产物被认为是溢油毒害作用的最重要来源，但定量的影响因子至今尚不清楚[24]。溢油的光氧化产物，包括脂肪酮、芳香酮、醛、羧酸、脂肪酸、酯、环氧化物、硫氧化物、酚类、酐、鲲，脂肪醇和芳香醇等都具有生物毒性[22]。 （9）生物降解过程 生物降解是溢油风化的重要过程之一，此过程对于溢油中不易蒸发成分的去除具有十分重要的意义。一般来说，直链烃类最容易被降解，研究表明C44的烃类也能够被降解，通常C10~C26范围内的烃类都可以被降解。与直链烃类相比，支链烃类就稍微难于降解，其中的高度支链化的异戊类烃类就更难降解了。环烷烃类对生物降解有很强的抵抗力，复杂的脂肪环状化合物，如藿烷和甾烷几乎被认为是溢油中最难被降解的化合物[25]。Atlas[26]的研究结果表明，生物降解速度与环境温度、盐度、pH、营养盐（包括磷、铁、铵、硝酸盐和亚硝盐）等因素有关。其中，环境温度的影响尤为显著。溢油污染物的结构越复杂，其降解速率越慢，中间代谢产物积累的机率越大。因此，石油污染物在海洋中存留的时间的长短与其结构、数量及环境因素都紧密相关。 原油的大多数成分都是可以降解的，但是要定量描述生物降解过程确实很困难。最常用的方法是跟踪一个降解成分和一个相对缓慢的降解成分，经典组合是：十七烷和异十八烷，十八烷和植烷，然而由于异十八烷和植烷能够稍微降解，所以这个方法只是在生物降解的初期有意义。为了更加准确地定量生物降解，特别是当异十八烷和植烷被降解后，选用难以被生物降解的17α（H），21β（H）藿烷作为内标[27]。藿烷最初是由蓝细菌合成，因此它被认为是地球上最丰富的化学有机种，由于其丰富性和难降解性，选作生物降解的内标最合适不过了。 图1进入海洋环境中的石油转化和归宿 1.4. 石油污染危害 （1）生态危害： （一）影响海气交换。油膜覆盖于海面，阻断O2、CO2等气体的交换。O2的交换被阻碍导致海洋中的O2被消耗后无法由大气中补充，CO2交换被阻首先破坏了海洋中CO2平衡，妨碍海洋从大气中吸收CO2形成、盐缓冲海洋pH值的功能，从而，破坏了海洋中溶解气体的循环平衡。 （二）影响光合使用。油阻碍阳光射入海洋，使水温下降，破坏了海洋中O2、CO2的平衡，这也就破坏了光合作用的客观条件。同时，分散和乳化油侵入海洋植物体内，破坏叶绿素，阻碍细胞正常分裂，堵塞植物呼吸孔道，进而破坏光合作用的主体。 （三）消耗海水中溶解氧。石油的降解大量消耗水体中的氧，然而海水复氧的主要途径大气溶氧又被油膜阻碍，直接导致海水的缺氧。 （四）毒化作用。石油中所含的稠环芳香烃对生物体呈剧毒，且毒性明显与芳环的数目和烷基化程度有关。首先大分子化合物的绝对毒性很高，而在水中，低分子类由于具有很强的水溶性和后续的很大生物可利用率，也表现出剧烈毒性影响。烃类经过生物富集和食物链传递能进一步加剧危害。有证据表明烃类有致突变和致癌作用。而慢性石油污染的生态学危害更难以评估。 （五）全球效应。考虑到大洋是大气中CO2的汇，石油污染必将加剧温室效应，也可能促使厄尔尼诺现象的频繁发生，从而间接加重“全球问题”。 （六）破坏滨海湿地。石油开发等人为活动导致我国滨海湿地丧失严重。据初步估算[5]，我国累计丧失滨海湿地面积约219万公顷，占滨海湿地总面积的50%。例如，双台子河口1987年天然芦苇湿地面积为6.04万公顷，2002年减少为2.4万公顷，15年间减少了60.3%，芦苇天然湿地丧失幅度高于全国平均水平。由于滨海湿地消失，许多鸟类等珍稀动物的生存受到严重威胁。 （七）经多学科综合性研究石油烃类污染对海洋生态学效应的影响，产生共识，不同种类的生物和生物所处生长阶段对不同烃类的敏感和反应变化很大，生态系中存在着对烃类敏感或脆弱的环节；受损的生态系可以缓慢恢复，但需数年或数十年时间。 （2）社会危害： （一）石油污染对渔业的危害。由于石油污染抑制光合作用，降低溶解氧含量，破坏生物生理机能，海洋渔业资源正逐步衰退，我国近海渔业年产量逐年下降，部分鱼类濒临灭绝。烃类对于新兴的海洋养殖业的伤害也不可忽视，一则被污染水域使养殖池无法正常换水，其恶劣水质也会促使养殖对象大量死亡，滩涂贝类也因污染大量死亡。被烃类玷污的鱼、虾、贝类带有臭味，失去食用价值[29]。 （二）石油污染刺激赤潮的发生。据研究在石油污染严重的海区，赤潮的发生概率增加，虽然赤潮发生机理尚无定论，但应考虑石油烃类在其中的作用。 （三）石油污染对工农业生产的影响。海洋中的石油易附着在渔船网具上，加大清洗难度，降低网具效率，增加捕捞成本，造成巨大经济损失。而对海滩晒盐厂，受污海水无疑难以使用。对于海水淡化厂和其他需要海水为原料的企业，受污海水必然大幅增加生产成本。 （四）石油污染对旅游业的影响。海洋石油极易贴岸而玷污海滩等极具吸引力的海滨娱乐场所，影响滨海城市形象。 1.5 海洋石油污染的防治 目前国际上通行的治理及回收石油的技术、方法分类推荐如下[7]： （1）物理处理法 目前利用物理方法和机械装置消除海面及海岸带油污的效率最高，但对于厚度小于0.3cm的薄油层和乳化油效果较差。 （一）清污船及附属回收装置。回收装置种类很多，其适用范围不完全相同，常根据溢油状况、海况、清污船功能选用设备。但随海况和气象条件的变化，其回收能力变化较大，条件越恶劣，工作效率越低甚至一无所获，因而本法常用于良好海况。 （二）围油栏。当石油泄漏到海面后，首先用围油栏将其围住，防止其扩散，然后再处理、回收。围油栏具有滞油性好，随波性强，抗风浪，使用方便，坚韧牢固，易于维护，生物不易附着等性能。围油栏不仅能防止油在水平方向扩散，也能很好将其汇聚，但当原油蒸出轻组分形成残留物后，亦可在垂直方向扩散，此时，可用围油圈在垂直方向堵截，本法在海况恶劣时使用困难，效果也差，一般仅用于海湾。 （三）吸油材料。吸油材料具有亲油憎水性，可在其表面吸附石油，然后通过回收吸油材料方式回收石油。其原料包括高分子材料、无机多孔物质和纤维等。 （四）磁性分离。美国研究出亲油憎水的磁性微粒，当将它撒播在被污海域，则威力迅速溶于油中而使油呈磁性并被磁性、回收装置清除。 （2）化学处理法 化学处理法有传统化学处理法和现代化学处理法。传统化学处理法为燃烧法，即通过燃烧将大量浮油在短时间内彻底烧净，费用低廉，效果好。但该法也存在不利的一面：不完全燃烧会放出浓烟，其中包括大量芳烃，它们也会污染海洋、大气，且在近岸使用危险甚大。该法多用于外海。现代化学处理法指用化学处理剂改变海中油的存在形成，使其凝为油块为机械装置回收或乳化分散到海水中让其自然消除。本法多用于恶劣海况、气象条件下大面积除油，化学处理剂包括4 类： （一）乳化分散剂（又称消油剂）。目前应用最广泛的处理剂，适于0.05cm厚度以下油膜。其工作原理是将油粒分散成几μm大的小油滴，使其易于和海水充分混合并利于海水中的化学降解和生物降解的发生，从而达到除油的目的。分散剂包括2部分：界面活性剂（促进油乳化形成O/W型乳化液，并分布在油滴界面，防止小油滴重新结合或吸附到其他物质上）和溶剂（溶解活性剂并降低石油黏度，加速活性剂与石油的融合）。