淡水硅藻水華成因與控制技術研究進展

文 剛，白愿楠，王 茹，曹瑞華，黃廷林

1. 西安建筑科技大學環境與市政工程學院，西北水資源與環境生態教育部重點實驗室，陜西 西安 710055

2. 西安建筑科技大學環境與市政工程學院，陜西省環境工程重點實驗室，陜西 西安 710055

河流、湖泊和水庫是我國淡水資源最重要的載體，隨著全球氣候變暖以及經濟的快速發展，水體表面溫度升高，污染物以及營養物質濃度增加，富營養化情況日益嚴重，造成浮游藻類過度增殖而形成水華. 現有研究大多集中于藍藻水華，淡水硅藻水華相關研究較少，發生頻率逐年增加，現已逐漸引起國內外研究學者重視. 硅藻水華對水體有嚴重危害，主要包括以下三方面：①形成厭氧環境，致使需氧量較高的水生物窒息而亡；②散發異味，呈現褐色或醬紅色，影響水體景觀和生態系統服務功能；③增大水廠混凝沉淀的難度、濾池堵塞的風險以及消毒過程中的DBPFP(消毒副產物生成勢). 因此，硅藻水華防控技術的研究對保障水源水質具有重要意義.

近年來，國內外有關淡水硅藻水華的研究多是關于水華成因與供水風險的簡單討論. 國內淡水硅藻水華的研究主要集中于漢江水系，將水華爆發歸因于適宜的氣候條件，過量氮、磷營養鹽的輸入以及低流量和緩慢的水流條件[1-3]，國外淡水硅藻水華相關研究則側重于探究富含硅藻的水源水對凈水工藝與出水水質的影響，濾池效能的降低和DBPFP的升高分別與硅藻的聯排結構及較高含量的藻類有機物相關[4-6].目前暫無文獻系統綜述淡水硅藻水華的爆發機制與防控措施，且相比于藍藻，硅藻具有較硬的硅質細胞壁，較大的細胞體積，無自主運動能力，硅藻爆發所需溫度與營養鹽濃度偏低，適應流速較高[7]. 因此硅藻水華的治理不能直接套用藍藻的控制體系，需結合硅藻水華實際情況進行調整或開發相應防控技術.

本文將現有硅藻水華相關研究與常見藍藻進行對比，闡明硅藻水華的形成機制及主控環境因子，總結淡水硅藻水華的原位預警和防控以及水廠控制方法，界定現有技術的適用條件和作用效果，并對硅藻水華的研究方向提出建議，旨在為淡水硅藻水華的認識和防治提供參考幫助.

1 硅藻水華相關報道

自2010年以來，全球有不少于10個國家報道過淡水硅藻水華事件，詳細信息見表1. 硅藻水華多發于冬春季，由于墨角藻黃素等褐色素的存在，水色多呈褐色或醬紅色[8]. 俄羅斯Baikal湖于2019年夏季出現的較高硅藻生物量是由上升流將底層硅藻細胞攜帶至表層所致[14]. 過量的硅酸鹽和磷酸鹽加上大量的人為氮輸入則是導致印度Amba河于2017年硅藻大量繁殖的主要驅動因素[15]. 英國Thames河2015年硅藻水華持續13周，爆發的初始環境條件為陽光充足、水溫升高(＞9 ℃)及較低流量(20～30 m3/s)[17]. 全球硅藻爆發所處水域各不相同，水文氣象及水體環境差異較大.

表1 國內外硅藻水華事例Table 1 Examples of diatom blooms in the domestic and overseas

對環境的較高適應性使得硅藻水華持續時間延長，負面效應持續增大[24]. 我國沿海區域甚至存在產毒硅藻水華爆發的風險[25]，擬菱形藻產生的神經毒素軟骨藻酸會引起人類嘔吐、腹瀉、腹部痙攣、頭痛和頭暈等癥狀，嚴重時可導致呼吸困難、癲癇發作、永久性喪失短期記憶，甚至昏迷或死亡[26]. 時空范圍的擴大進一步增加了硅藻水華對水資源安全的威脅. 加之硅藻種類繁多且生理生態學特性不一，故需要厘清不同水體背景下的硅藻水華特性，結合多重因素綜合探究硅藻水華成因，進一步比選硅藻水華的預警和控制措施.

