石油烴污染底泥的理化性質及酶活性研究

于一雷 ，徐衛剛 ，郭嘉 *，馬牧源

1. 中國林業科學研究院濕地研究所，北京 100091；2. 濕地生態功能與恢復北京市重點實驗室，北京 100091

石油化工是我國經濟發展的重要能源和基礎原材料產業。我國第二大油田——勝利油田坐落于黃河三角洲地區，依托石油資源，大量石油化工產業如煉油廠、化工廠和石化企業蓬勃發展。石油化工產業促進經濟發展的同時，也會產生大量石油化工廢水。主要包括生產過程的工藝廢水和非工藝廢水。其中，工藝廢水主要來自水洗、汽提、冷凝、減壓蒸餾、渣油加氫脫硫、催化裂化、柴油加氫、加氫裂化、氣分、聯合芳烴、汽油加氫等多個石油煉制工序；而非工藝廢水主要來生活過程（趙洪兵，2015）。煉油廢水污染物主要包括石油類、硫化物、氨氮、化學需氧量、酚類化合物、懸浮物等，其水質主要與水量、原油種類、煉油廠生產工藝和規模有關。化工廠由于原料種類多、工藝復雜、產品多樣化，導致廢水中污染物的組分比單純的煉油廢水更加復雜，主要為難降解（苯類、烷烴、芳香烴等）和有毒有害有機物（油類、酚類、胺類、酯類、氰類和含硫有機物等）（齊曉巍等，2008）。

作為持久性有機污染物的石油烴對土壤及水生態系統造成了嚴重影響（Yeung et al.，2011）。較高的疏水性導致石油烴與土壤/沉積物中顆粒產生緊密結合（Parrish et al.，2005；Luepromchai et al.，2007），且導致較高的蓄積能力和低生物利用度（Karthikeyan et al.，2001；Dindar et al.，2015）。石油烴污染明顯影響微生物數量、多樣性、活性以及關鍵生物過程（Maliszewska-Kordybach et al.，2003；Schloter et al.，2003）。酶活性是微生物的重要表征參數，也是生態系統穩定性及健康的重要指標（Brohon et al.，2001；Dindar et al.，2015）。酶活性與微生物活性、生物量等密切相關。同時它參與有機物降解等生物地球化學循環過程（Eibes et al.，2006；Topa? et al.，2009）。因此，酶活性可以作為碳氫化合物等污染的敏感指標（Wolińska et al.，2016）。微生物群落對石油烴的長期污染會產生耐受性，并且在污染生態恢復中起到重要作用（Lin et al.，2009）。研究表明微生物受到石油烴初期污染脅迫過后，其呼吸強度和酶活性增加，以及特定微生物種群增加，污染物將作為微生物的碳和能量來源，從而逐漸分解污染物（Chibuike et al.，2013；Dindar et al.，2015）。比如氧化還原酶參與頑固性有機物的氧化降解，可反映出微生物活性和種群的相關信息（Ueno et al.，2007；Dindar et al.，2015），脲酶活性可反映有機氮化合物的礦化潛力（Dindar et al.，2015）。因此，對理化性質和酶活性監測可以在微生物種群的變化之前，能起到早期預警作用（Lin et al.，2009；Dindar et al.，2015）。石油烴氫化合物，特別是原油和機油對海洋和淡水藻類的影響已有大量的研究，但是對底泥中土著微生物和酶活性的研究較少（Dindar et al.，2015）。

