Noticias

Mar 30, 2024

Recuperación y utilización de fósforo de aguas residuales de frutas y hortalizas.

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 617 (2022) Cita este artículo 2305 Accesos 3 Citas 13 Detalles de Altmetric Metrics La descarga excesiva de fósforo en los cuerpos de agua es la clave

Scientific Reports volumen 12, número de artículo: 617 (2022) Citar este artículo

2305 Accesos

3 citas

13 altmétrico

Detalles de métricas

La descarga excesiva de fósforo en las masas de agua es el factor clave para provocar la eutrofización. Las aguas residuales de frutas y verduras contienen grandes cantidades de fósforo y pueden descargarse directamente en cuerpos de agua, lo que supone una gran carga para la red de tuberías de alcantarillado municipal. Por lo tanto, se utilizó la coagulación para eliminar el fósforo, se recuperó el fósforo de las aguas residuales en el precipitado y luego el precipitado se pirolizó como un adsorbente eficaz para la eliminación de fosfato. Comparando los efectos de adsorción de los adsorbentes (XT-300, XT-400 y XT-500) con temperaturas de pirólisis de 300 °C, 400 °C y 500 °C sobre fosfato en aguas residuales reales que contienen fósforo y aguas residuales simuladas que contienen fósforo. aguas residuales a diferentes dosis de adsorbente (4 g/L, 7 g/L y 10 g/L), se encontró que XT-300 tuvo el mejor rendimiento de adsorción, y la adsorción de fosfato fue endotérmica y obedeció a las isotermas de Langmuir y Cinética de Elovich. La influencia del pH, los aniones coexistentes y la estructura de XT-300 revelaron que la eliminación de fosfato estaba asociada con la atracción electrostática y el llenado de poros, pero no se pudo determinar si estaba relacionado con la precipitación superficial. Este estudio proporciona una forma y un método para la recuperación y utilización de fósforo en aguas residuales de frutas y verduras y demuestra que el adsorbente sintético era un adsorbente de fósforo eficiente. A largo plazo, podemos intentar utilizar el adsorbente después de la adsorción de fósforo para promover el crecimiento de las plantas en sistemas agrícolas.

Una alta concentración de fósforo en las masas de agua puede suponer una grave amenaza para el ecosistema acuático y la calidad ambiental. La alta concentración de aguas residuales que contienen fósforo puede ser vertida al medio ambiente natural, lo que sigue siendo un grave problema medioambiental en todo el mundo. Altas concentraciones de fosfato pueden empeorar la calidad de los ecosistemas acuáticos al estimular el crecimiento de organismos, especialmente algas, en los cuerpos de agua1,2,3. También perjudica a la flora y fauna acuática y al bienestar humano4,5,6. La eficiencia de recuperación natural del fosfato es muy baja porque el fosfato se convierte temporalmente en precipitación y luego se libera nuevamente al agua7. Por lo tanto, es imperativo explorar una tecnología eficiente para la eliminación y recuperación de fósforo. Se han utilizado muchas tecnologías para recuperar fósforo de las aguas residuales, como la cristalización de estruvita8, el sistema híbrido de membrana9, la biosorción basada en algas10, los precipitados de calcio11, etc. Entre ellas, la eliminación química de fósforo produciría una gran cantidad de lodo debido a la precipitación de fósforo que podría conducir a una nueva contaminación12. El método biológico para la eliminación de fósforo es sensible a los parámetros de operación y la eficiencia es inestable13,14. Además, el tratamiento biológico implica el tratamiento de lodos activados por residuos u otras unidades de pretratamiento, lo que aumentaría el coste del tratamiento de aguas residuales. El método de adsorción tiene un bajo costo y una alta eficiencia. Por lo tanto, ha sido ampliamente utilizado para eliminar el fosfato del agua15. El sistema de biorretención es un sistema de eliminación de fósforo por adsorción ampliamente utilizado. Su eficiencia de eliminación de fósforo es muy variable e inestable. Esto se debe principalmente a la pequeña capacidad y la mala estabilidad del fósforo adsorbido en el medio filtrante del sistema de retención biológica, lo que resulta en un alto efecto de lixiviación de fósforo. Por lo tanto, la eliminación de fósforo se puede mejorar mediante nuevos medios filtrantes en el sistema de retención biológica, y la aplicación de materiales de eliminación de fósforo de alta eficiencia y bajo costo también ha recibido amplia atención.

El material a base de carbono es un tipo de carbón negro de pirólisis. Su producción tiene muchos beneficios ambientales, como el secuestro de carbono, la mitigación del calentamiento global, la mejora de la calidad del suelo y la eliminación de contaminantes16,17,18. En los últimos años, debido a su amplia gama de fuentes, los materiales a base de carbono han atraído mucha atención. Se pueden utilizar diversas biomasas, incluidos desechos agrícolas19,20, desechos forestales21 y lodos de depuradora, como materias primas para la pirólisis a fin de preparar adsorbentes con ventajas de bajo costo22,23,24. El contenido de humedad de los residuos de frutas y verduras suele ser superior al 90%, y los sólidos volátiles representan más del 80% del total de sólidos (VS/TS). Entre ellos, la celulosa, la lignina, los azúcares y la hemicelulosa representan alrededor del 9,0%, 5,0% y 75,0% respectivamente25,26. Los métodos convencionales de tratamiento de residuos de frutas y verduras incluyen la incineración, los vertederos, el compostaje aeróbico y la digestión anaeróbica; debido a su alto contenido de humedad, los métodos anteriores tienen efectos de tratamiento deficientes27,28,29,30,31,32,33. Además, en algunas zonas, los desechos de frutas y verduras se trituran y deshidratan para reducir el contenido de humedad de la materia sólida, y luego la materia sólida se convierte en abono y se digiere para aliviar el fenómeno de inhibición ácida causado por la rápida hidrólisis de los desechos con alto contenido de humedad durante digestión directa30,34. El líquido residual se vierte directamente a la red de tuberías de alcantarillado municipal y junto con las aguas residuales ingresa a la planta de tratamiento de aguas residuales. El tratamiento de aguas residuales de frutas y verduras no está incluido en el alcance de las condiciones de diseño del sistema de alcantarillado municipal, lo que puede causar fácilmente obstrucciones en las tuberías y, por lo tanto, este método no pudo popularizarse por completo. En segundo lugar, una vez que las aguas residuales de frutas y verduras ingresan al sistema de recolección de aguas residuales municipal, se concentrarían en la planta de tratamiento de aguas residuales urbanas. Su alto contenido de carbono, nitrógeno y fósforo agravaría la carga operativa de la planta de tratamiento de aguas residuales. La coagulación puede eliminar la mayor parte del fósforo, haciendo que la mayor parte se acumule en los precipitados, y los precipitados podrían prepararse como adsorbentes para recuperar el fósforo.