2 硅藻水華成因

硅藻水華可看作是多因素共同作用而產生的生態學現象，其成因可歸納為以下三方面：水體理化條件(水溫、營養鹽、水體pH等)、氣象條件(光照、降水等)與水文條件(流量、流速、水位等).

2.1 水體理化條件

2.1.1 水溫

溫度在水華的形成和消散過程中起著重要的作用. 作為硅藻水華形成的常見種類(見圖1)，小環藻水華和冠盤藻水華多發于1-4月，水溫范圍約為10～15 ℃[10,28]. Xu等[29]在實驗室條件下發現，梅尼小環藻(Cyclotella meneghiniana)在20 ℃的光合活性及比生長速率均高于14 ℃，超過20 ℃后比生長速率并未增大. 堿性磷酸酶的活性也會隨溫度升高(15～35 ℃)而增大，從而增大針桿藻(Synedra acusvar)對磷的利用率[30]. 除生理活性外，溫度對硅藻水華的形成也具有間接影響. 一方面，溫度升高可能會增大水體中各類營養物的溶解度與分解率，促進硅藻生長；另一方面，硅藻水華多出現于表面溫度較低的混合期水體，無遷移能力的硅藻借助水體流速保持懸浮狀態，溫度升高會促進水體分層，抑制湍流形成. Heo等[31]發現韓國Dalbang湖在夏季曝氣器運行期間，水體被強制混合，表層水溫由28.9 ℃降至20.0 ℃，同時減少硅藻沉降損失，促進硅藻取代藍藻成為主要的浮游植物.

圖1 淡水中常見的硅藻水華種屬[27]Fig.1 Common freshwater bloom-forming diatoms[27]

2.1.2 營養鹽

過量的營養鹽是硅藻水華的物質基礎[32]. 天目湖沙河水庫2009-2014年的硅藻生物量及水質指標表明，當總氮濃度低于1.0 mg/L或總磷濃度低于0.025 mg/L時，硅藻生物量可能受到限制[11]. 氮濃度受限時，含氮化合物的合成減少，多數與光合作用和葉綠素生物合成相關的基因受到抑制[33]. 氮形態不同時，藻密度也有所差異. Zhang等[34]在培養梅尼小環藻的過程中發現，NO3--N培養基對應的Chla (Chlorophyll-a，葉綠素a )濃度高于同等條件的NH4+-N培養基. 磷濃度受限時，與光合作用相關的基因上調，藻細胞高速耗能，直至儲存磷素耗盡[35]. 聶煜東[30]發現，磷的缺乏可誘導藻細胞分泌更多堿性磷酸酶，但磷耗盡后藻細胞密度下降，堿性磷酸酶及其活性隨之下降，最終體現為針桿藻在無磷培養下的藻細胞密度低于接種密度. 此外，當磷源形態為三磷酸腺苷時，針桿藻的酶活性可達卵磷脂形態的2倍，對營養物質的轉化和利用能力更強. Jiang等[36]研究表明，菱形藻(Nitzschia perspicua)比生長率隨硅濃度(0.2～4.2 mol/m3)增加而增加，但硅多源于自然，人為輸入少，硅藻水華初始硅濃度一般不會受限.

2.1.3 pH

水體pH也與藻類的生長繁殖關系密切，多數硅藻適宜在中性偏堿的環境中生長，最適pH為7.8～8.2[37]. 在藍藻水華發生后的堿性(pH≥9.2)條件下，光系統PSⅡ (photosystem Ⅱ)的最大電子傳輸速率顯著降低，引發“光脅迫”現象，光合作用速率降低，生物硅化被抑制，脆桿藻表現出較低的生長速率[38-39].另外已有報道[40]證實，在堿性條件下，NH4+會偶聯到Mn4CaO5簇的羧酸根，作為直接配體或質子轉移介質來抑制光合作用O2的釋放，影響硅藻生長.

2.2 氣象條件

2.2.1 光照

光照是硅藻水華發生時間的重要決定因子. 梅尼小環藻在光強20～200 μmol/(m2·s)條件下均可以大量繁殖，其Chla含量在光強90 μmol/(m2·s)時達到最高水平[41]. 與溫度條件相同，光照也會對硅藻的生理活性產生影響. 相較25 μmol/(m2·s)光強，80 μmol/(m2·s)光強條件下的尖針桿藻具有更大的硅吸收半飽和常數和更高的光合活性[42]. Mackay等[43]對俄羅斯Baikal湖的研究表明，直鏈藻(Aulacoseira baicalensis)的生物量最高值出現于積雪覆蓋的不透明冰層區域，這可能是因為透明的冰層會增加光的穿透強度. 過飽和輻照下，非光化學猝滅NPQ(non-photochemical quenching)無法完全避免強光對PSⅡ反應中心的損傷，從而引發光抑制現象，降低硅藻光合效率[44].

