2023, Vol. 15 
2. 广西壮族自治区生态环境监测中心，广西 南宁 530028
2. Guangxi Zhuang Autonomous Region Ecological and Environmental Monitoring Centre, Nanning, Guangxi 530028, China
正构烷烃是土壤中的一种主要有机化合物，因其不含活性官能团且分子结构饱和度高的特性，在环境中具有高度稳定性，是有机物来源分配的理想分子标志物[1]。正构烷烃的来源和含量与土壤生态系统稳定性及健康状况密切相关，通过对其来源的分析可以了解土壤成分以及污染物的来源和种类，可以帮助研究人员区分本土、外来和石油衍生的污染物的来源，了解土壤生态系统的受损程度和恢复能力，进而为土壤的保护和治理提供科学依据，对环境风险管理具有重要意义。目前，正构烷烃已被广泛用于有机物来源检测[2-4]、沉积历史表征[5-7]、侵蚀追踪[8]以及动物膳食摄入和消化率的估算[9-11]。其研究载体包括沉积物[12]、土壤[13]、气溶胶[14]、冰芯[15]、泥炭[16]、粪便[17]以及生物体[18-19]。现对南宁市土壤中正构烷烃的赋存特征及来源进行了分析，填补了南宁市土壤系统中正构烷烃溯源研究的空白，以期为土壤中正构烷烃的污染控制提供科学支撑。
1 材料和方法 1.1 仪器与试剂仪器：气相色谱质谱联用仪(7890B-5977A，美国Agilent公司)；冷冻干燥器(Alpha 1-4 LDplus，德国Christ公司)；加速溶剂萃取仪(E-916，中国步琦公司)；氮吹浓缩仪(AutoVapS8，美国ATR公司)；自动定量浓缩仪(TurboVapII型，美国Capliper公司)；固相萃取装置(VISIPREPTM DL，美国Supelco公司)；电子天平(ME4002E/02，中国梅特勒托利多公司)；马弗炉(BF51894JC-1，美国Thermo公司)；硅酸镁(Florisil)固相萃取柱(2 g，12 mL，美国Agilent公司)。
试剂：二氯甲烷、正己烷、丙酮(色谱纯，美国Tedia公司)；无水硫酸钠(优级纯，600 ℃烘烤4 h，在干燥器中冷却)；石英砂(600 ℃烘烤4 h，在干燥器中冷却)；正构烷烃标准溶液(C10—C40，0.2 mg/mL)、正构烷烃内标溶液(C24D50，0.2 mg/mL)均购自美国AccuStandard公司。
1.2 样品采集与前处理于2021年6月在南宁市采集了48个0~15 cm的表层土壤样品。样品均置于棕色玻璃瓶中，4 ℃冷藏、避光、密封保存，并于5 d内运回实验室分析。将采集的样品放在搪瓷盘中，除去树枝等异物后充分混合。称取20.00 g经冷冻干燥器脱水48 h的干燥土壤样品，将其研磨成细小颗粒后用加速溶剂萃取仪进行萃取。将萃取液转移到200 mL的氮吹管中浓缩至2 mL，将浓缩液转移到填充1 g无水硫酸钠的Florisil萃取柱中，用15 mL的正己烷混合溶剂洗脱，收集洗脱液。将洗脱液转移到50 mL浓缩管中，氮吹浓缩至1 mL以下。加入10 μL正构烷烃内标溶液后用正己烷定容至1 mL，待上机检测。使用石英砂作为实验室空白，与样品同步处理。
1.3 样品分析采用气相色谱-质谱仪(GC-MS)进行样品分析，用内标法测定土壤样品中C10—C40的含量。使用HP-5MS色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm，美国Agilent公司)，进样时以高纯度氦气作为载气(纯度>99.999%)，并采用脉冲式无分流进样法。流速为1 mL/min，进样温度设定为290 ℃，离子源温度为230 ℃，四极杆温度为150 ℃，固定电子能量为70 eV。加热程序如下：初始温度为50 ℃，维持2 min，然后以6 ℃/min的速度升至300 ℃，维持16 min，采用选择性离子检测方式(SIM)进行扫描，选取特征离子碎片66，85。
1.4 质量控制分析前，用十氟三苯基膦(DFTPP)溶液检测GC-MS系统的性能，并通过实验室空白、平行样品、基体加标回收和仪器连续校准进行质量保证和质量控制[20]。每批样品(不超过20个样品)进行空白试验，每10个土壤样品进行1次平行分析。加标回收率为78%~113%，方法检出限为0.59~2.07 ng/g。
1.5 正构烷烃参数计算近几十年来，人们提出了一些用于正构烷烃溯源的相关指标。例如，碳优势指数(CPI)[33]和低碳数烃/高碳数烃(L/H)[34]反映了生物来源和人为来源的相对贡献；烷烃指数(AI)可以判断土壤中正构烷烃的木本植物和草本植物来源的比例[24]；平均链长(ACL)[35]能反映环境变化的程度和可追溯性。各指标的具体计算公式如下：
