水体磷酸盐O同位素技术研究进展与发展前景.pdf

引 言 磷(P)是河流及海洋生态系统重要的生源要素,过量的 P 也是导致水体富营养化的重要原因(Sinha et al.,2017)。多年来由于方法学的限制,探究水体中P 的来源及其生物地球化学循环过程是本领域一直以来的研究难点,尽管有学者采用泥沙指纹识别、微生物群落指纹识别等技术手段以及从 P 形态时空变化特征等方面间接地对水体 P 源及迁移转化过程做出了很多有益的探索,但均未从根本上解决 P 源及 P 循环过程精准识别的问题(Rivard et al.,2016;Jin et al.,2020)。磷酸盐 O 同位素(18OP)技术是识别P 源及 P 迁移转化过程的有效工具,天然水体中的 P与 O 结合紧密(多以 PO3 4形态存在),具有很高的稳定性,尽管 P 只有 1 种稳定同位素(31P),但是 O 却有 3 种稳定同位素(16O、17O、18O),因此,18OP为利用稳定同位素技术示踪 P 及探讨其循环过程提供了可能(Yuan et al.,2017)。针对 18OP技术的实验方法,目前主要通过采集相当数量的环境样品和前处理方法(富集、分离和纯化)将样品中的磷酸盐全部转化成 Ag3PO4固体,经高温裂解将 Ag3PO4中的 O 转化为 CO,利用稳定同位素比质谱仪测定其18O/16O 值(Liu et al.,2019)。由于自然界中的样品成分复杂,尤其是有机质和其他含 O 物质的存在,不仅会干扰 Ag3PO4的生成,还会干扰稳定同位素比质谱仪的测定结果,因此样品的前处理显得尤为重要(方玲等,2014)。然而,现有样品的前处理方法步骤繁琐且样品采集量大,严重制约了 18OP技术的发展与应用(周威,2015),为此近年来众多科学家围绕提高 Ag3PO4纯化率、简化前处理步骤、减少样品采集量,进行了不同应用场景下 18OP前处理方法的优化(McLaughlin et al.,2004;Liang and Blake,2006),以提高方法的便捷性与适用性。随着方法的不断进步,18OP技术已在海洋以及河口中得到了较为广泛的应用(Tonderski et al.,2017),然而受限于淡水生态系统水环境条件的复杂性,其在内陆水体(河流及湖泊)领域中的应用仍处于起步阶段,在方法的适用性以及结果的可信性方面仍存在争议(McLaughlin et al.,2006d;Davies et al.,2014)。18OP技术的广泛应用需要便捷的实验方法、系统化的数据处理手段以及直观的数据展现形式,鉴于现阶段该技术的发展现状,综述了水体 18OP技术的实验方法与应用现状,并展望了 18OP技术的发展前景,以期为相关学者在该领域的研究提供参考。1 水体 18OP值测定方法研究进展 18OP值的测定最初是为解决将 H2O-CO2测温方程应用于古气候研究中缺乏水的 O 同位素组成这一问题(Epstein et al.,1953),最早采用的是 H2O-CO2平衡法,将无机磷酸盐热解为 H2O 和焦磷酸盐,然后实现 H2O 和 CO2的 O 同位素平衡,通过测定 CO2中的18O/16O 值来表征磷酸盐中的18O/16O(Cohn and Drysdale,1955)。该方法需要花费大量时间并且需要大量样品才能保证测定的准确性。自 20 世纪 60 年代以来,研究人员通过磷酸盐沉淀剂(-BiPO4)的氟化或溴化来获得气态 O2,并进一步转化为 CO2,最后通过质谱检测最终获得样品的 18OP值(Tudge et al.,1960;Longinelli,1965)。由于-BiPO4的吸湿性会极大地影响 O 同位素的测量精度,Crowson et al.(1991)用一种更稳定的沉淀剂 Ag3PO4取代了 BiPO4以提高测量精度。然而,这些方法在操作的过程中会使用和产生包括 BrF5和 HF 在内的危险物质(Lcuyer et al.,1993;Vennemann et al.,2002),较低的 O2产率(87%)以及较大的样品终产物需求量(45mg Ag3PO4),严重阻碍了这些方法的发展(Gruau et al.,2005)。