一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法及系统

1.本发明涉及污染颗粒解吸研究技术领域，特别是涉及一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法及系统。


背景技术：

2.目前，对于颗粒吸附解吸污染物研究，关注点大多都在吸附等温线，对动力学的研究相对较少。但是仅依靠吸附等温线不能完全描述吸附解吸现象，需要考虑吸附和解吸过程。解吸是指在固-液界面上，吸附质从固相物体中释放，其在溶液中的浓度升高而在固相上的浓度对应降低的现象。解吸动力学是指被吸附在颗粒相(如土壤或沉积物等)上的吸附质(油类污染物、重金属、营养盐(如氮或磷)或有毒有机物等)重新由颗粒相释放到液相的过程，是研究颗粒相污染物浓度(或解吸量)随时间的变化规律的重要影响因素。
3.目前，吸附质在颗粒相中的解吸动力学模型包括elovich(人名，音译为伊洛维奇)动力学模型、伪一级动力学(pseudo-first-order，pfo)模型和伪二级动力学(pso，pseudo-second-order)模型等。各模型公式形式如下：
4.elovich动力学模型为：
5.伪一级动力学模型为：
6.伪二级动力学模型为：
7.其中，为t时刻单位质量吸附剂对吸附质的解吸量，单位为mg/kg；为解吸平衡时单位质量吸附剂对吸附质的解吸量，单位为mg/kg；a和b均为elovich吸附动力学模型常数；t为吸附时间，单位为s；k1位准一级反应动力学速率常数，单位为1/s；k2位准二级反应动力学速率常数，单位为kg/(mg
·
s)。
8.研究发现，不同类型(或来源)的沉积物(或土壤)对油类污染物、重金属、氮磷污染物或有机物的吸附和解吸过程，在不同条件下适用的动力学模型并不一致。动力学模型大多包括多个可调节参数，可以很好地解释实验数据，但缺乏理论基础，不能反映解吸过程的机理，拟合得到的参数会随着实验条件的改变而变化，限制了这些模型进一步应用。allen等和febrianto等分别发现不同系统中的pfo动力学模型的速率常数与溶质浓度密切相关。pso动力学模型的动力学速率常数与溶液ph值、离子初始浓度、温度和震荡速率等操作条件相关。关于动力学公式的研究主要以统计数据和经验公式为基础，对各吸附解吸动力学模型的适用情况、模拟机理没有系统全面的认识。一些研究将吸附解吸视为一个迅速的非平衡过程，用一级或可逆的非线性动力学公式来描述吸附和解吸，吸附解吸机理被过分简化。
9.elovich模型是没有明确物理意义的经验模型，不能提供有关传质机理的重要信息。该模型最早是用来研究气固界面吸附解吸，对于液固界面吸附解吸，有一定的局限性。在pfo模型和pso模型的推导过程中，没有考虑质量守恒以及固液比对动力学参数的影响，同样不合理。pfo动力学模型只能描述动力学过程的初始阶段。pfo模型和pso模型对实验数
据的良好拟合仅仅是数学和实验条件选择的结果。elovich模型、pfo动力学模型和pso动力学模型中不包含外部实验条件，如颗粒物浓度或颗粒物干容重(固液比)，使得这些模型没有预报计算能力。


技术实现要素：

10.本发明的目的是提供一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法及系统，在lan*解吸动力学模型中引进固液比，构建改进lan*解吸动力学模型，能够快速完成任一解吸时间单位质量吸附剂的吸附质剩余吸附量的预测。
11.为实现上述目的，本发明提供了如下方案：
12.一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，包括：
13.获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数据；
14.构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的；
15.基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型；
16.获取目标解吸时间；
17.将所述目标解吸时间代入所述污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。
18.可选的，所述解吸动力学实验数据包括通过解吸动力学实验确定的单位质量污染吸附剂颗粒不同解吸时间下的剩余吸附量。
19.可选的，所述改进lan*解吸动力学模型包括：
[0020][0021][0022][0023][0024][0025]
其中，q
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻单位质量吸附剂的吸附质吸附量，q为第一中间变量，p为第二中间变量，r为第三中间变量，e为自然对数的底数，c
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻的液相吸附质浓度，q0为单位质量吸附剂的初始吸附量，s为吸附剂浓度，rs为吸附剂的干容重。
[0026]
可选的，所述改进lan*解吸动力学模型还包括：
[0027]
[0028][0029]
其中，q
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，c
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时液相吸附质平衡浓度。