| $ \begin{array}{l} \;\;\;\;\;\;\mathrm{CPI}_{25-33}=0.5 \times \frac{\omega_{25}+\omega_{27}+\omega_{29}+\omega_{31}+\omega_{33}}{\omega_{24}+\omega_{26}+\omega_{28}+\omega_{30}+\omega_{32}}+ \\ \frac{\omega_{25}+\omega_{27}+\omega_{29}+\omega_{31}+\omega_{33}}{\omega_{26}+\omega_{28}+\omega_{30}+\omega_{32}+\omega_{34}} \end{array} $ | (1) |
式中：CPI25-33——C25—C33的碳优势指数；ω24—ω34——C24—C34的质量分数，μg/g。
| $ \mathrm{AI}=\frac{\omega_{31}}{\omega_{29}+\omega_{31}} $ | (2) |
式中：AI——烷烃指数；ω29、ω31——C29、C31的质量分数，μg/g。
| $ L / H=\frac{\omega_{12}+\omega_{13}+\omega_{14}+\cdots+\omega_{21}}{\omega_{22}+\omega_{23}+\omega_{24}+\cdots \cdots+\omega_{35}} $ | (3) |
式中：L/H——低碳数烃与高碳数烃的比值；ω12—ω35——C12—C35的质量分数，μg/g。
| $ \begin{array}{l} \;\;\;\;\;\;\mathrm{ACL}_{25-33}= \\ \frac{25 \omega_{25}+27 \omega_{27}+29 \omega_{29}+31 \omega_{31}+33 \omega_{33}}{\omega_{25}+\omega_{27}+\omega_{29}+\omega_{31}+\omega_{33}} \end{array} $ | (4) |
式中：ACL——平均链长；ω25—ω33——C25—C33的质量分数，μg/g。
2 结果与讨论 2.1 正构烷烃含量及特点正构烷烃的碳链分布见图 1。由图 1可见，南宁市土壤中的正构烷烃质量分数为3.93~131.02 μg/g。碳链长度分布范围为C12—C35，C12以下低碳正构烷烃多存在于石油和天然气中，C35以上高碳正构烷烃多存在于沥青、润滑油等化学制品中，也存在于天然蜡中，但在自然环境中含量较低，因此均未检出。此外，C27—C33的峰高较高，总体呈现出单峰态，C31的质量分数最高，为0.61~31.71 μg/g，其次是C29、C33、C27，质量分数分别为0.48~27.24，0.24~20.59，0.37~10.95 μg/g。此外，C22以上的高碳正构烷烃具有明显的奇偶性优势，体现了典型的高等植物来源的特点[13]。其中，木本植物的主峰为C27和C29；草本植物的主峰为C31和C33[21]。表 1为其他地区自然土壤及沉积物中正构烷烃质量及相关指标。由表 1可见，南宁市土壤中的Σ24正构烷烃质量分数高于中国成都[22]、西安[23]、新疆[24]、北京[25]以及沙特阿拉伯土壤[26]和巴西[27]、美国[28]沉积物中的含量；低于中国钦州湾[12]、阿根廷[29]、波斯湾[30]、里海[31]和马来西亚沉积物中的含量[32]。
|
图 1 正构烷烃的碳链分布 |
|
表 1 不同地区自然土壤及沉积物中正构烷烃质量分数及相关指标① |
当CPI接近1时，正构烷烃主要来自人类活动，如石油或化石燃料的不完全燃烧、汽车尾气排放以及微生物的贡献；CPI值为1~3时，与较高的植物蜡或化石燃料不完全燃烧的混合源有关；当CPI值>5时，说明植物源等自然源占主要部分。正构烷烃特征参数见图 2(a)—(d)。由图 2(a)可知，CPI值为1.35~9.26，说明正构烷烃具有较强的奇碳优势(CPI>1.2)，呈现出奇碳数特征，可能来自微生物和藻类等低等生物、沉水/漂浮大型维管植物和高等植物，其中CPI值为5~10时，说明与陆地高等植物叶蜡的输入有关。有研究者认为，木本植物来源的正构烷烃以C29为主峰，草本植物以C31为主峰[36]。因此，AI值[ω31/(ω29+ω31)]可以用来确定来自木本植物或草本植物的相对比例。由图 2(b)可见，AI值为0.34~0.75，其中，10，12，17，24，40和42号样品的正构烷烃中草本植物与木本植物来源比例相近(AI≈0.5)；3，7，9，11，15，16，27，37，39，44，45和48号样品中木本植物比例较大(AI < 0.5)，这些采样点大多位于园地和林地，以树木、灌木等木本植物为主，木本植物因其生长速度较慢，在土壤中生长时间更长导致积累的有机物质更多，且生长过程中产生的叶片和茎秆等植物部位中含有较多的蜡质，其中包含大量的正构烷烃，因此在以上园地和林地土壤中的正构烷烃多来源于木本植物。1，2，4—6，8，13，14，18—23，25，26，28—36，38，41，43，46和47号样品的草本植物比例较大(AI>0.5)，这些样品的主峰碳均为C31，AI结果与主峰碳分析结果一致，这些采样点多源于耕地，种植作物大多是草本植物，因此土壤中草本植物的生物量和残留物更为丰富，产生的正构烷烃相对较多[37]。