黃河三角洲地區河流一直面臨來自采油和煉化過程的石油污染威脅（張建偉等，2012）。煉油等石化工廠的廢水中化學需氧量約830—845 mg·L?1，石油類物質為 140—150 mg·L?1（李政等，2011）。然而，不同工廠之間差異較大。比如某工廠廢水中氨氮為 25 mg·L?1，CODcr為 600—1000 mg·L?1，BOD5為 180—300 mg·L?1（李政等，2011），其他某工廠 CODcr為 2000 mg·L?1，BOD5為 600 mg·L?1，氨氮為 70 mg·L?1，石油類 500 mg·L?1（趙洪兵，2015）。煉化污水成分復雜且難降解，即使經過物理、化學和生物措施處理后，廢水中仍含有較高的氮、酚類、硫化物以及難被微生物降解的物質（Oh et al.，2009；Benito-Alcázar et al.，2010）。污染物進入水體之后，其難降解性最終會引起在水體或底泥中的富集積累，進而危害水生生物以及人類健康（Neupane et al.，2018；Benito-Alcázar et al.，2010）。為揭示受污染底泥中石油烴組成及殘留特性，探討底泥理化性質和酶活性變異。本文通過采集石化廢水排放處的底泥樣品，分析受污染底泥的理化性質和酶活性特征，為評價石化廢水石油烴污染對水生態系統影響和明確關鍵表征參數，以及治理提供一定的技術和數據支撐。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

黃河三角洲（118o5′E，38o15′N），位于山東省東北部黃河入海口區域三角洲地區氣候屬于暖溫帶大陸性季風氣候，地勢走向為沿黃河自西南向東北傾斜。勝利油田-中國第二大石油生產基地，主體位于黃河三角洲。研究區石油化工企業眾多，處理之后的石化廢水排放至附近溝渠或是河流中。選擇典型的石油化工廠廢水排放口區域，以排放口附近1 m范圍為樣品采集區。采用不銹鋼底泥采樣器，收集0—20 cm深度的底泥樣品兩份。其中，一份采用自封袋保存，用于室內測定底泥中石油烴和基礎理化指標；另一份密封于無菌袋，即刻冷藏于干冰盒，用于后續室內酶活性分析。底泥采樣點及樣品相關信息見表1。本研究共采集13個樣品，為研究不同石油烴污染對底泥理化性質及酶活性影響。根據不同樣品中總石油烴質量分數大小，從低到高質量分數，共劃分為4組樣品。

表1 樣品采集分類信息Table 1 Information of group and different samples

1.2 樣品測試和數據分析

底泥樣品測定指標包括石油烴類（總石油烴、飽和烴、芳香烴、瀝青和膠質）、基礎理化類（pH、電導率、比表面積、總氮、銨態氮、硝態氮、總磷和有效磷）和酶活性（淀粉酶、脲酶、過氧化氫酶、脫氫酶、脂肪酶、硝酸還原酶）。

底泥石油烴質量分數測定：首先，稱取風干底泥樣品10 g，置于50 mL離心管，同時加入30 mL三氯甲烷，然后加蓋密封，且搖動5分鐘后放置過夜。次日，置于55 ℃水浴中熱浸，同時進行1個小時的超聲萃取。萃取之后對離心管置于離心機，設置轉速為 4500 r·min?1，高速離心 5 min（離心），然后過濾收集上清液。剩余底泥樣品重復熱浸超聲萃取2次，且過無水硫酸鈉，冷卻干燥（于一雷等，2018）。依據石油天然氣行業標準（SY/T5119—2008巖石中可溶有機物及原油族組分分析）（中華人民共和國國家發展和改革委員會，2008），基于層析技術實現石油烴中飽和烴、芳香烴和極性物質（瀝青質和膠質）分離操作。具體步驟如下，首先采用塞有脫脂棉的漏斗過濾瀝青質，用具塞三角瓶承接濾液，以正己烷洗滌樣瓶、脫脂棉至濾液無色為止。然后換上恒重稱量瓶承接瀝青質，氯仿溶解及洗滌器皿及脫脂棉上瀝青質至濾液無色。通過正己烷連續潤洗硅膠（粒徑0.177 mm）-氧化鋁（粒徑0.149 mm）層析柱，然后將三角瓶承接濾液過層析柱（內徑7 mm，長400 mm），上清液中的極性物質被氧化鋁吸附。然后，用30 mL正己烷反復淋洗層析柱，同時采用恒重的稱量瓶承接淋洗出的烷烴組分；再用30 mL的二氯甲烷與正己烷（65：35體積比）的混合試劑反復淋洗，此時收集芳烴組分；最后，再用30 mL三氯甲烷反復淋洗并收集膠質。飽和烴、芳香烴組分濾液在溫度不高于 40 ℃下回復溶劑至干；而膠質和瀝青質組分濾液在溫度不高于 60 ℃下揮發至干。最終，采用稱重法測定石油烴類總量及各族組成的質量分數。