[0030]
一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定系统，包括：
[0031]
解吸动力学实验数据获取模块，用于获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数据；
[0032]
改进lan*解吸动力学模型构建模块，用于构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的；
[0033]
污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型确定模块，用于基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型；
[0034]
目标解吸时间确定模块，用于获取目标解吸时间；
[0035]
污染颗粒剩余吸附量预测模块，用于将所述目标解吸时间代入所述污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。
[0036]
可选的，所述解吸动力学实验数据包括通过解吸动力学实验确定的单位质量污染吸附剂颗粒不同解吸时间下的剩余吸附量。
[0037]
可选的，所述改进lan*解吸动力学模型包括：
[0038][0039][0040][0041][0042][0043]
其中，q
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻单位质量吸附剂的吸附质吸附量，q为第一中间变量，p为第二中间变量，r为第三中间变量，e为自然对数的底数，c
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻的液相吸附质浓度，q0为单位质量吸附剂的初始吸附量，s为吸附剂浓度，rs为吸附剂的干容重。
[0044]
可选的，所述改进lan*解吸动力学模型还包括：
[0045][0046]
[0047]
其中，q
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，c
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时液相吸附质平衡浓度。
[0048]
根据本发明提供的具体实施例，本发明公开了以下技术效果：
[0049]
本发明提供的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法及系统，包括：获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数据；构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的；基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型；获取目标解吸时间；将目标解吸时间代入污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。本发明通过在lan*解吸动力学模型中引进固液比构建改进lan*解吸动力学模型，能够快速完成任一解吸时间单位质量吸附剂的吸附质剩余吸附量的预测。
附图说明
[0050]
为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动性的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。
[0051]
图1为本发明实施例1中污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法流程图；
[0052]
图2为本发明实施例2中不同初始吸附量下沉积物解吸重油的lan-rs*方程拟合示意图；
[0053]
图3为本发明实施例2中不同盐度下，沉积物解吸重油的lan-rs*方程拟合示意图；
[0054]
图4为本发明实施例2中不同粒径沉积物解吸重油的lan-rs*方程拟合示意图；
[0055]
图5为本发明实施例2中不同温度下，沉积物解吸重油的lan-rs*方程拟合示意图；
[0056]
图6为本发明实施例2中4种吸附剂解吸重金属的lan-rs*方程拟合示意图；
[0057]
图7为本发明实施例2中不同温度下，灰色粉质砂解吸pcp(五氯苯酚)的lan-rs*方程拟合示意图；
[0058]
图8为本发明实施例2中粉质粘土、粉砂解吸石油的lan-rs*方程拟合示意图；
[0059]
图9为本发明实施例2中不同温度下，土壤解吸pcp(五氯苯酚)的lan-rs*方程拟合示意图；
[0060]
图10为本发明实施例2中不同盐度下，土壤解吸pcp(五氯苯酚)的lan-rs*方程拟合示意图；
[0061]
图11为本发明实施例2中不同ph下，土壤解吸pcp(五氯苯酚)的lan-rs*方程拟合示意图；
[0062]
图12为本发明实施例2中粉质砂解吸苯并[a]芘的lan-rs*方程拟合示意图；
[0063]
图13为本发明实施例2中赤红壤解吸mcpa(4-氯-2-甲基苯氧基乙酸)的lan-rs*方程拟合示意图；
[0064]
图14为本发明实施例2中rhodic赤红壤解吸mcpa(4-氯-2-甲基苯氧基乙酸)的lan*和lan-rs*方程拟合示意图；