|
图 2 正构烷烃特征参数 |
综上所述，在所研究的样品中，以木本、草本植物来源为主的样品比例分别为69.0%和31.0%。L/H反映了土壤热演化程度和生物源的组成，L/H越大，燃料源的贡献就越大。若L/H＞1，说明水生藻类和细菌的贡献大于陆生来源；若L/H＞2，说明受人类活动的影响可能有新鲜石油输入。由图 2(c)可见，L/H < 1，说明土壤处于发育初期，热演化程度较低，受陆源高等植物输入影响较大[38]。具有相同自然来源输入的未受污染环境，ACL值几乎保持不变[39]。ACL < 21，表示样品主要从海洋藻类和细菌输入；ACL为21~27，代表陆地和海洋来源的混合输入；ACL>27，主要是陆地高等植物的输入[40]。
由图 2(d)可见，ACL值为28.5~31.1，基本稳定在29左右，差异为2.62个单位，这些变化与石油及其衍生物有关，但主要来源是陆生高等植物(ACL均>27)，因此整体环境的正构烷烃含量和特征随着时间影响有发生变化，但变化不大。根据对上述几个可溯源正构烷烃指标的分析，判断南宁市土壤中的正构烷烃主要来源于陆地高等植物。
2.2 主成分分析 2.2.1 正构烷烃间的相关性本研究排除了检测频率较低的化合物C12、C13、C14、C15、C17、姥鲛烷(Pr)、植烷(Ph)、C19、C21、C26、C34，对其余15种正构烷烃成分进行分析。使用SPSS Statistics 26软件对原始数据进行Z-Score标准化处理。对监测指标进行模型适宜性检验(KMO检验)与巴特利特球度检验(Bartlett’s检验)，KMO检验值为0.762(>0.5)，且通过Bartlett's检验(P < 0.001)，说明各指标之间存在相关性。正构烷烃之间的相关性见图 3。由图 3可见，各物质之间的相关系数大都在0.6以上，存在着强相关和极强相关。
|
图 3 正构烷烃之间的相关性热图(N=37) |
根据特征值＞1的原则[41]，提取出3个主成分(PC1，PC2，PC3)，其转轴后的主成分矩阵见表 2。
|
|
表 2 转轴后的主成分矩阵 |
由表 2可见，累计贡献率为90.7%，可有效反映15种正构烷烃的来源情况。在PC1中，C31、C33、C32、C29、C30具有高载荷系数，表明PC1与长链烷烃(C29—C35)高度相关，这些长链烷烃主要来自高等陆生植物表皮上的叶蜡[27]，因此可以认为PC1主要受到高等陆生植物的影响。叶蜡是一个防止外来生物入侵的有效屏障，可以加强对阳光的反射，减少叶片的灼伤，一般在阳光充沛的地区叶子较多，这与南宁市气候温暖、热量丰富有关。在PC2中，C24和C25的载荷系数较高。范围在C21—C25的正构烷烃主要来自大型水生植物的贡献，通常以C25为主峰[41]。因此可认为PC2主要受大型水生植物的影响，这与南宁市流域广阔、水系发达、水生植物生长良好有关。在PC3中，C16和C18的载荷明显较高。短链正构烷烃主要来自光合细菌和浮游植物的贡献，其中C16和C18在一些细菌细胞中占主导地位[42-43]。此外，C16很少出现在非石油污染的环境中，因此可以作为石油来源的指标。综上认为，PC3主要受细菌、藻类和石油的影响。
2.2.3 主成分权重计算根据以上各PC的特征值、方差贡献率以及各物质的载荷系数、标准化系数，可得出3个主成分来源中各样品所贡献的权重。由于PC1和PC2均代表自然源，因此本研究重点分析PC3的样品权重。各主成分中样本的相对贡献权重见图 4。由图 4可见，对PC3代表的低等生物及石油来源中，样品贡献大小依次为：25、35、24、26、45、40、43、47、33、29、27，说明这些样品可能存在石油化合物的输入，也可能是由于存在大量的细菌等低等生物。结合采样点情况，以上样品63.6%来自耕地，27.3%来自林地，9.1%来自园地。柴油属于C10—C22烃类混合物，因此PC3中载荷系数较高的C16可能受翻耕机、播种机、锄草机等各种农业机械发动机中柴油不完全燃烧的影响。此外，靠近道路周边的采样点更容易受到交通排放等人为因素的影响[44]。
|
图 4 各主成分中样本的相对贡献权重弦图 |
(1) 南宁市地区土壤中的Σ24正构烷烃质量分数为3.93~131 μg/g，碳链长度分布范围为C12—C35，以C27—C33的峰高较高，其中C31质量分数最高，C22以上的高碳正构烷烃具有明显的奇偶优势，体现了典型的高等植物来源的特点。
(2) 正构烷烃系数CPI、AI、L/H和ACL的分析结果表明，研究区的正构烷烃主要来自陆地高等植物且总体上木本植物>草本植物，少部分可能存在石油污染。