活性剂主要为非离子型（常用脂肪酸、聚氟乙烯酯、失水山梨醣醇）；溶剂则用正构烷烃等，这些物质毒性低，不易形成二次污染。消油剂的优势在于使用方便，不受气象、海况影响，是恶劣条件下的首选，但它只易处理中低浓度油，且使用时有必要考虑它本身的毒性（要考虑对整个食物链的影响）。 （二）凝油剂。可使油凝成黏稠物直至油块或本身可吸油形成一种易于回收的凝聚物的物质，适于厚度0.05～0.3cm的油膜。其工作原理依品种不同各不相同。如山梨醣醇衍生物类凝油剂对油有先富集再成胶的作用，对轻质油、薄油层均有效，毒性也低；而天然酯类凝油剂撒在油膜上后形成的油包水乳状液黏度高，可用机械方法除去。采用凝油剂的优点是毒性低，溢油可回收，不受风浪流影响，能有效防止油扩散，配合使用围油栏和回收装置可提高他们的效率。 （三）集油剂。一种防止油扩散的界面活性剂，相当于化学围油栏。工作原理是其所含表面活性成分可大大降低水的表面能，改变水油空气三相界面张力平衡，驱使油膜变厚，达到控制油膜扩散的作用。但随油膜厚度增加其效果下降。它对薄油层先汇聚后抑扩散，对1～1.5cm厚度的油层仅能控制扩散，而对厚油层只能降低扩散速度，且每隔一定时间就需追加投料1次，在使用后要及时用物理方法回收。集油剂的活性成分为不挥发的失水山梨醣醇酯、十八碳烯醇等，而溶剂则用低分子醇、酮类。这些成分毒性低，在良好气象条件下特别适用于内海薄油层的清除。 （四）沉降剂。它可使石油吸附沉降到海底，但这样会将油污染带到水域底部，危害底栖生物，一般仅在深海区使用。 （3）生物处理法 在天然环境中存在一些具有降解石油烃类的噬油微生物，它们也是石油烃类的自然归宿之一。所谓生物处理法，即是人工选择、培育，甚至改良这些噬油微生物，然后将其投放到受污海域，进行人工石油烃类生物降解。在自然环境中细菌、真菌、酵母菌、霉菌都能参与烃类降解。在海洋中细菌和酵母菌为主要降解者。目前发现超过700种菌类参与降解。微生物的降解速度与油的运动、分布、形态和体系中的溶解氧含量有关。使用生物降解法的优点在于迅速、无残毒、低成本，是目前研究的重点。微生物降解石油烃的速率主要与微生物的种类和数量及其介质的温度有关，还与石油组分的性质和分散的程度有关，分散程度大，降解的速率也大。 （a）海洋中降解石油烃的微生物种类与分布特点 ①海洋中降解石油烃的微生物种类 国外在20世纪40年代就开展了细菌降解油污的研究[29-31] ，中国这方面的研究始于20世纪70年代末期。研究表明，在海洋中存在着大量能够降解石油的微生物，它们的种类组成和土壤、淡水中降解石油微生物有很大不同。据报道能够降解海洋石油污染物的微生物有200多种，分属于70个属，其中细菌40个属[32]。 ②海洋中降解石油烃微生物的分布特点 海洋中石油降解微生物的分布特点为近海、海湾等石油污染严重的地区，石油降解微生物的数量亦多。在远洋，石油降解微生物的数量和石油的多少无关，而与细菌数量多少有关，即海水中养分多则细菌数量多，相应地石油降解微生物也多。因此在外洋由于营养贫乏，石油降解微生物很少，一旦受到污染，不容易很快消除，后果较为严重。降解石油烃微生物通常生长在油水界面上，而不是油液中。 （b）石油烃微生物降解机理 石油是链烷烃、环烷烃、芳香烃以及少量非烃化合物的复杂混合物。烷烃的代谢机理是脱氢作用、羟化作用和氢过氧化作用。通常正烷烃的生物降解是由氧化酶系统酶促进行的，也可以直接脱氢形成烯，烯再进一步氧化成醇、醛，最后形成脂肪酸；或链烷烃氧化成为一种烷基过氧化氢，然后直接转化成脂肪酸。