[0065]
图15为本发明实施例2中haplic赤红壤解吸mcpa(4-氯-2-甲基苯氧基乙酸)的
lan*和lan-rs*方程拟合示意图；
[0066]
图16为本发明实施例2中paddy赤红壤解吸mcpa(4-氯-2-甲基苯氧基乙酸)的lan*和lan-rs*方程拟合示意图；
[0067]
图17为本发明实施例2中3种土壤解吸smz(磺胺甲恶唑)的lan-rs*方程拟合示意图；
[0068]
图18为本发明实施例2中草甸黑土解吸smz(磺胺甲恶唑)的lan*和lan-rs*方程拟合示意图；
[0069]
图19为本发明实施例2中白浆土解吸smz(磺胺甲恶唑)的lan*和lan-rs*方程拟合示意图；
[0070]
图20为本发明实施例2中暗棕壤土解吸smz(磺胺甲恶唑)的lan*和lan-rs*方程拟合示意图；
[0071]
图21为本发明实施例2中粉质黏土解吸芴的lan*和lan-rs*方程拟合示意图。
具体实施方式
[0072]
下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
[0073]
本发明的目的是提供一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法及系统，在lan*解吸动力学模型中引进固液比构建改进lan*解吸动力学模型，能够快速完成任一解吸时间单位质量吸附剂的吸附质剩余吸附量的预测。
[0074]
为使本发明的上述目的、特征和优点能够更加明显易懂，下面结合附图和具体实施方式对本发明作进一步详细的说明。
[0075]
实施例1
[0076]
如图1所示，本实施例提供了一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，包括：
[0077]
步骤101：获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数据。解吸动力学实验数据包括通过解吸动力学实验确定的单位质量污染吸附剂颗粒不同解吸时间下的剩余吸附量。
[0078]
步骤102：构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的。在lan*解吸动力学模型中，方程中1-s/rs≈1进行处理。很显然，对高固液比情况，如土壤系统，这样处理会带来较大误差(s为吸附剂浓度，rs为吸附剂的干容重)。
[0079]
改进lan*解吸动力学模型包括：
[0080][0081][0082]
[0083][0084][0085]
其中，q
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻单位质量吸附剂的吸附质吸附量，q为第一中间变量，p为第二中间变量，r为第三中间变量，e为自然对数的底数，c
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻的液相吸附质浓度，q0为单位质量吸附剂的初始吸附量，s为吸附剂浓度，rs为吸附剂的干容重。
[0086]
改进lan*解吸动力学模型还包括：
[0087][0088][0089]
其中，q
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，c
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时液相吸附质平衡浓度。
[0090]
步骤103：基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型。
[0091]
步骤104：获取目标解吸时间。
[0092]
步骤105：将目标解吸时间代入污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。
[0093]
实施例2
[0094]
本实施例提供了一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，包括如下步骤：
[0095]
步骤1：从相关文献中收集解吸动力学的实验数据，实验数据包括不同预设解吸时间的单位质量吸附剂的吸附质吸附量。具体的，从9篇文献中收集污染颗粒解吸动力学实验数据，涵盖了土壤、沉积物等吸附剂解吸重金属、有毒有机物等吸附质的动力学研究。时间尺度上包括短期解吸和长期解吸研究。解吸动力学数据具体来源如下：
[0096]
1：采用批量定时取样法。准确称取0.200g重油污染的沉积物样品，加50ml的人工海水，恒温振荡，定时取样，离心分离后取上清液。取一定体积的上清液用正己烷萃取后，用紫外分光光度法测定上清液中重油的浓度，计算重油在沉积物上的解吸量。以重油为目标污染物，从重油的初始负载量、溶液的介质盐度、沉积物的粒径大小和温度等方面展开重油在沉积物上解吸动力学研究。
[0097]
1.1：24.85℃时，重油在初始负载量分别为20000mg/kg和40000mg/kg沉积物的解吸动力学。
[0098]
1.2：重油污染强度为40000mg/kg的沉积物在人工海水(asw)、稀释的人工海水(dasw)、蒸馏水(dw)介质中的解吸动力学，介质盐度asw》dasw》dw。
[0099]
1.3：重油污染强度为40000mg/kg的小于61μm沉积物和61μm～180μm沉积物的解吸动力学。
[0100]
