东牙溪水库蓝藻水华的应急与长效管控效果

林映津，曾小妹，陈 倩，谢贻冬

(1.华川技术有限公司，福建 福州 350008；2.福建省湖库流域生态修复工程研究中心，福建 福州 350008)

水库型水源地是我国许多地方居民赖以生存的主要供水形式。随着经济的快速发展、人口剧增，许多地方的水库均出现了不同程度的富营养化现象，尤其在春、夏季，常出现蓝藻水华，不仅影响了水库的生态系统，而且严重威胁了当地的供水安全。因此，如何有效控制水库型水源地的蓝藻水华成为一个亟待解决的重大环境问题[1]。

对于湖泊蓝藻水华的控制，国际、国内近年来均已开展了大量的研究，也有不少的应急及长效控藻措施。目前控制蓝藻水华的主要措施包括物理控藻、化学控藻和生物控藻三种[2]，其中，物理控藻，如打捞除藻、遮光控藻等方法能及时控制藻类暴发、快速消除水体藻类的负荷，但除藻面积有限，且耗费大量的资金和人力，只能作为小规模水华的应急处理[3-6]；化学控藻，如化学杀藻剂等方法操作便利、见效显著、单次使用成本低，但在除藻过程中可能会产生有毒副产物，对环境造成污染，且不能长期投用一种药剂，否则极易导致藻类的抗药性产生[7-8]；生物控藻，如应用水生植物、微生物等方法成本低、效用持久，能调节水生态平衡，但受自身条件以及自然条件的限制，有待进一步完善[9-12]。

因此，为了保障水源地安全供水，应结合多学科技术方法对流域生态进行修复，抑制水体中内源污染物的释放，恢复湖库生态，从根本上抑制藻类水华的生长[13-15]。

近年来，微纳米气泡技术作为一项新型的生态修复技术，因不具有二次污染及高效等特点被广泛应用于污水治理与景观水修复中[16-20]。该技术具有气泡停留时间长、比表面积大、传质效率高、氧化性强、表面氧化还原电位高等特点[21-22]，与常规曝气技术相比，微纳米气泡还在形成气泡的粒度、浓度、均匀性和节能性方面具有显著优势[23]。洪涛等[24]采用微米气泡曝气和传统曝气对比的方式处理城市黑臭河水，结果显示微米气泡的处理效果更好，对氨氮、总磷(TP)等污染物的去除率都高于普通气泡，且对水体色度和浊度的改善效果更好。徐彬等[25]采用微纳米气泡技术对太湖入湖段的河道水体进行生态修复，结果显示，微纳米气泡技术能有效提升水质，水中高锰酸盐指数(CODMn)、氨氮及TP的平均去除率分别为36.8%、42.4%和49.1%，入湖段水质达到国家地表水Ⅱ～Ⅲ类标准。杨强等[26]利用微纳米曝气技术改善杭州城市河道水体，成功将水体溶解氧提高了1.0 mg/L，水中总氮(TN)和TP含量分别降低了8.45、8.90 mg/L。

目前，利用微纳米气泡技术在饮用水源地实现对蓝藻水华控制的研究报道较少，本文以该技术为基础，辅以原位环境友好型微生物(从水库原位底泥中分离的微生物，经过原位底泥发酵驯化培养菌群，包括芽孢杆菌、假单胞菌和光合细菌等)投加及水生态因子调控，对三明市东牙溪水库2015年暴发的蓝藻水华进行应急与长效控制，对应急、长效处理中的水华、水质变化特征进行分析、评价，旨在为类似水体的水华防控提供参考。

1 研究对象与材料方法

1.1 东牙溪水库概况

东牙溪水库位于福建省三明市中村乡境内，是三明市区重要饮用水源地[27]，总库容2.263×107m3，正常库容1.780×107m3[28]，多年平均径流量1.36×108m3/a，为山谷型月调节水库，最大水深为63.4 m。东牙溪主河道全长30 余公里，全流域面积188 km2，坝址上游集雨面积156 km2。水库于1993年投入使用，为三明市区30多万人口生活饮用供水[29]，主要由下洋水厂和富兴堡水厂担任供水，日供水能力为1.25×105t。自2010年起，库区水体呈现富营养化趋势，且每年夏季总有藻类水华的迹象。2014年库区出现小规模水华现象，2015年4—7月间库区蓝藻水华大面积暴发(优势种为水华微囊藻)，藻类丰度高达108cells/L，其中库区水质TP浓度均值达到0.056 mg/L，TN浓度均值达到1.121 mg/L，水华最为严重区域(上游牛岭库湾、支流回瑶库湾及大坝)犹如一片绿漆漂浮在水面上，严重威胁当地的供水安全。