En este estudio, tomando como matriz las aguas residuales de frutas y verduras, la mayoría de sus sustancias granulares, especialmente el fósforo, se floculan y precipitan mediante coagulación, y los precipitados se emplean como materia prima para fabricar adsorbentes de fósforo. Los objetivos principales de este estudio son los siguientes: (1) Usar el método de coagulación para coagular y eliminar el alto contenido de carbono, nitrógeno y fósforo en las aguas residuales de frutas y verduras, y los precipitados recuperados para preparar un nuevo adsorbente de fósforo; (2) Analizar el proceso de adsorción mediante experimentos por lotes y análisis de modelos; (3) Explicar el mecanismo de adsorción mediante diversas caracterizaciones. Se espera que este estudio verifique que el material a base de carbono sintetizado era un adsorbente de fósforo eficiente, que podría usarse para la adsorción de fosfato en cuerpos de agua reales, para proporcionar un método para la recuperación y utilización preliminar de alto contenido de carbono, alto contenido de nitrógeno y alto contenido de carbono. fósforo en aguas residuales de frutas y verduras.

Los instrumentos utilizados en este experimento fueron un horno tubular, un horno de secado rápido, un analizador de flujo AA3 y una prensa trituradora. En este experimento, se compraron cloruro de polialuminio (PAC), sulfato poliferroso (PFS), cloruro férrico de polialuminio (PAFC) y poliacrilamida (PAM) de la fábrica de Zheng zhou Senhai. El dihidrogenofosfato de potasio, el hidróxido de sodio y el ácido clorhídrico se adquirieron de Sinopharm Reagent Co., Ltd. Todos los reactivos químicos eran analíticamente puros. Los desechos de frutas y verduras fueron tomados del mercado de agricultores del condado de Changsha, ciudad de Changsha, provincia de Hunan. Después de retirarlos, los desechos de frutas y verduras se colocaron en una prensa trituradora para triturarlos y prensarlos, y el filtrado se tomó para el experimento.

Para comparar los efectos de coagulación de diferentes coagulantes en aguas residuales reales, se utilizaron coagulantes convencionales PAC, PFS, PAFC y coadyuvante de coagulación PAM para tratar las aguas residuales, en las que la solución de coagulante se preparó de acuerdo con 5 g: 100 ml y la solución de coagulante Se preparó según 0,2 g:100 ml.

Primero, se comparó la dosis de los tres coagulantes según la dosis de 2, 4, 6, 8 y 10 g/L y la dosis de coagulante según 0,04 g/L, y se recogieron los precipitados en las mejores condiciones. luego se secaron en estufa a 105 °C.

En segundo lugar, los precipitados se secaron y se trituraron con un mortero, luego se colocaron en un horno tubular y se carbonizaron a 300-500 °C (se utilizó nitrógeno como gas protector, y la temperatura inicial es de 25 °C, el calentamiento La velocidad es de 5 °C/min, que se mantuvieron a 300 °C, 400 °C y 500 °C durante dos horas respectivamente). Después de la carbonización, se enfriaron a temperatura ambiente en una atmósfera de nitrógeno. Los tres materiales se denominaron XT-300, XT-400 y XT-500.

Finalmente, los adsorbentes se limpiaron con agua desionizada hasta que la solución fue neutra, y los adsorbentes se secaron en un horno a 105 °C y se tamizaron con malla 100, luego se pusieron en una secadora para su espera.

En los experimentos por lotes se colocaron tres paralelos en cada grupo. Se secó una cierta cantidad de solución de dihidrogenofosfato de potasio en un horno a 105 °C durante 2 h y se disolvieron 4,3956 g en 1 litro de agua desionizada para formar una solución de reserva de fosfato de 1000 mg/l.

Para investigar el efecto de diferentes temperaturas de pirólisis sobre la capacidad de adsorción de diferentes soluciones de fosfato, se colocaron 0,1, 0,2 y 0,3 g de adsorbentes XT-300, XT-400 y XT-500 en 30 ml de soluciones de fosfato con concentraciones de 0, 10. , 20, 30, 70, 150 y 200 mg/L respectivamente. Al mismo tiempo, se colocaron 0,1, 0,2, 0,3 g de adsorbentes XT-300, XT-400, XT-500 en 30 ml de sobrenadante después de la coagulación. Las soluciones anteriores se agitaron a 180 rpm durante 24 h a 25 ± 1 °C para investigar el efecto de adsorción de los adsorbentes en aguas residuales que contienen fósforo reales y aguas residuales que contienen fósforo simuladas.

En este estudio, se utilizaron las isotermas de adsorción de Langmuir y Freundlich para ajustar los datos.

Modelo de Langmuir: \({q}_{e}=\frac{{q}_{m}{k}_{L}{C}_{e} }{1+{k}_{L}{C }_{mi}}\)

Modelo amigable: \({q}_{e}={K}_{F}{{C}_{e}}^\frac{1}{n}\)

Donde qe es la capacidad de adsorción del adsorbente por unidad de masa al alcanzar el equilibrio de adsorción, mg/g; qm es la capacidad máxima de adsorción, mg/g; Ce es la concentración de fósforo en equilibrio, mg/L; KL, KF yn son constantes. En el experimento de termodinámica de adsorción, se colocaron 0,3 g de adsorbentes XT-300, XT-400 y XT-500 en 30 ml de solución de fosfato de 0, 20, 40, 60, 80, 100 y 120 mg/l respectivamente, y el Las soluciones anteriores se agitaron a 180 rpm durante 24 h a 25 ± 1 °C.

En este estudio, se utilizaron cuatro ecuaciones cinéticas comunes para ajustar los datos.

