水质模型分类
第四节 水质模型
L t
K1L
Fick第二定律，河流的离散导致的BOD的变化为
L
2L
u
xu
L
x
Ex
Ex
x 2L
x 2
2
K1L
则BOD变化速率为：
3．菲克第二定律：解决溶质浓度随时间变化的情况
两个相距dx垂直x轴的平面组成的微体积，J1、J2为进入、
流出两平面间的扩散通量，扩散中浓度变化为 c，则单元体
t
积中溶质积累速率为
便可得出有机毒物在系统内的浓度和半衰期。
L0=500*2000/200000=5mg/L
ln L K1 K3 5
5
40
D
(cs
c0 ) exp(
K2 x ) u
( K1
K1L0 K3
K2
)[exp(
K1
u
K3
x)
exp(
K2 x )] u
水质模型
QUAL-II模型 考虑营养物质对水生生物的影响 T,DO，BOD,藻类，PO4,NH3,NO2-,NO3-,大肠
1
(s
0 )(K2
L0 K1
K1
)
第四节 水质模型
2。 Thomas模型 在S-P模型的基础上，增加因悬浮物的沉淀引起的
BOD变化速率
单位时间内BOD的变化率
L u x (K1 K3)L
单位时间内溶解氧的变化率
c u x K1L K2 (cs c)
ln L K1 K3 x
L0
1
第四节 水质模型
三、有毒污染物的归趋模型 摒弃经验参数，在模型中只出现表征化合物 固有性质的参数（实验室测定，与时间地点 无关）和表征环境特征所测量的参数。 主要考察动力学过程
河流水质模型
[exp(
1x)
exp(
2 x)]
1
ux 2DL
(1
1
4DL
K1
/
u
2 x
)
2
ux 2DL
(1
1
4DL
K
2/uFra bibliotek2 x
)
李光炽
水质模型
当忽略弥散项时有如下形式的解：
L L0 exp( K1x / ux )
O
Os
(Os
O0
)
exp(
K2
x
/
ux
)
K1L0 K1 K2
[exp(
K1x
/
ux
)
exp(
李光炽
水质模型
对于稳态情形
ux
L x
DL
2L x 2
K1L
O
2O
ux x DL x 2 K1L K 2 (Os O)
边界条件
x x
0, L L0 ,O O0 , L 0,O Os
李光炽
水质模型
解为
L L0 exp( 1x)
O
Os
(Os
O0
) exp(
2 x)
K 1 L0 K1 K2
均匀混合模型适用于均匀河段，要求x足够
小，否则会造成较大误差。
李光炽
水质模型
5.3 一维BOD-DO水质模型
BOD-DO模型的基本假定是：
(1) BOD的降解符合一级动力学反应规律；即 在任何时候反应速率都和剩余的有机物数量 成正比。以L表示BOD浓度，则 r K1L 。 (2) 水体中溶解氧DO的减少只是由于BOD降解 所引起的，而且与BOD的降解有相同的速率。
河流水质数学模型专题讲解
⑤废水中其它还原性物质引起水体的好氧。
河水溶解氧供应的来源有： ①上游河水或有潮汐河段海水所带来的溶解氧。 ②排入河水中的废水所带来的溶解氧。 ③河水流动时，由大气中的氧向水中扩散、溶解。 ④水体中繁殖的光合自养型水生植物（如藻类）， 白天通过光合作用放出氧气，溶于水中。
?
k1L0 k1?k2
(e?1x
?e?2x)
?1
?
u 2E
(1?
1?
4Ek1 u2
)
u
?2
?
(1? 2E
1?
4Ek2 u2
)
2.忽略弥散时：
?L ?
?
L e?k1x/u 0
??O? ?
Os
?
k1L0 k1 ? k2
(e?k1x/u
?
e?k2x/u
)?
D e?k2x/u 0
氧垂曲线
D0 Dc
溶解氧
饱和溶解氧浓度
S－P模型的基本假设是：①河流中的 BOD的衰减和溶 解氧的复氧都是一级反应；②反应速度是定常的； ③河流中的耗氧是由 BOD衰减引起的，而河流中的 溶解氧来源则是大气复氧。其基本方程是：
dL dt
?
