环境科学  2015, Vol. 36 Issue (3): 914-921   PDF    
引用本文
叶琳琳, 吴晓东, 孔繁翔, 刘波, 闫德智. 太湖入湖河流溶解性有机碳来源及碳水化合物生物可利用性[J]. 环境科学, 2015, 36(3): 914-921.
YE Lin-lin, WU Xiao-dong, KONG Fan-xiang, LIU Bo, YAN De-zhi. Sources of Dissolved Organic Carbon and the Bioavailability of Dissolved Carbohydrates in the Tributaries of Lake Taihu[J]. Environmental Science, 2015, 36(3): 914-921.
太湖入湖河流溶解性有机碳来源及碳水化合物生物可利用性
叶琳琳1,2, 吴晓东3, 孔繁翔2 , 刘波1, 闫德智1    
1. 南通大学地理科学学院, 南通 226000;
2. 中国科学院南京地理与湖泊研究所, 湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008;
3. 中国科学院寒区与旱区环境工程研究所, 兰州 730000
收稿日期: 2014-09-06; 修订日期: 2014-10-07.
基金项目： 国家自然科学基金项目(41201076, 41001032); 湖泊与环境国家重点实验室开放基金项目(2012SKL006)
作者简介：叶琳琳(1981~), 女,博士,讲师,主要研究方向为富营养化湖泊碳素循环,E-mail:yelinlin8164@163.com
通讯联系人,孔繁翔,E-mail:fxkong@niglas.ac.cn
摘要：以太湖流域西北部殷村港和陈东港两条入湖河流为研究对象,于2012年9月至2013年8月每月采集表层水体样品, 测定了水温、叶绿素a浓度和浮游细菌丰度,并分析了溶解性有机碳DOC(dissolved organic carbon)浓度及其碳稳定同位素特征值(δ13 CDOC)、紫外吸光度SUVA254(specific UV absorbance)以及溶解性碳水化合物浓度的变化规律. 结果表明,殷村港和陈东港δ13 CDOC变化范围为 -27.03‰±0.30‰~-23.38‰±0.20‰,以外源性碳为主. 浮游植物光合作用产物的释放和外源输入是河流中溶解性碳水化合物的主要来源. 两条入湖河流中多糖PCHO(polysaccharides)和单糖MCHO(monosaccharides)浓度在春夏季与秋冬季具有显著差异(P<0.01, n=12; P<0.01, n=12). 这与碳水化合物的来源及组分的可利用性有关. 秋冬季藻类消亡过程中释放的PCHO在低温下不易被降解,容易堆积,因此两条入湖河流总溶解性碳水化合物TCHO(total dissolved carbohydrates)以PCHO为主; 而在春夏季,随着温度升高,PCHO被微生物分解利用转化为MCHO, MCHO是TCHO中主要组分.
关键词： 溶解性碳水化合物     溶解性有机碳     来源     殷村港     陈东港    
Sources of Dissolved Organic Carbon and the Bioavailability of Dissolved Carbohydrates in the Tributaries of Lake Taihu
YE Lin-lin1,2, WU Xiao-dong3, KONG Fan-xiang2 , LIU Bo1, YAN De-zhi1    
1. School of Geography Science, Nantong University, Nantong 226000, China;
2. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. Cold and Arid Regions Environmental and Engineering Research Institute, Chinese Academy of Sciences, Lanzhou 730000, China
Abstract: Surface water samples of Yincungang and Chendonggang Rivers were collected from September 2012 to August 2013 in Lake Taihu. Water temperature, Chlorophyll a and bacterial abundance were analyzed, as well as dissolved organic carbon (DOC) concentrations, stable carbon isotope of DOC (δ13 CDOC), specific UV absorbance (SUVA254) and dissolved carbohydrates concentrations. δ13CDOC ranged from -27.03‰±0.30‰ to -23.38‰±0.20‰, indicating a terrestrial source. Both the autochthonous and allochthonous sources contributed to the carbohydrates pool in the tributaries. Significant differences in PCHO (polysaccharides) and MCHO (monosaccharides) concentrations were observed between spring-summer and autumn-winter (P<0.01, n=12; P<0.01, n=12), which might be caused by the variation in the sources and bioavailability of carbohydrates. PCHO contributed a major fraction to TCHO (total dissolved carbohydrates) in autumn and winter, which could be explained by the accumulation of undegradable PCHO limited by the low water temperature; MCHO contributed a major fraction to TCHO in spring and summer, which might be caused by the transformation from PCHO by microbes at high water temperature.
Key words: dissolved carbohydrates     dissolved organic carbon     sources     Yincungang River     Chendonggang River    