(3) 通过PCA分析得到3个主成分，累积贡献率为90.7%，贡献率为：叶蜡(41.36%)>水生植物(27.88%)＞细菌和石油(21.49%)。可能存在石油化合物输入的土壤中63.6%来自耕地，27.3%来自林地，9.1%来自园地，研究区土壤中正构烷烃主要人为排放源可能受到农业机械和设施排放以及交通排放的影响。
| [1] |
HE Y, YANG C, HE W, et al. New insights into spatiotemporal source apportionment of n-alkanes under mixed scenario: A pilot study on Lake Chaohu, China[J]. Science of the Total Environment, 2020, 742(10): 140517. |
| [2] |
WANG C, WANG W, HE S, et al. Sources and distribution of aliphatic and polycyclic aromatic hydrocarbons in Yellow River Delta Nature Reserve, China[J]. Applied Geochemistry, 2011, 26(8): 1330-1336. DOI:10.1016/j.apgeochem.2011.05.006 |
| [3] |
DASHTBOZORG M, RIYAHI BAKHTIARI A, SHUSHIZADEH M R, et al. Quantitative evaluation of n-alkanes, PAHs, and petroleum biomarker accumulation in beach-stranded tar balls and coastal surface sediments in the Bushehr Province, Persian Gulf (Iran)[J]. Marine Pollution Bulletin, 2019, 146: 801-815. DOI:10.1016/j.marpolbul.2019.07.023 |
| [4] |
BEMANIKHARANAGH A, BAKHTIARI A R, MOHAMMADI J, et al. Characterization and ecological risk of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and n-alkanes in sediments of Shadegan international wetland, the Persian Gulf[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 124(1): 155-170. DOI:10.1016/j.marpolbul.2017.07.015 |
| [5] |
GUTHRIE J M. Molecular and carbon isotopic analysis of individual biological markers: evidence for sources of organic matter and paleoenvironmental conditions in the Upper Ordovician Maquoketa Group, Illinois Basin, U.S.A.[J]. Organic Geochemistry, 1996, 25(8): 439-460. DOI:10.1016/S0146-6380(96)00145-3 |
| [6] |
SCHINTEIE R, BROCKS J J. Paleoecology of neoproterozoic hypersaline environments: Biomarker evidence for haloarchaea, methanogens, and cyanobacteria[J]. Geobiology, 2017, 15(5): 641-663. DOI:10.1111/gbi.12245 |
| [7] |
KONG X, HE Q, YANG B, et al. Hydrological regulation drives regime shifts: evidence from paleolimnology and ecosystem modeling of a large shallow Chinese lake[J]. Global Change Biology, 2017, 23(2): 737-754. DOI:10.1111/gcb.13416 |
| [8] |