底泥基礎理化性質測定（鮑士旦，2000）：采用吸附法測定底泥比表面積，電極法測定底泥pH和電導率，重鉻酸鉀氧化-容量法測定有機質質量分數，鉬銻抗比色法測定總磷，凱氏定氮法測定總氮，納氏比色法測定氨氮，紫外分光光度法測定硝態氮，碳酸氫鈉提取-鉬銻抗比色法測定有效磷。

底泥酶活性測定（關松蔭，1986）：脲酶活性采用苯酚鈉比色法測定，稱取5 g底泥于50 mL三角瓶中，加1 mL甲苯。15 min后加10 mL 10%尿素溶液和 20 mL pH 6.7檸檬酸鹽緩沖溶液，搖勻后在37 ℃恒溫箱培養24 h。培養結束后過濾，過濾后取1.5 mL濾液加入25 mL容量瓶中，再加2 mL苯酚鈉溶液和1.5 mL次氯酸鈉溶液，搖勻。20 min后顯色和定容。1 h內于波長578 nm處比色。氫氧化鉀-乙醇滴定法測定脂肪酶活性，稱取5 g底泥樣品置于50 mL三角瓶中，用2 mL甲苯處理土樣，15 min后加5 mL蒸餾水，5 mL醋酸鹽緩沖液（pH 7.0）和2.5 mL向日葵油，然后置于30 ℃恒溫箱中培養72 h。培養結束后，加入10 mL 96%乙醇并過濾。吸取10 mL濾液，加入5滴酚酞做指示劑，采用0.1 N KOH乙醇溶液滴定測定。高錳酸鉀滴定法測定過氧化氫酶活性，取 2g底泥樣品于三角瓶中，加入40 mL蒸餾水，加5 mL 0.3%的H2O2溶液，立即將三角瓶瓶口密封。震蕩20 min后加入1 mL飽和鋁鉀礬，立即過濾于盛有5 mL 1.5 mol硫酸的三角瓶中，濾干后，吸取濾液25 mL，用0.02 mol·L?1高錳酸鉀滴定至紫紅色，同時做無土對照。脫氫酶酶活性采用氯化三苯基四氮唑（TTC）比色法。稱取5 g過1.25 mm篩的新鮮底泥樣品于具塞三角瓶中，每個三角瓶中加入2 mL 1% TTC溶液，2 mL蒸餾水，充分混勻。置于37 ℃恒溫箱中避光培養6 h。培養結束后，加入5 mL甲醇，劇烈震蕩1 min，后靜置5 min，再震蕩20 s，再靜置5 min。三角瓶中溶液過濾至比色管，并用少量甲醇洗滌三角瓶2—3次，洗滌液也過濾到比色管中，定容至25 mL，于485 nm波長處測定吸光度。3, 5-二硝基水楊酸比色法測定淀粉酶活性，稱取5 g底泥樣品，置于50 mL三角瓶中，注入10 mL 1%淀粉溶液，再加入10 mL磷酸鹽緩沖溶液（pH 5.6）和5滴甲苯。搖勻混合物后，置入恒溫箱37 ℃下培養24 h。培養結束后，迅速過來懸液。吸取濾液1 mL，注入50 mL容量瓶，然后進行比色測定。為消除誤差，均需要做無基質對照（以等體積的水代替基質，其他操作步驟相同）和無樣品對照（不添加底泥樣品，其他操作步驟相同）。508 nm處。二磺酸比色法測定硝酸還原酶，稱取5 g底泥鮮樣于3個刻度試管中，加入4 mL 2, 4-DNP溶液，1 mL KNO3基質液和5 mL蒸餾水，混勻，具塞。兩個試管在25 ℃下培養24 h，另外一個在?20 ℃下培養24 h（對照），培養結束后室溫解凍。加入10 mL氯化鉀溶液，混勻，立即過濾。取5 mL濾液，加入3 mL NH4Cl緩沖液，2 mL顯色液（2 g磺胺和0.1 g N-（1-萘基）乙二胺鹽酸鹽于150 mL蒸餾水中加入20 mL磷酸。冷卻至室溫，定容至200 mL。），混勻，室溫下顯色15 min，以試劑空白為對照，在波長520 nm處測定樣品和對照的吸光度。