溶解性有机碳DOC(dissolved organic carbon)是溶解性有机物DOM(dissolved organic matter)中重要组分[1]，是浮游细菌生长代谢的重要碳源，在微食物网循环中具有重要作用，其生物可利用性一直是生态系统研究的重点与热点. 内源和外源性DOC具有不同物质结构组成，会影响细菌对其吸收利用以及碳素在食物网中的传递效率[2]. 由于不同来源DOC的δ13 C存在差异，因此通过碳稳定同位素特征值可以追溯其来源[3]. 比如在美国威斯康星州Northern Highland 湖区的32个湖泊中研究发现，部分湖泊δ13 CDOC与陆源C3植物碳稳定同位素特征值(-27‰)接近，表明外源输入是DOC的主要来源[4].

紫外吸光度值SUVA254可以表征DOC中腐殖质含量[5]，在日本Kasumgaura湖研究发现，入湖河流SUVA254高于湖水[6, 7]. 以往的研究认为外源性DOC中腐殖质含量较高，不易被细菌分解利用[8]. 但近来有研究表明[9]，腐殖质可以作为细菌生长碳源，在Mississippi和Pear River细菌生产力与SUVA254显著正相关; 但也有研究[10]认为外源性DOC的可利用效率低，在被细菌利用过程中会转化成二氧化碳，而不能传递到更高一级食物链.

一般认为内源性DOC由于富含碳水化合物、 氨基酸等活性物质容易被细菌分解利用[11, 12]. 碳水化合物是DOM中主要组分，其所占比例为1%~30%，它们主要来源于浮游植物光合作用产物的释放，被浮游动物捕食后破损细胞产生的可溶物以及各种陆源输入如地表径流，沉积物再悬浮[13, 14]. 碳水化合物是浮游植物光合作用的基础产物，容易被细菌生长代谢所利用[15, 16]，并且通过生物化学反应可以转化成其它重要的生物聚集体如蛋白质、 脂肪和核酸[17]. 此外，碳水化合物能与有机物形成腐殖质，对重金属离子有极强的吸附和络合能力，影响重金属离子的生态和地球化学行为[18].

目前在海洋、 湖泊以及河口[17, 18]等水生生态系统中已开展了大量关于DOC来源与碳水化合物分布特征的研究，但还没有关于富营养化湖泊入湖河流中DOC来源及碳水化合物生物可利用性的相关报道. 有研究表明在太湖河口区域，外源性碳成为浮游细菌生长代谢的主要碳源[19]. 作为太湖15条主要入湖河流，陈东港和殷村港入湖流量在环太湖流域河流中分别为第一和第三[20, 21]，其中陈东港年平均水量达到21亿m3，占总入湖水量的37%[22]，殷村港年平均水量为11亿m3[23]. 因此太湖入湖河流中溶解性有机碳来源及其重要组分如碳水化合物，对于太湖水体微食物网碳循环具有重要影响. 本文以殷村港和陈东港两条入湖河流为研究对象，进行了为期一年的水样采集，分析了溶解性有机碳的来源，水温、 叶绿素a、 浮游细菌丰度、 溶解性有机碳、 SUVA254以及各种溶解性碳水化合物浓度的变化规律，探讨了碳水化合物的来源、 各组分之间的转化关系及生物可利用性，以期为深入研究太湖流域水体碳素循环机制提供重要参考依据.

1 材料与方法 1.1 样品采集

陈东港位于宜兴丁蜀镇境内，西起东氿，东入太湖. 殷村港位于宜兴市东北部，为太滆南运河入太湖断面. 两条入湖河流采样点分别距入湖处3 km，用GPS定位系统对研究区采样点精确定位(图 1)，于2012年9月至2013年8月，每月采集水体表层样品. 浮游细菌样品用37%甲醛固定，水样置于有冰袋的保温箱内在4 h内带回实验室做进一步处理.

图 1 入湖河流采样点设置示意 Fig. 1 Location of the sampling sites in the tributaries

1.2 分析方法

叶绿素a(Chl-a)经Whatman(GF/C)滤膜过滤后，用乙醇萃取分光光度法测定[24].