GALOSKI C E, MARTINEZ A J, SCHULTZ G B, et al. Use of n-alkanes to trace erosion and main sources of sediments in a watershed in southern Brazil[J]. The Science of the Total Environment, 2019, 682(10): 447-456. |
| [9] |
HAMELEERS A, MAYES R W. The use of n-alkanes to estimate herbage intake and diet composition by dairy cows offered a perennial ryegrass/white clover mixture[J]. Grass & Forage Science, 2010, 53(2): 164-169. |
| [10] |
MORAIS J, BERCHIELLI T T, VEGA A D, et al. The validity of n-alkanes to estimate intake and digestibility in Nellore beef cattle fed a tropical grass (Brachiaria brizantha cv. Marandu)[J]. Livestock Science, 2011, 135(2-3): 184-192. DOI:10.1016/j.livsci.2010.07.004 |
| [11] |
HAMELEERS A, MAYES R, et al. The use of n-alkanes to estimate supplementary grass silage intake in grazing dairy cows[J]. Journal of Agricultural Science, 1998, 131(2): 205-209. DOI:10.1017/S0021859698005760 |
| [12] |
阎琨, 庞国涛, 李伟. 广西茅尾海潮间带表层沉积物有机物特征及来源分析[J]. 海洋环境科学, 2022, 41(2): 303-308. DOI:10.13634/j.cnki.mes.2022.02.019 |
| [13] |
BU Q W, ZHANG Z H, WANG L, et al. Vertical distribution and environmental significance of saturated hydrocarbons in soil samples collected from Tianjin[J]. Progress in Geography, 2007(6): 21-32. |
| [14] |
马海丽, 钱枫, 肖璐, 等. 北京市春季大气可吸入颗粒物中多环芳烃和正构烷烃污染特征研究[C]. 第十八届中国大气环境科学与技术大会, 2011.
|
| [15] |
李全莲, 王宁练, 武小波, 等. 青藏高原雪冰中正构烷烃的组成特征及其环境意义[J]. 中国科学, 2009, 39(9): 1279-1287. |
| [16] |
郑艳红, 周卫健, 谢树成. 青藏高原东北部全新世泥炭正构烷烃的生物记录[J]. 沉积学报, 2009, 27(1): 142-146. DOI:10.14027/j.cnki.cjxb.2009.01.012 |
| [17] |
贾益群, 王玲, 孙海霞, 等. 绵羊粪便中的正构烷烃的GC-MS分析[C]. 全国有机质谱学术交流会, 2005.
|
| [18] |
石敏锐, 韩家懋, 周力平, 等. 植物亲缘关系影响植物叶蜡正构烷烃的含量和分布特征[J]. 第四纪研究, 2021, 41(4): 986-999. |
| [19] |
张林晔, 王铁冠. 某些现代生物中正构烷烃碳同位素研究[J]. 科学通报, 1998, 43(22): 2441-2444. |
| [20] |
梁柳玲, 杨肖娜, 叶开晓, 等. 气相色谱-质谱法测定废酸油渣中的16种多环芳烃[J]. 中国环境监测, 2021, 37(3): 192-200. |
| [21] |
李莉. 湖北鹤峰走马镇葛仙米分布区土壤正构烷烃特征研究[J]. 湖北民族学院学报(自然科学版), 2012, 30(4): 428-431. |
| [22] |
印红玲, 邱长燕, 叶芝祥, 等. 成都市春季土壤和扬尘中饱和烃的污染特征与来源分析[J]. 土壤通报, 2011, 42(5): 1236-1241. |
| [23] |
王文岩. 西安城郊正构烷烃和多环芳烃的空间分布, 来源分析及风险研究[D]. 陕西: 西北农林科技大学, 2014.