2.2.2 降水

降水除破壞藻類生物量積累外，還會通過改變水溫、水動力學、營養鹽這三方面對硅藻水華的發生產生間接影響[9,45]. 美國的Muskegon湖于2019年經歷了頻繁的降水事件，Mancuso等[46]認為降水可以降低表層水溫，并增大水體擾動，從而增大硅藻相對藍藻的競爭優勢，促進硅藻水華發生. 此外，強降水也會通過沖刷地表提供營養物質. 北京沙河水庫的NH4+-N濃度在強降雨后增至3倍，小環藻生物量隨之增至峰值[47]. 泥沙流入所導致的水體環境變化，也可能加速水華消退. 植被的水土保持能力強于沖刷力度時，降水對水體營養鹽濃度的稀釋作用占據主導地位，硅藻水華同樣受到抑制作用[1]. 故降水對硅藻水華的影響是多方面的，應結合具體的降水強度與頻次進行詳細探究.

2.3 水文條件

2.3.1 流量與流速

水文條件對水體富營養化及水華藻類的影響較為顯著[48]. 對某斷面而言，流量與流速間存在一定的相關關系，二者對淡水硅藻水華的發生具有相似的影響. 過大的流量所產生的沖刷與稀釋作用不利于硅藻生物量的累積，低流量所導致的營養鹽沉積與較長的停留時間會增大硅藻水華發生的可能性. Mitrovic等[49]對澳大利亞的Hunter河進行監測，發現在水溫＜23 ℃且流量＜300 mL/d時，小環藻或菱形藻水華出現. 譚鐵強等[50]同樣發現，較大流速區域的藻類生長慢且密度低，但0.38 m/s對應的克羅脆桿藻(Fragilaria crotonensis)的Fv/Fm(光合活性)、ETRmax(最大電子傳輸速率)及Chla濃度都高于靜置條件[51]. 0.3～0.5 m/s的流速范圍既能加大硅藻對營養鹽的攝取能力，又有利于藻細胞在真光層中保持懸浮，增強藻細胞的光合作用，還可延長浮游植物的滯留時間，累積生物量[52].

2.3.2 水位

與降水相似，水位主要通過影響流速、營養鹽等環境因子而間接影響水華. 漢江下游硅藻水華期間的水位明顯低于沒有硅藻水華的水位，其上下游的水位差與水流速度具有微弱相關性，從而影響下游水體分層及藻類生長[53]. 譚路等[54]對三峽水庫進行調研，發現高水位蓄水引入更多的沿岸泥沙，其所攜帶的大量營養鹽增大了香溪河庫灣的富營養化程度，致使小環藻水華爆發.

對比常見藍藻，硅藻水華所需的溫度、光強更低，這與二者分別在夏季和冬春爆發的自然情況一致[28,55].營養鹽方面，硅藻是中富營養及富營養水體的優勢種群，所需營養鹽濃度低于多發于重富營養水體的藍藻水華[56]. 另外，高的細胞密度使得硅藻水華的爆發對流速具有更高的要求. 對于不同類型的湖泊和水庫，硅藻水華的發生機制相似[57]. 氣象、水體理化和水文特征為硅藻水華爆發提供了合適的溫度、營養鹽及水動力條件，其可以促進酶活性、加快能量代謝、增大對營養物的吸收利用率，是硅藻水華爆發的外因.此外，硅藻自身特性如較大液泡對應的營養鹽儲存能力[58]與硅質細胞壁的保護作用，共同增大了硅藻的環境適應力和競爭優勢，是硅藻水華不斷爆發的內在原因. 但受空間和時間尺度限制，針對具體水體，只有在充足的實測或試驗數據基礎上，才能更加精確地揭示各種因子對水華的影響程度，確定硅藻水華爆發的主導因子.