4′,6′-二脒基-2-苯基吲哚 DAPI (4′,6′-diamidino-2-phenylindole,Sigma 公司)染色法测定浮游细菌丰度BA(bacterial abundance)，将甲醛固定的样品，用无菌Milli-Q 水稀释10倍，取5 mL水样，加适量的DAPI工作液至终浓度为2 μg ·mL-1，染色10 min. 用手持式真空泵在压力<10 mmHg(1333 Pa)下过滤到黑色滤膜上(孔径0.22 μm)，滴加无荧光的浸镜油后，用表面荧光显微镜(Zeiss Axiovent 135 M，Germany)在16×100放大倍数下，随机计数20个视野，然后将视野内的细菌个数换算成每毫升水样中的实际细菌细胞数(cells ·mL-1)[25].

经Whatman(GF/F，5 h,450℃)滤膜过滤后水样用于测定DOC及其碳稳定同位素和SUVA254. 溶解性有机碳(DOC)使用总有机碳分析仪(Shimadzu TOC-V CPN，岛津)进行测定，标准物质为邻苯二甲酸氢钾. 过滤后水样冷冻干燥，使用Finnigan MAT公司的Deltaplus advantage型稳定同位素质谱仪测定碳稳定同位素值，测定精度为0.1‰. SUVA254=[DOC]/A254,A254为过滤后水样在254 nm处吸光度[5].

使用2,4,6-反式2-吡啶基三嗪TPTZ(2,4,6-tripyridyl-s-tri-azine)比色法测定总溶解性碳水化合物TCHO(total dissolved carbohydrates)，多糖PCHO(polysaccharides)和单糖MCHO(monosaccharides)，标准物质为葡萄糖. 其反应原理是还原性糖和TPTZ反应生成紫色络合产物[26]. 测定TCHO，取4 mL水样和0.4 mL 1 mol ·L-1 HCl放置于安瓿瓶里，封口后150℃放置1 h. 水解后，用0.4 mL 1 mol ·L-1 NaOH中和. 取1 mL水解溶液，1 mL 0.7mmol ·L-1铁氰化钾，在沸水中保温10 min. 然后加入1 mL 2 mmol ·L-1氯化铁溶液和2 mL 2.5 mmol ·L-1 TPTZ，混匀后，放置30 min，用紫外分光光度计在波长595 nm处测定. 所有的操作在黑暗处进行. 单糖MCHO的测定是取水样直接比色，不需要水解. 多糖PCHO为[TCHO]-[MCHO]. 铁氰化钾(0.7 mmol ·L-1)：400 mg氢氧化钠，20 g 碳酸钠，230 mg K3[Fe(CN)6]溶于1 L水. 氯化铁(2 mmol ·L-1)：164 g 无水羧酸钠、 42 g柠檬酸和300 g醋酸溶于1 L水. 32.4 mg无水三氯化铁溶于100 mL上述溶液. TPTZ(2.5 mmol ·L-1)：1 mL 3 mol ·L-1 醋酸中溶解0.78 mg TPTZ.

1.3 数据分析

殷村港和陈东港各参数的季节差异使用SPSS 16.0软件配对样本t检验进行，显著性水平P=0.05. 使用皮尔森(Pearson)相关系数法分析碳水化合物与环境因子相关性.

2 结果与分析 2.1 殷村港、 陈东港的水温、 叶绿素a和浮游细菌丰度的变化

殷村港、 陈东港水温先减小再增大，变幅分别为5.75~31.37℃、 4.98~30.90℃，水温最大值和最小值都分别出现在2013年7月和1月[图 2(a)].

图 2 水温，叶绿素a和浮游细菌丰度的变化 Fig. 2 Variation of water temperature,Chl-a and bacterial abundance

殷村港叶绿素a浓度从2012年9~11月逐渐减少，并在11月出现最低值3.46 μg ·L-1±0.21 μg ·L-1，然后波动并逐渐增加，在2013年7月出现最大值40.47 μg ·L-1±3.60 μg ·L-1. 在2012年11月到2013年3月期间，陈东港叶绿素a浓度低于10.00 μg ·L-1，但在2013年4月达到最大值137.27 μg ·L-1±8.10 μg ·L-1，然后逐渐降低，但在2013年8月达到98.21 μg ·L-1±6.20 μg ·L-1 [图 2(b)].