1994 年,ONeil et al.(1994)将石墨与 Ag3PO4在硅管中以 1200 加热并产生 CO,利用质谱仪测定 CO 中的18O 同位素。经过多年的发展,高温还原(TC/EA)与同位素比质谱仪(IRMS)联用的方法被广泛应用并成为 18OP值测定的标准方法(Vennemann et al.,2002),获取 TC/EA-IRMS 上机所需的高纯度 Ag3PO4成为该方法的关键。尽管在18OP值测定的方法中,Ag3PO4已广泛作为前处理终产物(Stephan,2000),但是缺乏国际认证 第 2 期 李思敏等:水体磷酸盐 O 同位素技术研究进展与发展前景 263 Geochimica Vol.52 No.2 pp.261270 Mar.,2023 的 Ag3PO4标准是该方法面对的一个较大的挑战。一些研究人员利用国际认证的 18O 标准,如 NBS120c或与富含18O 的水平衡的 KH2PO4溶液,制作了合成Ag3PO4标准材料(Lcuyer et al.,2007),这些合成Ag3PO4材料已被证明在长期(至少 8 a)内是稳定的,但是这些材料的有限可用性等一系列问题是广泛应用此类材料的重大阻碍。其次,线性效应也会影响18OP的测定,线性效应是指引入 EA-IRMS 的样品质量变化所导致的同位素比值变化,从而导致质谱仪中 CO 离子的峰太小(Davies et al.,2014)。样品之间 Ag3PO4热解效率和 CO 产率的变化会导致峰高的变化,使得这一过程更加复杂。在 TC/EA 中,Ag3PO4完全转化为 CO 存在困难,因为 Ag3PO4需要在炉的热点区域进行热解(Laporte et al.,2010)。虽然许多化合物可以很容易地实现完全转换(特别是在超过1400 的温度下),但其他基体(如碳酸盐)的不完全转换可能引发同位素分馏(Kornexl et al.,1999),因此在 TC/EA-IRMS 上机前,确保 O 只来源于 PO3 4而非其他含 O 杂质至关重要。含 O 杂质,包括溶解态 有机物(DOM)以及有机 P(OP)等,必须从样品中去除以保证最终测定结果的准确性(Gruau et al.,2005)。近年来,围绕 18OP前处理方法中的富集分离纯化流程,众多学者开展了方法的探索与优化以提高前处理方法的适用性、便捷性(薛珂等,2021)。以早年Karl and Tien(1997)创建的Mg诱导磷酸盐共沉淀法(MAGIC)以及 Longinelli and Nuti(1993)创建的磷钼酸铵磷酸铵镁(APM+MAP)方法为基础与借鉴,众多研究者针对不同的水环境条件开展了大量的方法优化工作,通过调整实验步骤、优化实验参数(薛珂等,2021)、实验药品替代(Tcaci et al.,2019)、重复实验操作(雷学铁,2021)等手段以强化有机质及Cl的有效去除,从而提高方法的适应性与便捷性(Longinelli and Nuti,1973;Gruau et al.,2005;林继军等,2010;Goldhammer et al.,2011;张金流等,2017;Neidhardt et al.,2018;Tcaci et al.,2019;Liu et al.,2021;薛珂等,2021;表 1)。然而,经过几十年的发展,现有前处理方法仍无法摆脱样品需求量大、方法繁琐的现状。表 1 水体样品 18OP前处理方法 Table 1 Pretreatment methods of 18OP for water samples 研究对象 富集方法 有机质去除 阳离子去除 Cl去除 回收率(%)参考文献 淡水 Fe(OH)3 活性炭-Amberlite-IRA-400(OH型)离子交换脂 70.5 Gruau et al.,2005淡水 NaOH 和 Mg(NO3)2-BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)CePO4沉淀KAC 多次洗涤 84.3 薛珂等,2021 