不同分組中石油烴、基礎理化及酶活性數據的差異顯著和相關分析分別采用SPSS 16.0軟件中單因素方差分析和Pearson相關分析功能實現。柱狀圖則采用Origin 8.0軟件完成。

2 結果與討論

2.1 底泥石油烴質量分數

底泥中總石油烴及其不同組分的質量分數見圖1。從圖1中可看出，不同分組中總石油烴（TPH）、飽和烴（SH）、芳香烴（AH）、瀝青（AS）和膠質（Colloid）質量分數大小順序均為：D>C>B>A，表現為隨總石油烴質量分數升高的同時，其他石油烴組分質量分數也依次升高。D組中總石油烴質量分數最高，且其他石油烴組分也均高于其他3組。由于D組沒有重復樣品，與其他組未進行差異顯著分析。A、B、C 3組中芳香烴、膠質之間的差異均不顯著，而總石油烴（P=0.015，0.000，0.002）、飽和烴（P=0.038，0.000，0.000）質量分數之間均差異顯著。不同組的飽和烴質量分數順序為：A (1.35±0.31 g·kg?1)芳香烴>膠質>瀝青質。芳香烴、瀝青質和膠質占比最高的分別為A組（16.60%）、D組（8.84%）和D組（28.76%）。勝利油田中孤東產油區原油中飽和烴、芳香烴、瀝青質和膠質質量分數分別為 482、27.8、11.4、12.5 g·kg?1（于一雷等，2018），這表明飽和烴比例大于90%，瀝青質和膠質占比在 2%左右。底泥中飽和烴也是總石油烴的主要組分。然而，與原油中組分比例相比，飽和烴比例降低的幅度最大，而芳香烴、瀝青和膠質3組分的比例表現為相對的升高。這說明底泥中飽和烴相對容易發生降解作用，而其他成分降解難度較大，由此導致底泥中各組分之間相對比例的改變。

圖1 石油烴污染底泥中不同組分質量分數Fig. 1 Different compositions in sediments polluted by crude oil hydrocarbon

2.2 底泥基礎理化指標

石油烴污染底泥中pH、電導率和比表面積特征見圖2。由圖2可得出，底泥pH均為堿性，pH大小順序為：B (8.52)>C (8.65)>A (8.63)>D (7.74)，然而前3組之間無顯著差異，最高石油烴質量分數D組的 pH卻低于其他 3組。底泥電導率順序為：D>B>A>C；D組電導率為最高值，B組顯著高于C組，兩者均與A組均無顯著差異。比表面積大小順序為：A>C>B>D。A組比表面積最大，卻與B和C組無顯著差別。因此，在 1.89—7.21 g·kg?1質量分數變化范圍內，石油烴不能顯著影響底泥的pH和比表面積。13.13 g·kg?1的高質量分數石油烴的電導率數值最高，但是B與C組之間卻是相反的結果，可能是由于石油烴之外的其他影響因素所導致。

圖2 石油烴污染底泥中pH、電導率和比表面積特征Fig. 2 Characteristic of pH, EC and specific surface area in sediments polluted by crude oil hydrocarbon