? k1t
dD dt ? k1L ? k2D
a.斯特里特-菲尔普斯（Streeter-Phelps）BOD －DO模型
0
tc
t
b.托马斯（ Thomas ）BOD －DO模型
对一维稳态河流，在斯特里特 -菲尔普斯模型的基础
上增加一项因悬浮物的沉淀与上浮所引起的 BOD速率
变化 ，才有以下的基本方程组（忽略弥散）：
chr4湖泊与水库水质模型-20130512
WPI Q K 3 )V V
WPI Q Q Q K 3V
二、狄伦模型
引入：磷的滞留系数
Q 1 R Q K 3V
WPI Q CP Q Q K 3V
R K3 Q K3 V
R 1 Q.CP qi .CPI i
q .CPI Q.CP q .CPI
CI .q )e
i i
1 ( K1 ) t T
Q
CI .q
V
Q .C ( K1 K 3 )C V
S=-(K1+K3)VC
CI .q )e
i i 1 ( K1 K 3 ) t T
1 C 1 ( K1 K 3 )T
CI .q
i
i
Q
1 (C0 1 ( K1 K 3 )T
dC dt
V
i i
Q .C V
i i
S=0
C 0 )e t / T
CI .q C Q
dCI .q
i
i
V
Q .C K1C V
i i
S=-K1VC
1 C 1 K1T
dC dt
i
CI .q
Q
i
1 (C0 1 K1T
2
wanilyfor2010hydro
Discussion
在稳态、忽略扩散项，且污染物按一级动力学反应式衰 减的情况下，如何写方程，并推导方程的解？
q 1 C C C ) (E E 2 S t r H r r
2
=-K1C
=0
q 1 C . . K1C 0 H r r
水质数学模型简介发展概况
水质数学模型简介与发展概况水质数学模型是描述污染物在水体中随时间和空间迁移转化规律及影响因素相互关系的数学方程。
随着经济的发展和人们环境意识的提高，水环境污染问题越来越被人们重视。
研究水质模型目的主要是描述污染物在水体中的迁移转化规律，模拟或预报水质在时间与空间上的变化，从而为水环境质量预测、水质污染控制规划、工程环境影响评价以及水资源的规划、管理和控制提供服务。
1 水质模型的发展从1925年出现的streeter-phelps模型算起，到现在的80余年中，其发展历程可以分以下几个阶段。
第一阶段是20世纪20年代到70年代初。
这一阶段模型研究对象仅是水体水质本身，被称为“自由体”阶段。
在这一阶段模型的内部规律只包括水体自身的各水质组分的相互作用，其他如污染源、底泥、边界等的作用和影响都是外部输入。
该阶段是简单的氧平衡模型，主要集中在对氧平衡关系的研究，是一种稳态模型。
第二阶段是20世纪70年代初期到80年代中期。
这一阶段模型有如下的发展：(1)在状态变量(水质组分)数量上的增长；(2)在多维模型系统中纳入了水动力模型； (3)将底泥等作用纳入了模型内部；(4)与流域模型进行连接以使面污染源能被连入初始输入。
第三阶段是80年代中期90年代中期。
是水质模型研究的深化、完善与广泛应用阶段，科学家的注意力主要集中在改善模型的可靠性和评价能力的研究。
该阶段模型的主要特点是考虑水质模型与面源模型的对接，并采用多种新技术方法，如：随机数学、模糊数学、人工神经网络等。
第四阶段是1995年至今。
随着发达国家对面污染源控制的增强,面源污染减少了。
而大气中污染物质沉降的输入,如有机化合物、金属(如汞)和氮化合物等对河流水质的影响日显重要。
虽然营养物和有毒化学物由于沉降直接进入水体表面已经被包含在模型框架内,但是,大气的沉降负荷不仅直接落在水体表面,也落在流域内,再通过流域转移到水体,这已成为日益重要的污染负荷要素。
从管理的发展要求看,增加这个过程需要建立大气污染模型,即对一个给定的大气流域(控制区),能将动态或静态的大气沉降连接到一个给定的水流域。
二维水质模型定义