淡水 Dowex1X8-200 氯离子型阴离子交换树脂 DAX-8 大孔树脂 BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)CePO4沉淀KAC 多次洗涤-Tcaci et al.,2019淡水 Zr-Oxide 膜 H2O2 BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)CePO4沉淀KAC 多次洗涤 92.87.4 Liu et al.,2021 海水 聚丙烯纤维-Fe(OH)3富集磷酸盐 H2O2/KMnO4 氧化有机质-多次磷钼酸铵/磷酸铵镁沉淀-Longinelli and Nuti,1973 海水 NaOH 和 MgCl2-BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)CePO4沉淀KAC 多次洗涤-McLaughlin et al.,2004 海水 NaOH 和 MgCl2 HLB 固相萃取柱除大分子有机质 BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)阴离子交换树脂-Colman et al.,2005海水 NaOH 和 MgCl2-732 型阳离子交换树脂柱 CePO4沉淀KAC 多次洗涤 80.5 林继军等,2010 孔隙水 NaOH 和 MgCl2-BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)BioRADAG508 阳离子交换树脂(OH型)-Goldhammer et al.,2011 淡水 NaOH 和 MgCl2 大孔树脂+阴离子树脂 BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)CePO4沉淀超纯水多次洗涤-张金流等,2017 地下水 Fe(OH)3-BioRADAG508 阳离子交换树脂(H+型)多次洗涤-Neidhardt et al.,2018 注:“-”表示无数据。264 2023 年 Geochimica Vol.52 No.2 pp.261270 Mar.,2023 18OP前处理方法的关键在于水体磷酸盐的选择性提取,近年来不断发展的薄膜扩散梯度技术(DGT)为方法的优化带来了新的思路(Ding et al.,2010),通过磷酸盐的原位获取与实验室的高效洗脱,规避了现有前处理方法样品采集量大、方法繁琐的缺点。然而,过长的原位富集时间(15 d 左右)所带来的方法便捷性及潜在的同位素分馏风险问题也是该方法目前无法逾越的障碍(Liu et al.,2021)。2 水体 18OP应用进展 水体温度(t)、水体 O 同位素(18Ow)与 18OP组成的经验平衡公式是利用 18OP技术探究 P 源及 P迁移转化的重要理论基础。当实际测得的 18OP值与基于 t 与 18Ow计算出的 18OP平衡值发生偏离时,说明水体中的18OP未被微生物所完全改变,从而蕴含了 P 来源的信息以及未引发同位素分馏的 P 生物地球化学过程(Tian et al.,2020)。2.1 P 源识别 18OP最早被用于陆地及海洋的古水文和古气候研究中(Longinelli,1984),随着 18OP测定技术的不断进步,其应用的广度与深度逐渐扩展,并逐渐成为示踪 P 源及 P 循环过程的有效工具。18OP技术一个重要的应用方向是水体(河流、湖泊以及河口)P源的识别(Young et al.,2009;Yuan et al.,2019)。水体P 的来源主要包括自然来源和人为来源,其中自然来源主要包括土壤母质风化、大气沉降、岸边带植物、返回产卵地的洄游鱼类以及河岸侵蚀;人为的 P源输入主要包括点源(如污水处理厂)和面源(如地表径流),精准识别水体 P 的来源对水环境水生态健康的诊断以及水体富营养化控制措施的精准施策至关重要(Withers and Jarvie,2008)。