文獻報道黃河三角洲濕地表層沉積物中pH均值為7.98（繆雄誼，2014）。與此值相比，A、B和C組底泥pH略高，而最高石油烴質量分數的D組pH（7.74）略低。可看出，在此次調查質量分數范圍內的石油烴未能顯著影響底泥的酸堿度。我國東北莫莫格濕地中自然濕地沉積物背景pH為7.86，這與黃河三角洲濕地接近。有研究發現石油烴質量分數為 16.89—31.23 g·kg?1時，5 年之后石油烴并沒有顯著提高莫莫格濕地pH；然而，10年和20年的影響則導致pH顯著增加到8.07和8.68（王小雨等，2009）。與此相反，有研究發現新被石油污染和多年被污染的土壤pH分別為8.61和7.96（吳偉林等，2010），表現為隨著時間增加，pH反而降低。不同研究結果雖存在明顯差別，但均說明在較高質量分數石油烴的長時間影響下pH會發生顯著改變。從更長時間范圍來看，受到石油烴影響 60年的油井附近與周邊農林土壤的pH無明顯差異，原因在于微生物代謝降解石油過程中會產生羧酸類產物，起到降低pH值作用（吉志新，2016）。比表面積用于表征礦質顆粒的吸附性能。石油烴污染質量分數的提高雖影響了部分底泥的比表面積，但并未達到顯著作用。研究表明比表面積與底泥中黏粒質量分數為顯著正相關，尤其是粒徑小于0.01 mm的黏粒（劉瑩等，2009）。本研究中雖然最高質量分數的D組中電導率為最高值，但是其他3組電導率次序并未與石油烴質量分數順序一致。有研究發現石油烴污染會引起電導率的增加，但是影響作用并不顯著（王小雨等，2009）。本研究中底泥電導率除受到石油烴影響外，推測石化廢水中鹽分可能為重要影響因素。通過分析發現石油烴在 1.89—7.21 g·kg?1質量分數變化范圍內對 pH、電導率和比表面積無顯著影響作用，不會作為優先關注的理化性質指標。

圖3 石油烴污染底泥中總氮、銨氮、硝態氮、總磷、有效磷和有機質質量分數Fig. 3 Content of total nitrogen, ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, total phosphorus, available phosphorus and organic matter in sediments polluted by petroleum hydrocarbon

石油烴污染底泥中總氮、銨氮、硝態氮、總磷、有效磷和有機質質量分數見圖3。從圖3可看出，B組內的銨氮、硝態氮、有效磷之間變異性較大。底泥中總氮與有機質質量分數順序一致，均為D>A>B>C；銨氮順序為：B>D>A>C；硝態氮順序為：B=A>D>C；總磷和有效磷質量分數大小順序一致：D>B>C>A。石油烴質量分數最高的D組底泥中除氨氮和硝態氮之外，總氮、總磷、有效磷和有機質明顯高于其他3組。統計檢驗發現A、B、C 3組之間氮、磷及有機質質量分數之間均差異不顯著。說明質量分數在 1.89—7.21 g·kg?1范圍的石油烴未能顯著改變此6個指標質量分數，然而質量分數超過13.13 g·kg?1的石油烴可能明顯增加了總氮、總磷、有效磷和有機質。