二维水质模型定义水质模型是通过对水体特定参数进行数学建模和模拟，来研究、预测和评估水体环境的变化和质量的方法。
水质模型的目的是更好地理解水体中的污染物传输、生态系统变化和水质改善措施的效果。
本文将重点讨论二维水质模型的定义、原理和应用。
二维水质模型是一种通过建立二维网格来模拟和分析水体内污染物及其水质变化的方法。
它考虑到水体的水平平面分布和水流运动，并使用物理方程和计算方法来模拟和预测水体中污染物的扩散和转运。
在二维水质模型中，水体被划分为若干个网格单元，每个单元代表一个小的空间区域。
通过测量和监测，可以获取水体的初始条件和边界条件，并将其输入到模型中。
随着时间的推移，模型根据初始条件、边界条件和物理方程进行计算和模拟，以得到水体中污染物的浓度和分布。
二维水质模型的基本原理是质量平衡方程和扩散方程。
质量平衡方程描述了污染物在水体中的产生、输入、输出和转化过程，扩散方程则描述了污染物的扩散和输运。
这些方程考虑了水体中物质的浓度、流速和水动力学特性，并使用数值方法进行离散化和求解。
通过这些模型的建立和求解，可以预测不同情况下水质的变化，如污染物浓度的分布、水体的富营养化程度、溶解氧的含量等。
二维水质模型在水环境管理和水资源规划中具有广泛的应用。
它可以用于评估污染事件的影响、指导水体治理和保护措施的制定，并预测未来水质的变化趋势。
通过改变模型中的参数和输入条件，可以进行不同的情景分析和模拟实验，以评估不同的污染控制策略和方案的效果和可行性。
此外，二维水质模型还可以与其他模型相结合，如水动力模型、生态模型和气象模型，以更全面地模拟和评估水体的水文、水力和水质过程。
这种耦合模型的应用可以提供更准确的结果和更全面的分析，为决策者提供指导，以保护和改善水体环境。
总之，二维水质模型是一种有效的工具，用于研究水体环境的变化和质量的评估。
它基于物理方程和计算方法，通过建立二维网格来模拟和分析水体内污染物及其水质的变化。
第三节河流水质模型-PPT
S-P模型—描述河流水质得第一个模型,由斯特里特(H • Streeter) 与菲而普斯(E • Phelps)在1925年建立。
基本假设:河流中得BOD得衰减与溶解氧得复氧都就是一级反应,反 应速度为常数;河流中得耗氧就是由BOD衰减引起得,而河流中 得溶解氧来源则就是大气复氧。
S-P氧垂公式
O= Os-D = Os-
Kd L0 Ka - Kd
[e-Kd t - e-Ka t] - D0 e-Ka t
污水排放点 河流BOD＝L0
饱和溶解氧浓度Cs
O—河流中得溶解氧值
溶解氧
D0 Dc
氧垂曲线
Os —饱与溶解氧值
DO
L0－河流起始点得BOD值
D0－河流起始点得氧亏值
Dc－临界点得氧亏值
KL = C
uxn Hm
饱与溶解氧浓度Cs就是温度、盐度与大气压力得函数。在
760mmHg压力下,淡水中得饱与溶解氧浓度为
T为0c
468 Cs =
31.6 + T
四、光合作用
水生植物得光合作用就是河流溶解氧得另一个重要来源。
欧康奈尔假定光合作用得速度随着光照强度得变化而变 化。中午光照强度最大时,产氧速度最快,夜晚没有光照时,产 氧速度化
水质模型得解析解就是在均匀与稳定得水流条件 下取得得,划分断面得原则:
a)河流断面形状发生剧烈变化处 b)支流或污水得输入处 c) 河流取水口处 d)其她需要设立断面得地方
二、多河段BOD模型及DO模型得建立
1、 BOD模型 河流水质得特点之一就是上游每一个排放口排放得
Kc＝ Kd + Ks
3、 1966年, K·Bosko研究了河流中生化作用得BOD衰减速度 常数Kd与实验室得数值Kc之间得关系:
地下水质模型
地下水污染途径 • 连续入渗型
其特点是污染物随各种 液体废弃物（如渠、坑等污 水的渗漏 、受污染地表水 的渗漏、 地下排污管道的 渗漏等）不断地经包气带渗 入含水层。
地下水污染途径
• 越流型