Cinética de primer orden: \({q}_{t}={q}_{e}(1-{e}^{{-k}_{1}t})\)

Cinética de segundo orden: \(\frac{t}{{q}_{t}}=\frac{1}{{k}_{2}{q}_{e}^{2}}+\frac {1}{{q}_{e}}t\)

Elovich: \({q}_{t}=a+b \mathrm{ln} t\)

Difusión intrapartícula: \({q}_{t}={k}_{i}{t}^{0.5}+C\)

Donde qt es la capacidad de adsorción de t (mg/g); k1 y k2 son las constantes de velocidad de ecuaciones cinéticas de cuasi primer orden y ecuaciones cinéticas de cuasi segundo orden, respectivamente; t es el tiempo de adsorción (min); a y b son parámetros cinéticos de Elovich; ki es la constante de velocidad de difusión en partículas (g/mg∙min−0,5); C es una constante que indica el número de capas límite de adsorbente. Cuanto mayor es el valor de C, mayor es la influencia de la capa límite sobre la adsorción. En los experimentos de cinética de adsorción, se colocaron 0,3 g de adsorbentes XT-300, XT-400 y XT-500 en 30 ml de una solución de fosfato de 40 mg/l, las soluciones anteriores se agitaron a 180 rpm a 25 ± 1 °C y la capacidad de adsorción de fosfato se midió a los 0, 60, 120, 240, 600, 960 y 1440 min respectivamente.

Con base en los experimentos anteriores, se seleccionaron los adsorbentes en las mejores condiciones de temperatura para el experimento de influencia del pH y los iones coexistentes. Se colocaron 0,3 g de adsorbente XT-300 en 30 ml de solución de fosfato de 40 mg/l, se ajustó el pH a 2, 4, 6, 8, 10 y 12 respectivamente y se controló la precisión a ± 0,1. Las soluciones anteriores se agitaron a 180 rpm durante 24 h a 25 ± 1 °C. En el experimento de influencia de iones coexistentes, se colocaron 0,3 g de adsorbente XT-300 en 30 ml de solución de fosfato de 40 mg/l, se añadió Cl−, NO3−, HCO3−, Cl− + NO3−, Cl− + HCO3− 0,1 M. , NO3− + HCO3− respectivamente, y las soluciones anteriores se agitaron a 180 rpm durante 24 h a 25 ± 1 °C.

La demanda química de oxígeno (DQO) se midió mediante el método del reactivo de Lianhua, el nitrógeno total (TN) se midió mediante espectrofotometría con persulfato de potasio alcalino, el nitrógeno amoniacal (NH3-N) se midió mediante espectrofotometría con reactivo de Nessler, el fósforo total (TP) y el fosfato (PO43). -) se midieron mediante espectrofotometría de ácido ascórbico de molibdeno y antimonio, el pH se midió con un medidor de pH portátil y la conductividad se midió con un medidor de conductividad. El área de superficie específica y la estructura de poros de los adsorbentes se midieron con el adsorbente físico ASAP 2020HD88, las características de la superficie del adsorbente se analizaron con un microscopio electrónico de barrido compacto ZEISS MERLIN y el patrón de difracción se analizó con un difractómetro panasco X'Pert PROX a 10°. –80°. Todos los datos se trazaron y analizaron mediante Origin y SigmaPlot, y el análisis de significación se realizó mediante SPSS.

Como se muestra en la Tabla 1, la calidad del agua de las aguas residuales de frutas y verduras tenía un alto contenido de carbono, nitrógeno y fósforo y contenido de sólidos. Una gran parte del carbono, nitrógeno y fósforo granulares podrían eliminarse mediante coagulación. Como se muestra en la Fig. 1, se muestra el efecto del tratamiento de varios coagulantes comunes en las aguas residuales de frutas y verduras. La combinación de PAC, PFS o PAFC con coagulante PAM podría mejorar la calidad del agua. Considerando la demanda de preparación del adsorbente de fósforo, se utilizó el precipitado producido por la combinación de PFS y PAM para preparar el adsorbente. Como puede verse en la Fig. 1, cuando la dosis era de 4 g/l, se puede lograr una alta tasa de eliminación de fósforo. Por lo tanto, la dosis de PFS y PAM finalmente seleccionada en este experimento fue 4 g/L y 0,04 g/L.

Eficiencia de eliminación de contaminantes de aguas residuales de frutas y hortalizas mediante diferentes coagulantes.

La Figura 2 muestra el efecto de adsorción de adsorbentes en diferentes soluciones de fosfato en cuerpos de agua. Se puede ver que ya sea que se trate de aguas residuales que contienen fósforo real o de aguas residuales que contienen fósforo simuladas, la capacidad de adsorción de los adsorbentes de fosfato disminuyó con el aumento de la temperatura de pirólisis. En las aguas residuales que contienen fósforo, cuando la dosis de adsorbente era de 4 g/l, la capacidad de adsorción de XT-300 fue de 0,175 mg/g, que era mayor que la de XT-400 (0,105 mg/g) y XT-500 ( 0,05 mg/g) (P < 0,05). Cuando la dosis aumentó a 10 g/L, la capacidad de adsorción de XT-300 fue de 0,81 mg/g, que aún era mayor que la de XT-400 (0,73 mg/g) y XT-500 (0,625 mg/g) (P < 0,05). Además, la capacidad de adsorción de fósforo de XT-300 es mayor que la de XT-400 y XT-500 en aguas residuales simuladas que contienen fósforo a 4 g/L o 10 g/L (P <0,05). Es decir, el XT-300 tuvo la mejor eficiencia de adsorción. Además, dentro de un cierto rango de concentración de fosfato, la capacidad de adsorción de los adsorbentes a la misma concentración de fosfato aumentó con el aumento de la dosis de adsorbente. La razón podría ser que cuando la dosis de adsorbentes era grande, los sitios de adsorción disponibles para la adsorción aumentaban de modo que aumentaba la capacidad de adsorción del fosfato. Al mismo tiempo, la capacidad de adsorción en equilibrio de los adsorbentes aumentó primero y luego se aplanó con el aumento de la concentración inicial de fósforo, lo que podría estar relacionado con la relación entre la concentración inicial de fósforo y el número de sitios disponibles en la superficie de los adsorbentes35.

Capacidad de adsorción de fosfato de adsorbentes pirolíticos a diferentes temperaturas para aguas residuales que contienen fósforo reales (a) y aguas residuales que contienen fósforo simuladas (b) XT-300, (c) XT-400, (d) XT-500.