有的微生物还可以通过亚末端氧化，形成仲醇，再依次氧化成酮、酯，酯水解形成伯醇和脂肪酸，再进一步氧化分解。一些微生物能将烯烃代谢为不饱和脂肪酸并产生某些双键的位移或产生甲基化，形成带支链的脂肪酸，再进行降解[33]。 环烷烃在石油馏分中占有较大比例，是石油烃中难于受到微生物攻击的烃类。环烷烃没有末端甲基，它的生物降解原理和链烷烃的亚末端氧化相似，混合功能氧化酶氧化产生环烷醇，然后脱氢形成酮，进一步氧化得内酯，或直接开环，生成脂肪酸。 苯与短链烷基苯在脱氢酶及氧化还原酶的作用下，经二醇的中间过程代谢成邻苯二酚和取代基邻苯二酚，后者可在邻位或间位处断裂，形成羧酸。 多环芳烃在原油中的含量虽然只占0.1%左右，但由于其潜在毒性、致癌性及致畸诱变作用，因此它们在环境中的行为和归宿不容忽视。多环芳烃的降解首先通过微生物产生的加氧酶，进行定位氧化反应。真菌产生单加氧酶，加氧原子到苯环上，形成环氧化物，然后，加入H2O产生反式二醇和酚。细菌产生双加氧酶，加双氧原子到苯环上，形成过氧化物，然后氧化成顺式二醇，脱氢产生酚。代谢产生的物质一方面可以被微生物利用合成细胞成分，一方面也可以氧化成CO2和H2O[34]。 （c）海洋石油污染的生物修复技术 20世纪80年代末美国在ExxonVadez油轮石油泄露的生物修复项目中，短时间内清除了污染，治理了环境，是生物修复成功应用的开端，同时也开创了生物修复在治理海洋污染中的应用[35-37]。石油污染的海面和海滩通常可采用以下3种方式进行生物修复：投加表面活性剂，增加石油与海水中微生物的接触面积；投加高效降解石油的微生物，增加微生物的种群数量；投加N、P等营养源，促进土著微生物对石油的降解。由于表面活性剂可能具有毒性并在环境中积累，引入高效降解菌不能对土著微生物保持长久的竞争优势，同时也会引起相应的生态和社会问题，不同学者对是否应该投入高效微生物以及高效微生物是否在生物修复中起作用意见不一、分歧较大，因此对投加营养盐进行石油污染海洋环境生物修复研究相对较多[36,38-39]。目前，国外开发的营养盐主要有3种形式[40] ： ①缓释型。该类型营养盐具有合适的释放速率，通过海潮可以将营养物质缓慢地释放出来。 ②亲油型。亲油肥料可使营养盐“溶解”到油中，在油相中螯合的营养盐可以促进细菌在表面生长。 ③水溶型。该类产品会被海水溶解，可以解决下层水体及沉积物的污染问题。 海洋石油污染物的微生物降解是一个复杂的过程，受石油组分与理化性质、环境条件以及微生物群落组成等多方面因素的制约，N和P营养的缺乏是海洋石油污染物生物降解的主要限制因子。在海洋石油污染物生物降解基础上发展起来的生物修复技术，在海洋石油污染治理中发展潜力巨大，并且已经取得了一系列成果，引起了众多学者的关注，但目前仍然存在一些问题，如见效慢，受理化及环境因子影响较大，前期研究困难且费用昂贵，毒性和安全性问题等。本文认为以微生物降解为基础，配合使用不会影响生物生长、繁殖的化学处理剂，将更好的处理海洋中的石油，这些都应是今后需要深入研究和改进的地方。 1.6 研究区域概况 杭州湾位于中国浙江省东北部，西起澉浦―西三闸断面，东至扬子角―镇海角连线。有钱塘江注入，是一个喇叭形海湾。湾口宽约95千米，自口外向口内渐狭，到澉浦为20公里。海宁一带仅宽3千米。自乍浦至仓前，七堡至闻家堰一带水下形成巨大的沙坎（洲），长130千米，宽约27千米，厚约20米。北侧金山卫一乍浦之间的沿岸海底有一巨大的冲刷槽，最深约40米。 