1.4：在asw介质中，重油污染强度为40000mg/kg的沉积物在9.85℃、14.85℃、19.85℃、24.85℃和28.85℃下的解吸动力学。
[0101]
2：取自黄河的泥沙样本被筛分为粘土、细粉土、粗粉土和细砂作为解吸实验介质，
解吸实验用水为去离子水。由于黄河原始沉积物样品中镉的浓度太低，在原始沉积物样品中人工添加镉用于解吸实验。实验期间水温保持在24℃～25℃，ph在6～7之间，固液比为1：100。在取样过程中，通过搅动容器使容器中的沉积物保持悬浮状态，隔一定时间间隔取10ml液体经0.5mm膜过滤后，测定滤液中镉离子浓度。
[0102]
3：土壤为不含pcp(五氯苯酚)的灰色粉质砂，使用纯pcp粉和丙酮制备pcp污染土壤。对3个土壤样品进行了分析，得出土壤平均浓度为48.800mg/kg，标准偏差为1.800mg/kg。称重土壤0.500g，放入15ml棕色玻璃瓶中，向每瓶土壤样品中加入约15ml的高氯酸钠溶液，小瓶不允许有顶空。5组土壤样品的批次温度分别为30℃、45℃、60℃、75℃和90℃。通过减去残余水相中的pcp质量得到土壤相中的pcp的浓度，计算每个小瓶的原始土壤浓度。计算得到的原始土壤平均浓度为37.200mg/kg，标准偏差为12.900mg/kg。
[0103]
4：实验以污染场地地下水位变动带未受污染的粉质粘土、粉砂为实验介质。使用石油储备液和灭菌的粉质粘土和粉砂制备石油污染介质。解吸实验的固液比为1：2.5，转速为120rap/min，实验用水为场地附近未受污染的地下水。参考地下水环境特点以及实际测定结果，设置实验环境为遮光、温度12℃。分别于实验初始、第1h、3h、6h、12h、24h、48h和72h取棕色瓶中2ml上清液过0.22μm滤膜测试石油烃浓度。开展石油烃污染物的静态解吸实验。
[0104]
5：对于解吸过程来说，当土壤中pcp(五氯苯酚)的污染量为8500mg/kg时，pcp的解吸率较高，且此时污染土样的风干效果较好，故采用pcp浓度为8500mg/kg的污染土样对pcp的解吸动力学过程进行研究。解吸实验中固液比为1:10，从体系温度、盐度、ph开展污染土壤解吸pcp的动力学研究。称取一定质量pcp含量为8500mg/kg的污染土样于离心管中，加入蒸馏水进行解吸，加盖密封，恒温避光振荡，定时取样，在离心机中以4000rap/min的转速离心10min，离心后取上清液过滤，测定其吸光度，计算土壤中pcp的解吸量。
[0105]
5.1：分别在0℃、5℃、10℃、15℃、20℃和25℃条件下进行。
[0106]
5.2：分别于离心管中加入不同浓度的nacl(氯化钠)溶液(浓度范围为0.100mol/l～0.500
·
mol/l)进行污染土样的解吸动力学实验。
[0107]
5.3：实验中采用0.100mol/l的hcl(盐酸)溶液和0.100mol/l的naoh(氢氧化钠)溶液调节解吸溶剂(蒸馏水)的ph，ph分别为5、6、7、8、9，再加入土样中进行振荡。
[0108]
6：粉质砂(苯并[a]芘天然本底污染为12μg/kg，低于检出限50μg/kg)。和苯并[a]芘进行解吸实验。将4ml多环芳烃标准品与16ml去离子水混合，得到用于污染处理的原液。通过向粉质砂添加原液，制得污染浓度为0.483mg/kg的苯并[a]芘污染粉质砂。15ml水溶液和1.5g人为污染土壤添加至密封管中，在4.85℃的摇床上进行解吸实验。
[0109]
7：实验材料为mcpa(4-氯-2-甲基苯氧基乙酸)和中国海口市的深度为0～20cm三种铁铝土(赤红壤)。对于每种土壤类型，2g土壤中混合10ml氯化钙溶液(5.000mg/lmcpa)，进行吸附研究。吸附试验结束后立即开展解吸研究，除去所有上清液后，加入10ml氯化钙溶液，在25℃、200rap/min的黑暗条件下进行。不同时间取样后，在6000rap/min离心10min，用高效液相色谱法分析上清液中的mcpa浓度。
[0110]
8：实验材料为smz(磺胺甲恶唑)和3种土样。土壤样品均取自0～20cm的表层土壤，其中草甸黑土取自吉林农业大学，白浆土取自吉林省永吉县，暗棕壤土取自吉林省长白山。吸附实验完成后，离心样品弃去上清液进行解吸试验，加入10ml0.010mol/lcacl2背景电解质溶液，固液比1:2.5，在25℃条件下，200rap/min恒温、避光条件下振荡，分别于5min、
15min、30min、1h、2h、4h、8h、12h、24h取样，4000rap/min离心10min。取离心后的上清液过0.22μm滤膜，hplc法测定液相中smz的含量。
[0111]
9：通过土壤柱(内径为14cm，高为30cm)，揭示芴在土壤中的动态解吸行为和特征。柱内逐层填充粉质黏土，保证每层土壤质量相同，比重为1.410g/cm3。先用蒸馏水饱和土柱，然后用浓度为10.000mg/l的芴洗涤液进料进行吸附实验，流速设置为2000ml/d。吸附结束后，用仅含cacl2、nan3和nahco3的洗涤液在室温(20
±
3℃)下进行解吸实验，解吸时间30d，每天收集柱出口的溶液。随后对样品进行分析，以测定液相中芴的解吸量。
[0112]
步骤2，基于所述实验数据，通过origin软件，采用改进lan*解吸动力学模型对数据进行拟合，确定所述吸附剂对应的改进lan*解吸动力学模型的模型系数，获得系数已知的改进lan*解吸动力学模型；所述模型系数包括：吸附速率系数k
l1
、解吸速率系数k
l2