La adsorción isotérmica de fosfato por adsorbentes a diferentes temperaturas se muestra en la Fig. 3, y los parámetros de adsorción se muestran en la Tabla 2. La cantidad de fosfato adsorbida por los adsorbentes pirolizados a cada temperatura se correlacionó positivamente con la concentración de fosfato en equilibrio. Comparando los modelos de Langmuir y Freundlich, se pudo encontrar que el modelo de Freundlich (R2 = 0,9936) podía describir mejor la adsorción de fosfato por XT-300 que el modelo de Langmuir (R2 = 0,9378), mientras que XT-400 y XT-500 eran más apto para ser descrito por el modelo de Langmuir (R2 = 0.9896 y R2 = 0.8125) que el modelo de Freundlich (R2 = 0.9659 y R2 = 0.8061). Demostró que el adsorbente XT-300 tenía una superficie irregular, y su adsorción pertenecía a una adsorción de una sola capa de superficie irregular36, y la pendiente 1/n en la ecuación de Freundlich es un índice que refleja la dificultad de la adsorción. Cuando 1/n es 0,1 ~ 0,5, indica adsorción fácil, y cuando 1/n > 2, indica adsorción difícil37,38. Wu39 et al. informó que tenía ideas similares. El biocarbón XT-300 preparado en este experimento fue 0,1 <1/n <0,25, lo que demuestra que su adsorción de fosfato pertenecía a un proceso de adsorción fácil. XT-400 y XT-500 pertenecían a la quimisorción monocapa con superficie uniforme40. Similar al XT-400 y XT-500, Bulut41 et al. En el estudio de la adsorción de bentonita del rojo Congo se encontró que la adsorción también pertenecía a la quimisorción monocapa homogénea.

Isotermas de adsorción de fosfato por adsorbentes a diferentes temperaturas (a) modelo de Langmuir, (b) modelo de Freundlich.

La cinética de adsorción de fosfato por adsorbentes a diferentes temperaturas se muestra en la Fig. 4, y los parámetros de adsorción se muestran en la Tabla 3. Puede verse que la capacidad de adsorción de fosfato por adsorbentes a diversas temperaturas aumentó con la extensión del tiempo. La tasa de adsorción aumentó más rápidamente en las primeras 3 h y alcanzó el equilibrio de adsorción después de 10 h. El disolvente utilizado en el experimento de cinética fue agua desionizada, que era neutra y ligeramente ácida. En tales condiciones, la superficie del adsorbente estaba cargada positivamente. Por lo tanto, la rápida adsorción inicial podría deberse a la interacción electrostática entre las cargas positivas de la superficie y el fosfato. Además, en el estudio de Yang42 et al. pensaron que el fenómeno posiblemente se debía a la disminución de los sitios de adsorción activos. Al analizar estas cuatro ecuaciones cinéticas de adsorción, se puede ver que la ecuación de Elovich era más adecuada para describir las características cinéticas de adsorción de los adsorbentes de fosfato. La ecuación de Elovich se utiliza para describir el comportamiento de adsorción de contaminantes en superficies de adsorción sólidas heterogéneas. Revela la irregularidad de los datos ignorados por otras ecuaciones cinéticas. Describe una serie de procesos de mecanismos de reacción, que son adecuados para procesos con gran energía de activación en el proceso de reacción. Sin embargo, no tiene una hipótesis clara sobre el mecanismo para el proceso de adsorción, pero se pudo encontrar que la adsorción de fosfato por XT-300, XT-400 y XT-500 implicó una adsorción química heterogénea, que había distribuido uniformemente la energía de adsorción superficial en la superficie. proceso completo de adsorción43.

Cinética de adsorción de fosfato por adsorbentes a diferentes temperaturas (a) Cinética de primer orden, (b) Cinética de segundo orden, (c) Elovich, (d) Difusión intrapartícula.

Según el hallazgo anterior, el XT-300 tuvo el mejor efecto de adsorción en contraste con el XT-400 y el XT-500. Se seleccionó el XT-300 para estudiar el efecto del pH y los iones coexistentes en la adsorción de fosfato.

El efecto de diferentes pH en la adsorción de fosfato por XT-300 se muestra en la Fig. 5. El valor de pH de las soluciones afecta las formas de fósforo en los cuerpos de agua y también afecta la estructura y las propiedades químicas de la superficie del material y la carga de óxidos superficiales. Para estudiar el efecto del pH sobre la capacidad de adsorción, se midió que el pHpzc del XT-300 era 5,71. Se puede ver en la figura que cuando el pH aumentó de 2 a 6, la capacidad de adsorción de fosfato de XT-300 aumentó gradualmente, y cuando el pH aumentó, la capacidad de adsorción de fosfato de XT-300 disminuyó drásticamente. En los rangos de pH de 2 a 6, los principales aniones fosfato formados son H2PO4− monovalente y HPO42− 44 divalente. Por lo tanto, era más probable que la superficie cargada positivamente del XT-300 adsorbiera aniones fosfato cargados negativamente H2PO4− y HPO42−, que luego cuando el pH es de 2 a 6, la mayor capacidad de adsorción del fosfato se atribuyó a la mayor atracción electrostática. Sin embargo, cuando el pH > 6, las principales formas de fosfato son HPO42− y PO43−. En ese momento, la superficie de XT-300 tenía cargas negativas, que rechazan fuertemente las principales especies de fosfato HPO42− y PO43−. La atracción electrostática se convertiría en repulsión electrostática, se inhibiría el intercambio de ligandos, lo que también podría conducir a una disminución en la adsorción de fósforo45,46. Es decir, con el valor de pH aumentado, la superficie del XT-300 estaba cargada negativamente, lo que intensificó la repulsión electrostática entre el fosfato y el XT-300, lo que resultó en un efecto de adsorción deficiente sobre el fosfato. Además, un pH demasiado alto haría que OH- y PO43- compitieran por los sitios activos en la superficie del material de adsorción, y la precipitación superficial se debilitaría, lo que resultaría en una disminución de la adsorción de fósforo47,48,49.

Efecto del pH sobre la adsorción de XT-300 y el potencial zeta.

Además de los contaminantes, en los cuerpos de agua reales también hay una gran cantidad de iones. En este estudio, el fosfato era un anión. Por lo tanto, se seleccionaron los aniones comunes Cl-, NO3- y HCO3- para explorar el efecto de los aniones en solución sobre la adsorción de fosfato por XT-300. Los resultados se muestran en la Fig. 6. Se puede ver que Cl− y NO3− no tuvieron un efecto significativo en la adsorción de fosfato por XT-300, pero la capacidad de adsorción disminuyó considerablemente en presencia de HCO3−, especialmente cuando HCO3− existía solo, que tenía una inhibición más fuerte en la adsorción de fosfato por XT-300, lo que indica que el HCO3- podría competir con el fosfato por la posición de adsorción en XT-300. Este fenómeno puede explicarse porque tanto la estructura del HCO3- como del H2PO4- son tetraédricas y, por lo tanto, produciría una adsorción competitiva en algunos sitios específicos, lo que resultaría en un efecto de adsorción pobre49. Eso fue similar al resultado informado por Yang50. Sin embargo, los efectos del Cl− y NO3− sobre la adsorción de fosfato no fueron obvios. La razón podría ser que la adsorción de Cl- y NO3- pertenecía a una adsorción no específica que se atribuía al complejo externo, por lo que no interferiría con la adsorción de fosfato51. Un informe similar se pudo ver en el estudio de Loganathan7 et al.