1.6.1 地理简况 杭州湾底形态自湾口至乍浦地势平坦；从乍浦起，以0.1～2‰的坡度向西抬升，在钱塘江河口段形成巨大的沙坎。杭州湾北岸为长江三角洲南缘，沿岸深槽发育；南岸为宁绍平原，沿岸滩地宽广。 湾底的地貌形态和海湾的喇叭形特征，使这里常出现涌潮或暴涨潮。杭州湾以海宁潮（钱塘潮）著称，是中国沿海潮差最大的海湾，历史上最大潮差曾达8.93米（澉浦）。湾外为舟山群岛。 1.6.2 历史形成 杭州湾的形成与长江三角洲的伸展和宁绍平原成陆密切相关。泥沙以海域来沙为主，其中长江来沙对杭州湾的形成起着重要作用。物质以颗粒匀细的细粉沙为主，极为松散，抗冲能力小。冰后期海侵以来，长江三角洲的南沙嘴曾伸展到王盘山。 公元3～4世纪后，由于长江流域山地大量开发，固体径流增多，使三角洲迅速向东发展，湾口东移。湾口地形改变使外海潮流愈益受到约束，促进潮流强度增加，从而又引起湾内地形的改变。杭州湾中，涨潮主流多经王盘山北，北岸岸线缓慢后退；落潮主流一般经王盘山南，因流速沿程降低，南岸发生淤积。两岸局部皆有海塘围护。湾域潮汐能源甚丰。湾口王盘洋为舟山渔场的一部分，两侧海涂已逐步围垦利用。航运条件较好，沿北岸深槽可通航万吨海轮。孙中山曾拟在此建东方大港。乍浦陈山码头和杭州湾口南岸甬江口镇海港可泊海轮。杭州湾畔海盐县建有中国第一座自行设计和建造的秦山核电站。 1.7 立题背景 21世纪是海洋的世纪，海洋开发将成为当代我国重要的经济增长点。但自上世纪我国经济起飞以来，环境保护（尤其是海洋环境）、废弃物无害处理未能跟上经济发展的步伐，以至于到本世纪初我国相当面积海域的环境质量恶化，严重阻碍了沿海地区工农业及海洋产业的可持续发展。石油烃类作为众多海洋污染物中毒性最大的物质之一，其危害已波及全球；目前，石油烃类已被联合国环境规划署（UNEP）列为重点监控对象之一。而造成污染的原因主要体现在：石油的海上运输频繁使海上溢油事故发生几率增大；港口装卸油作业频繁，存在溢漏油的隐患；油轮的大型化增添了发生重大海上溢油事故的可能性，提高了溢油处理的难度；海上油田石油勘探开发中的泄漏和采油废水排放等。石油类污染物的危害主要表现在对人和动物、土壤、和天然水体的危害和影响，石油类物质中的芳香烃类物质对人体的毒性较大，尤其是双环和三环为代表的多环芳烃毒性更大，可以通过呼吸、皮肤粘膜接触、食用含污染物的食物等途径都可能把这些物质引入人体，影响人体多种器官的正常功能，引起的症状包括：皮肤、肺、膀胱和阴囊癌症、接触性皮炎、皮肤过敏、色素沉着和痤疮。就我国而言，石油烃类污染的蔓延应对我国近年海洋生物资源大幅萎缩的情况担负不可推卸的责任，这也直接导致了国民对海洋石油烃类污染的逐步重视。 2 实验部分 2.1 实验流程 采集水样→酸化萃取→紫外分光光度计测定 2.2 分析方法 2.2.1 海水样品基本理化性质分析 海洋溢油在各种环境因素的作用下，会发生复杂的物理、化学和生物变化过程。这些过程可以归结分为三大类：扩展、漂移和风化。扩展过程是指海面油膜由于其自身的特征而导致的面积增大油膜厚度减小的过程；漂移过程是在海洋环境动力因素作用下，溢油的迁移运动，包括水平方向的漂移、扩散以及垂直方向的参混、悬浮过程；风化是指能够引起溢油组成性质改变的所有过程，它主要包括蒸发、溶解、乳化、光化学氧化、生物降解、颗粒物的吸附和沉降及生物降解作用等。在这些变化过程中海水的理化性质（如pH、温度、盐度、密度、黏度、浊度以及和油水界面张力等）对其也有很大影响。 （1）海水pH值的测定 pH是表示溶液酸碱度的一种指标，理论上pH是氢离子活度的负对数，即pH -lgaH+。