黃河三角洲沉積物總氮質量分數為 0.10—0.670 g·kg?1（李任偉等，2001）。黃河三角洲石油生產區和大汶流站的濕地土壤總氮質量分數分別為0.21—0.87 g·kg?1和 0.59—0.94 g·kg?1（王傳遠等，2010）。對比發現，除最高質量分數的D組之外，其他3組中總氮質量分數范圍為0.50—0.73 g·kg?1，皆處于黃河三角洲背景值范圍之內。勝利油田孤東產區原油中氮質量分數（0.5%）較高（王傳遠等，2010）。因此，原油污染一定程度上也會提高污染底泥或土壤中氮質量分數，比如本研究中最高質量分數石油烴底泥中較高的氮質量分數。有效磷是指可被植物吸收利用磷的總稱，包括水溶性磷、部分吸附態磷、部分微溶性無機磷和易礦化有機磷等。石油污染底泥中總磷和有效磷的質量分數順序一致。有研究表明石油污染導致有效磷質量分數下降，且隨著石油質量分數增加而逐漸降低（吉志新，2016；任芳菲，2009），然而總磷質量分數表現為隨污染年限增加而減少（吳偉林等，2010）。原因在于，碳源增加后增強了微生物降解活性，導致對有效磷的消耗增加，或是石油烴反應基與無機磷結合而限制脫磷酸作用。研究發現石油烴污水灌溉以及油田溢油（0.62 g·kg?1）影響下有機質質量分數與總石油烴均為顯著正相關（李慧等，2005；Marinescu et al.，2010），并且隨著污染年限而逐漸增加（吳偉林等，2010）。比如老油井中有機質質量分數明顯大于新油井（王傳遠等，2010））導致石油烴成為有機質的重要組成部分（劉瑩等，2009）。黃河三角洲未污染地區C/N比值范圍為28.35—33.94，污染區中比值為33.64—57.57（王傳遠等，2010），羅馬尼亞某區石油污染導致 C/N比值由 13.01升高至 20.54（Marinescu et al.，2010）。本研究中C/N比值范圍為 30.93—43.91，其遠高于羅馬尼亞案例數值，介于黃河三角洲背景值和污染值之間。說明底泥中碳氮比例受到石油烴的明顯影響。石油烴質量分數低于13.13 g·kg?1時對底泥氮、磷及有機質均無顯著影響。然而，高于此質量分數時加強對總氮、總磷、有效磷和有機質的監測和評價。

2.3 底泥酶活性

圖4 石油烴污染底泥中不同酶活性（A）Fig. 4 Enzymatic activity (A) in sediments polluted by petroleum hydrocarbon

石油烴污染底泥中6種酶活性特征見圖4。酶作為生物催化劑可有效促進有機物的轉化。由圖 4看出，底泥中淀粉酶（AMS）活性大小順序為：A>B>C>D；脲酶（UE）活性為：D>B>A>C；過氧化氫酶（CAT）為：D>C>B>A；脫氫酶（DHO）為：D>C>A>B；脂肪酶（Lipase）為：C>B>A>D；硝酸還原酶（NR）為：B>C>A>D。其中，僅有B組的脲酶活性顯著高于C組（P=0.047），C組的過氧化氫酶活性顯著高于A組（P=0.049），而其他不同酶活性之間均無顯著差異。石油烴質量分數最高的D組中脲酶、過氧化氫酶和脫氫酶活性最高，而淀粉酶、脂肪酶和硝酸還原酶活性為最低值。