Efecto del anión sobre la adsorción de XT-300.

Antes y después de la adsorción de fosfato, la superficie del biocarbón sufrirá los correspondientes cambios físicos y químicos. Los resultados de la caracterización BET del biocarbón a diferentes temperaturas se muestran en la Fig. 7. Las isotermas de adsorción/desorción de N2 fueron todas del tipo IV. La existencia de isoterma tipo IV indicó que el material tenía distribución mesoporosa. Las características del bucle de histéresis correspondieron a información específica de la estructura de los poros, y la existencia del bucle de histéresis H3 indicó que el tamaño de los poros mesoporosos era desigual. Se puede ver en la Tabla 4 que con el aumento de la temperatura de pirólisis, el área de superficie específica del adsorbente aumentó gradualmente, el volumen total de poros aumentó gradualmente y el tamaño promedio de poro disminuyó gradualmente, lo que indica que se podrían formar nuevos canales mesoporosos durante la pirólisis, aumentando Volumen total de poros. Pero al mismo tiempo, debido al aumento de la superficie específica, el tamaño medio de los poros finalmente disminuyó. En la estructura del biocarbón, sólo un pequeño número de microporos podrían conducir directamente a la superficie externa de las partículas, y la gran mayoría de la estructura de los poros se distribuye de la siguiente manera dentro de las partículas: Macroporos que se abren directamente sobre las partículas de la superficie del Los mesoporos externos son como las ramas del "crecimiento" del canal de poros de los macroporos, y los microporos son entonces como las ramas de los mesoporos en el canal de "crecimiento". A partir de los fenómenos de adsorción anteriores, se pudo ver que los efectos de adsorción de XT-300, XT-400 y XT-500 estaban empeorando gradualmente, y sus diámetros de poro promedio eran 8,46 nm, 7,45 nm y 6,38 nm respectivamente, y el tamaño promedio de los poros de XT-300 disminuyó después de la adsorción, lo que indica que la adsorción de fósforo se llenó preferentemente en macroporos y mesoporos grandes; como resultado, el tamaño de los poros de los macroporos disminuyó y el número de microporos y mesoporos aumentó. Debido a que alrededor del 80% del valor del área de superficie específica total del biocarbón fue aportado por microporos52, el tamaño promedio de poro de XT-300 disminuyó y el área de superficie específica aumentó después de la adsorción, y el llenado de poros fue uno de los mecanismos de adsorción51. En el estudio de Sang53 et al., el biocarbón modificado preparado se llenó preferentemente de microporos, por lo que el tamaño medio de los poros disminuyó después de la adsorción.

Análisis BET de adsorbentes a diferentes temperaturas (a) isoterma de adsorción/desorción de N2, (b) distribución del tamaño de poro.

Se puede ver en la Fig. 8 que XT-300 tenía el tamaño de poro más grande en comparación con XT-400 y XT-500, lo que era consistente con la conclusión de que XT-300 tenía el mejor rendimiento de adsorción de fósforo, es decir, relleno de fósforo. primero en el macroporo y el mesoporo. Como puede verse en la Fig. 9, hubo un fuerte pico de difracción cerca de 25°, que podría determinarse como cristal de SiO2 por comparación54. Y no hubo un pico obvio entre 30° y 70°, lo que indica que el hierro existía en forma de fase amorfa en el adsorbente, que era más propicio para la adsorción de fosfato que el óxido de hierro cristalino55. No se observó ninguna mejora significativa de los picos característicos después de la adsorción. Además, la compleja estructura de las aguas residuales de frutas y hortalizas también podría dar lugar a la superposición o cancelación de sus picos característicos56. Por lo tanto, fue imposible determinar si se produjo precipitación durante el proceso de adsorción. La adsorción no cambió el espectro, manifestándose que la adsorción de fósforo no cambiaría la estructura cristalina de los adsorbentes y no existiría en la superficie en forma de cristalización por precipitación.

Microscopio electrónico de barrido de adsorbentes a diferentes temperaturas (a) XT-300, (b) XT-400, (c) XT-500.

Patrones de difracción de rayos X de adsorbentes a diferentes temperaturas.

Los adsorbentes en este artículo se prepararon mediante hidrólisis térmica de precipitados producidos por la coagulación de aguas residuales de frutas y verduras, y su composición material era compleja. Sin embargo, en el proceso de preparación del biocarbón a altas temperaturas, se inmovilizaron diversas sustancias en la estructura cristalina formada por su pirólisis para evitar la precipitación durante su uso. Además, Kholoma57 et al. descubrió que se liberaría algo de fósforo del biocarbón cuando se adsorbiera y reutilizara. Por lo tanto, se debe considerar plenamente el riesgo de lixiviación de fósforo y el biocarbón podría adsorberse y reutilizarse en sistemas agrícolas para recuperar fósforo. Wang58 et al. descubrieron que después de la adsorción de fósforo por biocarbón, la tasa de germinación de las semillas aumentó del 66 al 92%, y Pseudomonas aeruginosa disolvió y liberó la adsorción de fósforo por biocarbón para promover la utilización de las plantas. En este estudio, el fósforo de las aguas residuales de frutas y verduras se recuperó en precipitados mediante coagulación, y los precipitados se termalizaron para preparar biocarbón, que también podría usarse como adsorbente para adsorber fósforo. En estudios futuros, se podría considerar una mayor disolución del fósforo adsorbido para su uso en sistemas agrícolas para promover el crecimiento de las plantas.