和单位质量吸附剂的饱和吸附量qm；改进lan*解吸动力学模型为通过引进固液比进行改进后的lan*解吸动力学模型。
[0113]
步骤2具体如下：
[0114]
设q
t
为t时刻单位质量吸附剂对吸附质的吸附量，单位为mg/kg；c
t
为t时刻的液相吸附质浓度，单位为mg/l；qm为单位质量吸附剂的饱和吸附量，单位为mg/kg；k
l1
为吸附速率系数，单位为l/(mg
·
s)；k
l2
为解吸速率系数，单位为1/s；s为吸附剂浓度，单位为103kg/m3；rs为吸附剂的干容重，单位为103kg/m3；v为水-吸附剂-吸附质混合液体积，单位为ml；q0为单位质量吸附剂的吸附质初始吸附量，单位为mg/kg；c0为液相吸附质初始浓度，单位为mg/l；q
t
→
∞
为单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，单位为mg/kg；c
t
→
∞
为液相吸附质平衡浓度。根据langmuir吸附等温线导出过程中的速率项，可设解吸动力学公式为：
[0115][0116]
根据质量守恒定律，反应器中液相与固相中的吸附质质量之和为一恒定值：
[0117]qt
sv+(1-s/rs)vc
t
＝q0sv+(1-s/rs)vc
0 (2)
[0118]
令：m＝q0s+(1-s/rs)c0[0119]
由公式(2)可得：
[0120][0121]
对于解吸问题，可假定吸附质液相初始浓度为0，即初始条件为：
[0122]
c0＝0 (4)
[0123]
将公式(4)代入公式(3)，可得：
[0124][0125]
将公式(5)代入公式(1)，可得：
[0126][0127]
令：
[0128]
[0129][0130][0131]
将公式(7)、公式(8)和公式(9)代入公式(6)，可得：
[0132][0133]
联立初始条件(t＝0时)：
[0134]ct
＝c0＝0
[0135]
积分公式(10)可得：
[0136][0137]
令中间变量a为：
[0138][0139]
结合公式(4)和公式((12)，公式(11)可以简化为：
[0140][0141]
化简(13)可得：
[0142][0143]
将式(12)代入公式(14)，可得lan-rs*解吸动力学公式(15)：
[0144][0145]
其中，
[0146]
将公式(15)代入公式(5)，可得：
[0147][0148]
基于公式(15)和公式(16)，可计算污染吸附剂颗粒解吸过程中，任意解吸时间的固相(公式(15))和液相(公式(16))吸附质的浓度。
[0149]
解吸达到平衡时，颗粒相吸附质平衡浓度(即单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量)和液相吸附质平衡浓度(即液相吸附质平衡浓度)计算公式，可由公式(15)、公式(16)对时间取极限得到，如公式(17)和公式(18)。
[0150][0151][0152]
可见，和lan*解吸动力学模型比较，改进lan*解吸动力学模型计入颗粒物所占体
积s/rs的影响，更完善，更具有普遍性。
[0153]
联立公式(7)、公式(8)、公式(9)、公式(17)和公式(18)可得为langmuir吸附等温线：
[0154][0155]
其中：k
l
＝k
l1
/k
l2
。
[0156]
步骤3，利用系数已知的改进lan*解吸动力学模型确定任意解吸时间的所述吸附剂的吸附质吸附量。
[0157]
具体的，参考文献解吸动力学数据验证本发明实施例1的效果。
[0158]
收集相关文献中的解吸动力学数据，通过origin软件，采用改进lan*解吸动力学模型对数据进行拟合，拟合结果见表1以及图2-图21。图中lan-rs*kinetic为lan-rs*动力学方程；q0为吸附剂的初始吸附量；q
t
为吸附剂的任意时刻吸附量；asw、dasw和dw分别为人工海水、稀释的人工海水和蒸馏水；pcp为五氯苯酚；mcpa为4-氯-2-甲基苯氧基乙酸；smz为磺胺甲恶唑。
[0159]
表1改进lan*解吸动力学模型对文献中解吸动力学实验数据的拟合参数表
[0160]
ferralsol，mcpa+赤红壤3：土壤为paddy ferralsol。
[0165]
表1中，1.1号、1.2号、1.3号和1.4号参数来源于文献《重油在胶州湾沉积物上的吸附解吸行为及其影响因素研究》(韩辉2011)；2号参数来源于文献《investigation of cadmium desorption from different-sized sediments》(huang 2003b)；3号参数来源于文献《desorption kinetics ofpcp-contaminated soil:effect of temperature》(ken and lo 2002)；4号参数来源于文献《地下水位变动带石油烃污染物的迁移转化规律研究》(林广宇2014)；5.1号、5.2号和5.3号参数来源于文献《湿地土壤中pcp的吸附—解吸动力学行为研究》(程芳芳2012)；6号参数来源于文献《desorption of polycyclic aromatic hydrocarbons from soil in the presence of dissolved organic matter:effect of solution composition and aging》(-knabner et al.2000)；7号参数来源于文献《influence ofdissolved organic matter on sorption and desorption of mcpain ferralsol》(wu et al.2018)；8号参数来源于文献《不同类型土壤对磺胺甲恶唑的吸附/解吸特性研究》(王新爽2017)；9号参数来源于文献《study of dynamic sorption and desorption of polycyclic aromatic hydrocarbons in silty-clay soil》(yang et al.2013)。