3 原位預警與防控技術

多座水廠的水處理效率曾因季節性硅藻爆發而大幅降低，威脅供水安全. 控制營養鹽的輸入是最為理想的水華控制方法，但在很多時候存在著執行困難和難以持久的問題. 原位防控如前期的預警和后期采取的物理、化學、生物措施，可以降低硅藻水華的負面影響.

3.1 預警

水華是藻類生物量在水體中逐漸增加的過程，具有可預測性. 針桿藻水華爆發(藻細胞密度為106cells/L)的Fv/Fm預警值為0.65，微囊藻(藻細胞密度為107cells/L)在Fv/Fm值達到0.28并保持上升趨勢時，其水華爆發的可能性增大[59]. 硅藻水華和藍藻水華的預警方法相似，但由于藻類特性差異，預警閾值不完全相同. 環境因素方面，吳興華等[10]對2015-2016年漢江中下游的硅藻水華水文數據進行統計分析，認為冬春季持續高溫和強日照天氣時，需警惕低流量(＜500 m3/s)、低流速的水文條件. 形成機制方面，石文波[12]發現硅藻細胞進行數量生長之前，需要啟動光合作用電子傳遞鏈進行能量提供，Fv/Fm可以提前5 d預警硅藻水華. 同時，藻類的生長與酶活性緊密聯系. 聶煜東[30]對嘉陵江進行了為期一年的采樣，構建了以酶活性為依據的藻細胞密度預測模型〔見式(1)〕，可提前兩周進行預測.

式中：cells為藻細胞密度，104cell/L；CAA為碳酸酐酶的活性，EU·10-6cell；EHP為可酶解磷的濃度，mg/L；APA為堿性磷酸酶的活性，nmol/(L·min)；NRA為硝酸還原酶的活性，fmol/(min·cell).

由于理化參數指標的監測與計算較為繁瑣，時效性較差，水質模型已成為國內外水華預警的研究趨勢. 冗雜的數據阻礙了基于藻類生長模型的開發和應用. 機器學習模型是一種更加有效的方法，梯度提升機模型可以借助10 d數據預測未來10 d內漢江藻類水華爆發的可能性，但目前多用于預警河流藻華，應用范圍有待進一步擴大[53].

3.2 原位控制

3.2.1 物理法

機械除藻是物理方法中見效最快，耗時最短的手段. 張文濤等[60]2015年所發明的同步攔撈裝置，可節省人工打撈費用，并已在南水北調工程中取得良好的硅藻去除效果. UV-C輻照和遮光技術可通過抑制硅藻的光合作用從而降低其生物量，具有廣泛的應用前景，但現有研究中二者的適用范圍多為小水體或大水體的局部水域[12,42,61]. 生態調度可以有效破壞硅藻生長所適宜的流速、流量、水位及營養鹽等環境條件，多應用于河流，但調度用水量應與其他用水量相平衡，同時應持續優化用水效率[9]. 揚水曝氣系統是目前較為成熟的一項物理除藻技術，可將藻類帶至水體下層的不利環境，促進硅藻水華消失. 但李衍慶[62]的研究發現，揚水曝氣系統也減緩了硅藻沉降趨勢，停止運行期間，藻細胞密度可能回升. 此外，超聲波可有效破壞偽空泡并控制藍藻水華，但對硅藻的去除收效甚微，硅藻在超聲波設備運行期間仍占主導地位[63].

3.2.2 化學法

化學法對硅藻水華的控制效果并不樂觀. 銅離子(Cu2+)是常用的殺藻劑，可吸附或滲透細胞膜，導致光合產物積累，降低光合作用速率和藻類生長速率. Nielsen等[64]發現在105cells/L的藻細胞密度條件下，5 μg/L的Cu2+足以防止擬菱形藻(Nitzschia palea)生長，但殺藻劑的用量受限于藻類的耐受水平與水環境的安全要求. H2O2及其產生的·OH都具有較強的氧化性，不會造成水體二次污染，也是較為常用的殺藻劑. Drabkova等[65]在實驗室研究了H2O2(藥劑用量10 mg/L、暴露時長3 h)對半裸舟形藻(Navicula seminulum)(藻細胞密度為2×105cells/L)的損傷，黑暗條件下其光合活性的降低程度為20%. 高壓汞燈照射條件可增強H2O2向·OH的轉化，將H2O2與光照〔500 μmol/(m2·s)〕相結合，半裸舟形藻的光合活性降低率增至70%. 過高的H2O2濃度可能會對非目標生物造成一些損害，其較快的分解速率同樣會限制應用于硅藻水華控制的可能性. 此外，由于細胞壁成分與細胞大小的不同，在相同劑量的CuSO4或H2O2條件下，硅藻的光合效率與細胞存活率均大于藍藻[66].