殷村港浮游细菌丰度有显著波动，其变幅为1.80×106 cells ·mL-1±1.50×105 cells ·mL-1~5.89×106 cells ·mL-1±4.00×105 cells ·mL-1. 陈东港浮游细菌丰度在2012年12月到2013年5月期间呈现增长规律，然后减少，但在2013年8月达到最大值8.80×106 cells ·mL-1±2.00×105 cells ·mL-1.(2012年9月浮游细菌样品丢失)[图 2(c)].

2.2 殷村港、 陈东港溶解性有机碳浓度，δ13 CDOC 和SUVA254

殷村港、 陈东港DOC浓度从2012年9月开始逐渐增加，并都在2013年1月达到最大值，分别为265.49 μmol ·L-1±9.36 μmol ·L-1 和247.84 μmol ·L-1±27.69 μmol ·L-1，此后，DOC浓度呈现显著波动，分别在2013年3月和8月出现高值. 同一时段的两条入湖河流DOC浓度没有显著差异[图 3(a)].

在2012年9月到2013年1月期间，殷村港和陈东港δ13 C变化规律相反，其中殷村港δ13 C在2012年10月出现一低值-26.33‰±0.20‰，而陈东港在2012年11月达到最大值-23.38‰±0.20‰. 此后，两条入湖河流δ13 C变化规律基本一致[图 3(b)]. 殷村港和陈东港δ13 C在春夏季与秋冬季具有显著差异(P<0.05,n=12).

图 3 溶解性有机碳浓度、 δ13 CDOC 和SUVA254变化 Fig. 3 Variation of dissolved organic carbon concentrations δ13 CDOC and SUVA254

殷村港、 陈东港SUVA254变化规律基本一致，呈现逐渐减少趋势，变幅分别为0.02 L ·(mg ·cm)-1±0.0010 L ·(mg ·cm)-1~0.19 L ·(mg ·cm)-1±0.012 L ·(mg ·cm)-1、 0.02 L ·(mg ·cm)-1±0.0010 L ·(mg ·cm)-1~0.16 L ·(mg ·cm)-1±0.011 L ·(mg ·cm)-1 [图 3(c)].

2.3 总溶解性碳水化合物TCHO、 多糖PCHO、 单糖MCHO浓度变化及碳水化合物与环境因子相关分析

两条入湖河流TCHO、 PCHO和MCHO浓度变化规律在研究期间基本一致. 其中TCHO呈现较大波动，殷村港和陈东港TCHO浓度变幅分别为11.75 μmol ·L-1±0.81 μmol ·L-1~64.58 μmol ·L-1±5.50 μmol ·L-1、 17.20 μmol ·L-1±0.12 μmol ·L-1~57.48 μmol ·L-1±4.05 μmol ·L-1，都在2013年5月达到最大值,而在2012年12月也都出现高值[图 4(a)].

图 4 总溶解性碳水化合物，多糖和单糖的变化 Fig. 4 Variation of total dissolved carbohydrates,polysaccharides and monosaccharides

殷村港和陈东港PCHO浓度从2012年9月开始逐渐增加，并都在2012年12月达到最大值，分别为53.86 μmol ·L-1±3.67 μmol ·L-1 和53.66 μmol ·L-1±2.60 μmol ·L-1. 此后，PCHO浓度逐渐减少[图 4(b)].

在2012年9月到2013年2月期间，两条入湖河流MCHO都维持在低浓度水平(<1.00 μmol ·L-1).此后，殷村港和陈东港MCHO浓度显著增加，并都在2013年5月达到最大值，分别为54.00 μmol ·L-1±3.03 μmol ·L-1 和48.00 μmol ·L-1±3.20 μmol ·L-1 [图 4(c)]. 两条入湖河流PCHO和MCHO浓度在春夏季与秋冬季具有显著差异(P<0.01,n=12; P<0.01,n=12).

为明确入湖河流DOC以及各种碳水化合物和环境因子之间的相关性，对DOC、 TCHO、 MCHO、 PCHO与环境因子进行相关分析，结果见表 1. 水温与叶绿素a，浮游细菌丰度和MCHO显著正相关，与DOC显著负相关. 叶绿素a与浮游细菌丰度，MCHO显著正相关. PCHO与MCHO显著负相关.