水体中的 18OP主要由源头的18OP以及微生物的活动所决定,不同来源的磷酸盐具有显著不同的 O 同位素组成且进入水体后没有发生显著的同位素分馏是利用 18OP技术示踪 P 源的前提(McLaughlin et al.,2006d)。一般认为微生物体内的焦磷酸酶是引发水体磷酸盐中 PO 键断裂,从而成为磷酸盐中的 O 与水体中的 O 发生同位素交换的主要原因。Longinelli and Nuti(1973)最早提出了 t、18Ow与 18OP组成的经验平衡公式,假定磷酸盐和水之间的分馏效应随温度的变化如下:1818Pw()111.44.3 O Ot (1)在大多数地表温度(80)和压力下,如果没有生物的作用,PO 键能抵制无机水解,不会发生 O的交换(Bryant et al.,1996),也就保留了析出溶液的温度和水同位素比值特征。研究发现,海洋中的磷酸盐在微生物的作用下与海水发生了更为完全的交换,因此海洋中的 18OP更趋向于平衡值,这可能是制约 18OP在海洋 P 源示踪方面应用的因素之一(Longinelli et al.,1976)。而在内陆的河流、河口以及湖泊中,微生物作用下磷酸盐中的 O 与周围水体中的 O 交换并不完全,因此保留了源头 18OP的相关信息;与此同时,与海洋相比,内陆水体中的 P 更丰富,并且部分水体呈现富营养化状态,水体中的 P 大大超过了生物所能利用的 P,从而为内陆水体 P 的示踪带来希望。近年来针对流域、湖泊以及河口地区的 P 源识别已经取得了阶段性的进展,采用 18OP技术在河口、湖泊以及流域中识别 P源的相对贡献方面展示出了很好的优势(田丽艳等,2016;Depew et al.,2018)。与此同时,不同 P源的 18OP也具有统计学上的差异(表 2),如污水、洗涤剂、化肥、动物粪便、土壤渗滤液的 18OP值范围分别为 8.418.4、13.318.6、18.224.1、15.223.8、10.223.6,为 P 源的精准识别提供了数据支撑(Young et al.,2009)。然而,针对 18OP技术是否能够实现水体的 P溯源,在应用基础上仍然存有争议。首先,不同来源的磷酸盐需要具有显著不同的 O 同位素组成,如何识别不同 P 源 18OP值的统计学差异是区分不同来源的磷酸盐是否具有显著不同 O 同位素组成的关键。虽然目前已经建立针对不同来源的18OP值统计,但是这些统计学的差异都是基于特定区域的,在其他区域,由于地质条件和发展水平的差异,该统计学规律是否适用关乎利用 18OP技术 P 溯源的准确性。其次,潜在的 P 源越多,18OP在统计学上的差异越不利于后续模型的识别。目前针对 P 源的识别会战略性地忽略目标之外的 P 源,仅针对 23 个为数较少的 P 源利用二元模型或者贝叶斯模型识别不同 P源的相对贡献(Colman et al.,2002;McLaughlin et al.,2006a)。最后,生物过程对 18OP具有很大的影响,微生物的作用是驱动18OP平衡分馏的重要因素,在P 的生物地球化学循环方面起到了关键作用。由于导致磷酸盐在水体中实现同位素平衡分馏的酶在天然水环境系统中广泛存在(Broecker et al.,1982),针对欧美国家河流和湖泊 18OP远未达到同位素平衡 第 2 期 李思敏等:水体磷酸盐 O 同位素技术研究进展与发展前景 265 Geochimica Vol.52 No.2 pp.261270 Mar.,2023 分馏的结论在我国的河流及湖泊中是否适用,又是关乎该技术能否在我国进行 P 源识别的重要议题。我国河流、湖泊的富营养化程度高,污染负荷重,部分河流水动力条件差,这些都是间接影响18OP平衡分馏的重要原因。因此,明确这一应用基础也是利用 18OP技术实现 P 源识别的重要前提之一。2.2 P 的迁移转化过程 长久以来,探究 P 的迁移转化过程面临方法的局限性,众多研究者采用 P 质量平衡法(Smith et al.,1989)、模型法(Bowes et al.,2008)、P 循环螺旋(Simpson et al.,2002;Scott et al.,2002)以及 P 形态时空分布特征(Jarvie et al.,2002)等方法间接探究 P 的循环过程,然而这些方法均未直接追踪与 P 循环相关的特定生物地球化学过程。