1.2 材料方法

1.2.1 工程设备

根据水库实际库容配置生态修复设备(设备由华川技术有限公司自主研发，其性能上更优，表现为产生的微纳米气泡粒径更小、传质系数更大、扩散距离更远，具体参数对比结果见表1)，主要包括：5台微纳米气泡发生装置(ZL201110455752.3)、5套微气泡及微纳米气泡扩散装置(ZL201110180368.7)、26套阵列可控纳米溶氧盘、16台悬浮式纳米可控溶氧盘、1套微生物驯化投加系统、2套WLSIT-10中央控制系统及20台HC-TK-4水生态因子调控设备(ZL201510010303.6)。

表1 不同曝气装置相关参数对比Tab.1 Comparison of parameters related to different aeration devices

1.2.2 应急控藻措施(2015.07.12—2015.08. 31)

在岸上设备房中安装微纳米气泡发生装置产生不搅动底泥的微纳米级气泡，通过管道输送至水体底部的阵列可控纳米溶氧盘上，并在水体底部安装微气泡及微纳米气泡扩散装置对气泡进行扩散，形成如图1所示的倒置层流的特殊流态效果，从而最大限度地扩大微纳米气泡的扩散范围和传质效率。同时辅以自动微生物投加系统，向坝前水体投加已驯化的原位环境友好型微生物，使菌群密度达108CFU/mL，并利用中央控制系统及水生态因子调控设备来调节阵列可控纳米溶氧盘通过的气体流量、压力及气泡粒径，控制其周围较大范围内的水体流态循环、溶解氧浓度，从而形成倒置层流，调节水体流层的流态、水体温变温跃、氧化还原电位、pH等水下生态因子，以促进原位环境友好型微生物的生长繁殖，快速去除水中藻类，恢复水质。工程设备布置如图2所示。

1.2.3 长效控藻工程(2015.09.01—2018.12.31)

为了修复东牙溪水库饮用水水质，保护人民群众的饮用水安全，在应急控藻之后，根据库区富营养化程度、水体污染特征以及内源污染情况，锁定上游入库段区域、回瑶湾区域以及坝前区域，利用微纳米气泡技术及水生态因子调控对水体继续进行生态修复，促进在应急措施中投加的原位环境友好型微生物进一步生长繁殖，从而做到长期、稳定而有效地抑制藻类暴发。工程的覆盖面积依次为6.00、4.33和4.00 hm2，最大总曝气速率分别可达150、120和120 m3/h，曝气时长由系统依据水体溶解氧含量自动调节，当湖库底层水体的溶解氧低于3 mg/L时开始曝气，当溶解氧高于5 mg/L则停止曝气。工程设备布置见图3。

1.3 水样采集

本研究依据《湖泊富营养化调查规范》针对应急和长效控藻的具体区域设置4个采样点，如图4所示，分别为上游对照区S1位点(N26°11′0.06″、E117°38′20″)、上游入库段修复区S2位点(N26°10′56.12″、E117°38′3.35″)、回瑶湾修复区S3位点(N26°12′5.25″、E117°37′56.01″)、坝前修复区S4(N26°11′56″、E117°37′42″)。其中，S1和S4位点为应急控藻措施的采样检测位点，该工程于2015年7月13日开始监测，监测总时长为49 d。S1、S2、S3、S4位点为长效控藻工程的采样检测位点，工程在2015年下半年至2018年期间于每年的3月、7月、11月对其水质理化参数进行长达3年的监测，同时选取每年7月对水体藻类指标进行监测。监测期间分别于每天的8：00、16：00、20：00对各位点进行采样检测，每个时间点在各位点采3组平行样。

采样方法依据GB/T 14581—1993 《水质湖泊和水库采样技术指导》使用 2.5 L 有机玻璃深水取水器在水面下 0.5 m 采集水样。分析理化指标的水样用500 mL聚乙烯采样瓶存放；分析浮游植物的水样用 1 000 mL 聚乙烯采样瓶存放，并加入10～15 mL鲁哥试剂对浮游植物进行固定。所有样品均在0～4℃条件下避光处保存。采样现场记录天气、水温、pH值、透明度和溶解氧等指标。