En este estudio, parte del carbono, el nitrógeno y el fósforo en las aguas residuales de frutas y verduras se precipitaron con éxito mediante la coagulación combinada de PFS y PAM, en la que la eliminación de fósforo alcanzó más del 50% y la recuperación de fósforo se realizó de manera efectiva. Se encontró que XT-300, XT-400 y XT-500 tuvieron el desempeño de adsorción en la eliminación de fosfato, y XT-300 tuvo el mejor desempeño de adsorción. Se llevaron a cabo experimentos de isoterma de adsorción y cinética de adsorción de los tres adsorbentes. Se encontró que XT-300 se ajustaba a la isoterma de adsorción de Freundlich, mientras que XT-400 y XT-500 se ajustaban más a la isoterma de adsorción de Langmuir, lo que indica que el adsorbente XT-300 tenía una superficie irregular y su adsorción de fosfato pertenecía a una monocapa. adsorción con una superficie irregular, mientras que XT-400 y XT-500 pertenecían a la adsorción química monocapa con una superficie uniforme. El análisis cinético mostró que la ecuación de Elovich era más adecuada para describir las características cinéticas de adsorción del fosfato por XT-300, XT-400 y XT-500. La adsorción de fosfato implicó una adsorción química heterogénea y tuvo una energía de adsorción superficial distribuida uniformemente durante todo el proceso de adsorción. Los resultados del análisis anterior mostraron que XT-300 tuvo el mejor efecto sobre la adsorción de fosfato. Por tanto, se investigó el efecto del pH y los aniones coexistentes en su adsorción. Se encontró que no hubo diferencias significativas en la adsorción cuando el pH <6, y Cl- y NO3- no tuvieron un efecto significativo en su adsorción, pero la capacidad de adsorción disminuyó significativamente en presencia de HCO3-. Un análisis más detallado mostró que el proceso de adsorción de fosfato del XT-300 implicaba llenado de huecos y atracción electrostática, y no se pudo determinar si estaba relacionado con la precipitación superficial, por lo que se necesita más investigación para verificarlo. Este estudio puede proporcionar un método novedoso para la recuperación y utilización de fósforo de aguas residuales de frutas y verduras. En futuras investigaciones, podemos intentar utilizar el adsorbente después de la adsorción de fósforo para promover el crecimiento de las plantas en sistemas agrícolas.

Karaca, S., Gürses, A., Ejder, M. & Açıkyıldız, M. Modelado cinético de la adsorción en fase líquida de fosfato sobre dolomita. J. Ciencia de la interfaz coloidal. 277(2), 257–263 (2004).

Artículo CAS PubMed ADS Google Scholar

Xu, GH y cols. Liberación de fósforo de sedimentos bajo licuefacción inducida por olas. Agua Res. 144, 503–511 (2018).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Qi, Y. et al. Eficacia y mecanismos de adsorción de fosfato en biocarbón modificado con hierro derivado de lodos activados residuales. Biorrecurso. Tecnología. 247, 537–544 (2018).

Artículo de Google Scholar

Wu, JL, Liu, W., Zeng, HA, Ma, L. & Bai, RD Cantidad y calidad del agua de seis lagos en la árida región de Xinjiang, noroeste de China. Reinar. Proceso. 1(2), 115–125 (2014).

Artículo de Google Scholar

Aguiar, C., Peleja, J., Sousa, K., Goch, Y. & Guimarães, A. Nivel trófico de cuencas bajo diferentes usos del suelo en el área de influencia de la carretera BR-163. Pará, Brasil 20, 1093–1102 (2015).

Google Académico

Zhao, JW y cols. Producción mejorada de ácidos grasos de cadena corta a partir de desechos de alimentos estimulada por alquilpoliglucósidos y su mecanismo. Gestión de residuos. 46, 133-139 (2015).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Loganathan, P., Vigneswaran, S., Kandasamy, J. & Bolan, NS Eliminación y recuperación de fosfato del agua mediante sorción. Crítico. Rev. Medio Ambiente. Ciencia. Tecnología. 44(8), 847–907 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Yan, H., Chen, Q., Liu, J., Feng, Y. y Shih, K. Recuperación de fósforo mediante adsorción mediante nanocompuestos de hidróxido doble en capas y transferencia a un fertilizante similar a la estruvita. Agua Res. 145, 721–730 (2018).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Qiu, G., Zhang, S., Raghavan, DSS, Das, S. y Ting, Y.-P. El potencial de los procesos híbridos de biorreactor de membrana de ósmosis directa (FOMBR) para lograr un tratamiento de alto rendimiento de aguas residuales municipales con una recuperación mejorada de fósforo. Agua Res. 105, 370–382 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Nhat, PVH y cols. ¿Pueden las tecnologías basadas en algas ser un proceso ecológico asequible para la producción de biocombustibles y la remediación de aguas residuales? Biorrecurso. Tecnología. 256, 491–501 (2018).

Artículo de Google Scholar

Lei, Y., Hidayat, I., Saakes, M., Weijden, R. & Buisman, CJN Destino del calcio, magnesio y carbono inorgánico en la recuperación electroquímica de fósforo de aguas residuales domésticas. Química. Ing. J. 362, 453–459 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Ying, Y. et al. Eliminación de fosfato de una solución acuosa mediante biocarbón derivado de relaves de remolacha azucarera digeridos anaeróbicamente. J. Peligro. Madre. 190(1–3), 501–507 (2011).

Google Académico

Sun, J. y col. Toxicidad del níquel para el rendimiento y la comunidad microbiana del sistema biológico mejorado de eliminación de fósforo. Química. Ing. J. 313, 415–423 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Xie, T. y col. Efectos de diferentes proporciones de glucosa a acetato sobre la eliminación de fósforo y la comunidad microbiana del sistema de eliminación biológica mejorada de fósforo (EBPR). Reinar. Ciencia. Contaminación. Res. 24(5), 4494–4505 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Él, X. et al. Recuperación de fósforo de lodo de biogás mediante digestión por ultrasonido/H_2O_2 junto con un proceso de adsorción de HFO/biocarbón. Gestión de residuos. 60, 219–229 (2017).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Xie, T., Reddy, KR, Wang, C., Yargicoglu, E. y Spokas, K. Características y aplicaciones del biocarbón para la remediación ambiental: una revisión. Crítico. Rev. Medio Ambiente. Ciencia. Tecnología. 45(9), 939–969 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Liang, T., Li, LF, Zhu, C., Li, H. & Li, F. Adsorción de As (V) por el nuevo y eficiente biocarbón modificado con cerio y manganeso. Agua 12, 2720 (2020).

Artículo CAS Google Scholar

Wang, B., Gao, B. y Fang, J. Avances recientes en producciones y aplicaciones de biocarbón diseñado. Taylor &erio; Francisco. 47(22), 2158–2207 (2018).