|
| [24] |
吴启豪, 马晓利, 陈平. 乌鲁木齐某含油废水污灌区土壤中正构烷烃空间分布特征及来源解析[J]. 环境污染与防治, 2019, 41(7): 831-836. |
| [25] |
张枝焕, 卢另, 彭旭阳, 等. 北京地区表层土中饱和烃组成特征及成因分析[J]. 生态环境学报, 2010, 19(10): 2398-2407. |
| [26] |
RUSHDI A I, AL-MUTLAQ K, EL-MUBARAK A H, et al. Occurrence and sources of aliphatic hydrocarbons in surface soils from Riyadh city, Saudi Arabia[J]. Journal of the Saudi Society of Agricultural Sciences, 2013, 12(1): 9-18. |
| [27] |
SOUZA D, MACHADO K S, FROEHNER S, et al. Distribution of n-alkanes in lacustrine sediments from subtropical lake in Brazil[J]. Geochemistry, 2011, 71(2): 171-176. |
| [28] |
WANG X C, CHEN R F, BERRY A. Sources and preservation of organic matter in Plum Island salt marsh sediments (MA, USA): long-chain n-alkanes and stable carbon isotope compositions[J]. Estuarine Coastal & Shelf Science, 2003, 58(4): 917-928. |
| [29] |
COMMENDATORE M G, NIEVAS M L, AMIN O, et al. Sources and distribution of aliphatic and polyaromatic hydrocarbons in coastal sediments from the Ushuaia Bay (Tierra del Fuego, Patagonia, Argentina)[J]. Marine Environmental Research, 2012, 74: 20-31. |
| [30] |
AGHADADASHI V, MEHDINIA A, MOLAEI S. Normal alkanes in sediments from the Persian Gulf: spatial pattern and implications for autochthonous, allochthonous, and petroleum-originated contaminants[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2021, 193(6): 364. |
| [31] |
AZIMI-YANCHESHMEH R, RIYAHI-BAKHTIARI A, SAVABIEASFAHANI M. Oil contamination in surface sediment of Anzali Wetland in Iran is primarily even carbon number n-alkanes[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2017, 189(11): 589. |
| [32] |
BAKLITIARI A R, ZAKARIA M P, YAZIZ M I, et al. Distribution of PAHS and n-alkanes in Klang River Surface Sediments, Malaysia[J]. Pertanika Journal of Science & Technology, 2010, 18(1): 167-179. |
| [33] |
BRAY E E, EVANS E D. Distribution of n-paraffins as a clue to recognition of source beds[J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 1961, 22(1): 2-15. |
| [34] |
IWEGBUE C M A, BEBENIMIBO E, OBI G, et al. Distribution and Sources of n-Alkanes and polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments around oil production facilities in the Escravos River Basin, Niger Delta, Nigeria[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2021, 80(2): 474-489. |
| [35] |
POYNTER J G. Aeolian-derived higher plant lipids in the marine sedimentary record: Links with palaeoclimate[J]. Paleoclimatology & Paleometeorology: Modern & Past Patterns of Global Atmospheric Transport, 1989, 282: 435-462. |
| [36] |
MEAD R, XU Y, CHONG J, et al. Sediment and soil organic matter source assessment as revealed by the molecular distribution and carbon isotoand[J]. Marine Chemistry, 2009, 113(3-4): 149-163. |
| [37] |
THOMAS C L, JANSEN B, VAN LOON E E, et al. Transformation of n-alkanes from plant to soil: a review[J]. Soil, 2021, 7(2): 785-809. |
| [38] |
刘晓秋. 吉林省主要类型土壤中正构烷烃分布特征及其意义[D]. 吉林: 吉林大学, 2013.
|
| [39] |
SIKES E L, UHLE M E, NODDER S D, et al. Sources of organic matter in a coastal marine environment: Evidence from n-alkanes and their δ13C distributions in the Hauraki Gulf, New Zeal[J]. Phytochemistry, 1993, 34(2): 381-387. |
| [40] |
ANKIT Y, MISHRA P K, KUMAR P, et al. Molecular distribution and carbon isotope of n-alkanes from Ashtamudi Estuary, South India: Assessment of organic matter sources and paleoclimatic implications[J]. Marine Chemistry, 2017, 196(20): 62-70. |
| [41] |
FICKEN K J, LI B, SWAIN D L, et al. An n-alkane proxy for the sedimentary input of submerged/floating freshwater aquatic macrophytes[J]. Organic Geochemistry, 2000, 31(7-8): 745-749. |
| [42] |
VISO A C, PESANDO D, BERNARD P, et al. Lipid components of the mediterranean seagrass Posidonia Oceanica[J]. Organic Geochemistry, 2005, 36(3): 363-370. |
| [43] |
CRANWELLI P A, EGLINTON G, ROBINSON N. Lipids of aquatic organisms as potential contributors to lacustrine sediments—ll[J]. Organic Geochemistry, 1983, 6(11): 513-527. |
| [44] |
TIAN Y, LIU X, HUO R, et al. Organic compound source profiles of PM2.5 from traffic emissions, coal combustion, industrial processes and dust[J]. Chemosphere, 2021, 278: 130429. |