1.4 检测方法

1.4.1 水质指标检测

水样TN依据GB/T 11894—1989，采用碱性过硫酸钾消解分光光度法测定；TP依据GB/T 11893—1989，采用钼酸铵分光光度法测定；叶绿素a(Chl-a)依据SL 88—2012，采用丙酮提取分光光度法测定；溶解氧(DO)和水温使用美国哈希公司的HQ3od便携式溶解氧分析仪测定；pH使用上海力辰科技笔试酸度计测定；水深使用声纳仪测定；透明度采用赛氏盘法测定。

1.4.2 浮游植物密度测定

将采集的由鲁哥试剂固定的样品静置48 h，离心浓缩至30 mL，将浓缩后的样品置于0.1 mL的浮游植物计数框(20 mm×20 mm)中，在生物显微镜400倍数下进行样品的观察与计数后计算，计算公式为：

式中：N为每升水样所有浮游植物的数量(cells/L)；A为计数框面积(mm2)；A0为视野的面积(mm2)；VS为原水样浓缩后的计数样品体积(mL)；V为计数框的体积(mL)；n为计数结果所得的浮游植物细胞个数。

1.5 数据分析

1.5.1 分析与绘图软件

采用SPSS 19.0软件对样品数据进行分析，使用Origin 9.0完成数据制图工作。

1.5.2 各指标削减率计算

以修复区修复前和修复后的指标差值与修复前的比值作为修复区各指标的削减率。

1.5.3 综合营养状态指数计算

综合营养状态指数计算公式参照王阳阳等报道[30]进行计算，综合营养级别判定依据：TLI(Σ)<30为贫营养；30≤TLI(Σ)≤50为中营养；TLI(Σ)>50为富营养，其中5070为重度富营养[30]。

2 结果与分析

2.1 水华爆发期间库区水体指标

本研究于2015年4—6月蓝藻水华爆发期间每月5日、10日、15日、20日、25日、30日对东牙溪水库进行水质监测以及浮游植物密度的测定，结果见表2。由表2可知，蓝藻水华爆发期间，库区表层水体溶解氧均处于超饱和状态、表层水体pH达到(9.22±0.13)～(9.75±0.08)、水体表层Chl-a含量均呈现富营养化水平、S1点位水体TN浓度超出地表水Ⅲ类标准14.6%～35.1%，且TP浓度超出地表水Ⅲ类标准56.0%～92.0%，水质污染严重。S4点位的TN、TP浓度接近地表水Ⅲ类标准限值，水体浊度均上升明显。

表2 水华期间库区水体表层各项指标的月均值Tab.2 Monthly mean values of the indicators at the surface of water in the reservoir area during the algae bloom period

浮游植物密度及藻种优势度如图5所示。蓝藻水华暴发期间，浮游藻类优势种单一，为水华微囊藻。水华微囊藻，属蓝藻门色球藻目微囊藻属，为单细胞藻类，具有伪空泡结构，个体微小，具有很强的营养盐吸收和转化速率[31]，并能形成团聚体以抵抗外界压力；加上其在代谢及消亡过程中能释放微囊藻毒素和腐殖酸[32]，存在很大的水质安全隐患。监测期间，水华微囊藻出现的频率为100%，优势度值变化范围为89.8%～96.8%，浮游藻类的总密度波动范围在7.95×107～1.87×108cells/L之间，水华最为严重的区域犹如一片绿漆漂浮在水面上，水体透明度不足0.5 m。

2.2 降雨量与水体理化因子相关性分析

为了确定降雨对库区水质的影响，本文利用SPSS 19.0软件进行自然降雨与水体理化因子之间的Pearson相关性分析，结果见表3。

表3 降雨量与水体理化因子相关性分析Tab.3 Correlation analysis between rainfall and physical and chemical factors in water

表3显示降雨量与TN在0.05水平上显著正相关，与浊度在0.01水平上显著正相关，但与TP、pH、CODMn、氨氮、电导率、水温以及DO均无显著相关性。这主要是因为暴雨会引起水土流失并产生泥沙进入水体，增加水体浊度；同时在降雨径流的作用下，大量外源污染(如竹林地径流和生活污水等)汇入水库，加剧水体的污染，导致水中TN浓度升高。