其特点是污染物通过层间越 流的形式转入其它含水层。这种 转移包括天然途径及结构不合理 的井管、破损的老井管、人为开 采引起的地下水动力条件的变化 而改变了越流方向，使污染物通 过大面积的弱隔水层越流转移到 其它含水层。
u* ux n
式中：n为有效孔隙度（小于等于1)
污染物运动特征
推流迁移
污染物在地下水中的迁移与河流中的推流迁移基本一致，随
着水流的运动而运动。迁移可以改变污染物的位置，但是不
能改变污染物的分布形状和总量。在x、y、z三个方向上，由
于迁移导致的单位时间单位面积内的污染物质通量可以用下
式表示：
f
1 x
wD* aiux
机械分散
Di aiux
弥散
污染物运动特征
吸附
地下水在流动过程中，与周围的多孔介质不断接触，介质表面 会对地下水中的污染物产生吸附作用。吸附通量可以表示为：
r pb C n t
式中，pb为介质的容积密度；C 为吸附在介质表面上的污染物质 浓度；n为多孔介质孔隙率； 在吸附平衡时，污染物在介质上的浓度 C与在地下水中的浓度C 具有如下动态平衡关系：
迁移
迁移+弥散
迁移+弥散 +吸附
迁移+弥散 +吸附+生物降解
污染物运动特征
流速
地下水一般在多孔介质中流动，地下水渗透速度可以用下式
计算：
ux
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
/hhhbb/archive/2006/06/23/1681.html《QUAL 一 2 K模型及其主要参数确定》S —P模型的基本思路是：他们认为水中溶解氧( DO) 随时问减少的速率与B OD的浓度成正比，水中溶解氧的减少主要是由于水中有机物在好气菌在分解中消耗水中氧气所引起的，并且与BOD降解具有相同的速度，即复氧的速度与氧亏成正比。
S - P模型只考虑了有机物降解和大气复氧对DO的影响，没有考虑有机物沉浮、底泥吸附等对DO的影响，因此其结果与实际有一定的差别。
有很多学者对其进行了改进，主要有以下3种模型：( 1 ) Thomas模型：对一维稳态河流，在S---P模型基础上增加了一项因悬浮物的沉淀与浮所引起的BOD速率变化。
( 2 ) Camp—Dobbins模型：在Thomas的基础，增加了底泥释放BOD和地表径流所引起的BOD变化速率和藻类光合作用和呼吸作用以及地表径流引起的溶解氧速率变化。
( 3 ) Oconnor模型：假定总的BOD是由含碳BOD(CBOI))和含氮BOD(NBOD)两项组成，模型不仅考虑了含碳化合物的耗氧，而且也考虑了含氮化合物的耗氧。
《W A S P水质模型在辽河干流污染减排模拟中的应用》WASP水质模型：WASP(Water Quality Analysis Simulation Program)是由美国国家环保局开发的水质分析软件，可用来模拟常规污染物(包括溶解氧、生物耗氧量、营养物质以及海藻污染)和有毒污染物(包括有机化学物质、金属和沉积物)在水中的迁移和转化规律，是为分析池塘、湖泊、水库、河流、河口和沿海水域等一系列水质问题而设计的动态多箱模型。
WASP模型在中国渭河、苏州河、汉江等多个流域及水库已有成功的应用。
WASP模型由两个独立的计算机程序DYNHYD和WASP组成，两个程序可连接运行，也可以分开执行。
DYNHYD是一个简单的“Link—node”网络水力动态模型，产生的输出文件可为水质分析模拟程序WASP提供流量和体积参数。
WASP是一个基于质量守恒原理的动态模型模拟体系，由有毒化学物模型TOXI和富营养化模型EUTRO两个子模块组成。
TOX I是有机化合物和重金属在各类水体中迁移积累的动态模型，可预测溶解态和吸附态化学物质在河流中的变化情况。
EUTRO采用了OTOMAC富营养化模型的动力学，可预测DO、C OD、BOD、富营养化、碳、叶绿素a、氨、硝酸盐、有机氮、正磷酸盐等物质在河流中的变化情况。