3.2.3 生物法

生物法是解決問題的長期策略，通過投放特異性的生物攝食或直接殺滅藻類或利用生物釋放的化感物質抑制藻類生長. 攝食硅藻的生物包括濾食性魚類和浮游動物，其中濾食性魚類的比例調整對浮游植物生物量的控制起到了很好的效果，但營養鹽供給的上行效應仍會導致較高的浮游植物生物量[11,67]. 浮游動物對硅藻的攝食去除效果不定，硅藻占據主導地位時，浮游動物每天可消耗30%的硅藻生物量，但與藍藻共存時，硅藻并未被浮游動物利用[68]. 除此，硅藻門的脆桿藻、星桿藻能形成大群體而不被枝角類利用[69]，較大的細胞壁機械強度同樣起到保護作用，且冬春季浮游動物的豐度較低，不適合用作生物約束. 人工濕地基于對藻類的機械過濾與化感作用來控制藻類的生長，對直徑較小的藻去除效果較差[70]. 相比之下，殺藻細菌與水溫波動無關，且不受限于營養鹽濃度與藻類直徑，但投加殺藻細菌等外源生物于實際水環境時，很難建立穩定的生態系統并保證其控藻密度閾值[71]，加之藻類生長機制的復雜性，無論是藍藻或硅藻，其生物控制法尚處于不成熟的初級階段.

物理法對水體中藻類的清除表現得最為直接，不會產生二次污染. 除生態調度和揚水曝氣技術較為成熟外，UV-C輻照和遮光技術的現有研究主要在實驗室環境或小水體進行，應慎重考慮實際應用成本. 化學法主要是采用具有殺藻、抑藻的化學藥劑來控制水體中的藻類生長，對硅藻有一定的去除效果，工藝簡單，可操作性強，但由于硅質細胞壁的存在，除藻所需的藥劑劑量較高，可能會影響水生微生物群落結構甚至破壞水體生態系統，一般用作短期應急處理. 相較于物理法和化學法，生物法相對安全和經濟，但相關研究起步較晚，目前還不夠完善，同時需要考慮到引入物種對生態系統的影響，加之水環境的復雜性，生物法的實施效果難以保障，在方法運用與推廣上不及物理法和化學法，仍有待深入研究(見表2).

4 水廠除藻技術

原位水體中消除硅藻水華的效果較為有限，仍有大量硅藻會進入水廠，并對各工藝造成不同程度的負面影響，威脅供水安全，需借助強化工藝進一步提升水質.

4.1 常規水處理

當前國內水廠的主流處理工藝仍是由常規混凝、沉淀、過濾、消毒等4個基本處理單元組成，可有效去除硅藻和藍藻，但應用參數不同. 王景壘等[74]發現去除尖針桿藻的混凝劑為PAC(聚合氯化鋁)時，其最佳投加劑量(12 mg/L)和沉降時間(50 min)略高于銅綠微囊藻(PAC投加量為10 mg/L，沉降時間為40 min)，但去除率(90.19%，藻細胞密度為6.0×105cells/L)，低于銅綠微囊藻(96.29%，藻細胞密度為2.92×106cells/L). 特殊的細胞結構增大了硅藻混凝沉降的難度. 對于短圓柱形的小環藻，PAC投加量為15 mg/L時對應的去除率為22.3%；對于長線形的針桿藻，更多的結合位點增大了其對混凝劑劑量的需求[75]，單位體積的最佳混凝劑量(1.08 ng)約為銅綠微囊藻(0.01 ng)的100倍[76]. 同時，不易被破壞的硅質細胞壁和黏結的胞外物質，共同加劇了硅藻水華期間的濾池堵塞情況. 針桿藻(藻細胞密度為2×106cells/L)的存在曾致使濾池運行時間從35 h減至3.5 h[4]. 消毒方面，氯作為最常見的消毒劑，可能會降低藻細胞膜完整性，導致IOM(胞內有機物)的釋放與DBPFP的升高，對人體健康具有潛在風險. Du等[6]發現可溶性生物代謝產物和芳香蛋白是梅尼小環藻和銅綠微囊藻EOM(胞外有機物)和IOM的主要成分，二者IOM的NAsFP(亞硝胺生成勢)均大于EOM.另外，董麗華[77]對指數期和衰亡期的針桿藻進行模擬氯化，發現指數階段的單位細胞單位有機碳含量的氯仿產量大于衰亡期. 因此，在含硅藻水處理過程中，應結合實際水華藻濃度和生長階段，重點關注IOM的釋放及消毒副產物的生成.