2.3 应急控藻后库区水质变化

东牙溪水库应急控藻过程中各项指标如图6所示：从图6数据可看出，未经处理的上游对照区S1位点，水体藻密度、Chl-a、TP、TN、pH、DO、CODMn浊度指标均在较高浓度范围内波动，并无任何下降趋势，而在应急控藻的坝前修复区S4位点，应急处理8 d(7月20日)后，指标均开始出现不同程度的下降，水华得到控制，应急控藻处理23 d(8月4日)后水体各项指标趋于稳定。经检验，应急处理23 d后的各指标数据与处理前期(7月13日)数据相比，均存在极显著差异(P<0.01)。具体表现为：水体浮游藻类总密度从8.4×107cells/L降低至5.0×106cells/L，削减率高达94.05%；Chl-a含量由22.73 μg/L降低至9.80 μg/L，削减率为56.89%；TP由0.040 mg/L降低至0.018 mg/L，削减率为55.00%；TN由1.21 mg/L降低至0.74 mg/L，削减率为38.84%；pH从9.28降低至8.07，控制在6.0～9.0范围内；表层DO含量从10.37 mg/L降低至8.04 mg/L，削减率为22.47%；CODMn从3.69 mg/L降低至2.12 mg/L，削减率为42.55%；水体浊度从22.14 mg/L降低至3.27 mg/L，削减率为85.68%，水质恢复良好。

2.4 长效控藻期间库区水质变化

2.4.1 水体中TP浓度变化

各年度及不同月份水体TP变化如图7所示。由SPSS 19.0显著性分析可得，经过2015年的长效控藻处理后，2016—2018年期间，上游对照区S1位点的TP浓度与上游入库段修复区S2位点、回瑶湾修复区S3位点、坝前修复区S4位点均存在极显著差异(P<0.01)。不同季节，上游对照区的TP均高于上游入库段修复区、回瑶湾修复区及坝前修复区，浓度在0.042～0.086 mg/L之间无规律波动，且多数月份超过地表水Ⅲ类水标准(0.05 mg/L以内)，年均TP浓度只达到地表水Ⅳ类水标准，2015—2018年期间均无下降趋势，水质较差。与上游对照区相反的是，各修复区在经过长效控藻措施后水体TP指标均呈现不同程度的下降，具体表现为：上游入库段修复区在2015年进行长效控藻措施之前，TP含量与上游对照区相当，浓度在0.45～0.73 mg/L之间且夏、秋、冬季节均超出地表水Ⅲ类水标准，经长效控藻措施处理后，2016年3月上游入库段修复区TP浓度迅速降至0.035 mg/L，并且在夏季达到地表水Ⅱ类标准(0.025 mg/L以内)，此后至2018年11月期间，上游入库段修复区TP浓度均控制在0.02～0.31 mg/L之间波动，年平均TP浓度在年际间呈下降趋势，削减率为56.14 %，控磷效果显著。回瑶湾修复区和坝前修复区水体TP浓度在2015年控藻措施之前已远低于上游对照区，这可能与上下游关系的自然变化相关[33-35]。回瑶湾修复区2015年水体TP浓度较高，在0.028～0.04 mg/L之间，经长效控藻措施处理后有所下降，并在2016年夏季降至0.02 mg/L，达到地表水Ⅱ类标准的要求，2017年略微有所回升，浓度在0.026～0.031 mg/L之间波动，2018年降低至0.015～0.019 mg/L，削减率为54.16%。坝前修复区水体整体TP浓度长期介于0.014～0.035 mg/L之间，满足地表水Ⅲ类水标准，2017年秋、冬季与2018年水体TP浓度均低于0.025 mg/L，满足地表水Ⅱ类水标准，2016年水体TP浓度相对偏高，这可能是因为在2015年暴发蓝藻水华后，经应急处理，大量藻体死亡沉降于水体底部，又经水中微生物分解代谢而重新释放到水体中，造成水体TP浓度突然升高。