《W ASP 水质模型及其研究进展》WASP(The water q uali ty analysi s simulatio n program，水质分析模拟程序)是美国环境保护局提出的水质模型系统，能够用于不同环境污染决策系统中分析和预测由于自然和人为污染造成的各种水质状况，可以模拟水文动力学、河流一维不稳定流、湖泊和河口三维不稳定流、常规污染物(包括溶解氧、生物耗氧量、营养物质以及海藻污染)和有毒污染物(包括有机化学物质、金属和沉积物)在水中的迁移和转化规律，被称为万能水质模型。
WASP最原始的版本是于1983年发布的，它综合了以前其它许多模型所用的概念，之后W ASP模型又经过几次修订，逐步成为USEPA开发成熟的模型之一。
WASP5及其以前的版本都为DOS程序，而W ASP6 则发展为Windows 下的程序，但是只能在Windows98操作系统下使用，随着Windows98操作系统被Wi ndows2000 和WindowsXP取代，W ASP6的不适应性就显现了出来。
于是，能够在Windows2000 和XP系统下运行的W ASP7 版本于2005 年孕育而生了。
W ASP6 和W ASP7 都具有可视化的操作界面，运行速度是以前的DOS版本的10倍以上。
它们的主要特点是：基于Windows开发友好用户界面；包括能够转化生成W ASP可识别的处理数据格式；具有高效的富营养化和有机污染物的处理模块；计算结果与实测的结果可直接进行曲线比较。
但是由于它们的源码不公开，给模型的二次开发带来了很大限制。
WASP的组成WASP有两个独立的计算机程序DYNHYD和WASP组成，两个程序可连接运行，也可以分开执行。
WASP 程序也可与其它水动力程序如RIVMOD(一维) ，SED3D(三维)相连运行，如果有已知水力参数，还可单独运行。
W ASP是水质分析模拟程序，是一个动态模型模拟体系，它基于质量守恒原理，待研究的水质组分在水体中以某种形态存在，WASP 在时空上追踪某种水质组分的变化。
它由两个子程序组成：有毒化学物模型TOXI和富营养化模型EUTRO，分别模拟两类典型的水质问题：传统污染物的迁移转化规律(DO、BOD和富营养化)；有毒物质迁移转化规律(有机化学物、金属、沉积物等)。
TOXI是有机化合物和重金属在各类水体中迁移积累的动态模型，采用了EXAMS的动力学结构，结合W ASP 迁移结构和简单的沉积平衡机理，它可以预测溶解态和吸附态化学物在河流中的变化情况。
EUTRO采用了POTOMAC富营养化模型的动力学，结合WASP迁移结构，该模型可预测DO、COD、BOD、富营养化、碳、叶绿素a、氨、硝酸盐、有机氮、正磷酸盐等物质在河流中的变化情况。
该模型的使用方法，首先是河网模型概化，然后按照如下4个主要步骤进行：水动力研究、质量传输研究、水质转化研究和环境毒理学研究。
第一步水动力研究要应用水动力模型程序DYNHYD；第二步研究水流中物质的传输，要靠示踪剂研究和水质模型程序WASP 的TOXI模块校验来完成；第三步研究水流和底质中的物质转化，要依靠实验室研究、现场观察和试验、参数估计、模型研究相结合来完成，其模型计算结果要验证；最后一步研究污染物怎样影响环境。
DYNHYD模型DYNHYD适用于一维的水动力模拟，它描述在浅水系统中长波的传播。
适用条件是：假定流动是一维的；Coriolis和其它加速度相对于流动方向可忽略；渠道水深可变动而水面宽度认为基本不变；波长远大于水深；底坡适度。
DYNHYD程序以运动方程和连续方程为基础。
前者可预测水体流速和流量；后者可预测水位和河道体积。
DYNHYD程序对上述方程组采用有限差分法求解，把要计算的水体系统概化成计算网络，流速、水头等在离散的网格点上求解。
WASP 原理（1）基本方程WASP水质模块的基本方程是一个平移扩散质量迁移方程，它能描述任一水质指标的时间与空间变化。
在方程里除了平移和扩散项外，还包括由生物、化学和物理作用引起的源漏项。