表 1 碳水化合物与环境因子相关分析 1) (n=12) Table 1 Pearson correlation coefficient of carbohydrates and environmental factors (n=12)
3 讨论 3.1 溶解性有机碳的来源

本研究中两条入湖河流δ13 CDOC 变化范围与美国富营养化湖泊的δ13 CDOC 值域(-27.6‰~-23.7‰)基本一致[27]. 有研究发现，藻类水华过程对δ13 CDOC 有影响，日本Kasumigaura 湖δ13 CDOC 随着叶绿素a浓度的增加而增加; 此外，伴随着湖泊初级生产力的增加，碳同位素分馏作用减弱，引起春季湖水的δ13 CDOC (-24.7‰)高于秋季(-25.8‰)[3]. 本研究发现两条入湖河流的δ13 CDOC 在春夏季(-26.14‰±0.59‰)与秋冬季(-25.40‰±0.90‰)具有显著差异，但春夏季δ13 CDOC 均值与太湖外源性DOC的碳稳定同位素值[28](-27‰)更接近，这与在富营养化水库Rophemel的研究结果一致[29]，表明两条入湖河流DOC中内源和外源所占比例在不同季节具有差异，这种差异是由于外源输入和藻源性DOC释放共同变化的作用所引起. 在秋冬季，本研究区域属于枯水期[30]，因此河流中外源输入所占比例较低，但藻类水华在秋冬季由于温度的迅速降低会发生细胞裂解，释放大量内源性DOC[31, 32, 33]. 如陈东港2012年11月δ13 CDOC (-23.38‰±0.20‰)与已报道的[34]太湖浮游植物的碳稳定同位素均值(-23.2‰±1.20‰)非常接近; 在春夏季，研究区域属于丰水期[30]，外源输入所占比例较高，藻类水华所释放的DOC由于生物可利用性高，在高温下会被细菌迅速分解利用，因此入湖河流春夏季藻类水华的发生也不足以改变DOC的外源性同位素特征. 利用双组分混合模型[28, 35]，估算了外源性碳对河流中DOC的贡献比例，在春夏季和秋冬季分别为77%±15%和58%±24%. 此外，本研究发现，叶绿素a浓度与DOC之间不具有显著正相关性(表 1)，表明藻类水华不是DOC的主要来源，这一结论也与通过同位素分析的结论一致.

3.2 环境因子对溶解性有机碳浓度变化的影响

影响DOC浓度变化的因素很多，包括叶绿素a浓度，水温，光化学氧化和颗粒态有机物的共沉淀，以及细菌的降解作用等[36, 37, 38]. 本研究发现，水温与浮游细菌丰度正相关，而与DOC显著负相关(表 1)，这一结果与Kim等[39]在日本海的研究结果一致. 在高温下，细菌生长代谢速度快，能快速分解有机质[40]，因此水温与DOC之间具有负相关性.

SUVA254可以用来表征DOC中类腐殖质物质的含量. 在Balaton湖和Zala河研究发现，腐殖质物质是可利用DOC中重要组分[41]. 本研究发现，SUVA254与浮游细菌丰度显著负相关(表 1)，表明入湖河流中类腐殖质物可以被细菌利用，但由于没有测定细菌生产力BP(bacterial production)和呼吸作用BR(bacterial respiration)，因此无法估算细菌对DOC的利用效率.

3.3 碳水化合物的来源

浮游植物的光合作用是碳水化合物的主要来源[17]. 一般而言,在春夏季浮游植物生长旺盛的季节，通过光合作用形成的各种碳水化合物容易积累和释放. 因此，TCHO、 PCHO、 MCHO与叶绿素a的相关关系一直是研究的热点问题. 但大量研究结果表明，TCHO、 PCHO、 MCHO与叶绿素a之间并非存在简单的相关关系[14, 17, 42]. 研究发现[14]，胶州湾水体中 TCHO、 PCHO和MCHO与叶绿素a之间不具有显著相关性. 本研究发现，TCHO与叶绿素a浓度之间不具有显著相关性(表 1)，可能原因是TCHO受到浮游植物种类组成、 生长周期和营养盐含量等多种因素影响[43]. 此外，外源输入，沉积物中底栖生物的释放等也是TCHO的重要来源[44]. 有研究发现，受到外源输入的影响，胶州湾水体TCHO浓度在冬季达到一高值[14]. PCHO是浮游植物光合作用的直接产物，有研究发现[45]，在藻类水华形成过程中，PCHO会形成透明胞外聚合颗粒物TEP(transparent exopolymer particles)，将溶解性有机碳转为颗粒态有机碳，因此本研究中叶绿素a浓度与PCHO之间呈现负相关(表 1)，但本文没有TEP的相关数据来支持之一结论. 而两条入湖河流中MCHO浓度与叶绿素a浓度显著正相关(表 1)，这与Hung等[42]在Galveston Bay 研究结果一致，表明浮游植物是MCHO的重要来源.