2.4.2 水体中TN浓度变化

各年度及不同月份水体TN变化如图8所示。由SPSS 19.0显著性分析可得，2016—2018年期间，上游对照区S1位点的TN浓度与上游入库段修复区S2位点、回瑶湾修复区S3位点、坝前修复区S4位点均无显著差异(P>0.05)。不同季节，上游对照区TN浓度均高于上游入库段修复区、回瑶湾修复区及坝前修复区，浓度在0.79～1.351 mg/L之间无规律波动，且多数月份超过地表水Ⅲ类水标准(1.0 mg/L以内)，2017年与2018年的年均TN浓度只达到地表水Ⅳ类水标准。上游入库修复区TN浓度仅在2015年夏季较高，其余月份均满足地表水Ⅲ类水标准，2016年TN浓度略微下降，但2017年、2018年TN浓度又呈回升趋势。回瑶湾修复区TN浓度仅在2015年夏季偏高，其余月份均满足地表水Ⅲ类水标准，2015年冬季及2016年夏季下降幅度较大，2017年略微有所回升，2017年至2018年在0.73～0.85 mg/L之间波动，相对较为稳定。坝前修复区的TN浓度在0.52～0.91 mg/L之间波动，均满足地表水Ⅲ类水标准，2015年至2016年TN浓度下降幅度较大，2017年有所回升，2017年至2018年在0.74～0.97 mg/L之间波动，相对较为稳定。入库段修复区、回瑶湾修复区及坝前修复区的TN削减效果均不明显，这可能是因为库区时常有外源污染汇入，导致水中TN本底值偏高，增加了TN削减的难度。

2.4.3 水体中Chl-a含量变化

各年度及不同月份水体Chl-a含量变化如图9所示。由SPSS 19.0显著性分析可得，2016—2018年上游对照区S1位点的Chl-a含量与上游入库段修复区S2位点、回瑶湾修复区S3位点、坝前修复区S4位点的年际平均值均存在显著差异(P<0.05)；夏季Chl-a存在显著差异(P<0.05)，但秋、冬季节不存在显著差异(P>0.05)。上游对照区每年夏季均会出现Chl-a含量偏高现象，2015年至2018年并没有出现下降趋势。而上游入库段修复区、回瑶湾修复区及坝前修复区在经过长效控藻措施后，2016年至2018年水体Chl-a含量均维持在低于10 μg/L的水平，并且上游入库修复区和回瑶湾修复区水体Chl-a含量呈逐年下降的趋势，坝前修复区较2015年至2016水体Chl-a含量下降幅度较大，2016年至2018年下降较为平缓。其中上游入库段修复区的水体Chl-a含量削减率为53.21%，回瑶湾修复区的水体Chl-a含量削减率为52.43%，坝前修复区的水体Chl-a含量削减率为36.88%，减效果较为明显。

2.4.4 水体中浮游植物密度变化

2016年至2018年夏季，水体中浮游植物细胞密度变化如图10所示。由SPSS 19.0相关性分析可得，浮游植物细胞密度与Chl-a含量呈极显著相关，相关系数为0.825。夏季，水体中浮游植物主要包括蓝藻、绿藻、硅藻、隐藻和裸藻，其中以蓝藻和绿藻的占比居多，蓝藻占比为28.21%～39.53%，藻密度为2.46×106～3.43×106cells/L，以微囊藻和平裂藻为主；绿藻占比为32.27%～44.87%，藻密度为2.82×106～3.33×106cells/L，以衣藻为主。由图10数据可看出，上游对照区S1位点的藻密度远高于上游入库段修复区S2位点、回瑶湾修复区S3位点、坝前修复区S4位点的藻密度，具体表现为：2016年夏季，上游对照区、上游入库段修复区、回瑶湾修复区、坝前修复区的藻密度分别为8.67×106、42.48×105、40.68×105、39.33×105cells/L；2017年夏季，上游对照区、库段修复区、回瑶湾修复区、坝前修复区的藻密度分别为64.18×105、22.60×105、24.97×105、32.19×105cells/L；2018年夏季，上游对照区、库段修复区、回瑶湾修复区、坝前修复区的藻密度分别为87.31×105、37.93×105、34.45×105、42.23×105cells/L，三年的藻密度分布均表现为上游对照区处于长期居高不下的状态，削减率几乎为0。而上游入库段修复区自实施长效控藻以来，藻密度削减率为49.43%～68.83%，其中蓝藻的藻密度削减率达81.86%；回瑶湾修复区藻密度削减率为51.56%～70.27%，其中蓝藻的藻密度削减高达88.47%；坝前修复区藻密度削减率为49.72%～70.27%，其中蓝藻的削减密度达86.81%，控藻效果显著。库区夏季总体藻类群落结构发生的变化表现为：蓝藻和隐藻的比例下降，硅藻的比例有所上升。