4.2 強化工藝

4.2.1 強化混凝

強化混凝工藝按照作用機理，主要分為混凝劑強化和預氧化強化. 混凝劑強化方面，部分硅藻體積較大，混凝劑劑量的增大會加速濾池堵塞[76]，混凝劑種類的優化具有更高可行性. 李爽等[78]將水廠所用的混凝劑由1.2 mg/L PAC更換為0.6 mg/L高效聚合氯化鋁，藥劑投加量降低，但去除率相近. 助凝劑也可提高混凝劑對藻細胞的去除率. 聚二甲基二烯丙基氯化銨的投加可將PAC混凝對尖針桿藻的去除率提升至97%[79]. 預氧化方面，KMnO4等氧化劑會導致藻細胞裂解，增大zeta電位，改善混凝劑對藻類的去除率[80]. 在投加PAC (2 mg/L)和石灰(4 mg/L)的前提下，再增設KMnO4(投加量1 mg/L，預氧化時長10 min)環節，尖針桿藻(藻細胞密度為4.96×106cells/L)的去除率可從50%升至90%[79].

4.2.2 強化過濾

強化過濾的方法主要與濾池堵塞的直接因素(藻密度和濾砂類型)相關. 藻密度方面，除增設濾網外，改變取水口深度可有效降低濾前水的硅藻含量. 濾砂方面，當濾砂粒徑和尖針桿藻長度的比值大于8時，尖針桿藻不會造成明顯堵塞，高劑量H2O2也可氧化尖針桿藻的胞外有機物質，防止粘連，減輕藻類富集和濾池堵塞[79].

4.2.3 優化消毒

DBPFP的降低途徑可分為優化消毒劑種類或降低藥劑投加量. Zhang等[5]通過中試系統將Cl2與UV/Cl2對針桿藻(藻細胞密度為3.8×107cells/L)的去除效果進行對比研究，發現相同氯劑量條件下，后者對針桿藻的絮凝去除率(88.1%)高于前者(73.4%).UV/Cl2預氧化所產生的·OH和RCS(活性氯自由基)可中和顆粒表面的負電荷并破壞硅藻細胞壁，從而降低靜電排斥力和空間效應，增大絮體尺寸，包裹去除部分IOM，實現對DBPFP的控制. 劑量方面，Shi等[80]對梅尼小環藻(藻細胞密度為2.1×107cells/L)進行氯化試驗，發現0.5 mg/L Cl2所導致的藻細胞有機物釋放量較小，可被混凝去除，但過量的Cl2會將更多大分子有機物降解為小分子有機物，不易被混凝去除，增大DBPFP. 因此，確定最佳消毒劑的劑量對于含硅藻水的消毒過程較為關鍵.

5 總結與展望

淡水硅藻水華的成因較為復雜，現有研究普遍認為，溫度、光照、營養鹽、流量、流速等因素是硅藻水華的關鍵爆發因子. 不同河流、湖庫的形態特征及水文條件差異很大，目前仍不能明確淡水硅藻水華爆發的主導因子. 在水華防控方面，藍藻水華的原位防控方法具有特異性，在應用于硅藻水華時，控制效果不佳. 水廠強化工藝能夠有效去除硅藻，但硅藻水華范圍的擴大致使部分水廠未能及時調整工藝，降低制水效率. 基于現有的研究成果，認為硅藻水華在以下幾個方面需要進一步研究：

a) 針對國內不同地區、不同類型湖庫的硅藻水華進行綜合性研究比較，探明硅藻水華成因及水質響應.

b) 建立更加適配的藻類生長預測模型，完善硅藻水華的預警機制，探明現有藍藻水華控制方法應用于硅藻水華治理的實施條件，并提出相應優化措施.

c) 探明實際水體環境中硅藻藻類有機物的演變規律、演變機理以及在水廠處理過程中的消毒副產物生成勢，進一步與藍藻進行對比分析.