Google Académico

Li, R. y col. Eliminación de captura simultánea de fosfato, amonio y sustancias orgánicas mediante biocarbón impregnado de MgO y su uso potencial en el tratamiento de aguas residuales porcinas. J. Limpio. Pinchar. 147, 96-107 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Zeng, Z. y col. Sorción de amonio y fosfato de solución acuosa mediante biocarbón derivado de plantas de fitorremediación. Universidad J. Zhejiang. Ciencia. B. 14(12), 1152-1161 (2013).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Wang, B., Lehmann, J., Hanley, K., Hestrin, R. & Enders, A. Adsorción y desorción de amonio por biocarbón de madera de arce en función de la oxidación y el pH. Quimiosfera 138, 120-126 (2015).

Artículo CAS PubMed ADS Google Scholar

Tarpeh, WA, Udert, KM y Nelson, KL Comparación de adsorbentes de intercambio iónico para la recuperación de nitrógeno a partir de orina separada en fuente. Reinar. Ciencia. Tecnología. 51(4), 2373–2381 (2017).

Artículo CAS PubMed ADS Google Scholar

Zhao, C., Shao, QJ, Ma, ZQ, Li, B. & Zhao, XJ Caracterizaciones físicas y químicas del tallo de maíz resultante del remojo previo con peróxido de hidrógeno antes del pretratamiento de expansión de la fibra con amoníaco. Prod. de cultivos industriales. 2016(83), 86–93 (2016).

Artículo de Google Scholar

Zhong, ZY y cols. Preparación de carbón activado a base de cáscara de maní mediante activación de ácido fosfórico inducida por microondas y su aplicación en la adsorción de Remazol Brilliant Blue R. Prod. de cultivos industriales. 37(1), 178–185 (2012).

Artículo CAS Google Scholar

Dong, YL Estudio experimental sobre la capacidad de tratamiento anaeróbico de residuos de frutas y verduras. Harbin Ing. Univ. (2008).

Fu, YL y col. Avances de la investigación de la tecnología de digestión anaeróbica de residuos hortofrutícolas. Agricultura de Guangdong. Ciencia. 40(20), 185–187 (2013).

Google Académico

Trinkel, V., Kieberger, N., Buergler, T., Rechberger, H. & Fellner, J. Influencia de la utilización de residuos de plástico en altos hornos sobre las emisiones de metales pesados. J. Limpio. Pinchar. 94, 312–320 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Hu, CF Situación actual y contramedidas de promoción del tratamiento clasificado de residuos domésticos urbanos en China. Reinar. Desarrollo. 32(03), 59–62 (2020).

Google Académico

Chen, LL Métodos de tratamiento y aplicación de residuos sólidos urbanos. Reinar. Desarrollo. 32(04), 86–87 (2020).

Google Académico

Wei, Y. et al. Desafíos ambientales que impiden el compostaje de residuos sólidos urbanos biodegradables: una revisión crítica. Recurso. Conservar. Reciclar. 122, 51–65 (2017).

Artículo de Google Scholar

Braguglia, CM, Gallipoli, A., Gianico, A. y Pagliaccia, P. Bioconversión anaeróbica de desechos de alimentos en energía: una revisión crítica. Biorrecurso. Tecnología. 248, 37–56 (2018).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Ren, YY et al. Una revisión exhaustiva sobre la digestión anaeróbica de residuos de alimentos: actualizaciones y tendencias de la investigación. Biorrecurso. Tecnología. 247, 1069–1076 (2018).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Xu, F., Li, Y., Ge, X., Yang, L. y Li, Y. Digestión anaeróbica de residuos de alimentos: desafíos y oportunidades. Biorrecurso. Tecnología. 247, 1047–1058 (2017).

Artículo PubMed Google Scholar

Moral, A., Reyero, I., Alfaro, C., Bimbela, F. & Gandía, L. Producción de gas de síntesis mediante oxidación parcial catalítica de biogás y reformado en seco utilizando catalizadores basados ​​en Rh. Catalán. Hoy. 299, 280–288 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Hou, J. y col. Adsorción de amonio sobre biocarbón preparado a partir de caña gigante. Reinar. Ciencia. Contaminación. Res. 23(19), 19107–19115 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Vlugt, T., Krishna, R. & Smit, B. Simulaciones moleculares de isotermas de adsorción de alcanos lineales y ramificados y sus mezclas en silicalita. J. Física. Química. B 103(7), 1102-1118 (1999).

Artículo CAS Google Scholar

Wan, S., Wang, S., Li, Y. & Gao, B. Funcionalización de biocarbón con hidróxidos dobles en capas de Mg-Al y Mg-Fe para la eliminación de fosfato de soluciones acuosas. J. Ind. Ing. Química. 47, 246–253 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Yi, M. y col. Características de adsorción de fósforo en agua por biocarbón de residuos de biogás modificado cargado con Ca/Mg. Reinar. Ciencia. 40(03), 1318–1327 (2019).

Google Académico

Wu, Y. et al. Diatomita modificada con óxido de lantano hidratado como adsorbente altamente eficiente para la eliminación de fosfatos de baja concentración de efluentes secundarios. J. Medio Ambiente. Gestionar. 231, 370–379 (2019).

Artículo CAS Google Scholar

Han, M. & Tang, W. Sorción y suministro de fósforo a partir de sedimentos de lagos eutróficos modificados con atapulgita rica en calcio tratada térmicamente y una evaluación de seguridad. Química. Ing. J. 285, 671–678 (2016).

Artículo de Google Scholar

Bulut, E., Oezacar, M. & Sengil, IA Equilibrio y datos cinéticos y diseño de procesos para la adsorción de rojo Congo en bentonita. J. Peligro. Madre. 154(1–3), 613–622 (2008).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Yang, Q. y col. Eficacia y mecanismos de adsorción de fosfato en biocarbón modificado con hierro derivado de lodos activados residuales. Biorrecurso. Tecnología. 247, 537–544 (2018).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Chang, C., Wang, SL, Guo, JY, Liu, TQ y Zhao, YY Cinética de adsorción de iones de cobre en biocarbón sintético en diferentes condiciones de pirólisis. J. Medio Ambiente. Ciencia. 36(07), 2491–2502 (2016).

CAS Google Académico

Rahimi, S., Moattari, RM, Rajabi, L., Derakhshan, AA y Keyhani, M. Nanopartículas de óxido/hidróxido de hierro (alfa, gamma-FeOOH) como adsorbentes de alto potencial para la eliminación de plomo de medios acuáticos contaminados. J. Ind. Ing. Química. 23, 33–43 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Yang, S., Zhao, Y., Ding, D., Wang, F. y Lei, C. Un nuevo material poroso para tabletas modificado electroquímicamente desarrollado como adsorbente para la eliminación de fosfato de una solución acuosa. Química. Ing. J. 220, 367–374 (2013).