18OP技术的出现为探究 P 在水体中的迁移转化过程、追踪水生生态系统P 的生物地球化学行为、评估水生生态系统的生态健康、分析水生植物对 PO3 4的吸收和利用能力以及植物根际微生态系统的活动提供了新的有力研究 表 2 全球水生生态系统 18OP数据统计 Table 2 Global Aquatic Ecosystem 18OP data collection 类型 采样类型 最小 18OP()最大 18OP()平均18OP()研究区域 参考文献 沿岸表层水 15.90 22.30 20.00 蒙特雷湾;长岛湾 McLaughlin et al.,2004,2006b;Colman et al.,2005 开阔大洋表层水(200 m)17.40 25.40 22.60 北大西洋;太平洋 Colman et al.,2005 海洋 海洋孔隙水 12.80 26.60 22.20 南大西洋 Goldhammer et al.,2011 海湾 7.80 20.30 15.90 北旧金山湾 McLaughlin et al.,2004,2006a,c 淡水处 7.70 10.24 8.97 河口 含盐量高处 2.72 4.43 3.58 切萨皮克湾 Li et al.,2017 河流(干流)8.60 15.20 12.40 圣华金河;埃里克湖 McLaughlin et al.,2006a;Elsbury et al.,2009;Young et al.,2009 河流(支流)9.20 17.20 12.50 圣华金河;太浩湖;伊利湖 McLaughlin et al.,2006a;Young et al.,2009 河流 10.30 11.20 10.70 绵远河 钟颖,2019 河流-18.30 圣劳伦斯河 Tcaci et al.,2019 河流 6.00 20.90 13.45 黄柏河 Wei et al.,2021 地下水 15.10 22.40 18.60 加州埃尔克霍恩斯劳;圣华金河东侧嵌套井 Blake et al.,2001;McLaughlin et al.,2006a;Young et al.,2009 地下水 14.10 16.60 15.35 河内红河三角洲 Neidhardt et al.,2018 湖水 9.70 18.40-巢湖 孙喆,2017 湖水(表层)10.00 17.10 14.10 湖水 8.40 15.80 13.60 湖水(58 m)-12.70 美国伊利湖 Elsbury et al.,2009 湖水 14.20 14.60 14.40 红枫湖 废水处理厂排水(进水)-20.70 贵州省 废水处理厂排水(出水)-17.70 贵州省 泉水 14.40 15.60 15.00 贵州省 Liu et al.,2021 淡水 废水处理厂排水 8.40 18.40 12.90 法国布列塔尼 Gruau et al.,2005;McLaughlin et al.,2006c 注:“-”表示无数据。266 2023 年 Geochimica Vol.52 No.2 pp.261270 Mar.,2023 工具(Liu et al.,2021)。P 在很多海岸及深海中更容易被高效利用,导致海水中的磷酸盐在生物的作用下发生同位素平衡分馏,因此海水中的18OP大部分不会含有 P 源信息,其实际的 18OP值与计算得到的平衡 18OP值所发生偏离的程度主要取决于生物作用,这一认识是利用 18OP技术探究 P 循环过程的重要基础(Davies et al.,2014)。McLaughlin et al.(2006c)在针对加利福尼亚海湾水体 P 循环速率研究中发现,利用 18OP技术可以很好地识别海湾地区不同水深、不同季节的 P 循环速率。同时,Colman(2002)提出 P的循环速率在不同的沿海海域并不相同,入海河流与沿海海域 18OP的差距表明,近海海域快速的 P 循环速率能够在短时间内抹去水体 18OP来源的印迹。