酶活性是綜合反映微生物生物化學過程的生化指標（常學秀等，2001；Baligar et al.，1988；Jha et al.，1992）。酶活性也會受到不同石油烴化合物的顯著影響（呂桂芬等，1997；Rossel et al.，1997；Burns et al.，2002）。厭氧條件下硝酸還原酶催化硝酸鹽還原為亞硝酸鹽，但是本研究中不同組之間硝酸鹽質量分數無顯著差別。淀粉酶水解淀粉生成糊精和麥芽糖，有研究發現石油烴質量分數低于 2 g·kg?1時，潮土和褐土淀粉酶活性受石油烴的顯著影響（王梅等，2010）。本次研究中發現石油烴質量分數低于7.21 g·kg?1時均影響不顯著。脂肪酶可以降解甘油和脂肪酸中的脂質。有研究表明石油烴增強了脂肪酶活性，提高了石油烴的代謝，脂肪酶活性可作為有機污染物生物降解的有效指標（Lin et al.，2009）。然而，本研究中各分組脂肪酶無顯著差異。脲酶可促進有機物質中碳氮鍵水解，促進穩定性較高的有機氮向有效氮轉化，可表征氮素轉化狀況（吳偉林等，2010）。B組中脲酶活性顯著高于C組，說明其氮素的轉化能力較高且營養條件充足利于微生物生長。有研究發現低質量分數的廢機油（Trasar-Cepeda et al.，2000）、以及原油污染刺激和提高了脲酶活性（Dindar et al.，2015）。說明石油烴降解過程中微生物可能以銨態氮作為主要氮源。脫氫酶、過氧化氫酶均屬于氧化還原酶系，在腐殖質組分的合成中起重要作用（李慧等，2005）。作為細胞內酶的脫氫酶存在于活微生物細胞中（Moeskops et al.，2010）。脫氫是微生物對石油烴降解或轉化的開始階段，脫氫酶活性與微生物生物量密切相關（Burns et al.，2002；Lipińska et al.，2014），脫氫酶直接參與石油烴降解過程，脫氫酶活性增加提高了石油烴的降解率（Galiulin et al.，2012），直接可以反映石油烴降解微生物的降解性能（李廣賀等，2002；Galiulin et al.，2012；Lipińska et al.，2014）。過氧化氫酶活性順序與石油烴質量分數大小一致，另外脫氫酶活性除質量分數最低的 A組和次低 B組外，基本也是與石油烴質量分數順序一致。石油烴質量分數最高的D組具有最高的脫氫酶活性，表明其微生物對石油烴組分的降解性能較高，代謝過程中可能產生了較多的H2O2。也有研究發現油的種類（如原油和精煉石油）不同，其中脫氫酶活性也存在明顯差異（Frankenberger et al.，1982；Lipińska et al.，2014）。脫氫酶對石油產品具有敏感性，對脫氫酶活性的影響嚴格取決于其類型，如生物柴油、柴油和燃料油會刺激脫氫酶，而汽油則是抑制劑（Kaczyńska et al.，2015；Gianfreda et al.，2005）。酶高活性可能是由于微生物的生長增強及其活性增加所致，因為柴油可能是某些微生物的良好營養物質。這可能是最低和次低石油烴質量分數組的酶活性順序不一致的原因。另外，含油污水灌溉條件下脫氫酶、過氧化氫酶活性與總石油烴質量分數的顯著正相關的結果與本研究的結果基本一致（李慧等，2005）。過氧化氫酶作用在于催化對機體有害的過氧化氫分解為水和氧氣，通常指示微生物種群的大小或活性，有研究發現高質量分數石油烴污染土壤中過氧化氫酶活性增加（Lin et al.，2009；Wu et al.，2016）。然而，也有研究發現隨原油質量分數增加，脫氫酶、過氧化氫酶和脲酶均受到抑制，且原油組成也隨著酶而變化（Zhang et al.，2012）。因此，脲酶和過氧化氫酶的活性監測可用于評估石油烴污染和修復。

2.4 酶活性與石油烴、理化性質相關性

底泥酶活性與石油烴理化性質之間相關分析結果見表2。總石油烴與其4個組分之間均為極顯著正相關，且不同組分之間也均顯著正相關。這充分說明此4組分為總石油烴的主要構成類別。pH與總石油烴、不同組分之間均為負相關，其中與瀝青和膠質之間為極顯著負相關。EC與石油烴均無顯著相關。總氮、總磷與石油烴及其各組分之間均顯著相關，而銨氮、硝態氮和有效磷則均無顯著相關。總磷和有效磷之間顯著相關。有機質與除飽和烴之外的石油烴指標、以及總氮和總磷均為顯著正相關，而與pH為顯著負相關。說明石油烴對底泥的電導率、氨氮和硝態氮無明顯貢獻，對總氮的貢獻可能主要是有機氮。有效磷可能主要表現為水溶性磷形態，因此表現為和總磷顯著相關，而與石油烴及組分之間無顯著相關。有機質主要來自于石油烴的含碳組分，并且總氮、總磷也部分來來源石油烴。