2.4.5 2015—2018年东牙溪水库综合营养状态评价

库区的综合营养指数情况如图11所示：2015—2018年期间东牙溪水库综合营养指数介于37.90～42.99之间，其中2015年因暴发蓝藻水华而使得其水体富营养指数为近年来最高；2016—2018年期间库区综合营养指数呈不断下降趋势，整体呈现中营养状态，表明东牙溪水库的长效控藻措施能够有效抑制水体富营养趋势，控制藻类的生长。

3 讨论

微纳米气泡技术作为一项新型的生态修复技，能有效提升水质[35-37]。本文结合物理与生物技术，在该技术的基础上组合以水生态因子调控及功能微生物投加，对东牙溪水库2015年暴发的蓝藻水华进行应急和长效控藻工程的实施。

应急工程的监测结果表明：微纳米气泡技术组合以水生态因子调控及功能微生物投加对控制蓝藻水华具有良好的效果，在工程实施后第8天水体TP、TN、pH、DO、CODMn和浊度等各项指标均开始出现不同程度的下降，第23天后趋于稳定，藻类总密度从8.4×107cells/L降低至5.0×106cells/L，削减率高达94.05%。相关的研究报道[38-40]发现，该方案对藻类的抑制效果可能是因为微纳米曝气设备在向缺氧水体中鼓入微纳米气泡时，随着气泡内溶解氧的消耗，不断向水中补充活性氧，增强水中氧含量，同时分解水中各种有机颗粒，使之变为更小的微粒，有利于进一步生化分解，减少污泥的沉淀。此外，水体活性氧含量的提高能够增强投加的环境友好型微生物及水体中原有动植物的活性，同时生态因子的调控使水体的温度、pH等环境因子更适合环境友好型微生物的生长繁殖，从而加快水体底层底泥的降解过程，达到水质净化的效果，实现藻类的快速消亡。

长效控藻工程的检测结果表明：微纳米气泡技术与水生态因子调控技术的组合对东牙溪水库水体富营养化具有良好的抑制作用，水体综合营养指数呈逐年下降趋势。工程对上游水体的TP浓度具有显著的控制作用，入库段修复区、回瑶湾修复区总磷的削减率分别达56.14%和54.16%，这可能是通过微纳米气泡吸附、粘附、沉淀等作用对水体颗粒物质的去除产生影响[41]，但该工程对水体TN浓度控制效果不明显，这可能与TN的去除机理有关[42-44]，在TN去除过程中需将水体中以不同形式存在的氮转化成硝态氮，然后利用反硝化作用将其转化成氮气而去除，但是反硝化过程需要一个厌氧的环境，这与自然条件及水体增氧相矛盾，因此反硝化转化效率低，加之水库中的蓝藻具有较强的固氮作用，因此TN浓度的控制率较低。此外，王美丽等[45]将微纳米曝气技术用于北京市立水西桥下小清河的治理，结果其对化学需氧量、TN、TP和土臭素的去除率分别是51.4%、55.8%、31.0%和48.3%；易境等[46]将微纳米曝气技术联合本土微生物活化系统对长沙市消河进行治理，水质化学需氧量、氨氮、TN、TP值最终分别为10.6、0.7、1.0、0.2 mg/L，而本研究对TP的削减比较显著，对TN的削减效果不显著，这表明在不同污染状况下的水体中TN、TP去除效果存在差异，这与原污染水体中氮和磷的本底值存在一定的关系。

本研究对水体Chl-a和藻密度的监测结果表明，夏季藻类生长旺盛，藻密度和Chl-a含量可分别高达8.67×106cells/L和10.28 μg/L，而秋、冬季节藻密度和Chl-a则可骤减，其中Chl-a含量可低至4.57 μg/L。这是由于蓝藻、绿藻、硅藻、裸藻等藻类在温度降低的秋、冬季节可形成孢囊，并以休眠体的形式沉降到水体沉积物表层，帮助其度过不良的环境条件，待环境条件适宜，这些包囊则又重新萌发形成浮游细胞[47-49]。微纳米气泡技术能够调整水动力[50-51]，使底泥表层的藻类休眠体向底泥深层垂直迁移，进而被底泥中部分微生物裂解，降低休眠体的成活率[52-54]，破坏藻类的二次复苏，因此从综合经济效益与藻类生长特点考虑，工程设备在藻类较少的秋、冬季节可适当缩短曝气时长，在气温回暖的春季开始延长曝气时间以抑制藻类生长繁殖，从而达到生态和经济的最佳效益。