在远离陆地的大洋海域,微生物较为活跃的浅层水体中溶解态无机 P(DIP)的浓度较低,而在深层水体,DIP 浓度升高。Broecker(1982)的研究表明,太平洋深层水体的 DIP 浓度比大西洋高,可能是由于大洋环流所致,因此大洋内部的18OP由海洋水循环作用下的微生物利用决定,这一观点得到了 Colman et al.(2005)的支持。McLaughlin et al.(2013)采用多种方法(包括 18OP技术、碱性磷酸酶酶标荧光法以及磷酸盐周转速率中的33P 摄取法)探究 Sargasso 海中的P 生物地球化学循环过程,研究表明溶解态有机P(DOP)能够被浮游植物和微生物所利用以补给其内部细胞的生存需求。DOP 的再矿化过程在海洋温跃层以上最为明显,这主要是由于温跃层以上大量的真核生物产生碱性磷酸酶、更快的 P 周转率以及18OP远离平衡值。这些数据表明胞外酶作用下的DOP 再矿化作用广泛存在,DOP 能占到总 P 利用的60%,并且能够供给相当数量的初级生产力需求。而在温跃层以下,碱性磷酸酶含量减少,P 的周转时间加长,18OP更接近平衡值(Paytan and Mclaughlin,2011)。近年来尽管对海洋中有机和无机 P 形态的循环进行了广泛研究,但对多孔含水层中的循环和转化过程知之甚少。Harald Neidhardt et al.(2018)通过对地下水中 18OP的分析发现了细胞内微生物循环机制以及一个具有明显同位素重信号的 P 源,由此,亚洲河漫滩和三角洲地区的多孔含水层被证明是研究 P 的生物地球化学循环及其在地下水环境中行为的理想天然实验基地。Young et al.(2009)研究发现,圣华金的地下水样本与周围水体样本的 18OP不平衡,18OP浅井为 11.5,深井为 9.7。相比之下,Blake et al.(2001)发现在来自科德角含水层的 4 个样本中,18OP和 18Ow存在正相关性,证明了微生物活性对 18OP的影响,表明 18OP可用于研究微生物循环过程对地下含水层内磷酸盐迁移转化的影响。可见,基于 18OP技术的应用基础,利用该技术探究P 的循环过程多应用于海洋中,在内陆水体及地下水中的应用相对较少。这可能与内陆水体比海洋及河口样品采集更困难、水质更复杂以及受人类活动影响更强烈有关。3 水体 18OP技术发展前景 3.1 P 源 18OP数据库的构建 有效识别目标水体潜在 P 源 18OP值在统计学上的差异对最终 P 源的识别至关重要。目前相关学者针对P源18OP值的确定主要基于部分特定水体的统计值(Jaisi and Blake,2014;Mingus et al.2019),对目标水体的参考意义不大,针对需要长期监测的流域、湖泊以及河口等地,建立 P 源 18OP数据库是十分必要的,这将有利于各项水环境管理及治理措施的精准施策。同时应考虑不同因素对潜在 P 源 18OP值变化的影响,如农作物施肥的时机、降雨的变化、季节更迭条件下土壤渗滤液以及污水厂排水 18OP值的波动。探究不同因素对 P 源基质 18OP值的影响有利于明确 P 源基质 18OP值的变化,提高 P 源基质18OP数据库的准确性。基于目标水体 P 源基质 18OP数据库的构建能为该水体 P 源的识别提供更有价值的参考,有力推动 18OP技术在内陆水体中的应用。3.2 18OP的数据可视化与解译 随着对水体 18OP认识的不断深入以及水体18OP分析手段的不断进步,研究人员一直致力于量化和理解自然系统中 18OP的时空差异,随着便捷、规范的18OP前处理方法的建立,该技术在内陆水体(流域、湖泊以及河口)中的应用将迅速得到推广。内陆水体 18OP空间变化信息的积累以及空间数据的可视化与解译将是下一阶段发展的关键。空间 18OP数据的获取和地理信息系统的开发为以同位素景观图谱概念为基础的 18OP信息可视化奠定了基础(Ishida et al.,2019)。