常用的测量方法有比色法和酸度计法。比色法测量是以含有指示剂的标准缓冲溶液制作标准色列，据水样显色后的颜色确定其pH值，测量精度较差。目前比较精确的pH测量都需要用电化学方法，就是根据能斯特公式，用酸度计测量电池电动势来确定pH。该方法常用pH玻璃电极为指示电极（接酸度计的为负极），饱和甘汞电极为参比电极（接酸度计的正极），与被测溶液组成电池。pH的测量是相对的，每次测量的pH试液都是与其pH最接近的标准缓冲溶液进行对比的，测量结果的准确度首先决定于标准缓冲溶液pHs值的准确度。水样的贮存容器可用聚乙烯塑料瓶或硬质玻璃瓶，测定海水pH水样用量为50mL。 （2）浑浊度、悬浮物样品 浊度是表现水中悬浮物对光线透过时所发生的阻碍程度。水中含有泥沙、粉尘、微细有机物、浮游动物和其他微生物等悬浮物和胶体物都可以使水中呈现浊度。可用浊度计来测定。浊度计发出光线，使之穿过一段样品，并从与入射光呈90°的方向上检测有多少光被水中的颗粒物所散射。这种散射光测量方法称作散射法。任何真正的浊度都必须按这种方式测量。浊度计既适用于野外和实验室内的测量，也适用于全天候的连续监测。可以设置浊度计，使之在所测浊度值超出安全标准时发出警报。 2.2.2 海水样品中石油类的测定 （1）样品的酸化与萃取 准确测定海洋石油类的一个重要环节。进行海洋石油类测定的海水样品需当场酸化与萃取。现场空白样要做相同处理。如果不能及时测定，应将石油醚萃取液密封避光贮存于0℃左右的冰箱中，有效期20d。 （2）海水石油类浓度的测定 （一）重量法 用正己烷萃取水样中的油类组分，蒸除正己烷，称量难挥发的萃取物的重量，计算水样中含油浓度。适用于污染源等高浓度的废水和港湾中沉积物等石油烃污染严重区域的样品测量。它的优点是不受油标的限制。缺点是手续繁杂、误差较大。 （二）紫外分光光度法 水体中油类的芳烃组分，在紫外光区有特征吸收，其吸收强度与芳烃含量成正比。水样经正己烷萃取后，以油标准作参比，进行紫外分光光度测定。测量从海水中萃取出的共轭聚烯烃（225nm）和芳烃（254nm），适用于测定近岸海水和废水以及沉积物等样品，它的优点是易操作， 缺点是受油标的限制。 （三）荧光分光光度法 海水中油类的芳烃组分，用石油醚萃取后，在荧光分光光度计上，以310nm为激发波长，测定360nm发射波长的荧光强度，其相对荧光强度与石油醚中芳烃的浓度成正比。可以测量萃取物中的不饱和化合物、芳烃类物质，它的优点是易操作，对于测量低浓度的样品非常有利，但油含量除受油标的限制外，还取决于激发波长和发射波长以及萃取与蒸发等过程，适宜于测定大洋水和受油污染较轻的海水以及生物体内石油烃与沉积物等，尤其是测量生物样品中的石油烃时，受色素干扰小，操作省时又简便。 （四）红外法 用四氯化碳萃取水中的油类物质，测定总萃取物，然后将萃取液用硅酸镁吸附，经脱除动植物油类等极性物质后，测定石油类。总萃取物和石油类的含量均由波数分别为2930cm-1（CH2基团中C―H键的伸缩振动）、2960cm-1（CH3基团中的C―H键的伸缩振动）和3030cm-1（芳香环中C―H键的伸缩振动）谱带处的吸光度A2930、A2960、A3030进行计算，动植物油类的含量按总萃取物与石油类含量之差计算。优点是一般不受油标准的限制，缺点是灵敏度低，主要用于石油炼制业废水、污染源和船舶油水分离结果的测定。 （五）填充柱气相色谱法 可用于测定样品中的总烃、单一的正构烷烃以及正构烷烃和异戊二烯的比率，但分离效果差。 （六）石英玻