Artículo CAS Google Scholar

Lin, J., Zhan, Y., Wang, H., Ming, C. y Wang, X. Efecto del ion calcio sobre la adsorción de fosfato en óxido de circonio hidratado. Química. Ing. J. 309, 118-129 (2017).

Artículo CAS Google Scholar

Chen, J., Li, WM, Ding, WC, Wang, XY y Hu, CL Eliminación de nitrógeno amoniacal mediante carbón de bambú modificado con Fe/Mg. Mentón. J. Medio Ambiente. Ing. 009(011), 5187–5192 (2015).

CAS Google Académico

Fang, L., Wu, B., Chan, JKM & Lo, IMC Nanobarras de óxido de lantano para una mejor eliminación de fosfato de las aguas residuales: un estudio de metodología de superficie de respuesta. Quimiosfera 192, 209–216 (2018).

Artículo CAS PubMed ADS Google Scholar

Li, S., Zeng, Z. y Xue, W. Adsorción de iones de plomo de una solución acuosa mediante cáscara de nuez modificada: cinética y termodinámica. Reinar. Tecnología. 40(13–16), 1810–1820 (2019).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Yang, X. Preparación de adsorbente a base de lodos activados de hierro y su eficiencia de eliminación de contaminantes en el agua. Universidad de Harbin. Tecnología. (2016).

Zeng, Z. y col. Investigación sobre la eficacia sostenible de nanocompuestos de biocarbón decorados con g -MoS 2 para eliminar el clorhidrato de tetraciclina de una solución acuosa contaminada con antibióticos. Ciencia. Medio ambiente total. 648, 206–217 (2018).

Artículo PubMed ADS Google Scholar

Wu, WW y Zhou, DD Influencia del envejecimiento del biocarbón en sus propiedades fisicoquímicas y adsorción de metales pesados. J. Medio Ambiente. Ciencia. 38(01), 7-13 (2019).

Google Académico

Sang, QQ y cols. Aplicación de hierro y biocarbón modificado con sulfato en la eliminación de fósforo del agua. Reinar. Ciencia. 42(05), 2313–2323 (2021).

Google Académico

Tan, XF, Liu, YG, Gu, YL, Yan, X. & Li, J. Nanocompuestos a base de biocarbón para la descontaminación de aguas residuales: una revisión. Biorrecurso. Tecnología. 212, 318–333 (2016).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Zeng, L., Li, X. y Liu, J. Eliminación por adsorción de fosfato de soluciones acuosas utilizando relaves de óxido de hierro. Agua Res. 38(5), 1318-1326 (2003).

Artículo de Google Scholar

Zhou, H., Jiang, Z. & Wei, S. Un nuevo absorbente de carbón de biomasa cargado con nano-Fe y su capacidad de adsorción mejorada de fosfato en agua. J. química. 2013(4), 1–9 (2013).

Google Académico

Kholoma, E., Renman, G., Zhang, W. y Renman, A. Lixiviabilidad y disponibilidad de fósforo en plantas en filtros de aguas residuales post-sorción fortificados con biocarbón. Reinar. Tecnología. 40(4), 1–32 (2018).

Google Académico

Wang, H. y col. Recuperación de fósforo de la fase líquida del digestato anaeróbico utilizando biocarbón derivado de lodos ricos en hierro: un posible fertilizante de fósforo. Agua Res. 174, 115629 (2020).

Artículo CAS PubMed Google Scholar

Descargar referencias

Agradecemos a todos los participantes del estudio por su cooperación en este proyecto.

Esta investigación fue financiada por la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China No. 51568039 y el Programa de Innovación del Conocimiento de Shenzhen JSGG20191129112812329.

Escuela de Ingeniería Civil, Universidad Tecnológica de Lanzhou, Lanzhou, 730050, China

yu qin

Escuela de Ingeniería Civil, Universidad de Kashi, Kashgar, 844000, China

Huili Li

Facultad de Recursos y Ciencias Ambientales, Universidad Agrícola de Henan, Zhengzhou, 450002, China

Shuanglong Ma y Kai Li

Shenzhen Shenshui Water Resources Consulting CO., LTD, Shenzhen, 518116, China

Xiaohan Zhang y Wei Zhang

Centro de Investigación de Ciencias Ecoambientales, Academia China de Ciencias, Beijing, 100085, China

Deyin Hou, Xiaoxu Zheng, Cong Wang y Ping Lyu

Centro de Investigación de Ciencias Ecoambientales del Delta del Río Yangtze, Yiwu, 322000, China

Shengjun Xu

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

Conceptualización, NS; Metodología, SX y DH; Software, KL e YQ; Validación, XZ, CW y PL; Análisis formal, YQ; Investigación, YQ; Recursos, SM; Curación de datos, YQ; Escritura: preparación del borrador original, YQ y SM; Escritura: revisión y edición, YQ, HL; Visualización, XZ; Supervisión, WZ Todos los autores han leído y aceptado la versión publicada del manuscrito. Los datos utilizados para respaldar los hallazgos de este estudio están disponibles a pedido del autor correspondiente.

Correspondencia a Huili Li.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Springer Nature se mantiene neutral con respecto a reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Acceso Abierto Este artículo está bajo una Licencia Internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, compartir, adaptación, distribución y reproducción en cualquier medio o formato, siempre y cuando se dé el crédito apropiado al autor(es) original(es) y a la fuente. proporcione un enlace a la licencia Creative Commons e indique si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la normativa legal o excede el uso permitido, deberá obtener permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Qin, Y., Li, H., Ma, S. et al. Recuperación y aprovechamiento de fósforo de aguas residuales hortofrutícolas. Representante científico 12, 617 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-021-04430-1

Descargar cita

Recibido: 25 de octubre de 2021

Aceptado: 17 de diciembre de 2021

Publicado: 12 de enero de 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-021-04430-1

Cualquier persona con la que comparta el siguiente enlace podrá leer este contenido:

Lo sentimos, actualmente no hay un enlace para compartir disponible para este artículo.

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenidos Springer Nature SharedIt

Al enviar un comentario, acepta cumplir con nuestros Términos y pautas de la comunidad. Si encuentra algo abusivo o que no cumple con nuestros términos o pautas, márquelo como inapropiado.