同位素景观图谱是空间表征18OP数据的重要手段,可以在景观尺度上展示同位素组成的时空变化,通过后续的模型解译,有助于我们更好地理解人类活动对 P 循环的影响。18OP数据的可视化与解译能够追溯或诊断相关的地球化学 第 2 期 李思敏等:水体磷酸盐 O 同位素技术研究进展与发展前景 267 Geochimica Vol.52 No.2 pp.261270 Mar.,2023 反应和污染源,让决策者更全面地了解 P 污染的风险并精准溯源。从区域 P 源 18OP数据库的构建到大尺度 18OP的数据采集、数据分析与可视化呈现与模型解译,18OP技术广泛应用后所带来的数据优势将逐渐显现,在未来这一领域将具有极大的研究价值与发展潜力。3.3 18OP指标化前景 指标是评价水环境与生态系统健康状况的重要手段,主要分为 2 类:一类是定量化的数值以评价水体健康状况的某一方面;另一类是对各指标进行主观加权,综合判断水体的健康状况。针对地表水,常常利用总磷、总氮、化学需氧量等水质指标和各种生物指标来评价其健康状况,虽然这些指标已广泛有效地应用于水环境问题的识别,并作为水环境管理的基础,但它们不能适用于新形势下复杂的水环境问题,在对历史污染事件的诊断以及污染源溯源及迁移转化方面显得无能为力,而稳定同位素技术则显示出了更强的生命力,如在生物地球化学循环速率异常高的地点或污染严重的地点,水体 18OP值与其他正常地点往往具有显著差异,可以用于指示或诊断相关反应和污染源。稳定同位素技术在数据采集、解释和多场景应用等方面的发展将在污染物来源识别和转化过程中发挥重要作用,成为水环境评价的另一种有效手段。然而值得一提的是,将稳定同位素比值作为某种指标使用时,虽然就指标对象和同位素比值之间的关系设定了某种假设,但是其妥当性、严密性存在问题。例如利用 18OP进行P溯源时,虽然假设了各种来源对应的典型18OP值,但实际上,即使是同一种来源,其同位素比值都会有某种程度的变化幅度,这已是普遍的共识,对于溯源解析的定量推测而言,这是一个无法忽略的误差原因。因此,虽然 18OP值是一种定量的数值,但实际上因为与指标对象之间的关系具有不确定性,所以许多时候只能作为定性指标解释,或者意味着18OP技术只能识别出不同 P 源的相对顺序。4 结 语 18OP技术是探究水体 P 源及 P 迁移转化过程的有效工具,经过多年来的发展,水体 18OP值的测定逐渐形成了以“富集分离纯化TC/EA-IRMS”为主体的方法流程,众多学者针对不同的目标水体开展了前处理方法的优化,然而该方法现阶段仍然面临样品采集量大、实验步骤繁琐以及前处理终产物纯化率不高等问题,阻碍了其广泛应用。虽然在 18OP的技术应用基础上存在争议,但其在内陆水体的 P源识别以及海洋水体的 P 迁移转化方面已经取得阶段性进展。目前 18OP技术在内陆水体中的应用仍处于起步阶段,有较为广阔的发展前景,未来基于目标水体的 P 源 18OP数据库的构建、18OP的数据可视化以及 18OP的指标化将是该领域重要的发展方向。致谢:感谢两位匿名审稿专家提出的宝贵修改意见与建议。参考文献(References):方玲,周爱国,周建伟,刘存富,刘运德,李小倩.2014.天然水及地质样品中磷酸盐氧同位素测试技术及其应用研究综述.安全与环境工程,21(4):4451.雷学铁.2014.九龙江河口溶解磷酸盐及沉积物中不同形态磷酸盐的氧同位素分布特征及意义.厦门:厦门大学硕士学位论文:1025.林继军,陈志刚,刘广山.2010.应用于磷酸盐氧同位素测定的海水中溶解态磷酸盐的富集、分离与纯化.厦门大学学报(自然科学版),49(2):238241.孙喆.2017.巢湖北岸东部山区岩源磷迁移特征及其来源识别.合肥:合肥工业大学硕士学位论文:19.田丽艳,郭庆军,何会军,郎赟超,胡健,杨俊兴,魏荣菲,韩晓昆.2016.磷酸盐氧同位素技术在环境科学中的研究进展.生态学杂志,35(7):19471956.薛珂,张润宇,安宁,陈敬安,邹银洪,刘勇,张志.2021.淡水磷酸盐氧同位素前处理方法的优化.湖泊科学,30(1):319326.张金流,何星宇,陈鑫,徐舟,郑昆.2017.一种淡水溶