3.4 各碳水化合物组分的生物可利用性

TCHO在目前可识别的DOC 组分中所占比例最高，是细菌生长代谢的重要物质基础. Guéguen等[46]在Yukon River研究发现TCHO在DOC中的比例为25%. Brsheim等[47]研究发现，在3个不同的海洋环境中，TCHO占DOC的比例为15%~21%. 本研究发现，殷村港和陈东港TCHO/DOC变化范围为7.74%~47.05%. 有研究表明TCHO/DOC可以表征TCHO的生物可利用性. Hung 等[48]研究发现在Trinity River,水温与TCHO/DOC显著负相关，表明温度是影响微生物利用碳水化合物的重要因素. 在印度Mandovi河口[49]，细菌数量与TCHO/DOC显著负相关，表明细菌通过分解碳水化合物来提供其物质代谢的主要碳源. 但是本研究并没有发现这些相关性，这与Wu 等[50]的研究结果一致，可能原因是河流生态系统中细菌利用碳水化合物的生长代谢机制比较复杂. 此外，细菌对碳源的利用还可能受到低浓度营养盐限制的作用[51].

本研究发现，在秋冬季，两条入湖河流TCHO以 PCHO为主，PCHO在TCHO中所占比例为92%~98%. 而在春夏季，MCHO是TCHO中的主要组分，所占比例为80%~89%. 这可能与碳水化合物的来源及其生物可利用性有关[48]. 在秋冬季，随着温度降低，藻类消亡过程中细胞裂解会释放大量PCHO[32, 33]，但由于温度较低，不易被微生物降解. 因此PCHO容易累积，表现为PCHO是TCHO主要组分. 而春夏季，碳水化合物的来源包括内源和外源. 在黄海研究发现，叶绿素a浓度高的区域出现较高的MCHO/TCHO比值[50]. 本研究也发现，随着温度升高和叶绿素a浓度的增加，春夏季MCHO/TCHO比值要高于秋冬季. 其次，外源输入的碳水化合物在进入河流生态系统之前在环境中已被降解和矿化，MCHO是其主要组分[52]. 有研究发现在Chena 河流，MCHO所占比例为89%±10%[53].

此外，碳水化合物各组分之间存在相互转换关系，浮游植物释放的PCHO生物可利用性较高[42]，能够被胞外酶逐渐分解为MCHO，或者被外媒催化分解断裂一个糖苷键释放MCHO[15]. 本研究发现水温与PCHO浓度显著负相关，与MCHO浓度显著正相关，PCHO与MCHO之间显著负相关(表 1). 在春夏季随着温度升高，浮游植物光合作用加强，大量PCHO被生产并被释放到水体中，但本研究发现春夏季PCHO浓度低，MCHO浓度高，表明部分单糖是由多糖水解而来[54, 55]，并且这个过程转化周期很短，这与吴冠伟[56]对东海碳水化合物的日变化观测结果一致，在12：00~21：00期间，东海水体中PCHO浓度逐渐降低，而MCHO浓度逐渐升高.

4 结论

(1)殷村港和陈东港溶解性有机碳的来源以外源为主，碳水化合物的主要来源包括内源如浮游植物光合作用产物的释放和外源输入. 两条入湖河流MCHO浓度与叶绿素a浓度和水温显著正相关.

(2)两条入湖河流PCHO和MCHO浓度在春夏季与秋冬季具有显著差异. 在秋冬季，殷村港和陈东港PCHO是TCHO主要组分; 而在春夏季，MCHO是TCHO主要组分. 这与碳水化合物的来源及其可降解性有关. PCHO与MCHO浓度之间显著的负相关性表明部分单糖是由多糖水解而来.

(3)殷村港和陈东港水体中DOC和PCHO与水温显著负相关，表明温度是影响DOC和PCHO浓度变化的重要因子，但是TCHO/DOC和浮游细菌丰度、 水温之间没有显著负相关性，表明河流生态系统中细菌对碳水化合的利用机制比较复杂，可能受到低浓度营养盐的限制作用.

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太湖入湖河流溶解性有机碳来源及碳水化合物生物可利用性
叶琳琳, 吴晓东, 孔繁翔 , 刘波, 闫德智