淀粉酶活性與石油烴及其組分之間均為負相關，其中與飽和烴為顯著負相關。過氧化氫酶與石油烴及其組分均為正相關，其中與飽和烴和芳香烴為顯著正相關。有研究發現過氧化氫酶活性與有機質、全氮和殘留石油烴顯著正相關（王華金等，2013），這表明當前質量分數范圍的石油烴作為底物提高了過氧化氫酶參與石油烴降解時的活性（李慧等，2005；劉樹慶，1996）。脂肪酶與石油烴參數均為正相關，其中芳香烴為顯著正相關。原因在于其參與烴類降解有關，但是也有研究發現脂肪酶與石油殘留量的相關性不明顯（王華金等，2013）。硝酸還原酶與石油烴及其組分均為正相關，而與硝態氮為負相關，但均未達到顯著水平。原因在于硝酸還原酶在硝酸還原過程中起的作用有關。未發現與脫氫酶及脲酶顯著相關理化參數，這與已有油污水灌溉下脫氫酶與總石油烴（李慧等，2005），以及石油烴污染重脲酶與氮、磷、有機質和石油烴的顯著關系明顯不同（李東坡等，2003；李慧等，2005；王華金等，2013）。

表2 底泥不同指標相關性分析Table 2 Correlation of different parameters in sediments

3 結論

為研究石油烴污染對底泥理化性質及酶活性的影響，以黃河三角洲地區石化廠區為典型研究區，采集石化廢水排放處底泥樣品，通過進一步分析發現：

此次調查底泥樣品中，總石油烴質量分數變化范圍為 1.98—13.13 g·kg?1，飽和烴為主要組成部分。不同分組之間只有總石油烴和飽和烴為差異顯著，芳香烴、瀝青和膠質差異不顯著，并且底泥中飽和烴相對容易發生降解作用。

底泥的pH、比表面積、總氮、銨氮、硝態氮、總磷、有效磷和有機質質量分數均未受到質量分數在 1.98—7.21 g·kg?1范圍內的石油烴的顯著影響。石油烴質量分數高于13.13 g·kg?1時，需要優先監測總氮、總磷、有效磷和有機質指標，可能會受到高于此質量分數石油烴的顯著影響。石油烴明顯提高了底泥中碳氮比值，數值范圍為30.93—43.91。

石油烴質量分數在 1.98—7.21 g·kg?1范圍內底泥中過氧化氫酶和脲酶均受到石油烴污染的顯著影響，而其他4種酶（淀粉酶、脫氫酶、脂肪酶和硝酸還原酶）未受到顯著影響。石油烴質量分數（13.13 g·kg?1）最高的底泥中脲酶、過氧化氫酶和脫氫酶活性最高，而淀粉酶、脂肪酶和硝酸還原酶活性為最低值。石油烴污染一定程度上提高了脲酶活性，表明石油烴降解過程中微生物以銨態氮作為主要氮源。隨著石油烴增高，脲酶也可能受到抑制作用。然而，高質量分數石油烴污染導致過氧化氫酶活性提高，說明微生物降解作用較高。基于底泥中脲酶和過氧化氫酶的測定有利于判斷石油烴的污染以微生物的降解性能。

總石油烴與其他4個石油組分以及且不同組分之間均為顯著相關，說明測試的石油烴組分參數均具有代表性。總氮、總磷與石油烴及各組分之間均顯著相關，而電導率、銨氮、硝態氮和有效磷則均無顯著相關。有機質質量分數與除飽和烴之外的石油組分以及總氮、總磷均為顯著正相關。淀粉酶活性與石油烴及其組分之間均為負相關，其中與飽和烴為顯著負相關。過氧化氫酶與石油烴及其組分均為正相關，其中與飽和烴和芳香烴為顯著正相關。脂肪酶與芳香烴為顯著正相關，表明底泥中微生物的降解代謝活動以飽和烴和芳香烴為主。