对于任一无限小的水体，水质指标C的质量平衡式为（2）EUTRO模块EUTRO模拟了8 个常规水质指标, 即NH3 - N( C1 )、NO3- N( C2 )、无机磷(C3)、浮游植物(C4)、CBOD( C5 )、DO(C6)、有机氮(C7)和有机磷(C8)；这8个指标分为4个相互作用子系统,即浮游植物动力学子系统、磷循环子系统、氮循环子系统和DO平衡子系统。
这4个系统之间的相互转换关系,见图1。
在EUTRO模型中,充分考虑了各系统间的相互转化关系,即SK项反映了这4个系统, 8个指标之间的相互转化和影响。
而这些指标除了相互影响之外,还会受到光照、温度等的影响。
（3）TOXI模块TOXI模块模拟有毒物质的污染,可考虑1~ 3种化学物质和1~ 3种颗粒物质,包括有机化合物、金属和泥沙等。
对于某一污染物质可分别计算出其在水体中溶解态和颗粒态的浓度,在底泥孔隙水和固态底泥中的浓度。
模型的基本方程为式( 3)。
但是,污染物质在河流中的迁移转化机理却要比常规指标复杂得多,它受到水体流动因素,气象因素,以及物质本身的一系列物理化学性质等的影响。
因此TOXI模块所考虑的动力过程也更为复杂,其中包括了转化、吸附和挥发等。
转化过程包括生物降解、水解(酸性水解、中性水解、碱性水解)、光解、氧化反应及其它化学反应等。
吸附作用是一个可逆的平衡过程,包括DOC吸附、固体吸附。
挥发过程与气象条件等有关。
这些过程相当复杂,受篇幅限制,不一一列出。
WASP模型与EFDC模型耦合WASP模型由于其子模块的独立性可以与其它模型相结合使用,目前较为广泛使用的是与环境流体动态模型EFDC相耦合进行水质模拟。
EFDC是一个地表水模拟系统,其优点十分明显：具有极强的问题适应能力;所采用的数值方法和系统开发方法代表了目前国际上水环境模拟系统开发、研究的主流方向;其中所包括的多种水动力过程;模型本身还提供多种模拟计算方案。
王建平等耦合WASP和EFDC模型开发了三维生态动力学模型来进行密云水库水质模拟,取得了令人满意的结果。
基于地理信息系统的二次开发水质模型是一种数学模型, 它在数值计算、参数率定上具有长处,但在数据管理和维护、模拟结果表现及空间分析上能力有限,为了提高水质模型的预测、模拟能力及易用性,出现了水质模型与地理信息系统(GIS)技术集成的趋势。
将GIS与W ASP模型集成进行研究是目前和今后一段时间内主要的研究方向之一, 这项研究已在许多实际工程中得到了广泛地应用,并取得了良好的成效。
马蔚纯等基于GIS平台运用WASP模型对上海市苏州河进行水质模拟, 贾海峰等应用GIS与地表水质模型W ASP5的集成对密云水库的水质进行模拟研究,结果令人满意。
水质模型与GIS耦合的优越性表现在以下几方面：利用数字化仪及GIS将研究区域数字化,并进行概化以及网格化,使得模型的前期工作大大减少,人为误差减小,精度提高；利用GIS的栅格矢量化功能可以生成高质量的填充颜色的浓度分布图；GIS的空间数据处理功能可以进行实时浓度、时间和空间的平均浓度的计算并显示、输出,查询模块可以对结果进行访问和查询。
这样为决策部门进行区域污染监控、管理提供有效方便的科学手段；利用可视化开发语言开发的系统使得模型的结果更直观、明确；结合计算机技术实现了数据信息集中管理和共享。
我们相信,基于地理信息系统的WASP水质模拟将是一个具有广阔前景的发展方向。
《采用一维水质模型计算河流纳污能力中设计条件和参数的影响分析》对于宽深比不大的河流，污染物在较短的时间内，基本上能在断面内均匀混合，污染物浓度在断面上横向变化不大，可用一维水质模型模拟污染物沿河流纵向的迁移问题来计算纳污能力。
在稳态或准稳态的情况下，一维水质数学模型为：《大型水库三维水质模型研究》另外，本模型没有考虑风力作用对水库垂向混合的影响，因此造成表面DO浓度较观测值偏低。
模型仅考虑了温度分层对模型中降解系数、复氧系数的影响，没有考虑秋、冬季节由温度差引起的垂向混合作用，因此模型对秋、冬季节DO模拟误差可能较大。
模型在污染源特别是面源估算、水温分布引起的密度流影响、水库底泥及光合作用影响等方面尚存不足。