[0166]
分析低固液比条件下(s/rs《5.000e-02)，lan-rs*和lan*解吸动力学公式对动力学数据的拟合情况。由表1中第1大组～第6大组的拟合参数可见，lan-rs*和lan*解吸动力学公式的相关系数均在0.728～0.982之间，33组解吸动力学实验中，其中16组的相关系数在0.900以上，可见，两种解吸动力学公式均可以较好地描述低固液比条件下，不同颗粒相对不同吸附质的解吸动力学过程。
[0167]
分析较高固液比下(s/rs》5.000e-02)，lan-rs*和lan*解吸动力学公式对动力学数据的拟合情况。由表1中第7大组～第9大组拟合参数可见，lan-rs*解吸动力学公式的相关系数均较lan*公式的高(0.974》0.959、0.908》0.898、0.966》0.948、0.781》0.727、0.868》0.708、0.876》0.809、1.000》0.942)，7组实验中，其中6组的lan-rs*公式的相关系数在0.850以上，这说明相较lan*解吸动力学公式，lan-rs*公式可以更好地描述高固液比条件下的解吸动力学过程。这是由于lan-rs*考虑颗粒物所占体积s/rs的影响，更具一般性，可以更好的描述高固液比条件下的解吸。相较于lan*解吸动力学公式，lan-rs*公式的拟合曲线与各实验数据点的重合度更高。综上，对于高固液比下的解吸过程，lan-rs*解吸动力学公式较lan*公式的适用性更强。
[0168]
实施例3
[0169]
为了执行上述实施例1对应的方法，以实现相应的功能和技术效果，下面提供了一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定系统，包括：
[0170]
解吸动力学实验数据获取模块，用于获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数据。解吸动力学实验数据包括通过解吸动力学实验确定的单位质量污染吸附剂颗粒不同解吸时间下的剩余吸附量。
[0171]
改进lan*解吸动力学模型构建模块，用于构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的。
[0172]
改进lan*解吸动力学模型包括：
[0173][0174][0175][0176][0177][0178]
其中，q
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻单位质量吸附剂的吸附质吸附量，q为第一中间变量，p为第二中间变量，r为第三中间变量，e为自然对数的底数，c
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻的液相吸附质浓度，q0为单位质量吸附剂的初始吸附量，s为吸附剂浓度，rs为吸附剂的干容重。
[0179]
改进lan*解吸动力学模型还包括：
[0180][0181][0182]
其中，q
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，c
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时液相吸附质平衡浓度。
[0183]
污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型确定模块，用于基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型。
[0184]
目标解吸时间确定模块，用于获取目标解吸时间。
[0185]
污染颗粒剩余吸附量预测模块，用于将目标解吸时间代入污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。
[0186]
本说明书中各个实施例采用递进的方式描述，每个实施例重点说明的都是与其他实施例的不同之处，各个实施例之间相同相似部分互相参见即可。对于实施例公开的系统而言，由于其与实施例公开的方法相对应，所以描述的比较简单，相关之处参见方法部分说明即可。
[0187]
本文中应用了具体个例对本发明的原理及实施方式进行了阐述，以上实施例的说明只是用于帮助理解本发明的方法及其核心思想；同时，对于本领域的一般技术人员，依据本发明的思想，在具体实施方式及应用范围上均会有改变之处。综上所述，本说明书内容不应理解为对本发明的限制。

技术特征：
1.一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，其特征在于，包括：获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数据；构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的；基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型；获取目标解吸时间；将所述目标解吸时间代入所述污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。2.根据权利要求1所述的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，其特征在于，所述解吸动力学实验数据包括通过解吸动力学实验确定的单位质量污染吸附剂颗粒不同解吸时间下的剩余吸附量。3.根据权利要求1所述的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，其特征在于，所述改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：其中，q
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻单位质量吸附剂的吸附质吸附量，q为第一中间变量，p为第二中间变量，r为第三中间变量，e为自然对数的底数，c
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻的液相吸附质浓度，q0为单位质量吸附剂的初始吸附量，s为吸附剂浓度，r
s
为吸附剂的干容重。4.根据权利要求3所述的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法，其特征在于，所述改进lan*解吸动力学模型还包括：改进lan*解吸动力学模型还包括：其中，q
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，c
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时液相吸附质平衡浓度。5.一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定系统，其特征在于，包括：解吸动力学实验数据获取模块，用于获取同一污染吸附剂颗粒的解吸动力学实验数
据；改进lan*解吸动力学模型构建模块，用于构建改进lan*解吸动力学模型；改进lan*解吸动力学模型是在lan*解吸动力学模型中引进固液比后得到的；污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型确定模块，用于基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型；目标解吸时间确定模块，用于获取目标解吸时间；污染颗粒剩余吸附量预测模块，用于将所述目标解吸时间代入所述污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。6.根据权利要求5所述的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定系统，其特征在于，所述解吸动力学实验数据包括通过解吸动力学实验确定的单位质量污染吸附剂颗粒不同解吸时间下的剩余吸附量。7.根据权利要求5所述的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定系统，其特征在于，所述改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：改进lan*解吸动力学模型包括：其中，q
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻单位质量吸附剂的吸附质吸附量，q为第一中间变量，p为第二中间变量，r为第三中间变量，e为自然对数的底数，c
t
为污染吸附剂颗粒解吸时t时刻的液相吸附质浓度，q0为单位质量吸附剂的初始吸附量，s为吸附剂浓度，r
s
为吸附剂的干容重。8.根据权利要求7所述的一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定系统，其特征在于，所述改进lan*解吸动力学模型还包括：改进lan*解吸动力学模型还包括：其中，q
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时单位质量吸附剂的吸附质平衡吸附量，c
t
→
∞
为污染吸附剂颗粒解吸时液相吸附质平衡浓度。

技术总结
本发明公开了一种污染吸附剂颗粒剩余吸附量确定方法及系统，涉及污染吸附剂颗粒解吸研究技术领域。本发明构建改进Lan*解吸动力学模型；基于origin软件和解吸动力学实验数据，对改进Lan*解吸动力学模型中的系数进行拟合，得到污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型；将目标解吸时间代入污染吸附剂颗粒剩余吸附量预测模型中，确定单位质量污染吸附剂颗粒在目标解吸时间下的剩余吸附量。本发明通过在Lan*解吸动力学模型中引进固液比构建改进Lan*解吸动力学模型，能够快速完成任一解吸时间单位质量吸附剂的吸附质剩余吸附量的预测。量吸附剂的吸附质剩余吸附量的预测。量吸附剂的吸附质剩余吸附量的预测。


技术研发人员：黄岁樑 李玲 郭智 李高成
受保护的技术使用者：南开大学
技术研发日：2023.03.23
技术公布日：2023/7/26